JP5297304B2 - 廃水処理方法 - Google Patents
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Description
本発明は、下水等の廃水からリン及び窒素を生物学的に安定して除去するための廃水処理方法に関するものである。
下水、糞尿水、工場廃水等の廃水は、その中に含まれる窒素及びリンを所定濃度以下（下水道法施行令ではＴ−Ｎ：２０ｍｇ／Ｌ以下、Ｔ−Ｐ３ｍｇ／Ｌ以下）となるように除去することが求められている。
従来の生物学的脱窒法及び脱リン法としては、嫌気槽と無酸素槽と好気槽を組み合わせたＡ２Ｏ法（Anaerobic／Oxic）が知られている。この方法における嫌気槽には、廃水原水と好気槽からの返送汚泥が流入し、嫌気的条件下でポリリンサン蓄積細菌等が廃水中の有機物を摂取しリンを処理水中に放出する働きをする。また無酸素槽では、無酸素条件下で好気槽から循環されてきた亜硝酸イオン、硝酸イオンの脱窒が行われる。次の好気槽では、好気条件下で廃水中のアンモニアの硝化が行われるとともに、ポリリン酸蓄積細菌等がリンを放出量以上に過剰摂取し、これにより脱リンが行われる。好気槽の処理水の一部は無酸素槽に循環し、残りは最終的に沈殿槽で沈降分離し上澄水を放流するとともに、リンが多量に含んだ沈降汚泥を余剰汚泥として系外から引き抜いている。
このような窒素とリンを同時に除去する方法では、窒素の除去率が高いときはリン除去率が低く、逆に窒素除去率が低いときはリン除去率が高くなるという矛盾した現象が起こる。すなわち、窒素除去率を向上させるためにはＮＨ３−Ｎの硝化率を高めることが必要であり、嫌気槽への返送汚泥から持ち込まれるＮＯＸ−Ｎの量が必然的に多くなる。嫌気槽ではＮＯＸ−Ｎが消費されてからリン放出が始まるため、ＮＯＸ−Ｎ量が多いとリン放出が減少することになる。逆に、嫌気槽でリンを十分放出させ、廃水中の有機物を摂取させすぎると、脱窒槽での有機物量が不足して脱窒能力が低下することになる（非特許文献１）。
したがってＡ２Ｏ法は、窒素とリンをバランスよく除去するため、好気槽のＤＯ（溶存酸素）制御、嫌気槽のＢＯＤ管理など、各種運転条件の管理が面倒になるという問題がある。また、嫌気槽、無酸素槽、好気槽及び沈殿槽という機能の異なる４工程の処理槽の設置が必要であり、設備建設コスト、運転維持管理コスト等が高くなるという問題もある。
一方、本発明者は従来の好気性微生物主動の活性汚泥法に代わる廃水処理法として硝酸呼吸微生物主動の低曝気活性汚泥法を開発した。低曝気活性汚泥法は、基本的に反応槽−沈殿槽−汚泥消化槽から構成されており、反応槽と汚泥消化槽のＤＯを１ｍｇ／Ｌ以下に制御するとともに、汚泥消化槽の上澄水の一部を電子受容体調整水として反応槽の廃水流入水に返送する方法である。この方法により、余剰汚泥の大幅な減容化と全処理工程での無臭化に成功した（特許文献１）。
また、本発明者は上述の低曝気活性汚泥法に関連して、電子受容体調整水を硝酸呼吸主動の微生物群を構成するような呼吸因子とするため、ＤＯを０．１ｍｇ／Ｌ〜３ｍｇ／Ｌに調整し、ＯＲＰを０〜３００ｍＶに維持して曝気する方法を提案した（特許文献２）。さらに特許文献２と関連して、低曝気処理槽に出現する微生物群をメタゲノム解析し、分析することにより脱窒素菌を主体とする微生物群のバイオフィルムを生成するための条件手法を提案した（特許文献３）。これにより、廃水中のＢＯＤ、ＣＯＤ等が変化しても、効率的で安定した有機性廃水の微生物的分解処理と発生汚泥の減容化を実現した。
なお、本発明者は低曝気処理槽に出現する微生物群を採取培養し、ＤＮＡシークエンス解析で同定した知見を基に、特定の真菌共生菌群で有機性廃棄物を分解浄化する手法も提案している（特許文献４）。
「下水の高度処理技術」、編著者 村田恒雄、理工図書株式会社、平成８年１２月２０日発行（３版）、２２２頁〜２５０頁
本発明者は、低曝気活性汚泥法についてさらに研究を重ねた結果、反応槽（廃水流入水）に返送する消化汚泥槽の上澄水の強熱残留物と、反応槽のアルカリ度濃度の関係に着目し、所定濃度の強熱残留物の上澄水を流入槽に返送することで、反応槽を所定のアルカリ濃度に維持し、これにより廃水からリン及び窒素を同時に、安定して除去できることを知得した。
本発明は、このような研究成果に基づいて提案されたものであり、低曝気活性汚泥法により、廃水からリン及び窒素を同時に、安定して除去する廃水処理方法を提供することを目的とする。
また本発明は、新たな処理工程を増設することなく、低曝気活性汚泥法の処理工程のなかで脱窒処理と脱リン処理を実現することができ、設備建設コストや運転管理コストを安く抑えることができる廃水処理方法を提供することを目的とする。
上記課題を解決するため、請求項１の発明にあっては、有機物を含む流入廃水をＤＯ（溶存酸素量）１ｍｇ/Ｌ以下で低曝気処理する工程と、該低曝気処理の処理水を汚泥分離処理する工程と、該汚泥分離処理した汚泥をＤＯ０〜３ｍｇ/Ｌで再曝気処理する工程を有し、該再曝気処理工程で得られた上澄水を前記流入廃水に混入する廃水処理方法において、
前記再曝気処理工程の上澄水の強熱残留物濃度を、前記流入廃水よりも高濃度に維持し、
前記低曝気処理工程のアルカリ度を４０ｍｇ/Ｌ〜１５０ｍｇ/Ｌに維持することを特徴とする。
前記再曝気処理工程の上澄水の強熱残留物濃度を、前記流入廃水よりも高濃度に維持し、
前記低曝気処理工程のアルカリ度を４０ｍｇ/Ｌ〜１５０ｍｇ/Ｌに維持することを特徴とする。
また請求項２の発明にあっては、前記再曝気処理工程の上澄水の強熱残留物濃度が３００ｍｇ／Ｌ以上であることを特徴とする。
上述の本発明によれば、低曝気活性汚泥法により、廃水からリン及び窒素を同時に、安定して除去することができる。また、新たな処理工程を増設することなく、低曝気活性汚泥法の処理工程のなかで脱窒処理と脱リン処理を実現することができ、設備建設コストや運転管理コスト等を安く抑えることができる等の効果が得られる。
図１は低曝気活性汚泥法のもっとも簡略化した処理工程図である。低曝気活性汚泥法は、主に上述の特許文献１に記載されているが、ここでは、その原理フローの説明とともに、下述する実施例で得られたデータに基づき処理工程内での脱窒と脱リンのメカニズムについて考察する。
低曝気活性汚泥法は、基本的に反応槽１、沈殿槽２、汚泥消化槽３から構成されている。反応槽１では溶存酸素濃度（ＤＯ）を常時１ｍｇ／Ｌ以下に制御して曝気し、その混合処理水を沈殿槽２で沈澱分離処理するとともに、沈降汚泥の一部を汚泥消化槽３に移送し、残りを反応槽１に返送する。また沈殿槽２の上澄水は処理済み水として河川等に放流する。汚泥消化槽３では、沈殿槽２からの汚泥をＤＯ１ｍｇ／Ｌ以下に制御して曝気し、その上澄水の一部を電子受容体調整水として反応槽１に返送するとともに、沈降汚泥を余剰汚泥として系外に排出している。
反応槽１では、ＤＯ１ｍｇ／Ｌ以下の環境下で有機物の好気性酸化とアンモニア性窒素の硝化、脱窒が同時進行する（硝化菌と脱窒菌が同時に増殖する）。この原理は次のように考えられる。反応槽１は、エアレーション（曝気）している箇所とそうでない箇所にＤＯ濃度の勾配が生じる。多くの微生物はＤＯ濃度により酸素呼吸と硝酸呼吸を使い分けており、活性汚泥モデル（ＡＳＭ）によれば、その切換えＤＯ値は０．２ｍｇ／Ｌ程度といわれている。したがって、反応槽１のＤＯ濃度を１ｍｇ／Ｌ程度を上限値として設定制御すれば、槽内のＤＯ分布が０．２ｍｇ／Ｌ程度をはさむ形で形成されると考えられる。
この状況下で十分な硝酸イオンが存在すれば、ＤＯ０．２ｍｇ／Ｌ以下の領域では硝酸呼吸（脱窒反応）が進行することになる。また活性汚泥は、多種類の微生物が粘性物質によって凝集しフロックを形成しているため、低ＤＯ領域ではフロック表面で酸素が消費され、内部には硝酸イオンだけ供給されフロック内外で酸素呼吸による硝化反応と硝酸呼吸による脱窒反応が同時に進行しているものと思われる。なお、低ＤＯでは、酸素飽和濃度との濃度差が大きくなるので酸素の溶解効率を高く維持することができ、供給空気量をより削減できる効果も期待できる。
一方、反応槽１ではＤＯ１ｍｇ／Ｌ以下の環境下で脱リンも同時に進行する。リンは気体として系外に除去することができず、廃水に含まれるポリリン酸蓄積細菌等の特性を利用して不溶性塩として沈殿させるか、微生物細胞に取り込ませて余剰汚泥として系外に除去するしかない。反応槽１では以下の原理で脱リンが進行するものと考えられる。
反応槽１では上述のようにＤＯ濃度の勾配が生じており、ＤＯ濃度の低い箇所では、ポリリン酸蓄積細菌等が廃水中の有機物を摂取しリンを処理水中に放出しており、ＤＯ濃度が比較的高い箇所では、ポリリン酸蓄積細菌等がリンを放出量以上に過剰摂取している。また、フロック内外のＤＯ濃度差により、嫌気条件に近いフロック内ではポリリン酸蓄積細菌等によるリンの放出が行われ、低ＤＯ領域のフロック外ではリンの摂取が行われているものと考えられる。
反応槽１でＤＯ１ｍｇ／Ｌ以下とする理由は、上述のように反応槽１内で脱窒と脱リンを同時に進行させるための環境をつくりだすためであり、ＤＯ１ｍｇ／Ｌ以上になると、反応槽１内に形成される低ＤＯ領域と嫌気領域のバランスが崩れ、全体が好気性菌を主体とした従来の活性汚泥法になるためである。
上述のＤＯ値は厳格に解釈すべきではなく、ＤＯ１ｍｇ／Ｌをわずかに超えていても上述の脱窒と脱リンが同時処理できる状態を実現できれば実質的に本発明の規定するＤＯ値に含まれる。本発明では、刻々変化す廃水の流入量に対応するため一時的にＤＯ値を高くすることもあり、また反応槽１を複数に区画した多段式とした場合、上流側の区画のＤＯ値を高くすることもある。このように、一時的又は部分的にＤＯが１ｍｇ／Ｌを超えたとしても、平均的又は最終的なＤＯが実質的に１ｍｇ／Ｌ以下であればよい。なお、ＤＯ値は０であってもよい。これは反応槽１内の微生物が供給酸素量以上に酸素を消費していることを意味しており、エアーを供給しない嫌気処理とは区別される。
反応槽１内のＤＯ値は反応槽１の曝気供給エアー量を制御することにより調整される。ＤＯ値の計測は、反応槽１のレイアウト等に応じた最適位置で計測される。上述の多段式では、全部の区画で計測してもよく、流入廃水の影響を避けるため下流側の区画で計測してもよい。
反応槽１の処理水は沈殿槽２に移送され、ここで汚泥分離処理が行われる。沈殿槽２で沈殿した汚泥の一部は反応槽１に返送され、汚泥に含まれる微生物が再利用される。残る余剰汚泥は汚泥消化槽３に移送され再び低曝気処理が行われる。沈殿槽２の上澄水は処理済み水として系外に放流される。
なお、汚泥分離処理としては、多孔質の中空糸膜、平膜、管状膜等を使用し、膜面を介して固液分離処理する膜分離処理法を使用することもできる。
汚泥消化槽３では、上述の余剰汚泥をＤＯ０〜３ｍｇ／Ｌ、好ましくはＤＯ１ｍｇ／Ｌ以下で低曝気処理し、電子受容体調整水となる上澄水の生成、余剰汚泥の減容化及び脱リンの促進を行う。上澄水は、硝酸塩、硫酸塩、鉄分、リン、炭酸塩（二酸化炭素）などの無機質を含んでいる。汚泥消化槽３のＤＯが３ｍｇ／Ｌ以上になると、反応槽１と同じように全体が好気性菌を主体とした従来の活性汚泥法を誘引する。これを避けるためには実質的にＤＯ１ｍｇ／Ｌ以下で曝気するのが望ましい。
汚泥消化槽３では、ＢＯＤが低く有機物がほとんど残存しない状態で余剰汚泥を曝気しているため、ＤＯ濃度が低くとも活性汚泥の減容化と併せてアンモニア性窒素の硝化も進行する。また、汚泥消化槽３において余剰汚泥を低曝気処理すると、汚泥微生物、バクテリアを包むバイオフィルムの消化（フロックの解体）が起こる。バイオフィルムはタンパク質、多糖、核酸などで出来ており、この過程で、タンパク質がアミノ酸に分解され、さらにアミノ基由来のアンモニアが生成される。残存有機物は低いので、低曝気を行ってもアンモニアの酸化には十分であり、亜硝酸、硝酸の生成が保証されると考えられる。
また、汚泥消化槽３では残存有機物が低いため、余剰汚泥に含まれるポリリン酸蓄積細菌等のリン放出作用は抑制され、リン摂取作用が促進されることになり、余剰汚泥の脱リン処理がさらに進行するものと考えられる。汚泥消化槽３の低曝気を一時的に止めて静置した後の沈降汚泥は系外に排出されるが、その沈降汚泥には多量のリンが含まれている。
汚泥消化槽３の上澄水は、定期的又は不定期的に反応槽１に返送され、微生物群の硝酸呼吸を活性化させている。硝酸呼吸主動では、発生エネルギーが少ないため、余剰汚泥が生産されることが少なくなると考えられる。また、硝酸を使用して生ずる最終生産物は、窒素ガス、水、二酸化炭素であり、加えて、硝酸を使用している条件では硫酸を使用することが少ないため、臭気の発生が抑えられる。
汚泥消化槽３の上澄水の強熱残留物の濃度は、流入廃水よりも高濃度に維持される。強熱残留物は水中の無機物質量の目安となり、余剰汚泥量の減容率を推定することもできる。蒸発残留物、強熱残留物、強熱減量は下水道等の水質検査に常用されている。なお、下述する図３〜図５の実施例では、蒸発残留物中の有機物分解能を測定するために蒸発残留物と強熱減量を表示しているが、強熱残留物は蒸発残留物と強熱減量の差から算出できる。
蒸発残留物とは、試料を蒸発乾固したときに残る物質をいい、以下の方法で測定する。
容量約５０〜２００ｍＬの蒸発皿に適量（蒸発残留物が５ｍｇ以上となるように、一般には５０ｍＬ〜１００ｍＬ）の試料をとり、水浴上で蒸発乾固する。ほとんど乾燥してから１０５℃〜１１０℃の乾燥器に入れ、約２時間加熱乾燥し、デシケーターに入れ放冷したのち、質量をはかる。蒸発皿の前後の質量の差（αｍｇ）を求め、次式により蒸発残留物濃度（ｍｇ／Ｌ）を算出する。
蒸発残留物（ｍｇ／Ｌ）＝α×（１０００／試料ｍＬ）
容量約５０〜２００ｍＬの蒸発皿に適量（蒸発残留物が５ｍｇ以上となるように、一般には５０ｍＬ〜１００ｍＬ）の試料をとり、水浴上で蒸発乾固する。ほとんど乾燥してから１０５℃〜１１０℃の乾燥器に入れ、約２時間加熱乾燥し、デシケーターに入れ放冷したのち、質量をはかる。蒸発皿の前後の質量の差（αｍｇ）を求め、次式により蒸発残留物濃度（ｍｇ／Ｌ）を算出する。
蒸発残留物（ｍｇ／Ｌ）＝α×（１０００／試料ｍＬ）
強熱残留物とは、蒸発残留物を約６００℃で強熱灰化したときに残留する物質であり、以下の方法で測定する。
前述で蒸発残留物を定量した蒸発皿を蓋で覆い、電気炉に入れ６００プラス／マイナス２５℃で３０〜４０分間強熱し、デシケーター中で放冷したのち、質量をはかる。この質量と蒸発皿の質量の差（αｍｇ）を求め、次式によって強熱残留物濃度（ｍｇ／Ｌ）を算出する。
強熱残留物（ｍｇ／Ｌ）＝α×（１０００／試料ｍＬ）
前述で蒸発残留物を定量した蒸発皿を蓋で覆い、電気炉に入れ６００プラス／マイナス２５℃で３０〜４０分間強熱し、デシケーター中で放冷したのち、質量をはかる。この質量と蒸発皿の質量の差（αｍｇ）を求め、次式によって強熱残留物濃度（ｍｇ／Ｌ）を算出する。
強熱残留物（ｍｇ／Ｌ）＝α×（１０００／試料ｍＬ）
強熱減量とは、蒸発残留物を強熱したときに揮散する物質をいい、主に有機物質の量を示す。強熱減量は、前述の蒸発残留物と強熱残留物の濃度差（ｍｇ／Ｌ）から算出する。
汚泥消化槽３の上澄水の強熱残留物濃度は、流入廃水のＢＯＤ等の条件により変化し、とくに限定されないが、本発明の実施例によれば３００ｍｇ／Ｌ〜１０００ｍｇ／Ｌである。このときの流入廃水の強熱残留物濃度は２００ｍｇ／Ｌ〜４００ｍｇ／Ｌである。上澄水の強熱残留物濃度は、汚泥消化槽３においてＤＯ１ｍｇ／Ｌ以下で曝気したときの微生物代謝に由来し、必要により汚泥消化槽３のＤＯ値を調整して強熱残留物濃度を所定範囲に維持することができる。このように、上澄水は強熱残留物濃度が高いことから、微生物の代謝過程で生成される硝酸塩、硫酸塩、鉄分、リン、炭酸塩などの無機質を多量に含んでいることになる。
汚泥消化槽３で生成された上澄水は、反応槽１におけるアルカリ度の補給源（予備アルカリ度）になると考えられる。上澄水の強熱残留物濃度が３００ｍｇ／Ｌ以下では反応槽１のアルカリ度が不足する。上限はとくに限定されないが、実操業においては強熱残留物濃度が１０００ｍｇ／Ｌ以上になることはほとんどない。
アルカリ度は、水中に含まれる炭酸水素塩、炭酸塩、水酸化物等のアルカリ分の量を、これに対応する炭化カルシウム（ＣａＣＯ３）の濃度で表したものであり、水中の酸を中和するまでの指標となる（ｐＨをほぼ一定に保つための緩衝作用となる）。一般に、従来の活性汚泥法では、消化反応においてアルカリ度を多く消費し、脱窒においてアルカリ度が生成されると考えられており、硝化、脱窒の進行状況を推測することができる。アルカリ度の低下は微生物反応速度を低下させ、とくに収率が低く感受性の高い硝化菌のような微生物に影響を及ぼす。
アルカリ度は、中和点のｐＨにより、アルカリ度〔ｐＨ４．８〕とアルカリ度〔ｐＨ８．３〕に分けられるが、アルカリ度〔ｐＨ４．８〕の場合、以下の方法により測定する。
試料１００ｍＬをビーカー２００ｍＬにとり、ｐＨ計を用いるか、ＭＲ混合指示薬数滴を加え（青色を呈したらアルカリ度があることを示す）、マグネチックスターラーでゆっくり攪拌しながら、０．１ｍｏｌ／Ｌ塩酸を用いて、ｐＨが４．８に達するか、又は試料が灰紫色を呈するまで滴定する。これに要した０．１ｍｏｌ／Ｌ塩酸のｍｌ数（α）を求め、次式によってアルカリ度を算出する。
アルカリ度〔ｐＨ４．８〕（ｍｇＣａＣＯ３／Ｌ）＝α×Ｆ×（１０００／試料ｍＬ）×５
Ｆ：０．１ｍｏｌ／Ｌ塩酸のファクター
試料１００ｍＬをビーカー２００ｍＬにとり、ｐＨ計を用いるか、ＭＲ混合指示薬数滴を加え（青色を呈したらアルカリ度があることを示す）、マグネチックスターラーでゆっくり攪拌しながら、０．１ｍｏｌ／Ｌ塩酸を用いて、ｐＨが４．８に達するか、又は試料が灰紫色を呈するまで滴定する。これに要した０．１ｍｏｌ／Ｌ塩酸のｍｌ数（α）を求め、次式によってアルカリ度を算出する。
アルカリ度〔ｐＨ４．８〕（ｍｇＣａＣＯ３／Ｌ）＝α×Ｆ×（１０００／試料ｍＬ）×５
Ｆ：０．１ｍｏｌ／Ｌ塩酸のファクター
一方、上述の反応槽１においては低曝気条件下での硝酸呼吸が主動であり、従来の活性汚泥法よりも多量のアルカリ度を消費することになるため、上澄水の補給によりアルカリ度のバランスを維持する必要がある。反応槽１のアルカリ度は、流入廃水のＢＯＤ等の条件により変化し、とくに限定されるものではないが、本発明の実施例によれば、４０ｍｇ／Ｌ〜１５０ｍｇ／Ｌの範囲で維持され、反応槽１の下流側に向かうにしたがってアルカリ度が消費される。
つぎに、本発明の実施例を説明する。図２は実施例で使用した廃水処理設備の概略図であり、Ａ系は比較法となる標準活性汚泥法、Ｂ系は本発明の低曝気活性汚泥法である。
Ａ系の標準活性汚泥法は、廃水沈殿貯留槽１０の廃水原水がポンプ１１により汲み上げられ、スクリンーン槽１２で廃水中のゴミ等が除去された後、計量槽１３を通して所定量の廃水が反応槽１４に流入される。反応槽１４は、流入槽１４ａ、第１反応槽１４ｂ、第２反応槽１４ｃ、第３反応槽１４ｄ及び第４反応槽１４ｅに区画された多段式である。反応槽１４の処理水は、沈殿槽１５に移送されて沈殿分離処理がなされ、上澄水は処理済み水として系外に排出される。また、沈殿した余剰汚泥の一部はポンプ１６により流入槽１４ａに返送され、残りはポンプ１７により系外に排出される。Ａ系では、ブロワ１８による曝気により反応槽１４の各区画のＤＯが２ｍｇ／Ｌ〜３ｍｇ／Ｌに維持されている。
Ｂ系の低曝気活性汚泥法は、廃水沈殿貯留槽１０から沈殿槽１５までは設備構成がＡ系と同じである。Ｂ系では、沈殿槽１５の沈殿余剰汚泥の一部がポンプ１９により汚泥消化槽２０に移送され、残りがポンプ１６により反応槽１４に返送される。反応槽１４の各区画と汚泥消化槽２０ではブロワ１８、２１による曝気によりＤＯが０〜１ｍｇ／Ｌに維持されている。また、汚泥消化槽２０では曝気を一時的に停止し、静置状態にして生成された上澄水の一部をポンプ２２により反応槽１４に返送し、沈殿余剰汚泥を系外に排出している。Ａ系、Ｂ系の運転条件は表１の通りである。また、Ａ系とＢ系の処理廃水処理法による処理水質（全窒素、全リン除去）の比較を表２に示す。
（２）実験期間：Ｎｏ．１，２は２ヶ月間、Ｎｏ．３，４は８ヶ月間、各測定値はその期間の平均値である。
本発明によれば、比較法に比べて全窒素、全リンの除去率が大幅に向上している。また、本発明法は高いアルカリ度を示している。これは、脱窒が行われ、放流水に硝酸が少なく、アルカリ度上昇に寄与した結果であると考えられる。さらに低曝気のため生成ＣＯ２が水系にとどまるためと推測される。
図３は、表２、Ｎｏ．４の実験期間中のＢ系の汚泥消化槽２０における上澄水の発熱残留物量と強熱減量の濃度変化を示し、図４は同じく流入槽１４ａにおける流入廃水の濃度変化を示している。図３、図４では流入廃水の強熱残留物濃度（蒸発残留物量−強熱減量）は２００ｍｇ／Ｌ〜４００ｍｇ／Ｌであり、汚泥消化槽２０で生成された上澄水はこれよりも高濃度の３００ｍｇ／Ｌ〜１０００ｍｇ／Ｌである。図５は、比較としてＮｏ．３のＡ系の沈殿槽１５の上澄水の蒸発残留物量と強熱減量の濃度変化を示しており、強熱残留物濃度は概ね２００ｍｇ／Ｌ以下である。
図６は、反応槽１４のアルカリ度の通日試験結果であり、（ａ）は1０時、（ｂ）は１９時の測定結果である。汚泥消化槽の上澄水が混入されたＢ系のアルカリ度はＡ系よりも高濃度に維持されており、汚泥消化槽の上澄水が微生物の硝酸呼吸主動に寄与していることがわかる。
以上の実施例から、低曝気活性汚泥法における汚泥消化槽の上澄水の強熱残留物濃度を流入排水よりも高く維持することにより、廃水からリン及び窒素を同時に、安定して除去することができることがわかる。
１は反応槽
２は沈殿槽
３は汚泥消化槽
１０は廃水沈殿貯留槽
１２はスクリーン槽
１３は計量槽
１４は反応槽
１５は沈殿槽
２０は汚泥消化槽
２は沈殿槽
３は汚泥消化槽
１０は廃水沈殿貯留槽
１２はスクリーン槽
１３は計量槽
１４は反応槽
１５は沈殿槽
２０は汚泥消化槽
Claims (2)
- 有機物を含む流入廃水をＤＯ（溶存酸素量）１ｍｇ/Ｌ以下で低曝気処理する工程と、該低曝気処理の処理水を汚泥分離処理する工程と、該汚泥分離処理した汚泥をＤＯ０〜３ｍｇ/Ｌで再曝気処理する工程を有し、該再曝気処理工程で得られた上澄水を前記流入廃水に混入する廃水処理方法において、
前記再曝気処理工程の上澄水の強熱残留物濃度を、前記流入廃水よりも高濃度に維持し、
前記低曝気処理工程のアルカリ度を４０ｍｇ/Ｌ〜１５０ｍｇ/Ｌに維持することを特徴とする廃水処理方法。 - 前記再曝気処理工程の上澄水の強熱残留物濃度が３００ｍｇ/Ｌ以上であることを特徴とする請求項１に記載の廃水処理方法。
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