TWI526403B

TWI526403B - 排水處理裝置

Info

Publication number: TWI526403B
Application number: TW100135632A
Authority: TW
Inventors: 目黑裕章; 嶌田泰彥; 長谷部吉昭
Original assignee: 奧璐佳瑙股份有限公司
Priority date: 2010-12-10
Filing date: 2011-09-30
Publication date: 2016-03-21
Also published as: CN103209931A; CN103209931B; JP5746853B2; WO2012077381A1; TW201223885A; JP2012121005A

Description

排水處理裝置

本發明係關於一種排水處理裝置，其藉由生物污泥而將含有BOD成分的有機性排水進行生物處理。

好氣性之活性污泥法開始適用於排水處理裝置之時，係藉由將每批次處理含BOD成分之處理對象的有機性排水以批次式活性污泥法來進行排水處理。批次式活性污泥法係將原水之流入步驟、反應步驟、沉降步驟、排出步驟作為1個循環而加以處理者。然而，批次式活性污泥法對應水量或負荷之大變動係困難的，又由於當初並無自動化技術，必須以手動進行運轉循環，有操作煩雜的缺點等。因此，可連續地使有機性排水流入的標準活性污泥法被開發出來。

然而，連續式的標準活性污泥法中因生物污泥之沉降不良，有生物污泥分離困難而有所謂的「增容(bulking)」的問題。活性污泥法之處理能力因強烈地仰賴於可保持的生物污泥量，故由於起因於增容的沉降不良，於處理水，生物污泥流出的問題為一大課題。對於如此之課題，已開發許多稱為活性污泥之改變法的技術(例如，參照非專利文獻1)。

近年來，關於批次式活性污泥法，已報告使用具有非常快速的沉降速度之稱為「微粒(granule)」的微生物自己造粒體下，可提高污泥濃度而實現高的處理能力者(例如，參照專利文獻1)。

又，關於連續法之活性污泥法，亦已提出將微粒作為種污泥而使生物污泥微粒化的手法(例如，參照專利文獻2)。

[先前技術文獻]

[專利文獻]

[專利文獻1]　特表2005-538825號公報

[專利文獻2]　特開2002-336885號公報

[非專利文獻]

[非專利文獻1]　Jiri Wanne，「活性污泥之增容與生物發泡之控制」，技報堂出版，2000年。

藉由使用微粒的批次式活性污泥法的排水處理方法由於不會有增容的問題，而且因為生物污泥之沉降性高，且可獲得高的處理能力的觀點來看係為有益的。但批次式活性污泥法之運轉控制必須有許多感應器，故裝置變複雜，於初期成本、操作管理方面係為不利的。

於連續式之活性污泥法，為了使生物污泥微粒化，有必要將微粒作為種污泥來添加。即，於習知的處理裝置，因並不具備可自生物污泥形成微粒的機構，因為某些原因而使得微粒會崩壞的情形下，必須再度添加微粒情形以作為種污泥，於運轉管理上發生問題。

因此，本發明係以提供可提高生物污泥之沉降性的排水處理裝置為目的。或者，以提供於連續式之活性污泥法中，使污泥微粒化、可提高生物污泥之沉降性的排水處理裝置為目的。

(1)本發明係一種排水處理裝置，其具有將含BOD成分的有機性排水藉由生物污泥的生物處理的反應槽、及將前述反應槽所獲得的處理水與前述污泥分離的污泥分離槽，前述反應槽係含有無氧生物處理槽、第一生物處理槽及第二生物處理槽來供給前述生物處理所必要的氧；前述有機性排水係連續地流入至前述第一生物處理槽，前述第一生物處理槽及前述第二生物處理槽中經生物處理之前述污泥分離槽內的污泥被送回前述第二生物處理槽及前述無氧生物處理槽；前述無氧生物處理槽內之污泥至少被供給到前述第一生物處理槽，前述第一生物處理槽之MLSS負荷較前述第二生物處理槽之MLSS負荷更高。

(2)如上述(1)之排水處理裝置，其中前述第一生物處理槽之MLSS負荷為0.8kgBOD/kgMLSS/d以上之範圍，前述第二生物處理槽之MLSS負荷為0.5kgBOD/kgMLSS/d以下之範圍者較佳。

(3)如上述(1)或(2)之排水處理裝置，其中前述第一生物處理槽及前述第二生物處理槽之被處理水之滯留時間總計為3小時以上者為較佳。

依據本發明，可提高生物污泥之沉降性。

[用以實施發明之形態]

以下，說明本發明之實施形態。又，本實施形態係實施本發明之一例，本發明並未受限於本實施形態。

其中，於本說明書之「微粒」係指微生物自己造粒體，其並未特別限制，例如係指其粒徑為100μm以上者。

又，於本說明書，「連續式」係指連續將排水供給至反應槽而運轉的方式，但亦可藉由利用如隔膜式泵(diaphragm pump)等之往復運動的原理，將排水供給至反應槽而運轉的方式等。又，亦可為於反應槽之前段設置原水槽，因應此原水槽之水位而控制泵之作動-停止(水位高時，將泵啟動，水位低時則停止泵)，將排水供給至反應槽的模擬連續通水方式等。該方式於未伴隨反應槽內積極排水之點，與批次式處理、半批次式處理可作區別。

成為處理對象的排水係食品加工工廠排水、化學工廠排水、半導體工廠排水、機械工廠排水、下水道、人類排泄物、河川水等之含有生物分解性有機物的排水。又，處理生物難分解性之有機物的情形，藉由預先施予物理化學的處理，而變換為生物分解性之物質的處理成為可能。

以下係將食品工廠排水作為處理對象的情形作為一例，說明本實施形態有關之排水處理方法及排水處理裝置之適用。

第1圖係顯示本實施形態有關之排水處理裝置之一例的概略構成圖。第1圖所示的排水處理裝置1係具備無氧生物處理槽10、第一生物處理槽12、第二生物處理槽14、污泥分離槽16。

第一生物處理槽12與排水流入管線18a連接，第一生物處理槽12與第二生物處理槽14之間，以排水流入管線18b連接，第二生物處理槽14與污泥分離槽16之間，以排水流入管線18c連接，污泥分離槽16與無氧生物處理槽10之間，以污泥送回管線20a連接，污泥分離槽16與第二生物處理槽14之間，以污泥送回管線20b直接連接或以由污泥送回管線20a分支的污泥送回管線20b連接，無氧生物處理槽10與第一生物處理槽12之間，以污泥送回管線20c連接。又，污泥分離槽16與處理水排出管線22連接。

於本實施形態之排水處理裝置1之動作說明之前，先說明生物污泥之微粒化之條件。

第2圖係顯示批次式活性污泥法中的1批次之BOD濃度與時間之關係圖。如前述之批次式活性污泥法係將原水之流入步驟、反應步驟、沉降步驟、排出步驟作為1個循環加以處理者。如第2圖所示，經由原水之流入步驟，移至反應步驟時，BOD濃度因微生物之分解作用而減少。此時，作為微生物之一般的性質，BOD濃度高時，與BOD濃度低時相比，若為相同之MLSS濃度，則其處理速度變快速。即，成為MLSS負荷高、且微生物為飽食狀態。於反應步驟，進行以微生物之生物處理，反應槽內之BOD濃度變低時，處理速度會降低，很快地會變成0。即，成為MLSS負荷低、且微生物為飢餓狀態。之後，經由無氧狀態，移行至生物污泥之沉降步驟、處理水之排出步驟。藉由重複此循環，反應槽內產生生物污泥之微粒化。即，生物污泥之微粒化係除了無氧狀態，控制由飽食狀態至飢餓狀態之遷移者為重要的。

因此，以本實施形態之排水處理裝置，藉由批次式活性污泥法而於連續式之活性污泥法中再現無氧狀態、飽食狀態、飢餓狀態，可容易地設定發生污泥之微粒化的條件。

首先，於污泥微粒化中必要的無氧狀態係藉由本實施形態之無氧生物處理槽10來實行。關於無氧生物處理槽10之具體的生物處理係如後述，但無氧生物處理槽10內，脫氮菌等之微生物、由後述的污泥分離槽16所供給的生物污泥會滯留，於彼等之生物污泥之內生呼吸下成為無氧狀態。其中，無氧狀態其中係指溶氧(dissolved oxygen)並不存在，但來自亞硝酸或硝酸之氧等存在的狀態。

其次，於污泥之微粒化為必要的飽食狀態係藉由本實施形態之第一生物處理槽12來實行。第一生物處理槽12內，微生物、由後述的無氧生物處理槽10所供給的生物污泥會滯留。第一生物處理槽12內，藉由曝氣或攪拌等供給氧，又，藉由提供較第二生物處理槽14為高的MLSS負荷，生物污泥會成為飽食狀態。第二生物處理槽14內，微生物、由後述的第一生物處理槽12所供給的生物污泥會滯留。第二生物處理槽14內，藉由曝氣或攪拌等來供給氧，藉由提供較第一生物處理槽12為低的MLSS負荷，生物污泥會成為飢餓狀態。

而且，使此等無氧生物處理槽10、第一生物處理槽12、第二生物處理槽14直列式連結，而將無氧狀態、飽食狀態、飢餓狀態於連續式之活性污泥法再現。

以下，說明本實施形態之排水處理裝置1之動作。

由食品工廠等排出的含BOD成分的排水係通過排水流入管線18a，而連續地流入第一生物處理槽12。由食品工廠等排出的排水係於供給至第一生物處理槽12之前，被送到原水貯留槽(未圖示)，而進行排水之水質安定化者為較佳。又，此時，最好將排水中含有固形物的情形，藉由過篩等，將固形去除。又，因係於原水貯留槽中進行排水之均一化，最好設置攪拌裝置(機械攪拌、空氣攪拌等)。

本實施形態中，雖以各式各樣的BOD成分為對象，但與油脂分有關者係因附著於污泥或微粒而有不良影響，故於供給至第一生物處理槽12之前，預先藉由浮集分離(floatation separation)、凝集加壓浮集裝置、吸著裝置等之既存手法最好將油脂分去除至150mg/L以下左右。

第一生物處理槽12係於好氣條件下(藉由曝氣或攪拌等來供給氧)，經由槽內之微生物及自無氧生物處理槽10所供給的生物污泥，排水中之BOD成分會被分解。如此，於第一生物處理槽12中，因自無氧生物處理槽10之污泥被含BOD成分的排水稀釋，可保持槽內之MLSS濃度於低值。即，確保前述高的MLSS負荷，而將生物污泥作成飽食狀態。亦因BOD成分或槽之容積等，第一生物處理槽12中MLSS負荷為0.8kgBOD/kgMLSS/d以上~低於1.8kgBOD/kgMLSS/d的範圍為較佳，於此情形，流入的BOD成分於第一生物處理槽12中幾乎被分解。第一生物處理槽12中MLSS負荷為1.8kgBOD/kgMLSS/d以上~低於5.0kgBOD/kgMLSS/d之範圍時，雖然自第一生物處理槽12排出的處理水中有殘存BOD成分，但因其量少，對後段之第二生物處理槽14中MLSS負荷的影響小。即，不會變得較第一生物處理槽12中MLSS負荷為大。第一生物處理槽12中之MLSS負荷為5.0kgBOD/kgMLSS/d以上的情形，依BOD成分之種類，流入後段之第二生物處理槽14的BOD成分會變多，將第二生物處理槽14之MLSS負荷作成較第一生物處理槽12之MLSS負荷為小者有變困難的情形。

其次，第一生物處理槽12所處理的排水(亦含有污泥)係通過排水流入管線18b，而連續地流入至第二生物處理槽14。第二生物處理槽14係於好氣條件下(藉由曝氣或攪拌等之氧供給)，藉由槽內之微生物、自第一生物處理槽12所供給的生物污泥及後段之污泥分離槽16所供給的生物污泥，排水中未反應之BOD成分會被分解。第二生物處理槽14中，除了較第一生物處理槽12所流入的BOD成分為少之外，因MLSS濃度經由自後段污泥分離槽16所供給的生物污泥流入而增加，故可控制成較第一生物處理槽12更低的MLSS負荷。即，可確保第二生物處理槽14之MLSS負荷幾乎為無的狀態或非常低的狀態，故可將生物污泥作成飢餓狀態。第二生物處理槽14中MLSS負荷亦因BOD成分或槽之容積等作成0kgBOD/kgMLSS/d~0.5kgBOD/kgMLSS/d以下之範圍為較佳。自第一生物處理槽12流入的未反應之BOD成分多時，第二生物處理槽14中MLSS負荷有超過0.5kgBOD/kgMLSS/d的情形。第二生物處理槽14中MLSS負荷超過0.5kgBOD/kgMLSS/d時，通過第一生物處理槽12而持續給予高的MLSS負荷，故有時會發生自生物污泥之微粒化誘發增容的可能性提高的情形。

其次，第二生物處理槽14所處理的排水(亦含有污泥)係通過排水流入管線18c，而連續地流入污泥分離槽16。污泥分離槽16內，自第二生物處理槽14所排出的排水，生物污泥會被沉降分離。而且，生物污泥被分離的排水作為處理水自處理水排出管線22被排出。於污泥分離槽16所濃縮的生物污泥，自污泥送回管線20a被供給至無氧生物處理槽10，又，自污泥送回管線20b被供給於第二生物處理槽14。於調整污泥送回量的情形，於污泥送回管線20a等設置泵等者為較佳。又，污泥分離槽16並未限制於沉降分離，例如，亦可為膜分離等。

無氧生物處理槽10內，由於脫氮菌等之微生物、自污泥分離槽16所供給的生物污泥，進行將無氧生物處理槽10內之含氮物質變換為氮氣的脫氮處理等。無氧生物處理槽10內經由如前述之生物污泥之內生呼吸而成為無氧狀態。此時進行攪拌時，槽內污泥濃度成為均一而為較佳。又，無氧生物處理槽10之生物污泥之滯留時間顯著短時，自污泥分離槽16供給的生物污泥中所含的氧不會藉由內生呼吸而被消耗，有無法維持無氧狀態的情形，故最好將無氧生物處理槽10之生物污泥之滯留時間確保為30分鐘以上。無氧狀態下所處理的生物污泥會自污泥送回管線20c被連續地供給於第一生物處理槽12。

本實施形態之無氧生物處理槽10亦可為嫌氣狀態。即，無氧生物處理槽10可為嫌氣槽。嫌氣槽係於嫌氣狀態下進行脫氮、甲烷發酵等。其中嫌氣狀態係指不僅溶氧不存在，來自亞硝酸或硝酸的氧亦不存在的條件。嫌氣槽之場合，因反應過程中有機物成為必要，使排水之一部份流入至嫌氣槽，有必要添加排水中之有機物。惟，使排水之一部份流入時，嫌氣槽中排水之滯留時間會變短，而有必要確保滯留時間。

如此，經由飽食狀態之第一生物處理槽12、飢餓狀態之第二生物處理槽14、無氧狀態之無氧生物處理槽10而使生物污泥進行循環時，會發生生物污泥之微粒化，可提高生物污泥之沉降性。其結果，提高排水之處理速度成為可能。又，活性污泥之管理上重要的污泥沉降性管理變容易。

以下，說明關於污泥之微粒化中的較佳條件等。

如第2圖所示，批次式活性污泥法之情形，反應步驟中的反應初期，反應槽內之BOD濃度成為高飽食狀態，但BOD成分隨著分解的進行，反應槽內之BOD濃度會降低，而移行至飢餓狀態。於污泥之沉降性改善、污泥之微粒化等，除了之後無氧狀態之步驟，此時飢餓狀態之時間相對於飽食狀態為相當長者被認為是重要的。此比例之最適值被認為依處理對象之BOD成分而異，但大多情形，飢餓狀態者較飽食狀態更長時間為必要。於本實施形態，滿足前述的MLSS負荷之範圍的第一生物處理槽12係成為飽食狀態，第二生物處理槽14成為飢餓狀態。因此，以飽食狀態相對於飢餓狀態的比例(飽食狀態/飢餓狀態)成為低於1的方式，控制污泥送回量、及設計第一生物處理槽12及第二生物處理槽14之容積為所冀望的。

批次式活性污泥法之情形係於同一反應槽內發生反應，故飽食狀態及飢餓狀態之MLSS量為相同。因此，飽食狀態相對於飢餓狀態的比例(飽食狀態/飢餓狀態)相應飽食狀態的時間及飢餓狀態的時間為宜。另一方面，連續式活性污泥法的情形，因飽食狀態及飢餓狀態的槽不同，故保持的MLSS量各自相異。因此，飽食狀態相對於飢餓狀態之比例以如下方式計算。

【數1】

第一生物處理槽之污泥保持量(容積×MLSS濃度)[g]×滯留時間[h]

第二生物處理槽之污泥保持量(容積×MLSS濃度)[g]×滯留時間[h]

又，於批次式活性污泥法，已知飢餓狀態與飽食狀態之循環間隔亦為生物污泥之微粒化所必要的因子。一般而言，已知飢餓狀態與飽食狀態之循環間隔越短，生物污泥之微粒化會變困難。此於連續式之活性污泥法亦相同。本實施形態中，以第一生物處理槽12及第二生物處理槽14中被處理水之滯留時間總計成為至少3小時以上的方式，設定第一生物處理槽12與第二生物處理槽14中之容積、被處理水流量、及送回污泥流量，作成飢餓狀態與飽食狀態之循環間隔不為變短者為所冀望的。

於生物污泥中微粒化的觀點，將第一生物處理槽12、第二生物處理槽14各自分割成複數個，使含BOD成分的排水各自流入經分割的第一生物處理槽12，又，各自供給至分割生物污泥的第二生物處理槽14者為較佳。使生物處理槽分割的情形，彼等中之至少1個之第一生物處理槽12及第二生物處理槽14中之容積滿足前述生物污泥的微粒化之較佳條件者為宜。

自污泥分離槽16排出的全體污泥流量及流入至無氧生物處理槽10的污泥流量被設定為可確保第一生物處理槽12中之飽食狀態相對於前述第二生物處理槽14中之飢餓狀態的比例(飽食狀態/飢餓狀態)為低於1、無氧生物處理槽之滯留時間為30分鐘以上的方式為較佳。例如，使流入無氧生物處理槽10的污泥流量增加時，無氧生物處理槽10及第一生物處理槽12之滯留時間會持續減少，第一生物處理槽12之MLSS濃度會降低。使流入無氧生物處理槽10的污泥流量減少時，無氧生物處理槽10及第一生物處理槽12之滯留時間會持續增加，第一生物處理槽12之MLSS濃度會上升。全體之污泥流量增加時，無氧生物處理槽10、第一生物處理槽12及第二生物處理槽14之滯留時間會減少，第一生物處理槽12中MLSS濃度上升的同時，第二生物處理槽14中MLSS濃度亦上升。全體之污泥流量減少時，無氧生物處理槽10、第一生物處理槽12及第二生物處理槽14之滯留時間會增加，第一生物處理槽12中MLSS濃度增加的同時，第二生物處理槽14中MLSS濃度亦上升。藉由如此送回流量之操作，可使無氧生物處理槽10、第一生物處理槽12及第二生物處理槽14之滯留時間、第一生物素處理槽12中MLSS濃度及第二生物處理槽14中MLSS濃度等變化，故任意地控制飽食狀態相對於飢餓狀態的比例成為可能。本實施形態之連續式之活性污泥法，與批次式活性污泥法不同，生物污泥之微粒化上為重要因子的無氧狀態、飽食狀態、飢餓狀態，可藉由送回流量之操作而任意地控制為可能的點係有益的。

關於各生物處理槽內之pH並未特別規定，但與通常活性污泥同樣地將各生物處理槽內之pH作成於6~8之範圍者為較佳。依據處理對象之BOD成分的種類，槽內之pH有變動的情形，但於此情形，使用氫氧化鈉或鹽酸、硫酸等，將槽內之pH控制於上述範圍內者為較佳。

一般於污泥之微粒化上核為必要。通常之排水中含有成為如此核的微粒子，故並無特別添加的必要，但於使核形成促進的觀點，添加Fe²⁺、Fe³⁺、Ca²⁺、Mg⁺等之離子使氫氧化物形成者為較佳。又，添加Fe²⁺的情形，添加於無氧生物處理槽10者為較佳。據此，除了核之促進形成外，可促進無氧狀態。

又，添加硝酸鹽或亞硝酸鹽於無氧生物處理槽10者為較佳。據此，嫌氣性細菌的脫氮菌於無氧生物處理槽10內變的容易增殖，而良好地保持無氧狀態。

本實施形態對於增容的抑制亦為有效。於增容之抑制，一般認為將環境作成使成為原因的絲狀微生物難以選擇性增殖的環境為有效的。一般而言，將為了於基質濃度低的飢餓狀態排除無耐受性的絲狀微生物，而導入基質之濃度梯度或飢餓狀態等的方法稱為動力學選擇(kinetic selection)，將為了使絲狀微生物難以攝取基質，導入好氣、無氧及嫌氣等之環境變化的方法將稱為代謝性選擇(metabolic selection)(參照非專利文獻1)。本實施形態因將生物污泥作成無氧狀態或飢餓狀態，成為動力學選擇及代謝性選擇之作用容易作動的環境，故可抑制增容。

[實施例]

以下，舉例實施例以更具體詳細地說明本發明，但本發明並未限定於以下之實施例。

使用如第1圖所示的排水處理裝置1(無氧生物處理槽10之容積10L、第一生物處理槽12之容積30L、第二生物處理槽14之容積40L)，將工業水中有機性BOD成分進行以BOD130~300mg/L之任意濃度稀釋的被處理水之生物處理。被處理水被連續地供給至第一生物處理槽12。將標準活性污泥法所使用的污泥作為種污泥來使用。馴養後，MLSS負荷之控制經由流量變化來進行。

無氧生物處理槽10係僅進行藉由攪拌機之攪拌，試驗期間中，將DO維持低於1mg/L。第一生物處理槽12及第二生物處理槽14係進行藉由散氣管的空氣曝氣，試驗期間中，將DO維持於5~8mg/L之範圍。

水溫並未特別控制而於室溫下進行，試驗期間中，於25~28℃之範圍內推移。

將自污泥分離槽16所排出的全體污泥流量設定為供給至第一生物處理槽12被處理水之流量的相同量。又，將供給於無氧生物處理槽10的污泥流量及供給於第二生物處理槽14的污泥流量之比例調整為3：10。經由物質收支而各槽之MLSS濃度比例被決定，因全體污泥流量係與被處理水之流量成比例而以同樣之比例上升，故試驗期間中飽食狀態相對於飢餓狀態之比例(飽食狀態/飢餓狀態之比例)被固定於約0.34。

污泥分離槽16水表面積負荷為0.2m/h~2.0m/h之範圍。

試驗期間中，被處理水之BOD濃度及自污泥分離槽16所獲得的最終處理水之BOD濃度、各槽之MLSS濃度、第一生物處理槽12及第二生物處理槽14之MLSS負荷、成為污泥沉降性指標之SVI30(僅第二生物處理槽14)、第一生物處理槽12與第二生物處理槽14之滯留時間之總計、無氧生物處理槽10之滯留時間(中央值)示於表1。又，於第3圖顯示各試驗期間中的污泥粒徑分布。

如表1所示，由試驗開始至第10日，將第一生物處理槽12中MLSS負荷設定為0.3kgBOD/kgMLSS/d，將第二生物處理槽14中MLSS負荷設定為0.04kgBODkgMLSS/d。於此試驗期間之SVI30，與種污泥作比較為降低，污泥之沉降性提升。然而，如第3圖所示，於此試驗期間之粒度分布與種污泥作比較並無大變化，無法認作微粒形成。以MLSS負荷0.3kgBOD/kgMLSS/d，係難以使第一生物處理槽12之生物污泥變成充分的飽食狀態，上述試驗期間(10日間)中，認為生物污泥之微粒化不會發生。

試驗開始10日後~20日，使被處理水之流入流量增加而將第一生物處理槽12中MLSS負荷設定為0.8kgBOD/kgMLSS/d。如表1所示，於此試驗期間之SVI30與種污泥作比較係大幅降低。又，如第3圖所示，於此試驗期間之粒徑與種污泥作比較會變大，可謂生物污泥之微粒化係進行中。

試驗開始20日後~30日，使被處理水之流入水量、被處理水之BOD濃度增加而設定第一生物處理槽12中MLSS負荷為1.8kgBOD/kgMLSS/d。如表1所示，於此試驗期間之SVI30係維持與試驗開始10日後~20日之試驗期間同樣的低值。又，如第3圖所示，於此試驗期間，粒子徑進一步變大。將此試驗期間之生物污泥以電子顯微鏡觀察的結果，形成直徑約200μm之微粒。

試驗開始30日後~40日，將第一生物處理槽12之MLSS負荷設定為1.8kgBOD/kgMLSS/d，配合MLSS濃度之上昇，使被處理水之流入水量增加下，將第一生物處理槽12與第二生物處理槽14之滯留時間總計設定為1.8h。其結果如表1所示，於此試驗期間之SVI30，與試驗開始後20日後~30日試驗期間作比較為上升的。試驗開始30日後~40日試驗期間之生物污泥以電子顯微鏡觀察的結果，雖試驗開始20日後~30日試驗期間所形成的微粒被維持，但其周圍會附著集團。此附著的集團被認為是生物污泥之沉降性惡化的原因。

試驗開始40日後~50日，將被處理水之BOD濃度之稀釋比例變更為300mg/L，使被處理水之流入水量減少，將第一生物處理槽12之MLSS負荷設定為1.9kgBOD/kgMLSS/d，將第一生物處理槽12與第二生物處理槽14之滯留時間之總計設定為3.2h。其結果，如表1所示，試驗開始30日後~40日之試驗期間中，上昇的SVI30於此試驗期間會降低，可見生物污泥沉降性的改善傾向。試驗開始40日後~50日試驗期間之生物污泥以電子顯微鏡觀察的結果，試驗開始30日後~40日試驗期間中附著微粒的集團會減少。

如以上所述，將第一生物處理槽12中MLSS負荷設定為0.3kgBOD/kgMLSS/d，將第二生物處理槽14中MLSS負荷設定為0.04kgBODkgMLSS/d的情形，雖然污泥之沉降性提升，但10日間之試驗期間中，不會發生生物污泥之微粒化。而且，使第一生物處理槽12中MLSS負荷上升至0.8kgBOD/kgMLSS/d以上時，發生所謂10日間的短期間的生物污泥之微粒化。又，第一生物處理槽12與第二生物處理槽14滯留時間之總計為低時，微粒之周圍附著集團，有生物污泥之沉降性降低的情形。

其次，使用新的相同之種污泥，基於省略第1圖之無氧生物處理槽10，啟動至第一生物處理槽12中MLSS負荷成為1.4kgBOD/kgMLSS/d、第二生物處理槽14中MLSS負荷成為0.1kgBODkgMLSS/d，此負荷下進行20日間之運轉。此時污泥之狀況以電子顯微鏡觀察的結果，因應啟動而可見污泥之微粒化，但20日間之運轉中可見多量的微小動物增殖，由此，微粒會被破壞。20日間運轉後之結果整理於表2。如表2所示，SVI30與微粒化的條件比較下成為高的值。

之後，附加無氧生物處理槽10，未變更負荷條件下進行10日間之運轉。10日間運轉後之結果整理於表2。如表2所示，10日間之運轉後之SVI30，與省略無氧生物處理槽10的情形相比，會大幅降低。此時污泥之狀況以電子顯微鏡觀察的結果，可見微小動物之減少，又形成直徑約200μm之微粒。由此結果，認為無氧生物處理槽10對微粒化有大的貢獻。

1．．．排水處理裝置

10．．．無氧生物處理槽

12．．．第一生物處理槽

14．．．第二生物處理槽

16．．．污泥分離槽

18a~18c．．．排水流入管線

20a~20c．．．污泥送回管線

22．．．處理水排出管線

[第1圖]為顯示本實施形態有關之排水處理裝置之一例的概略構成圖。

[第2圖]為顯示批次式活性污泥法中的1批次之BOD濃度與時間之關係圖。

[第3圖]為顯示實施例之各試驗期間中的污泥粒徑分布。