CN107428574A - 污水处理方法和污水处理用的活性剂 - Google Patents
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Abstract
本发明提供污水处理方法和污水处理用的活性剂，其可将处理成本抑制到最低限度，同时在污水的活性污泥处理中最大限度地利用芽孢杆菌属细菌等微生物。其为将含有有机物的污水导入处理槽并在该处理槽中利用微生物对污水进行活性污泥处理的污水处理方法，其中，对要在前述处理槽中进行活性污泥处理的前述污水添加含有活化前述微生物的成分的活性剂，前述活性剂整体的50个数％以上具有小于10μm的粒径。此外，提供该活性剂。前述微生物优选含有芽孢杆菌属细菌。
Description
技术领域
本发明涉及污水处理方法和污水处理用的活性剂，其用于对生活污水、产业污水等含有有机物的污水进行生物降解处理，直至满足污水标准的水质。
背景技术
在污水处理中，标准活性污泥法、氧化沟法之类的生物处理由于与化学净化或物理净化的方法相比不需要复杂的装置、副产物的生成少、能量投入也少，因此是在成本上也非常有利的处理方法。特别是标准活性污泥法可以在短时间内处理大量的污水，另外控制也比较容易，因而在经济发展迅猛的新兴国家中广泛普及。
标准活性污泥法的系统大致包括曝气槽(进行生物处理的处理槽)和沉淀槽，在曝气槽中由鼓风机向污水中吹入空气从而形成好氧条件，使用于净化有机物的微生物活化，并去除污水中的有机物。在沉淀槽中，对活性污泥和处理水进行分离。然后，上层的处理水被移送到外部，进行适当的后处理之后排放到环境中。另一方面，为了维持曝气槽中必要的微生物浓度，将活性污泥送回到曝气槽中，剩余部分(剩余污泥)被移送到外部，作为产业废弃物进行最终处置。对于剩余污泥而言，曝气槽中的微生物是主要构成要素，是以污水中的有机物为底物增殖而成的微生物的团块。因此，随着污水中的有机物的去除，相应地污泥产生量也会增加。
在这样的污水处理工艺中，用于污水的净化的微生物在污水处理环境中自然地优势化或活化。此外，通过食物链而将各种细菌到原生动物连在一起来去除有机物。因此，在生物处理中需要花费较长时间来去除污水中的有机物。
因此，提出了使用使芽孢杆菌属细菌优势化的方法来提升污水处理效率的方案，并已实用化，所述芽孢杆菌属细菌在污水处理环境中的微生物中增殖速度快，会大量地产生分解有机物的酶。即，已知与其它细菌相比，芽孢杆菌属细菌将作为分解蛋白质的酶的蛋白酶、作为分解淀粉等碳水化合物的酶的淀粉酶、作为分解脂肪的酶的脂肪酶等大量地分泌到细胞外。污泥由无机物和碳水化合物、蛋白质、脂质之类的高分子有机物构成，芽孢杆菌属细菌通过其细胞外酶将这些物质分解、低分子化，因此会促进处理槽中的芽孢杆菌属细菌、其它微生物的摄取，污水的处理速度提高，污泥产生量也减少。
已知通常向污水处理工艺中添加矿物等矿物质时，芽孢杆菌属细菌在该活性污泥的微生物群平衡中会优势化。认为其原因在于，矿物中含有的硅化合物会促进芽孢杆菌属细菌的增殖、或者提高在不良环境中的耐性(参见非专利文献1)。
关于利用芽孢杆菌属细菌的污水处理，例如，下述专利文献1中记载了如下方案：为了使芽孢杆菌属细菌在处理槽内优势化并维持，将硅酸、硅酸镁、硫酸镁等作为活性剂来使用。
另一方面，为了降低处理成本，也需要降低此类活性剂的成本，与使用昂贵的试剂或其调配物相比，期望利用来自矿物的材料等廉价的材料。例如，下述专利文献2中记载了如下方案：使硅酸根离子、镁离子从矿物或以矿物为原料的加工物中溶出来进行使用。此外，下述专利文献3中记载了作为芽孢杆菌属细菌的活性剂，使用水泥、水泥的中间生成物、高炉炉渣、煤灰等含硅物质，并记载了在碱性物质共存下对这些物质进行热处理、溶解于酸溶剂中而形成硅溶胶形态来使用。
现有技术文献
非专利文献
非专利文献1：环境生物技术学会志(2011)vol.11、No.1·2、p47-53
专利文献
专利文献1：日本特开2002-113486号公报
专利文献2：日本特开2005-329301号公报
专利文献3：日本特开2012-5924号公报
发明内容
发明要解决的问题
但是，来自矿物的材料等通常为难溶解性材料，即使将其作为活性剂添加到处理槽中，其成分中微生物能够利用的量也极少，很难说供给了对芽孢杆菌属细菌等微生物而言适宜适当的量。此外，存在因过量添加活性剂导致污泥产生量增加，因而污泥处置费上升，结果污水处理成本提高的问题。
此外，虽然利用专利文献3记载的硅溶胶可以以离子状态来供给促进芽孢杆菌属细菌等的增殖的硅元素(专利文献3的0032段等)，但是存在硅溶胶的制备本身会使成本累积的问题。此外，用于制备硅溶胶且残存在溶胶中的碱、酸也可能会给处理槽中的微生物群平衡带来不良影响。
本发明的目的在于解决上述课题，提供一种污水处理方法和污水处理用的活性剂，其能够将处理成本抑制到最低限度，并且在污水的活性污泥处理中最大限度地利用芽孢杆菌属细菌等微生物。
用于解决问题的方案
为了实现上述目的，本发明的污水处理方法的特征在于，其为将含有有机物的污水导入处理槽并在该处理槽中利用微生物对污水进行活性污泥处理的污水处理方法，对要在前述处理槽中进行活性污泥处理的前述污水添加含有活化前述微生物的成分的活性剂，前述活性剂整体的50个数％以上具有小于10μm的粒径。
在本发明的污水处理方法中，前述微生物优选含有芽孢杆菌属细菌。
此外，前述活性剂优选含有硅化合物。
此外，前述活性剂优选进一步含有选自由铁化合物、镁化合物、钙化合物和锰化合物组成的组中的至少1种。
此外，前述活性剂优选为对选自由高炉炉渣、硅藻土、珍珠岩和水泥组成的组中的至少1种进行粉碎而得到的物质。
此外，前述活性剂优选在该活性剂中进一步组合硅化合物的增溶剂而使用。
此外，前述增溶剂优选含有抑制硅和/或硅化合物的聚合的阳离子系聚合物。
另一方面，本发明的污水处理用的活性剂的特征在于，其为用于污水处理方法的活性剂，其含有活化前述微生物的成分且整体的50个数％以上具有小于10μm的粒径，前述污水处理方法将含有有机物的污水导入处理槽并在该处理槽中利用微生物对污水进行活性污泥处理。
在本发明的污水处理用的活性剂中，前述微生物优选含有芽孢杆菌属细菌。
此外，作为活化前述微生物的成分，优选含有硅化合物。
此外，作为活化前述微生物的成分，优选进一步含有选自由铁化合物、镁化合物、钙化合物和锰化合物组成的组中的至少1种。
此外，优选为对选自由高炉炉渣、硅藻土、珍珠岩和水泥组成的组中的至少1种进行粉碎得到的物质。
此外，优选与硅化合物的增溶剂组合使用。
此外，前述增溶剂优选含有抑制硅和/或硅化合物的聚合的阳离子系聚合物。
发明的效果
根据本发明，对要在处理槽中进行活性污泥处理的污水添加具有规定粒度的活性剂，因此活性剂的成分可以有效地作用于芽孢杆菌属细菌等微生物，促进其活化。因此，可以不浪费地投入活性剂而使芽孢杆菌属细菌等微生物优势化，更高效地进行活性污泥处理。由此，可将处理成本抑制到最低限度，并且在污水的活性污泥处理中最大限度地利用芽孢杆菌属细菌等微生物。
附图说明
图1是本发明的污水处理的流程图。
图2是作为测定来自芽孢杆菌属细菌等微生物的酶的活性的手段的一例的、测定处理槽中的污水中含有的蛋白水解酶(蛋白酶)的活性的步骤。
图3是作为测定来自芽孢杆菌属细菌等微生物的酶活性的手段的另一例的、测定处理槽中的污水中含有的糖酶(淀粉酶)的活性的步骤。
图4是示出试验例1中测定高炉炉渣的粉碎品A的粒度分布的结果的图表。
图5是示出试验例1中测定高炉炉渣的粉碎品B的粒度分布的结果的图表。
图6是示出试验例1中测定以往市售的活性剂的粒度分布的结果的图表。
图7是示出试验例3中，针对芽孢杆菌A调查活性剂对蛋白水解酶的产生带来的效果的结果的图表。
图8是示出试验例3中，针对芽孢杆菌B调查活性剂对蛋白水解酶的产生带来的效果的结果的图表。
图9是示出试验例4中，针对芽孢杆菌A调查活性剂对糖酶的产生带来的效果的结果的图表。
图10是示出试验例4中，针对芽孢杆菌B调查活性剂对糖酶的产生带来的效果的结果的图表。
图11是示出试验例5中，调查矿物成分对芽孢杆菌A的增殖带来的效果的结果的图表。
图12是示出试验例5中，调查矿物成分对芽孢杆菌B的增殖带来的效果的结果的图表。
图13是示出试验例6中，针对芽孢杆菌A调查矿物成分对蛋白水解酶的产生带来的效果的结果的图表。
图14是示出试验例6中，针对芽孢杆菌B调查矿物成分对蛋白水解酶的产生带来的效果的结果的图表。
图15是示出试验例7中，针对芽孢杆菌A调查矿物成分对糖酶的产生带来的效果的结果的图表。
图16是示出试验例7中，针对芽孢杆菌B调查矿物成分对糖酶的产生带来的效果的结果的图表。
具体实施方式
作为本发明的污水处理的对象，只要是含有有机物的污水就没有特别限制，可以列举例如：家庭污水；来自谷类淀粉制造业、乳制品制造业、肉食中心、砂糖制造业、畜产食品制造业、畜产农业、肉制品制造业、肉食火腿·香肠制造业、水产肉糜制造业、水产食品制造业、有机化学工业制造业、无机化学工业制造业等的污水。
在本发明的污水处理中，作为使该活性污泥处理成为可能的微生物，只要是具有对污水中所含的有机物进行净化的能力的微生物就没有特别限制，可以列举例如：芽孢杆菌属细菌等。芽孢杆菌属细菌将作为分解蛋白质的酶的蛋白酶、作为分解淀粉等碳水化合物的酶的淀粉酶、作为分解脂肪的酶的脂肪酶等分泌到菌体外，对污水的有机物进行净化的能力强，因此，通过使该微生物在处理槽内优势化，可以在抑制伴随污水处理产生的污泥量的同时，提高处理水的水质，更高效地对污水进行处理。
这里，优势化是指：其数量在处理槽内生存的生物群落中占有优势。关于是否占有优势，可以通过16SrDNA序列测定等对处理槽内生存的生物群落进行随机测定，求出属于目标种属的微生物相对于其他物种以何种比例存在，从而知晓。具体而言，优选在处理槽中的活性污泥1mL中，以菌数约1×107个～1×1010个的量存在属于目标种属的微生物。
关于上述微生物，可以是污水处理工艺环境中自然存在的或优势存在的微生物，优选使用可由该系统外供给且在处理槽中的污水中可增殖的微生物。具体而言，可以使用例如作为芽孢杆菌属细菌的甲基营养型芽孢杆菌(Bacillus methylotrophicus)CBMB205T(EU194897)株、枯草芽孢杆菌枯草亚种(Bacillus subtilis subsp.subtilis)DSM 10T(AJ276351)株、枯草芽孢杆菌枯草亚种(Bacillus subtilis subsp.Subtilis)NBRC3009株、枯草芽孢杆菌枯草亚种(Bacillus subtilis subsp.Subtilis)ATCC6051株等。
作为由污水处理工艺的系统外供给上述微生物的方式，可以列举例如：将上述列举的芽孢杆菌属细菌作为种菌，添加到将要投入的种污泥中、添加到将要流入处理槽之前的污水中、或者添加到流入处理槽之后的污水中等。通过在污水处理运行的初始阶段添加上述微生物，可以切实地实现其数量在处理槽内生存的生物群落中的优势化。此外，在使上述列举的芽孢杆菌属细菌优势化并进行污水处理后得到的剩余污泥中，保持了该微生物优势化的生物群落的平衡，因此，也可以从其他污水处理设施得到这样的剩余污泥，在新建立对需要进行处理的污水进行处理的设施时等，将其作为种污泥添加。或者，在上述列举的芽孢杆菌属细菌的优势化衰退时，也可以随时添加这样的种菌、种污泥。需要说明的是，作为微生物，可以供给单独的菌种，也可以供给2种以上的菌种。
以下，对用于本发明的污水处理的活性剂进行说明。
作为活性剂，只要含有使能进行活性污泥处理的上述微生物活化的成分即可，特别优选含有硅化合物。由此，该硅成分可以促进芽孢杆菌属细菌等微生物的增殖、或者提高在不良环境下的耐性，使其在处理槽内优势化。因此，可以在抑制伴随污水处理产生的污泥量的同时，提高处理水的水质，进行更高效的污水处理。
作为活性剂，优选进一步含有选自由铁化合物、镁化合物、钙化合物和锰化合物组成的组中的至少1种。由此，如后述试验例所示，该铁成分、镁成分、钙成分和/或锰成分可以促进芽孢杆菌属细菌的增殖、促进源自芽孢杆菌属细菌的蛋白酶和糖酶的分泌，进行更高效的污水处理。
作为活性剂，可以由含有上述成分的试剂、其调配物等构成，但是为了降低处理成本，优选使用来自矿物的材料、工业副产物等。可以列举例如：高炉炉渣、硅藻土、珍珠岩、水泥等。
高炉炉渣是钢铁制造的高炉工序中的副产物，其含有铁矿石中所含的成分、辅料的石灰石、焦炭的成分，以往被用于水泥用途、混凝土用途、沥青用途、地基改良用途、肥料用途等用途。如后述试验例所示，高炉炉渣至少含有硅成分、铁成分、钙成分、镁成分、铝成分、锰成分。
硅藻土是硅藻壳的化石堆积物。以往被用于墙壁材料用途、瓷砖材料用途、耐火砖用途、过滤材料用途、脱臭用途等用途。如后述试验例所示，硅藻土至少含有硅成分、铁成分、钙成分、镁成分、铝成分、锰成分。
珍珠岩(珍珠矿)是珍珠岩、黑曜岩、松脂岩等含有玻璃质的火山岩石的烧成发泡体。以往，被用于土壤改良用途、绝热材料用途、过滤材料用途、肥料用途等用途。如后述试验例所示，珍珠岩至少含有硅成分、铁成分、钙成分、镁成分、铝成分、锰成分。
水泥以往被作为混凝土、灰浆的材料来使用，其含有将石灰石、粘土、硅石、铁等原料混合烧成而成的熟料。如后述试验例所示，水泥至少含有硅成分、铁成分、钙成分、镁成分、铝成分。
来自矿物的材料等通常为难溶解性材料，即使将其作为活性剂添加到处理槽中，其成分中可被微生物利用的量也极少，很难说对芽孢杆菌属细菌等微生物供给了适宜适当的量。
因此，在本发明中，作为上述活性剂，使用整体的50个数％以上具有小于10μm的粒径的活性剂。更优选使用整体的70个数％以上具有小于10μm的粒径，进一步优选整体的90个数％以上具有小于10μm的粒径。通过设为这样的粒度，可以使活性剂的成分有效地作用于芽孢杆菌属细菌等微生物，促进其活化。作为具有规定粒度的活性剂，例如可以通过利用喷磨机之类的气流式粉碎机、动力研磨机(power mill)之类的冲击式粉碎机的粉碎等来制备。粉碎后根据需要进行筛分，筛选出期望粒度的物质。关于粒度分布的测定，可以通过如下方式等来测定：通过激光衍射·散射法对颗粒照射激光，由此时的散射光的散射图案来估算粒径。例如，可以利用激光衍射·散射式粒度分布测定装置(“MICROTRAC MT3000”、日机装株式会社)等进行测定。
在本发明中，上述具有规定粒度的活性剂带来的作用效果可以通过以如下方式使用来发挥：使各个颗粒(主要是粒径小于10μm的颗粒：整体的50个数％以上具有小于10μm的粒径，优选整体的70个数％以上具有小于10μm的粒径，更优选整体的90个数％以上具有小于10μm的粒径)在处理槽内充分地分散并与活性污泥中的微生物相接触。因此，上述具有规定粒度的活性剂只要不妨碍这样的使用方式就可以适当地分散到液体中、进行颗粒化、或进行片剂化，还可以以粉体以外的形态来提供。
上述具有规定粒度的活性剂还可以与其他活化有效物质组合使用。由此，在使用来自矿物的材料等时，可以对活化所需的成分的不足部分进行补充。例如，作为硅化合物可以列举：二氧化硅、硅酸钠、硅酸钙、硅酸镁等。作为铁化合物，可以列举：氯化亚铁、氯化铁、硫酸亚铁、硫酸铁、硝酸亚铁、硝酸铁等。作为镁化合物，可以列举：氯化镁、硫酸镁、氢氧化镁、硝酸镁等。作为钙化合物，可以列举：氯化钙、氢氧化钙、氧化钙、硝酸钙等。作为锰化合物，可以列举：氯化锰、硫酸锰、硝酸锰等。
上述具有规定粒度的活性剂还可以与硅化合物的增溶剂组合使用。由此，活性剂的硅成分可以进一步有效地作用于芽孢杆菌属细菌等微生物，促进其活化。此外，硅化合物的增溶剂对上述具有规定粒度的活性剂的增溶效果也是显著的。
以下，对硅化合物的增溶剂进行说明。
(1)硅化合物
矿物等中含有的硅化合物的形态已知有硅酸、硅酸盐。硅酸是化学式〔SiOx(OH)4-2X〕n所表示的硅、氧、氢的化合物的总称，自然界中已被确认的有原硅酸(H4SiO4)、偏硅酸(H2SiO3)、二硅酸(H2Si2O5)等。硅酸盐是含有如下阴离子的化合物：所述阴离子具有以1个或多个硅原子为中心、带负电的配体包裹该中心的结构，也被称为silicate。自然界的矿物以硅酸盐矿物的形式大量存在。在使芽孢杆菌等微生物优势化的污水处理工艺中添加该硅酸盐矿物作为硅的供给源的方式既廉价又简便。但是，由于硅的结构是以聚合形态存在的，因此为不溶性。
即，橄榄石、石榴石等被称为岛状硅酸盐矿物，具有〔SiO4〕4-的四面体单体结构。符山石、绿帘石等被称为俦硅酸盐(sorosilicate)矿物，具有〔Si2O7〕6-的四面体二聚体结构。绿柱石、电石等被称为环状硅酸盐矿物，具有〔SinO3n〕2n-的环状结构。辉石等被称为链状硅酸盐矿物，具有〔SinO3n〕2n-的单链状结构。角闪石等被称为链状硅酸盐矿物，为双链状结构，具有〔Si4nO11n〕6n-的结构。云母、粘土矿物被称为层状硅酸盐矿物，具有〔Si2nO5n〕2n-的层状结构。石英、长石、沸石等被称为网状硅酸盐矿物，具有〔AlxSiyO2(x+y)〕x-的三维网状结构。
矿物等中含有的硅化合物是具有上述结构的聚合物。因此，通过使该聚合物低分子化或单体化，可以增加对水的溶解度，使硅化合物有效地作用于芽孢杆菌属细菌等微生物。
这里，硅的聚合例如可以通过连续发生下述式(1)的反应而进行。因此，对抑制硅和/或硅化合物的聚合而言，对作为该反应的起点的SiO-负电荷进行电中和是有效的。
SiO-+Si(OH)4→Si-O-Si(OH)3+OH-···(1)
(2)增溶剂
作为增溶剂，只要是可以对硅化合物进行增溶的物质就没有特别的限定，例如，可以列举：阳离子系聚合物。阳离子系聚合物所具有的正电荷会将SiO-的负电荷电中和，可以抑制例如上述式(1)的硅和/或硅化合物的聚合，因此，可以使硅化合物在水或水性溶剂中保持增溶状态。
作为阳离子系聚合物，优选为伯胺、仲胺、叔胺、季铵等具有阳离子的聚合物。具体而言，可以列举：烯丙基胺盐酸盐聚合物、烯丙基胺盐酸盐·二烯丙基胺盐酸盐共聚物、甲基二烯丙基胺盐酸盐聚合物、二烯丙基二甲基氯化铵聚合物等。
在本发明中，为了使上述具有规定粒度的活性剂有效地作用于污水和活性污泥中的微生物，在含有该活性剂的方式中，优选以固态物换算计含有50～100质量％的上述具有规定粒度的活性剂，更有选含有70～100质量％，进一步更优选含有90～100质量％。
以下，边参照附图边进一步说明本发明的实施方式。
图1示出本发明的污水处理的流程图。首先，将含有有机物的污水作为原水导入到初级沉淀池1。在该初级沉淀池1中粗略地对原水进行固液分离。来自初级沉淀池1的流出水通过配管L1被移送到处理槽2。在该处理槽2中，利用芽孢杆菌属细菌、其他微生物对污水进行生物处理并净化。此时，微生物随着对有机物进行同化而增殖，其形成活性污泥。来自处理槽2的流出水通过配管L2被移送到沉淀槽3。在该沉淀槽3中，使来自处理槽2的流出水中含有的活性污泥沉淀。沉淀槽3中的上清液作为处理水被排放到系统外。此外，沉淀槽3中沉淀的污泥的一部分通过污泥回流泵7经配管L3再次被送回到处理槽2，在污水处理中进行再利用。另一方面，残留的污泥作为剩余污泥被污泥抽出泵8移送到污泥处理设施等进行处理。
在处理槽2内的下部设置有多条散气板6，使得能够由鼓风机4供给空气。在与各个散气板相联通的配管上设置有曝气调整阀5，通过其阀门的开闭可以对各散气板调整曝气量。进而，设置有用于测定处理槽2中的污水的水质的计测器12，其测定值被传送到运算部14。
需要说明的是，在该实施形式中，按照使来自散气板6的曝气量从供给原水的一侧(图1中左侧，以下称为“污水供给侧”。)向排出处理水的一侧(图1中右侧，以下称为“污水排出侧”。)逐渐增多的方式进行调整，从而在处理槽2中连续形成厌氧区域和好氧区域。进而，通过来自散气板6的曝气量的梯度和/或通过未图示的搅拌装置，使处理槽2中的污水从污水供给侧向污水排出侧缓慢流动。由此，导入到处理槽2中的污水首先在处理槽2中的厌氧区域内暴露于厌氧条件下，到达规定时间后，在处理槽2中的好氧区域内在好氧条件下暴露规定时间。因此，可以在处理槽2中高效地进行利用有喜好厌氧条件倾向的微生物(反硝化菌、脱磷菌、反硝化聚磷菌等)的活性的处理、以及利用有喜好好氧条件倾向的微生物(硝化细菌、酵母、大肠杆菌等)的活性的处理。
处理槽2中的厌氧/好氧条件的设定也可以是其他方式。例如，也可以在规定时间内将处理槽整体设为厌氧条件，然后，将处理槽整体设为好氧条件，使处理槽2中的污水分别在厌氧/好氧条件下暴露规定时间，从而可以利用有喜好厌氧条件倾向的微生物的活性和有喜好好氧条件倾向的微生物的活性来进行高效的生物处理。
作为处理槽中的污水的监测，将溶解氧量、氧化还原电位、氢离子浓度、污泥浓度等水质标准作为指标。计测器12表示在对上述现有指标进行的监测中使用的计测器。
溶解氧量是判断活性污泥中的微生物将有机物作为底物进行同化时的需氧量多或少的指标。因此，如果运算部14基于计测器12的溶解氧量的测定值而判断为处理槽水中的溶解氧不足，则可以根据来自运算部14的信号增加鼓风机4的运转量，或打开曝气调整阀5，或同时进行上述两者，进行使处理槽的曝气量增加的控制。另一方面，如果判断为溶解氧过剩，则可以根据来自运算部14的信号减少鼓风机4的运转量，或关小曝气调整阀5，或同时进行上述两者，进行使处理槽的曝气量减少的控制。需要说明的是，在后一种控制的情况下，当然也可以使曝气完全停止。典型的是，优选进行管理使得该好氧条件下的溶解氧量达到2.0mg/L～3.5mg/L的范围。
氧化还原电位、氢离子浓度是与处理槽中的污水的脱氮相关的指标。即，污水中的氮成分在硝化细菌等作用下被从铵离子氧化为亚硝酸根离子、硝酸根离子，在反硝化菌等作用下由硝酸类离子转变为氮气。其结果，污水中的氮成分以氮气的形式从处理槽排放到气相中，从而被去除。氨离子被氧化成亚硝酸根离子和硝酸根离子时，溶液变为酸性。此外已知，将硝酸根离子还原成氮气的反硝化菌在厌氧性条件下发挥作用。因此，以氧化还原电位、氢离子浓度来监测处理槽中的污水的厌氧度成为判断污水中的脱氮是否适当地进行的指标。因此，如果运算部14基于计测器12的氧化还原电位、氢离子浓度的测定值而判断为处理槽水中的厌氧度不足，则可以根据来自运算部14的信号减少鼓风机4的运转量，或关小曝气调整阀5，或同时进行上述两者，进行使处理槽的曝气量减少的控制。需要说明的是，这种情况下当然也可以使曝气完全停止。另一方面，如果想解除厌氧条件，则可以根据来自运算部14的信号增加鼓风机4的运转量，或打开曝气调整阀5，或同时进行上述两者，进行使处理槽的曝气量增加的控制。典型的是，优选进行管理使得该厌氧条件下的氧化还原电位变为-150mV～-200mV的范围。此外，优选将pH管理至中性附近、即6.5～7的范围。
污泥浓度可以称之为与污水的生物处理相关的微生物量。由于活性污泥中的微生物越多则污水中的有机物的同化越快，因此随着污泥浓度的增加，处理效率也提高。但是，污泥浓度高则微生物量也相应增多，因此需要增加曝气量或通过自身氧化来溶解污泥。此外，在由处理槽的总污泥量来提供处理所需要的污泥时，需要稳定地导入有机物，因此为了使污水的生物处理的效率保持稳定，污泥负荷量和有机物负荷量之间的平衡变得重要。因此，如果运算部14基于计测器12的污泥浓度的测定值判断为污泥负荷量过剩，则可以根据来自运算部14的信号减少污泥回流泵7的运转量，或增加污泥抽出泵8的运转量，或同时进行上述两者，进行使污泥的回流量减少的控制。需要说明的是，这种情况下，当然也可以使污泥回流完全停止。另一方面，如果判断为有机物负荷量相对于污泥负荷量过剩，则可以根据来自运算部14的信号增加污泥回流泵7的运转量，或减少污泥抽出泵8的运转量，或同时进行上述两者，进行使污泥的回流量增加的控制。典型的是，优选进行管理使得处理槽2中的污水的活性污泥的浓度(MLSS)达到2000mg/L～2500mg/L的范围。
在本发明中，在这样的污水处理工艺中，介由活性剂注入泵10和活性剂注入调整阀11将上述说明的活性剂从活性剂供给槽9添加到和处理槽2的污水中。对添加的时机没有特别限制，可以是时常地连续添加或间隔一定时间间歇地添加规定量，还可以随时添加任意的量。此外，也可以在芽孢杆菌属细菌等微生物的优势化衰退时、例如存在于处理槽2的污水中的目标微生物的菌数低于规定的阈值时，添加经预先决定的量的活性剂。或者，也可以在要在处理槽2中进行处理的污水中的有机物浓度超过规定阈值时，添加经预先决定的量的活性剂。
此外，在如图1所示的实施方式中，作为对上述的控制的补充或替代，可以对来自处理槽2中的污水中含有的芽孢杆菌属细菌等微生物的酶活性进行测定，基于该测定的酶活性对处理槽2中的污水的生物处理进行控制。因此，设置有酶活性测定器13，用于对来自处理槽2中的污水中含有的芽孢杆菌属细菌等微生物的酶活性进行测定，其测定值被传送到运算部14。
图2示出在本发明的污水处理中作为测定来自芽孢杆菌属细菌等微生物的酶活性的手段的一例的、测定处理槽2中的污水中含有的蛋白水解酶(蛋白酶)的活性的步骤。首先，采集处理槽水，通过固液分离手段收集试样水。作为固液分离手段，可以列举例如：用孔径0.2μm的过滤器进行过滤、离心分离等。然后，向试样水中添加蛋白酶检测试剂，在规定时间内进行蛋白酶反应。作为蛋白酶检测试剂，可以使用例如荧光蛋白水解酶检测试剂盒(Thermo Fisher Scientific公司)等。该试剂盒含有会由于蛋白水解酶的酶活性而荧光强度上升的试剂。使用该试剂盒时，可以如下进行：添加试剂，在室温下静置5～60分钟，然后测定荧光强度，由预先制作的标准曲线等计算出试样水中的蛋白酶活性。作为蛋白酶活性的活性单位，可以使用微摩尔/分钟(单位)等单位，该单位是通过使作为基准的蛋白质在规定条件下分解时单位时间内生成的规定分解物的生成量进行标准化而得的。
图3示出在本发明的污水处理中作为测定来自芽孢杆菌属细菌等微生物的酶活性的手段的另一例的、测定处理槽2中的污水中含有的糖酶(淀粉酶)的活性的步骤的一例。首先，采集处理槽水，通过固液分离手段收集试样水。作为固液分离手段，可以列举例如：用孔径0.2μm的过滤器进行过滤、离心分离等。然后，向试样水中添加水溶性淀粉，在规定时间内、典型地在室温下进行60分钟左右的淀粉分解反应。然后滴加碘溶液而进行碘淀粉反应后，测定试样的吸光度。如有淀粉残存，则呈现出碘淀粉反应特有的紫色，如果淀粉被分解则不变色。基于碘淀粉反应的显色例如可以通过550nm的吸光度来测定。可以通过该测定值计算出淀粉酶活性。作为淀粉酶活性的活性单位，可以使用微摩尔/分钟(单位)等单位，该单位是通过使作为基准的水溶性淀粉在规定条件下分解时单位时间内生成的规定分解物的生成量进行标准化而得的。
需要说明的是，也可以以基于上述酶以外的酶的酶活性作为芽孢杆菌属细菌等微生物的指标，例如，也可以以基于脂肪分解酶、纤维素分解酶等的酶活性作为指标。
来自处理槽中的污水中含有的芽孢杆菌属细菌等微生物的酶活性可以说是反映用于污水的生物处理的芽孢杆菌属细菌等微生物的活性的直接指标。因此，如果运算部14基于酶活性测定器13的酶活性的测定值判断为处理槽水中的芽孢杆菌属细菌等微生物的活性不足，则可以根据来自运算部14的信号增加活性剂注入泵10的运转量，或打开活性剂注入调整阀11，或同时进行上述两者，进行使活性剂在处理槽2中的污水中的供给量增加的控制。另一方面，如果判断为芽孢杆菌属细菌等微生物的活性充分，则可以根据来自运算部14的信号减少活性剂注入泵10的运转量，或关小活性剂注入调整阀11，或同时进行上述两者，进行使矿物质在处理槽2中的污水中的供给量减少的控制。需要说明的是，在后一种控制的情况下，当然也可以使活性剂的供给完全停止。
实施例
以下列举实施例对本发明进一步进行具体说明，但本发明的范围不受这些实施例限制。
＜制备例1＞(高炉炉渣的粉碎品A)
作为活性污泥处理中使用的活性剂，用喷磨机(Aishin Nano Technologies CO.，LTD制)将高炉炉渣粉碎来制备高炉炉渣的粉体。以下，将其作为高炉炉渣的粉碎品A。
＜制备例2＞(高炉炉渣的粉碎品B)
调整粉碎条件，使其比制备例1弱，制备高炉炉渣的粉体。以下，将其作为高炉炉渣的粉碎品B。
＜试验例1＞(粒度分布的测定)
使用激光衍射·散射式粒度分布测定装置(“MICROTRAC MT3000”、日机装株式会社)对高炉炉渣的粉碎品A的粒度分布进行测定，将其结果示于图4。如图4所示，粉碎品A的颗粒的50个数％以上具有小于10μm的粒径。
对于高炉炉渣的粉碎品B，也同样地测定粒度分布，将其结果示于图5。如图5所示，粉碎品B的颗粒的50个数％以上具有超过63μm的粒径。
对于作为在活性污泥处理中使用的活性剂销售的市售品，也同样地测定粒度分布。将其结果示于图6。如图6所示，市售品在其个数基准的粒径分布中，颗粒的50个数％以上具有大于23μm的粒径。
＜试验例2＞(活性剂对芽孢杆菌属细菌的增殖带来的效果)
对于高炉炉渣的粉碎品A、高炉炉渣的粉碎品B和作为在活性污泥处理中使用的活性剂的销售的市售品(主要组成(质量％)：硅19.3、铁3.6、钙3.9、镁4.2、铝3.4、锰0.1)，分别调查了对芽孢杆菌属细菌的增殖进行活化的效果。作为芽孢杆菌属细菌，使用属于甲基营养型芽孢杆菌的芽孢杆菌属细菌(以下称为“芽孢杆菌A”)和属于枯草芽孢杆菌的芽孢杆菌属细菌(以下称为“芽孢杆菌B”。)。
将各芽孢杆菌分别接种到营养培养基中，在30℃下进行振荡培养。此时，作为使芽孢杆菌活性提高的活性剂，将粉碎品A、粉碎品B或市售品分别按照达到16mg/L的方式添加到培养基中进行培养，培养开始后，经时测定培养液的浊度(OD600)。此外，通过其增殖曲线计算出芽孢杆菌的倍增时间。
表1示出芽孢杆菌A的结果。
[表1]
(芽孢杆菌A)
| 粉碎品A | 粉碎品B | 市售品 | |
| 培养后8小时的OD600 | 0.95 | 0.28 | 0.58 |
| 倍增时间(小时) | 2.2 | n.d.＊ | 2.9 |
| 增殖速度(1/小时) | 0.45 | n.d.＊ | 0.35 |
n.d.＊：未试验
表2示出芽孢杆菌B的结果。
[表2]
(芽孢杆菌B)
| 粉碎品A | 粉碎品B | 市售品 | |
| 培养后8小时的OD600 | 1.15 | 0.25 | 0.55 |
| 倍增时间(小时) | 2.1 | n.d.＊ | 3.3 |
| 增殖速度(1/小时) | 0.47 | n.d.＊ | 0.33 |
n.d.＊：未试验
其结果是，在各芽孢杆菌中，对其增殖进行活化的效果由高至低均依次为粉碎品A、市售品、粉碎品B。如果通过倍增时间或增殖速度对粉碎品A和市售品进行比较，则芽孢杆菌A的情况下为1.3倍，芽孢杆菌B的情况下为1.6倍，与市售品相比，粉碎品A对芽孢杆菌属细菌的增殖进行活化的效果高。
＜试验例3＞(活性剂对芽孢杆菌属细菌的蛋白水解酶产生带来的效果)
对于高炉炉渣的粉碎品A、高炉炉渣的粉碎品B和作为在活性污泥处理中使用的活性剂销售的市售品，分别调查对芽孢杆菌属细菌中的蛋白水解酶的产生进行活化的效果。作为芽孢杆菌属细菌，与试验例2同样地使用芽孢杆菌A和芽孢杆菌B。
将各芽孢杆菌分别接种到营养培养基中，在30℃下进行振荡培养。此时，作为使芽孢杆菌活性提高的活性剂，将粉碎品A、粉碎品B或市售品分别按照达到16mg/L的方式添加到培养基中进行培养，开始培养起经过24小时后停止培养，对通过离心分离去除了芽孢杆菌的培养液测定蛋白质分解活性。需要说明的是，确认到在开始培养起经过24小时后增殖达到了饱和。
蛋白质分解活性的测定使用荧光蛋白水解酶检测试剂盒(Thermo FisherScientific公司)来进行。该试剂盒中含有的试剂会由于蛋白水解酶的存在而提高荧光强度。将各试样供于该试剂盒并测定其荧光强度，并且另行对作为蛋白水解酶之一的胰蛋白酶按照规定浓度进行连续稀释，同样地测定荧光强度而得到标准曲线。通过将对各试样测定而得的荧光强度代入该标准曲线，从而以每1mL培养液的胰蛋白酶当量的形式来求出试样中的蛋白水解酶的活性。
图7示出芽孢杆菌A的结果。此外，图8示出芽孢杆菌B的结果。
如图7所示，就芽孢杆菌A的培养液中的蛋白水解酶的胰蛋白酶当量而言，粉碎品A为1130ng/mL、粉碎品B为320ng/mL、市售品为330ng/mL，将粉碎品A添加到培养基的情况下，与将粉碎品B、市售品以相同浓度添加到培养基时相比，产生了约3倍量的蛋白水解酶。
同样地，如图8所示，就芽孢杆菌B的培养液中的蛋白水解酶的胰蛋白酶当量而言，粉碎品A为1190ng/mL、粉碎品B为33ng/mL、市售品为54ng/mL，将粉碎品A添加到培养基的情况下，与将市售品以相同浓度添加到培养基时相比，产生了约22倍量的蛋白水解酶。此外，与将粉碎品B以相同浓度添加到培养基时相比，产生了约36倍量的蛋白水解酶。
＜试验例4＞(活性剂对芽孢杆菌属细菌的糖酶的产生带来的效果)
针对与试验例3同样培养的各芽孢杆菌各自的培养液，分别调查分泌到培养液中的糖酶的活性。
具体而言，回收从培养开始起经过24小时的培养液，收集通过离心分离去除了芽孢杆菌后的培养液。在该培养液1.95mL中加入0.5％水溶性淀粉0.05mL，60分钟后滴入碘溶液。如果淀粉有残存则呈现出碘淀粉反应特有的蓝紫色，如果淀粉被分解则不变色。通过550nm的吸光度(A550)来测定该显色。
关于糖酶的活性，如下述计算式所示那样，以60分钟内可以将所添加的淀粉分解百分之几来表示并标准化。
〔糖酶活性(％)〕＝{(〔仅淀粉的A550〕-〔添加培养液的系统的A550〕)/(〔仅淀粉的A550〕-〔无淀粉的A550〕)}×100
图9示出芽孢杆菌A的结果。此外，图10示出芽孢杆菌B的结果。
如图9所示，就芽孢杆菌A的培养液中的糖酶活性而言，粉碎品A为102％、粉碎品B为44％、市售品为70％，将粉碎品A添加到培养基的情况下，与将市售品以相同浓度添加到培养基时相比，产生约1.5倍量的糖酶。此外，与将粉碎品B以相同浓度添加到培养基时相比，产生约2.3倍量的糖酶。
同样地，如图10所示，就芽孢杆菌B的培养液中的糖酶活性而言，粉碎品A为96％、粉碎品B为61％、市售品为57％，将粉碎品A添加到培养基的情况下，与将市售品以相同浓度添加到培养基时相比，产生约1.7倍量的糖酶。此外，与将粉碎品B以相同浓度添加到培养基时相比，产生约1.6倍量的糖酶。
通过以上的试验例1～4的验证可知，使用高炉炉渣等难溶解性材料作为在活性污泥处理中使用的活性剂时，通过将其粉碎到规定粒度后使用，可以更显著地发挥与芽孢杆菌属细菌的增殖性、酶活性相关的活化效果。此外，其效果也比现有的活性剂优异。
＜试验例5＞(矿物成分对芽孢杆菌属细菌的增殖带来的效果)
已知通常向污水处理工艺中添加矿物等矿物质时，芽孢杆菌属细菌在该活性污泥的微生物群平衡中优势化。认为其原因在于，矿物中含有的硅化合物回促进芽孢杆菌属细菌的增殖、提高在不良环境中的耐性(参见环境生物技术学会志(2011)vol.11、No.1·2、p47-53、第65次日本生物工学会大会要旨集p221)。
因此，作为矿物中通常含有的硅以外的金属成分，选择了铁、铝、钙、镁、锰，调查各成分对芽孢杆菌属细菌的增殖造成的影响。作为芽孢杆菌属细菌，与试验例2～4同样地使用芽孢杆菌A和芽孢杆菌B。
将各芽孢杆菌分别接种到基础培养基(葡萄糖5g/L、K2HPO414mg/L、KH2PO46g/L、NH4Cl1g/L)，在30℃下进行振荡培养。此时，作为金属成分，将硅(终浓度27.8mg/L)、铁(终浓度9mg/L)、铝(终浓度8.8mg/L)、钙(终浓度17.2mg/L)、镁(终浓度18mg/L)、锰(终浓度20mg/L)按照达到各括弧中的终浓度的方式添加到培养基中。此外，设置了不添加特定金属成分的系统。
图11示出芽孢杆菌A的、开始培养起经过12小时后的培养液的浊度(OD600)的相对值(相对于添加了6种金属成分的系统的相对值)。
如图11所示，与添加了6种金属成分的系统相比，去除了铁、镁、锰的系统中，培养液的浊度(OD600)降低。因此可知，这些金属成分对促进芽孢杆菌A的增殖而言是必需的。
图12示出芽孢杆菌B的、开始培养起经过12小时后的培养液的浊度(OD600)的相对值(相对于添加了6种金属成分的系统的相对值)。
如图12所示，与添加了6种金属成分的系统相比，去除了铁、钙、镁、锰的系统中，培养液的浊度(OD600)降低。因此可知，这些金属成分对促进芽孢杆菌B的增殖而言是必需的。
需要说明的是，虽然上述结果中未显示，但过量添加锰则显示出抑制芽孢杆菌的增殖的作用效果。
＜试验例6＞(矿物成分对芽孢杆菌属细菌的蛋白水解酶的产生带来的效果)
作为矿物中通常含有的硅以外的金属成分，选择了铁、铝、钙、镁，调查各成分对芽孢杆菌属细菌的蛋白水解酶产生的影响。作为芽孢杆菌属细菌，与试验例5同样地使用芽孢杆菌A和芽孢杆菌B。
将各芽孢杆菌分别接种到营养培养基中，在30℃下进行振荡培养。此时，作为金属成分，将硅(终浓度27.8mg/L)、铁(终浓度9mg/L)、铝(终浓度8.8mg/L)、钙(终浓度17.2mg/L)、镁(终浓度18mg/L)按照达到各括弧中的终浓度的方式添加到培养基中。此外，设置了不添加特定金属成分的系统。
开始培养起经过24小时后停止培养，针对通过离心分离去除了芽孢杆菌的培养液，与试验例3同样地测定蛋白质分解活性。需要说明的是，已确认在开始培养起经过24小时后增殖达到了饱和。
图13示出芽孢杆菌A的培养液中的蛋白水解酶活性的菌数当量的相对值(相对于添加了5种金属成分的系统的菌数当量的相对值)。
如图13所示，与添加了5种金属成分的系统相比，去除了钙的系统中，蛋白水解酶活性降低。因此可知，钙对促进芽孢杆菌A分泌蛋白水解酶而言是必需的。
图14示出芽孢杆菌B的培养液中的蛋白水解酶活性的菌数当量的相对值(相对于添加了5种金属成分的系统的菌数当量的相对值)。
如图14所示，与添加了5种金属成分的系统相比，去除了铁、钙、镁的系统中，蛋白水解酶活性降低。因此可知，这些金属成分对促进芽孢杆菌B分泌蛋白水解酶而言是必需的。
＜试验例7＞(矿物成分对芽孢杆菌属细菌的糖酶的产生带来的效果)
针对与试验例6同样培养的各芽孢杆菌各自的培养液，与试验例4同样地调查分泌到培养液中的糖酶的活性。
图15示出芽孢杆菌A的培养液中的糖酶活性的菌数当量的相对值(相对于添加了5种金属成分的系统的菌数当量的相对值)。
如图15所示，与添加了5种金属成分的系统相比，去除钙的系统中，糖酶减少。因此可知，钙对促进芽孢杆菌A分泌糖酶而言是必需的。
图16示出芽孢杆菌B的培养液中的糖酶活性的菌数当量的相对值(相对于添加了5种金属成分的系统的菌数当量的相对值)。
如图16所示，与添加了5种金属成分的系统相比，去除了铁、钙、镁的系统中，糖酶活性降低。因此可知，这些金属成分对促进芽孢杆菌B分泌糖酶而言是必需的。
通过以上的试验例5～7的验证可知，关于要对芽孢杆菌属细菌进行优势化的污水的活性污泥处理中使用的活性剂，除了此前已知的硅，还优选至少含有铁、镁和钙。此外可知，优选根据芽孢杆菌属细菌的种类而对上述4种金属成分进行适当组合而使用。
表3示出以往在其它用途中通用的来自各种矿物的材料的组成。
[表3]
如表3所示，除了试验例1～4中已经验证的高炉炉渣以外，例如硅藻土、珍珠岩、水泥等也是含有硅、铁、镁和钙的来自矿物的材料。
因此，这些来自矿物的材料虽然含有可活化芽孢杆菌属细菌的增殖性、酶活性的成分，但通常为难溶解性材料，认为通过与试验例1～4中已经验证的高炉炉渣同样地粉碎为规定粒度后作为活性剂使用，可以更显著地发挥与芽孢杆菌属细菌的增殖性、酶活性相关的活化效果。
此外，认为通过对试验例5～7中已经验证的金属成分进行适当组合而使用，可以更显著地发挥与芽孢杆菌属细菌的增殖性、酶活性相关的活化效果。
附图标记说明
1：初级沉淀池
2：处理槽
3：沉淀槽
4：鼓风机
5：曝气调整阀
6：散气板
7：污泥回流泵
8：污泥抽出泵
9：活性剂供给槽
10：活性剂注入泵
11：活性剂注入调整阀
12：计测器
13：酶活性测定器
14：运算部
L1、L2、L3：配管
Claims (14)
1.一种污水处理方法，其特征在于，其为将含有有机物的污水导入处理槽并在该处理槽中利用微生物对污水进行活性污泥处理的污水处理方法，其中，对要在所述处理槽中进行活性污泥处理的所述污水添加含有活化所述微生物的成分的活性剂，所述活性剂整体的50个数％以上具有小于10μm的粒径。
2.根据权利要求1所述的污水处理方法，其中，所述微生物含有芽孢杆菌属(Bacillus)细菌。
3.根据权利要求1或2所述的污水处理方法，其中，所述活性剂含有硅化合物。
4.根据权利要求3所述的污水处理方法，其中，所述活性剂进一步含有选自由铁化合物、镁化合物、钙化合物和锰化合物组成的组中的至少1种。
5.根据权利要求1～4中任一项所述的污水处理方法，其中，所述活性剂是对选自由高炉炉渣、硅藻土、珍珠岩和水泥组成的组中的至少1种进行粉碎而得到的。
6.根据权利要求3～5中任一项所述的污水处理方法，其中，所述活性剂在该活性剂中进一步组合硅化合物的增溶剂而使用。
7.根据权利要求6所述的污水处理方法，其中，所述增溶剂含有抑制硅和/或硅化合物的聚合的阳离子系聚合物。
8.一种污水处理用的活性剂，其特征在于，其为用于污水处理方法的活性剂，其含有活化微生物的成分且整体的50个数％以上具有小于10μm的粒径，所述污水处理方法将含有有机物的污水导入处理槽并在该处理槽中利用微生物对污水进行活性污泥处理。
9.根据权利要求8所述的活性剂，其中，所述微生物含有芽孢杆菌属(Bacillus)细菌。
10.根据权利要求8或9所述的活性剂，其中，作为活化所述微生物的成分，含有硅化合物。
11.根据权利要求10所述的活性剂，其中，作为活化所述微生物的成分，进一步含有选自由铁化合物、镁化合物、钙化合物和锰化合物组成的组中的至少1种。
12.根据权利要求8～11中任一项所述的活性剂，其是对选自由高炉炉渣、硅藻土、珍珠岩和水泥组成的组中的至少1种进行粉碎而得到的。
13.根据权利要求10～12中任一项所述的活性剂，其中，与硅化合物的增溶剂组合使用。
14.根据权利要求13所述的活性剂，其中，所述增溶剂含有抑制硅和/或硅化合物的聚合的阳离子系聚合物。
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