廢水處理方法、系統及汙染物降解活性測定方法

2023-07-03 02:31:26 1

專利名稱：廢水處理方法、系統及汙染物降解活性測定方法
技術領域：
本發明涉及ー種高效的廢水處理方法。更詳細地說，本發明涉及利用活性汙泥法的廢水處理方法、廢水處理系統及活性汙泥微生物的汙染物降解活性測定方法。
背景技術：
下水道水和生活廢水等汙水、實驗廢水、エ廠廢水、家畜廢水、汙泥處理水等廢水主要通過三種方法來處理。S卩，可大致分為圖I所示的被稱為「標準法」的連續式處理、圖2所示的被稱為分批式處理方法的處理方式、以及OD式處理方法(圖3)這三大類；所述標準法用於各種廢水處理，主要用於下水道水處理，第一處理槽2a用於進行厭氧處理，第二處理槽3a和第三處理槽4a用於進行曝氣；所述OD式處理方法是製造橢圓形的大型水路來流通原水，在原水的 流入部位和中間的部位間歇地進行曝氣和攪拌；它們分別根據使用的廢水(原水Ia)的種類和處理量、建設費來建設並實施。例如，採用分批式處理方法(圖2)的情況下，在四個槽的處理設備中，將原水Ia導入具有曝氣裝置和攪拌裝置以及排水裝置的第一分批槽(處理槽)2a和第二分批槽3a，進行活性汙泥處理，將沉澱在兩個分批槽底面的汙泥取出，輸送至第一剰餘汙泥槽8a，再將該汙泥濃縮後貯存於第二剰餘汙泥槽9a，適時地搬出，脫水後進行填埋、焚燒等。另ー方面，分批槽的上清液被排水裝置上吸，作為排放水7a排放至河川。一般來說，原水Ia大都預先在調整槽中將流入廢水的水質和濃度平均化後導入處理槽等。如上所述，對於利用活性汙泥法的上述任一種廢水處理，一直以來都要求下水道水處理後的排放水(處理水)的水質(處理水質)的提高、處理效率的穩定化、伴隨處理而產生的汙泥的減量化、處理時的泡沫/浮渣(scum 由浮在下水道水處理槽的水面上的固體物質和油脂成分聚集而成的浮渣，由於會產生氣體，因此曝氣受到阻礙，處理槽的功能減弱，產生惡臭)/膨脹等的抑制。現有的廢水處理所存在的問題中，上述採用活性汙泥的處理過程中的活性汙泥細菌類的活性降低可能會導致產生氨和硫化氫而發出惡臭、或者產生泡沫或被稱為浮渣的漂浮物而直接流入排放水等問題，處理效率大幅降低，並且排放水的水質變差。即，現有的下水道水處理中，流入處理系統內的汙水和廢液等待處理廢液中的汙染物的成分(流入水所含物質)及其組成一直在變化，從「活性汙泥法」的角度來看，抑制活性汙泥的活性(活性汙泥微生物的生長)的生長抑制物質始終都在流入。如果生長抑制物質流入處理系統內，則汙染物降解性的活性汙泥細菌類/微生物類的生長受到抑制，汙染物降解性可能會下降。其原因多種多樣，其中，投入處理槽(分批槽)2a和3a中的原水Ia常常含有活性汙泥微生物群的生長抑制物質，因此活性汙泥處理能力急劇下降，使廢水處理的推進大幅減緩。另ー方面，各處理槽和剩餘汙泥貯留槽的曝氣所需的用電量大，成為降低廢水處理成本的一大障礙。此外，現有的處理方法中，即使廢水處理能力有所提高，從處理槽中取出、(離心)脫水後供至焚燒、填埋處理的剩餘汙泥量也只會増加，而完全不可能減少。即，處理剩餘汙泥的各種費用不斷増加。因此，用於將剩餘汙泥離心分離和脫水的電費、排出的汙泥的焚燒和填埋費用、由此產生的運輸費用等不斷増加。作為 改善策略，通常實施在處理系統中設置培養槽來使汙泥循環的方法，但有時設置費用和管理費增加，汙泥減量化效果卻不明顯。作為汙泥減量化的方法，已知設置培養槽來提高活性汙泥的汙染物降解性的「培養法」;持續向處理槽中添加降解性高的活性汙泥的「添加法」;用研磨機粉碎汙泥後送回處理槽的「研磨法」;向汙泥中鼓入臭氧後送回處理槽的「臭氧法」；對汙泥進行超聲波處理後送回處理槽的「超聲波法」;用噴水粉碎汙泥後送回處理槽的「水噴射法」等方法。但是，這些汙泥減量化方法中，新設備的引入和維持需要花費龐大的費用。在這樣的背景下，專利文獻I中，僅為了提高屎尿處理槽中的處理效率而提出了向處理槽中添加矽化合物和鎂化合物的方法、給予蛋白腖等營養劑的方法、向處理槽中追加活性汙泥用種菌的方法，但對於屎尿處理以外的情況並未充分達到其目的。另ー方面，以往幾乎未知有關下水道水所含汙染物和屎尿降解性菌株的報導。本發明人發現，屎尿被芽孢桿菌屬細菌類(下述A株和B株的組合)降解，這些芽孢桿菌屬細菌類定性地顯示出澱粉油脂降解性，以肌肉性蛋白質為主要成分的庖肉培養基(日水製藥株式會社(日水製薬)制)的懸浮物質〔SS suspended solid)的除去率約為80%以上(非專利文獻I)。日水製藥株式會社制的庖肉培養基現已停產。本發明人還發現，在屎尿處理時，如果向處理槽中添加矽化合物和鎂化合物，則屎尿降解性芽孢桿菌屬細菌類佔據優勢，高效地引發屎尿降解，惡臭的產生減少(非專利文獻I 3)。而且還發現，在下水道水處理時，矽化合物和鎂化合物的存在對於伴隨處理而產生的汙泥的減量化和惡臭產生的減少也是很重要的。此外還發現，對於汙染物降解而言，除了澱粉降解性和油脂降解性之外還兼具庖肉培養基中的懸浮物降解性的芽孢桿菌屬細菌是很重要的。但是，非專利文獻I 3中，針對被焚燒或填埋的排放汙泥的減量化的嘗試，僅提出了通過使用處理能力高的微生物菌株和處理方法來提高效率的技術方案，可以說尚不存在汙泥大幅減量化的方法和技術。本發明人還發現，在下水道水處理時，如果產生泡沫、浮渣、膨脹等，則通過添加營養劑能有效地消除這些問題(專利文獻2)。現有技術文獻專利文獻專利文獻I :日本專利特開第2002-86181號公報專利文獻2 :國際公開第2006/115199號文本非專利文獻非專利文獻I :村上及入江等，好氧性屎尿處理槽中的芽孢桿菌的優勢及其生物化學性質(好気性し尿処理槽におけるBacillis spp.の優佔化とそれらの生化學的性質)，水環境學會志，18 (2)，97-108頁，1995年
非專利文獻2 :入江鐐三及高塚秀樹，利用芽孢桿菌屬細菌的増加/優勢來改善下水道水處理的相關研究(Bacillus屬細菌の増加/優佔化による下水道水処理改善に閨する研究)，防菌防黴，27卷(7)，431-440頁，1999年非專利文獻3 :土井幸夫、李文生、入江鐐三、田端信一郎及建石耕一，高效無臭合併處理浄化槽中佔據優勢的菌群及它們的生物化學性質，防菌防黴，26卷(2)，53-63頁，1998 年

發明內容
發明所要解決的技術問題本發明的目的在於提供一種能在不對現有的活性汙泥法中使用的廢水處理設施 進行大規模改造的情況下以低成本實現廢水處理後的水的水質(處理水質)的提高和汙泥減量化、高效地處理下水道水等廢水的廢水處理方法、廢水處理系統及活性汙泥微生物的汙染物降解活性(作為表示水域的渾濁程度的指標的BOD成分和懸浮物質〔SS〕的除去率)測定方法。S卩，本發明的目的在於提供一種在消除活性汙泥處理微生物群的汙染物降解活性降低的現象並大幅提高其處理能力以提高處理效率的同時、使剰餘汙泥減量化的方法。解決技術問題所採用的技術方案如上所述，下水道水處理的處理費用持續高漲，希望實現汙泥產生量的減少、惡臭的減少、汙泥脫水的聞效化等。從環境問題等角度考慮，還希望實現處通後的水質的提聞和
穩定化。以往，幾乎未知活性汙泥法等中使用的汙染物降解性微生物類的相關研究，也未知選擇性地在下水道水處理槽或汙泥貯留槽中培養汙染物降解性高的微生物的技木。此夕卜，生長抑制物質流入處理系統內、汙染物降解性的活性汙泥細菌類/微生物類的生長受到抑制的「生長抑制」是下水道水處理高效化的難點，也未知該生長抑制的解決方法。本發明人自1991年起開始研究自人畜的屎尿處理和下水道水處理(包括生活雜廢水和食品エ廠廢水的處理，下同)中起作用的活性汙泥微生物，從而完成了本發明。一般認為汙泥由活性汙泥微生物構成，但本發明人提出了汙泥中含有大量的未降解汙染物的見解。事實上，已有報導稱，澱粉降解性、油脂降解性、肌肉蛋白質降解性細菌類如果在屎尿處理或下水道水處理活性汙泥中生長，則處理水質提高，可見汙泥的減量化，惡臭減少(非專利文獻1、2)。有報導稱，此時，要使汙染物降解性高的細菌類生長並維持，需要添加矽化合物和鎂化合物(非專利文獻I 3)。還發現，汙染物降解性高的細菌類生長時，可能會產生浮渣和泡沫，蛋白腖的添加有助於解決這些問題，並且已將其申請專利(專利文獻2)。然後，在2006年(2006年)12月 2009年(2009年)12月的3年間，進行了下水道水處理的高效化試驗，結果發現，如果除了矽化合物和鎂化合物及蛋白腖之外還添加鋁化合物和乾燥酵母提取物作為處理促進劑，則可起到如下所述的良好效果當有活性汙泥微生物生長抑制物質流入吋，活性汙泥微生物的休克狀態解除，汙染物降解性細菌群恢復，而且還出現汙染物降解性更高的細菌群。還有，從16S rDNA鹼基序列的分析和基因樹判斷，可以認為出現的高汙染物降解性菌株是由添加的種菌株誘變而得的突變株，各種酶活性有所提高，而且各種酶的非特異性有所提高。即，可以認為由添加的種菌株誘變而得的突變株是誘導出了酶生產能力的菌株。可以認為「誘導出了酶生產能力」是指酶自身發生突變而酶活性提高，特別是蛋白酶活性和蛋白酶的底物非特異性提高。除了汙染物降解性高的細菌株的出現、生長、維持之外，還出現了顯示出澱粉降解性、油脂降解性、纖維素降解性的黴菌和酵母，並且能維持一定數量。出現的黴菌中存在G株，該G株具有抗生素生產性，而且隨著G株的生長，在處理槽中絲狀真菌類的生長逐漸消失。本發明人發現，為了使上述汙染物降解性高的微生物類生長並維持，除了添加處理促進劑之外，還需要保持合適的汙泥返送量和保持合適的曝氣量。如果如上所述管理下水道水處理設施，則與以往的年平均值相比，處理水BOD改善了 57%以上，懸浮物質〔SS〕除去率改善了 67%以上，總氮〔T-N〕改善了 15%以上，總磷 化合物量〔T-P〕顯示出與以往相同的除去率。還有，汙泥產生量以乾燥重量計與以往相比削減了 50%，以汙泥轉化率(=IOOX增加汙泥乾燥重量/除去BOD量)計與以往相比減少了約60% (實現了減量化)。此外，關於添加的處理促進劑，已知矽化合物和鎂化合物，但未知鋁化合物的添加效果。另ー方面，雖然已發現在產生泡沫和浮渣時，蛋白腖的添加對於解決這些問題有效，但本發明人新發現，乾燥酵母提取物的添加顯示出消除泡沫和浮渣的效果，對於活性汙泥微生物的生長抑制的恢復具有卓越的效果。已知添加種菌作為汙染物降解性細菌的技術方案，但效果不持久。此外，尚不知曉從添加的種菌誘變出汙染物降解性更高的菌株的技術方案。另外，迄今為止在下水道水處理領域，尚未知有在處理槽、汙泥貯留槽、濃縮汙泥貯留槽中確認到黴菌和酵母等澱粉降解性、油脂降解性、纖維素降解性強的微生物的生長的例子。本發明人基於這些發現而完成了本發明。S卩，本發明的廢水處理方法如下所述，包括作為第一形態的「廢水處理方法(a ) 」和作為第二形態的「廢水處理方法(P)」。廢水處理方法(a )如圖I 4所示，其特徵在於，在對原水Ia進行活性汙泥處理吋，實施第一汙泥返送エ序Va，該第一汙泥返送エ序Va是將在帶曝氣和攪拌的第一剩餘汙泥槽或汙泥貯留槽12a中進行了曝氣和攪拌的汙泥返送至處理槽、分批槽或厭氧槽的エ序和/或將在帶曝氣和攪拌的第二剰餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽13a中進行了曝氣和攪拌的汙泥返送至處理槽、分批槽或厭氧槽的エ序，並且在將返送該汙泥的處理槽中、分批槽中或厭氧槽中的芽孢桿菌屬細菌數維持在2. OX IO5 22. 5 X 105Cfu/mL的同時進行活性汙泥處理。上述方法(a)中，在實施第一汙泥返送エ序Va時，為了避免受到生長抑制劑等的影響而活性降低，較好是還實施第二汙泥返送エ序Wa，該第二汙泥返送エ序Wa是將在帶曝氣和攪拌的第二剰餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽13a中進行了曝氣和攪拌的汙泥返送至帶曝氣和攪拌的第一剩餘汙泥槽或汙泥貯留槽12a的エ序。較好是向第一處理槽或第一分批槽2a、第二處理槽或第二分批槽3a、第三處理槽4a,OD槽5a、第一剩餘汙泥槽或汙泥貯留槽8a、第二剰餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽9a、汙泥濃縮槽10a、汙泥貯留槽或濃縮汙泥貯留槽11a、帶曝氣和攪拌的第一剰餘汙泥槽或汙泥貯留槽12a、以及帶曝氣和攪拌的第二剰餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽13a中的任意ー個以上的槽中添加處理促進劑，該處理促進劑較好是選自矽化合物、鎂化合物、鋁化合物、蛋白腖和乾燥酵母提取物的ー種或兩種以上。較好是向第一剩餘汙泥槽或汙泥貯留槽8a、第二剰餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽9a、汙泥濃縮槽10a、汙泥貯留槽或濃縮汙泥貯留槽11a、帶曝氣和攪拌的第一剰餘汙泥槽或汙泥貯留槽12a、以及帶曝氣和攪拌的第二剰餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽13a中的任意ー個以上的槽中添加氮源，該氮源較好是選自尿素、硫酸銨、氯化銨和硝酸銨的任意ー種以上。另ー方面，本發明的廢水處理方法(￠)如圖5所示，其特徵在於，採用至少包括下述エ序(I) (5)的活性汙泥法進行廢水處理吋，在汙泥貯留槽30和/或濃縮汙泥貯留槽50中至少安裝曝氣裝置和攪拌裝置中的 曝氣裝置，配置成帶裝置的汙泥貯留槽30和/或帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50，實施下述汙泥返送(I)、(II)；エ序(I):在向具有曝氣裝置和攪拌裝置的曝氣槽10中添加了種菌群2的狀態下，使生物化學需氧量〔B0D〕為80mg/L以上的汙水或廢液I流入，進行曝氣和攪拌，從而得到攪拌處理液11的曝氣エ序；エ序(2):使エ序(I)中得到的攪拌處理液11流入汙泥沉澱槽20，通過靜置分離成上清液21和沉澱汙泥22後,將該上清液21作為排放水23排放至體系外的分離エ序；エ序(3):將エ序(2)中得到的沉澱汙泥22取出，將沉澱汙泥22貯留於汙泥貯留槽30，將其一部分返送至所述曝氣槽10的貯留返送エ序；エ序⑷將エ序(3)中得到的貯留汙泥在汙泥濃縮槽40和/或離心濃縮機60中濃縮的濃縮エ序；以及エ序(5):將エ序(4)中得到的濃縮汙泥貯留於濃縮汙泥貯留槽50，將其一部分搬出至體系外的貯留搬出エ序；汙泥返送(I):在所述帶裝置的汙泥貯留槽30中進行曝氣或進行曝氣和攪拌，將由此得到的攪拌處理貯留汙泥31取出，返送至所述曝氣槽10 ;和/或汙泥返送(II):在所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中進行曝氣或進行曝氣和攪拌，將由此得到的攪拌處理濃縮貯留汙泥51取出，返送至所述曝氣槽10和/或所述帶裝置的汙泥貯留槽30 ；向所述曝氣槽10、所述帶裝置的汙泥貯留槽30和所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中的至少ー個以上的槽中添加汙泥凝聚劑和營養劑，並且在將添加有所述汙泥凝聚劑和所述營養劑的槽中的芽孢桿菌屬的細菌數保持在2. OXlO5 111 X 105Cfu/mL的同時進行廢水處理。如圖6所示，所述曝氣槽10可以2個以上串聯連結，在第一個處理槽12中實施不進行曝氣而只進行攪拌的厭氧處理，在第二個處理槽13以後添加種菌群2，進行曝氣和攪拌。如圖5所示的所述曝氣槽10通過暫時停止其曝氣和攪拌的功能，可以兼用作所述汙泥沉澱槽20。較好是所述種菌群2被誘變成汙染物高降解性菌群，該汙染物高降解性菌群具有澱粉降解性和油脂降解性，並且下述組成的庖肉培養基Oxoid和Difco中所含的懸浮物質SS的除去率分別為70%以上和60%以上；庖肉培養基Oxoid的組成(每1L):乾燥心肌為73. Og、蛋白腖為10. Og、牛肉提取物粉末(Lab-lemco powder)為10. Og、氯化鈉為5. Og、葡萄糖為2. Og ;庖肉培養基Difco的組成(每1L):乾燥牛心肌為98. Og、月示蛋白腖為20. Og、葡萄糖為2. Og、氯化鈉為5. Og。更好是所述汙染物高降解性菌群對所述庖肉培養基Oxoid中所含的SS的除去率為80%以上。較好是所述種菌群2是A株、B株和C株；所述A株是蘇雲金芽孢桿菌[Bacillus thuringiensis],國際保藏編號:FERM BP-11280 ;所述B株是枯草芽孢桿菌[Bacillussubtilis]，國際保藏編號FERM BP-11281 ;所述C株是枯草芽孢桿菌[Bacillussubtilis]，國際保藏編號:FERM BP-11282。較好是所述汙染物高降解性菌群包含選自D株、E株和F株的至少ー種芽孢桿菌屬細菌；所述D株是枯草芽孢桿菌[Bacillus subtilis]，國際保藏編號:FERM BP-11283 ；所述E株是枯草芽孢桿菌[Bacillus subtilis]，國際保藏編號FERM BP-11284 ;所述F株是枯草芽孢桿菌[Bacillus subtilis]，國際保藏編號FERM BP-11285 ;或者所述汙染物高降解性菌群包含至少ー種所述芽孢桿菌屬細菌以及G株的黴菌和/或選自H株、I株和J株的至少ー種酵母；所述G株是不整青黴[Penicillium turbatum],國際保藏編號FERM BP-11289 ;所述H株是林生地黴[Geotrichum silvicola],國際保藏編號FERM BP-11287 ;所述I株是發酵畢赤酵母[Pichia fermentans],國際保藏編號FERM BP-11286 ;所述J株是季也蒙畢赤酵母[Pichia guilliermondii],國際保藏編號FERMBP-I1288。較好是所述汙泥凝聚劑含有鋁化合物以及矽化合物和/或鎂化合物；相對於lg/L添加該汙泥凝聚劑的槽中的懸浮物質MLSS，添加0. 01 0. 5g的以氧化鋁Al2O3換算的鋁化合物、0. 01 2g的以ニ氧化矽SiO2換算的矽化合物、以及0. 01 0. 5g的以氧化鎂MgO換算的鎂化合物，上述添加量是各槽的每I立方米(m3)的每I天的量。較好是所述營養劑是蛋白腖和/或乾燥酵母提取物；相對於lg/L添加該營養劑的曝氣槽10中的MLSS，添加0. 8 70mg的蛋白腖、0. I IOmg的乾燥酵母提取物；相對於lg/L添加該營養劑的所述帶裝置的汙泥貯留槽30中的MLSS，添加3. 5 250mg的蛋白腖、0. 7 45mg的乾燥酵母提取物；相對於lg/L添加該營養劑的所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中的MLSS，添加2. 0 150mg的蛋白腖、0. 4 25mg的酵母提取物；上述添加量是各槽的每I立方米(m3)的每I天的量。較好是向所述帶裝置的汙泥貯留槽30和/或所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中與所述汙泥凝聚劑和所述營養劑一起添加氮源，該氮源是選自尿素、硫酸銨、氯化銨和硝酸銨的ー種以上；相對於lg/L所述帶裝置的汙泥貯留槽30中的MLSS，添加0. I 15g的以N2換算的氮源；相對於lg/L所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中的MLSS，添加I 150mg的以N2換算的氮源；上述添加量是各槽的每I立方米(m3)的每I天的量。此外，本發明的廢水處理系統的特徵在於，採用所述活性汙泥法進行廢水處理吋，在汙泥貯留槽30和/或濃縮汙泥貯留槽50中至少安裝曝氣裝置和攪拌裝置中的曝氣裝置，配置成帶裝置的汙泥貯留槽30和/或帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50，實施所述汙泥返送(I)和/或(II)，向所述曝氣槽10、所述帶裝置的汙泥貯留槽30和所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中的至少ー個以上的槽中添加汙泥凝聚劑和營養劑，並且在將添加有所述汙泥凝聚劑和所述營養劑的槽中的芽孢桿菌屬的細菌數保持在2. OX IO5 IllX 105Cfu/mL的同時進行廢水處理。本發明的廢水處理系統中，所述曝氣槽10可以2個以上串聯連結，在第一個處理槽12中實施不進行曝氣而只 進行攪拌的厭氧處理，在第二個處理槽13以後添加種菌群2，進行曝氣和攪拌，所述曝氣槽10通過暫時停止其曝氣和攪拌的功能，可以兼用作所述汙泥沉澱槽20。本發明的廢水處理系統中的汙泥凝聚劑和營養劑與優選在本發明的廢水處理方法(￠)中使用的汙泥凝聚劑和營養劑相同，添加量也與本發明的廢水處理方法(￠)的情況相同。此外，所述帶裝置的汙泥貯留槽30和/或所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中與汙泥凝聚劑和營養劑一起添加的氮源及其添加量也與本發明的廢水處理方法(￠)的情況相同。另外，本發明的活性汙泥微生物的汙染物降解活性測定方法的特徵在於，根據將細菌接種於所述庖肉培養基並培養後的SS的乾燥重量X和在不將細菌接種於所述庖肉培養基的情況下另行培養後的SS的乾燥重量Y，用下式(i)SS 除去率(% ) = { (Y-X)/Y} X100- (i)算出SS除去率，藉此測定所述種菌群或所述汙染物高降解性菌群中所含的活性汙泥微生物的汙染物降解性能。發明的效果利用本發明的廢水處理方法(a )，與現有的處理方法相比，具有如下所述的極優良的效果能處理的廢水量的大幅増加(以一年計，處理水的BOD的除去率提高57%以上，SS〔懸浮物質〕的除去率提高67%以上，T-N的除去率提高15%以上)、剩餘汙泥的產生量的令人震驚的減量化(50% )、汙泥轉化率的顯著降低(約-60% )、經曝氣和貯藏的剩餘汙泥的離心分離所需的電量的大幅削減、排放水的水質的大幅提高、處理設備周邊的惡臭產生的大幅減少。本發明人還發現，通過實施本發明的廢水處理方法(a)，在該處理的運轉過程中作為種菌添加的汙染物降解性微生物群(以芽孢桿菌屬菌為主體)在經過一定時間後完全消失，被誘變成汙染物降解性能更高的汙染物降解性微生物群。本發明人發現，在該汙染物降解性微生物群中也包含天然來源的黴菌和酵母菌。本發明的廢水處理方法(￠)還能提供具有下述⑴ (10)的效果的廢水處理方法、廢水處理系統和活性汙泥微生物的汙染物降解活性測定方法。(I)種菌被誘變成汙染物高降解性菌群通過實施本發明的廢水處理方法)，不僅種菌被誘變成汙染物降解性高的菌群，即使在不添加種菌的情況下(這是指土壌或屎尿等中存在汙染物降解性高的芽孢桿菌屬細菌、流入並佔據優勢而進行高效的處理的情況)，也能誘變出汙染物降解性高的菌群(與添加種菌的情況相比有時需要花費ー些時間；非專利文獻2)。還有，使用A株、B株和C株作為種菌來實施本發明的廢水處理方法的情況下(在實施例中詳細描述)，能誘變出汙染物降解活性維持在與這些種菌同等水平的多種菌群(芽孢桿菌屬細菌、黴菌、酵母)。菌群中所包含的微生物的種類有多種(即對生長抑制物質的感受性各不相同)，因此作為一個整體不易發生生長抑制。(2)汙泥減量化能使汙泥產生量以乾燥重量計與以往相比減少50%以上，以汙泥轉化率(=IOOX增加汙泥乾燥重量/除去BOD量)計與以往相比減少約60%以上。(3)處理水水質的提高以年平均計，與以往相比能使處理水BOD改善57%以上，使SS除去率改善67%以上，使總氮〔T-N〕改善15%以上。總磷化合物量〔T-P〕的處理維持現狀。如果能像本發明這樣提高處理水質，則能抑制對環境造成的不良影響。 (4)惡臭成分產生的抑制能抑制來自處理槽或汙泥貯留槽的氨、硫化氫等惡臭成分的產生。其結果是，能延長設施的無修理時間(修理間隔)，因此能節約設施管理費。(5)耗電量的節約即使流入BOD量隨時間增加，也能如上所述以高效率和高品質進行廢水處理，因此在要求與以往同等程度的品質的處理水的情況下，能維持耗電量不變或降低耗電量。(6)幾乎不需要翻修設施不需要大幅翻修現有設施。即，在不改造或小幅改造現有的下水道水處理設施的情況下即可實施本發明的廢水處理方法)，因而與以往相比能實現汙泥減量化。(7)絲狀真菌類的生長的抑制絲狀真菌類的生長得到抑制，因而能抑制泡沫和浮渣的產生，能維持良好的汙泥沉降性，設施的管理容易。(8)下水道水汙泥處理經費的削減如實施例中所詳述，2009年(2009年)的下水道水處理量為185m3/天，汙泥減量化率與2005年(2005年)相比為50. 1%，汙泥產生量大幅減少，雖然與2005年相比除去BOD量增加了 35. 92%、除去SS重量增加了 60. 85%，但減量化的乾燥汙泥重量相當於7. 458t。該乾燥汙泥量換算成濃縮汙泥(實施例中使用的下水道水處理設施的濃縮汙泥的MLSS含量約為2%，含水率約為98% )相當於124輛3. Om3貨車的量，搬運費為62萬日元，相當於50m3脫水泥餅(含水率85% :含水率(％) =(水分重量/水分+MLSS重量)X 100)，處理費用約為80萬日元，共計142萬日元，節省下的費用為142萬日元/年。如果以從2009年4月到2010年(2009財政年度)3月的預測汙泥減量化率62%計算，則可預測能節約的處理費為176萬日元/年。「乾燥汙泥」的重量按照懸浮物質測定法(JIS K010214. I)測定。該懸浮物質測定法是用玻璃纖維制濾器(孔徑I U m，直徑20 50nm)過濾一定容量(200mL)的汙泥懸浮水，於105 110°C乾燥I小時，在乾燥器內放冷(約I小吋)，按照下式算出其重量。乾燥懸浮物質量(mg/L) = [懸浮物質+濾紙重量(mg) -濾紙重量]X 1000/試樣(mL)式中，[懸浮物質+濾紙重量(mg)-濾紙重量]在20 40mg的範圍內。通過常規方式測定槽內的MLSS時，用MLSS計(利用光的散射現象測定MLSS濃度(mg/L))測定。「濃縮汙泥」是指從沉澱槽汙泥去除水分濃縮而得(水分含量低)的汙泥。(9)能應用於各種廢水不僅能應用於下水道水處理，也能應用於以畜產廢水處理、屎尿處理、食品エ廠廢水處理為代表的其它廢水處理，因此能應用於各種領域。(10)汙泥轉化率的降低對於汙泥轉化率設計值為40%、且汙泥轉化率實際值為90%的設施，能使汙泥轉化率降至35%以下。 這裡，「汙泥轉化率設計值」是指根據由各處理設施建設公司按照下水道水處理方式進行實驗而得的值算出的值，記載於投標文件等。設為40%以下的法律依據不明(認為可能是下水道事業團制定的標準值)，但認為汙泥轉化率上限為40%。「汙泥轉化率實際值」根據由設施管理人員(地方政府委託管理)運轉處理設施而得到的值算出。汙泥轉化率通過下式算出。汙泥轉化率) =100 X增加汙泥重量(乾燥物kg) /除去BOD量(kg)附圖
的簡單說明圖I是模式化地表示現有的連續式廢水處理設備中的廢水處理槽的基本結構的圖。圖2是模式化地表示現有的分批式廢水處理槽的基本結構的圖。圖3是模式化地表示現有的OD式廢水處理槽的基本結構的圖。圖4是模式化地表示本發明的廢水處理方法(a )中的汙泥的返送和剰餘汙泥處理的流程的圖，可適用於圖I 3中的任ー個。圖5是模式化地表示本發明的廢水處理方法(￠)中使用的各槽的結構的圖。圖中，(a)和(b)分別表示可以將攪拌處理貯留汙泥31在離心濃縮機60中濃縮，或者也可以使攪拌處理貯留汙泥31流入汙泥濃縮槽40。用圖5的曝氣槽10來應對圖6所示的連續式處理的形態與將圖I和圖4組合而成的連續式處理的形態相同。圖6是模式化地表示圖5的曝氣槽10為應對連續式處理而由多個處理槽連結而成的形態的圖。圖7是模式化地表示實施例中使用的廢水處理方法(￠)的各槽的結構的圖，汙泥貯留槽30和濃縮汙泥貯留槽50分別具有曝氣裝置和攪拌裝置。下面，也將攪拌處理貯留汙泥31從汙泥貯留槽30向分批槽70的返送記作「汙泥返送(i) 」，將攪拌處理濃縮貯留汙泥51從濃縮汙泥貯留槽50向分批槽70的返送記作「汙泥返送(ii) 」，將攪拌處理濃縮貯留汙泥51從濃縮汙泥貯留槽50向汙泥貯留槽30的返送記作「汙泥返送(iii) 」。圖7的形態與將圖2和圖4組合而成的分批式處理的形態相同。圖8所示為C株、D株、E株或F的16S rDNA鹼基序列(1510bp)。圖中的「R」表示A(腺嘌呤)或G(鳥嘌呤)。此外，該鹼基序列的前端(5』末端)的19個鹼基和3』末端的16個鹼基的序列分別表示與9F引物和1510R引物的序列相對應的鹼基序列。實施發明的方式下面，參照附圖I 4對本發明的廢水處理方法(a)進行更詳細的說明。
用活性汙泥來處理下水道水或生活廢水等汙水、實驗廢水、エ廠廢水、家畜廢水、汙泥處理水等廢水時，無論是連續式、分批式還是OD式，在進行處理的同時，活性汙泥微生物的活動都會下降，產生氨、硫化氫等惡臭及泡沫和被稱為浮渣的漂浮物，造成直接流入排放水等問題。因此，處理效率大幅降低，並且排放水的水質變差。其原因多種多樣，其中，投入處理槽(圖2中的2a和3a)中的原水Ia (廢水)常常含有活性汙泥微生物群的生長抑制物質，因此活性汙泥處理能力急劇下降，使廢水處理的推進和效率降低。通常，在廢水處理的運轉過程中，將汙泥從各處理槽取出至剰餘汙泥槽或汙泥貯留槽，積蓄了規定量後，再經過濃縮、脫水等處理，將汙泥搬出。該取出自動進行一定時間。本發明的廢水處理方法(a )中，不論採用何種活性汙泥處理的情況下，剩餘汙泥 的取出量均為正在各處理槽中進行處理的廢水量的10 25%左右，為15 17%左右時效率更好。通常，一併實施如下所述的與該汙泥取出相對應的量的汙泥返送。如圖4所示，在進行汙泥取出前，將進行了曝氣和攪拌的汙泥從「帶曝氣和攪拌的第一剩餘汙泥槽或汙泥貯留槽12a」(例如至少安裝有曝氣裝置和攪拌裝置中的曝氣裝置的進行了曝氣和攪拌的第一剰餘汙泥槽8a等)返送至處理槽(曝氣槽或厭氧槽)(「第一汙泥返送エ序」Va)。藉此，能在將處理槽中的汙染物降解性高的微生物數(以汙染物降解性的芽孢桿菌屬細菌作為指標)維持在2. OX IO5 22. 5 X 105Cfu/mL的同時穩定地實施活性汙泥處理。為標準法時(與分批法相同)，第一汙泥返送エ序的返送量是原水的流入量的10 30%左右，通常較好是15 17%左右。該第一汙泥返送エ序在提高廢水處理的效率方面很重要，通過在將分批槽中具有高汙染物降解活性的汙染物降解性微生物數(以汙染物降解性的芽孢桿菌屬細菌作為指標)維持在2. OX IO5 22. 5 X 105Cfu/mL的同時實施活性汙泥處理來實現，這是本發明的廢水處理方法(a)的特徵之一。為標準法或OD方式吋，需要有將沉澱於沉澱槽的汙泥直接返送至處理槽的通路，需要流入原水量的0. 15倍 I. 5倍量的返送能力。本發明的廢水處理方法(a )中，還進行從「帶曝氣和攪拌的第二剩餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽13a」(例如進行了曝氣和攪拌的第二剰餘汙泥槽9a等)到「帶曝氣和攪拌的第一剩餘汙泥槽或汙泥貯留槽12a」 (例如進行了曝氣和攪拌的第一剰餘汙泥槽8a等)的汙泥返送(圖4中的「第二汙泥返送エ序」Wa)。該第二汙泥返送エ序的返送量是該槽12a中的汙泥量的15 60%量/周，較好是15 25%量/周。在各處理槽和/或該槽12a中活性汙泥處理微生物群發生了生長抑制時，例如在該槽12a中作為指標的芽孢桿菌屬細菌數減少至約7. 5 X IO5CfuAiL以下時，該第二汙泥返送エ序對於活性汙泥處理微生物群的再生和恢復極為有效。還有，在活性汙泥處理的運轉過程中，常常會有絲狀真菌蔓延，活性汙泥處理微生物群可能會發生生長抑制。此時也能發現，從該槽13a到該槽12a的汙泥返送對於絲狀真菌的生長的抑制起到極為有效的作用。由此可以發現，活性汙泥處理微生物群產生了新的且與種菌相比更強的汙染物降解活性。還發現了通過實施該第二汙泥返送エ序，汙染物減少這ー顯著的事實。本發明的廢水處理方法(a)中，處理槽中的汙染物降解性高的微生物群的細菌類的指標菌株以汙染物降解性的枯草芽孢桿菌作為指標，在其細菌數為2. OX IO5 22. 5 X IO5CfuAiL的條件下進行活性汙泥處理。作為芽孢桿菌屬細菌的指標菌的例子，採用作為種菌的蘇雲金芽孢桿菌A株、枯草芽孢桿菌B株和枯草芽孢桿菌C株、在實施例中詳細描述了分離方法等的枯草芽孢桿菌D株、枯草芽孢桿菌E株、枯草芽孢桿菌F株等。發現A株+B株、C株、D株、E株、F株在實施例3中記載的方法中是汙染物降解性菌株。上述槽12a的曝氣量為D0〔溶解氧量〕為lmg/L時，ORP〔氧化還原電位〕為140 280mV。上述槽13a的曝氣是進行通氣的程度的簡單曝氣，通氣量為D0為Omg/L，ORP 為-100 -300mVo現有的方法中，第一剰餘汙泥槽和第二剰餘汙泥槽、汙泥貯留槽、汙泥濃縮槽和濃縮汙泥貯留槽均沒有進行曝氣的例子。圖4是僅示出了本發明的廢水處理方法(a)的汙泥返送的流程的模式圖，說明的是將該廢水處理方法(a )應用於通常的連續式處理方法(圖I)、分批式處理方法(圖2)和OD式處理方法(圖3)時的處理的運轉方法。
[連續式處理方法的情況]通常，在大量的下水道水處理設施等中使用的連續式處理方法(圖I)中，在第一處理槽2a(通常保持厭氧性)中加入原水la，進行脫氮處理後，將經處理的原水在第二處理槽3a、進而在第三處理槽4a中曝氣，然後送至沉澱槽6a，進行固液分離後，將上清水作為排放水7a進行滅菌後排放。另ー方面，對沉澱槽6a中固液分離的沉澱實施汙泥取出(Xa)Jf其一部分汙泥返送(Ya)至第一處理槽2a。將實施了汙泥取出Xa後的剰餘部分送至汙泥濃縮槽10a，靜置後，將上清水取出濃縮，送至汙泥貯留槽11a。接著，再取出上清水，濃縮後，作為搬出汙泥14a搬出。目前使用的下水道水處理設施中(無論是上述連續式處理方法、分批式處理方法和OD式處理方法中的哪ー種方法)，沉澱槽6a、第一剰餘汙泥槽(或汙泥貯留槽)8a、第ニ剰餘汙泥槽(或濃縮汙泥貯留槽)9a、汙泥濃縮槽IOa和汙泥貯留槽(或濃縮汙泥貯留槽)Ila中均不具有曝氣裝置和攪拌裝置，並且也不具有用於進行從槽Ila到槽2a、從槽IOa到槽2a、從槽Ila到槽10a、從槽9a到槽2a、從槽8a到槽2a以及從槽9a到槽8a的汙泥返送的設備(裝置)。作為將本發明的廢水處理方法(a )應用於該連續式處理方法時的處理的運轉方法，例如通過在濃縮汙泥貯留槽Ila中設置曝氣裝置和/或攪拌裝置，使其處於能向槽Ila中供給空氣的狀態，將在槽Ila中進行了曝氣和攪拌的汙泥返送至第一處理槽2a。該汙泥返送量相對於原水Ia的量(流入量)為5 15% /天，從由沉澱槽6a到第一處理槽2a的汙泥返送Ya的量中扣除相當於該汙泥返送量的3 6倍的量(該扣除量有時根據第一處理槽2a的MLSS濃度而有所不同)。然後，較好是適量添加下述的凝聚劑、營養劑和氮源中的任意ー種以上。[分批式處理方法的情況]如圖2所示，在第一分批槽2a和第二分批槽3a中每隔6小時交替加入原水la，在該6小時的期間(I個循環)進行曝氣和攪拌。因此，通常I天進行4個循環，曝氣和攪拌的時間進行合適的次數，例如曝氣和攪拌進行2 3次/循環，曝氣時間為約I. 5小時X2/循環，攪拌時間為約I. 5小時X2/循環。在停止曝氣和攪拌的期間，進行4 5小時的汙泥的沉澱和處理水的排放。一井進行汙泥的取出。將本發明的廢水處理方法(a )應用於該分批式處理方法時的處理的運轉方法在實施例中詳細描述。
將原水Ia導入OD槽5a (圖3 :通常呈橢圓形，在2處具有曝氣裝置兼攪拌裝置，槽內呈能使原水循環的結構)，在剛流入後和半周后在進行曝氣和攪拌的同時使原水Ia在槽5a中循環。將OD槽5a中的槽內水(懸浮水)的一部分導入沉澱槽6a，固液分離後，上清水經滅菌後作為排放水7a被排放。將沉澱物(汙泥)取出(Xa)，將其一部分汙泥返送Ya至OD槽5a。取出後的汙泥的剰餘部分在汙泥濃縮槽IOa中通過取出上清水進行濃縮，然後送至汙泥貯留槽11a，在此通過取出上清水進行濃縮，作為搬出汙泥14a搬出。作為將本發明的廢水處理方法(a )應用於該OD式處理方法時的處理的運轉方法，例如通過在濃縮汙泥貯留槽Ila中設置曝 氣裝置和/或攪拌裝置，使其處於能向槽Ila中供給空氣的狀態，將在槽Ila中進行了曝氣和攪拌的汙泥返送至OD槽5a。該汙泥返送量相對於原水Ia的量(流入量)為5 15% /天，從由沉澱槽6a到OD槽5a的汙泥返送Ya的量中扣除相當於該汙泥返送量的3 6倍的量(該扣除量有時根據OD槽5a的MLSS濃度而有所不同)。然後，較好是適量添加下述的凝聚劑、營養劑和氮源中的任意ー種以上。向第一處理槽2a、分批槽2a和3a以及OD槽5a導入原水Ia時，通常預先在調整槽中將原水Ia的水質和濃度平均化。除了從上述槽12a向處理槽(分批槽)返送剩餘汙泥的エ序外，通過向處理槽和該槽12a及上述槽13a中添加處理促進劑，可以發現各槽中的活性汙泥處理微生物群因生長抑制物質的流入而導致的休克狀態解除，汙染物降解性細菌類恢復，還可以對於汙染物降解性更高的細菌類的出現獲得好的效果。所用的處理促進劑僅靠矽化合物或鎂化合物(各自単獨)即可充分發揮效果，但由矽化合物、鎂化合物、鋁化合物、蛋白腖和乾燥酵母提取物組成的混合物可帶來更好的效果。還有，向由矽化合物、鎂化合物、鋁化合物、蛋白腖和乾燥酵母提取物組成的混合物中添加氮源而得的混合物可以觀察到更好的效果。添加頻率為每周I 2次，添加的處理促進劑在添加後立即吸附於絮凝物。因此，處理促進劑在絮凝物內濃縮30 70倍，通常約為50倍，從而作用於微生物群。每當在各處理槽和/或該槽12a中活性汙泥處理微生物群發生了生長抑制或休克狀態等時，便可追加處理促進劑，使活性汙泥處理微生物群的生長恢復。本發明的廢水處理方法(a )中，較好是在上述槽12a和/或13a中添加氮源，這是因為對於汙染物降解性微生物群的生長特別有效。作為所用的氮源，有蛋白腖、酵母提取物和/或尿素、硫酸銨、硝酸銨、氯化銨等氮混合物，來自貯留汙泥槽12a和13a的返送汙泥中的ー種或兩種以上。並用上述處理促進劑和氮源時，不僅對於汙染物降解性微生物的生長有效，而且對於新的汙染物降解性微生物群的誘變也有很好的效果。接著，參照附圖5 7對本發明的廢水處理方法(@ )、廢水處理系統和活性汙泥微生物的汙染物降解活性測定方法進行具體說明。本發明的廢水處理方法(￠)如圖5所示，其特徵在於，採用至少包括上述エ序(I) (5)的活性汙泥法進行廢水處理吋， 在汙泥貯留槽30和/或濃縮汙泥貯留槽50中至少配置曝氣裝置和攪拌裝置中的曝氣裝置，實施上述汙泥返送(I)和/或(II);
向所述曝氣槽10、所述帶裝置的汙泥貯留槽30和所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中的至少ー個以上的槽中添加汙泥凝聚劑和營養劑； 將添加有所述汙泥凝聚劑和所述營養劑的槽中的芽孢桿菌屬的細菌數保持在2. OXlO5 lllX105cfu/mL ；來進行廢水處理 。通過實施上述本發明的廢水處理方法)，汙染物/汙泥被澱粉降解性、油脂降解性、蛋白質降解性高的菌株/微生物群高效地降解。芽孢桿菌屬細菌類中，國際保藏的A株(澱粉+油脂降解性)和B株(油脂+蛋白質降解性)的組合以及C株 F株的菌株具有澱粉降解性、油脂降解性、蛋白質降解性，特別是A株+B株和C F株的蛋白質降解性高。G株的黴菌和H J株的酵母具有高澱粉降解性、油脂降解性，蛋白質降解性與A株+B株和C F株相比較差。因此，為了高效地降解汙染物/汙泥(特別是蛋白質)，需要將添加有汙泥凝聚劑和營養劑的槽中的芽孢桿菌屬的細菌數保持在2. OX IO5 IllX 105cfu/mL。該細菌數的下限值是對各處的下水道水處理設施的細菌群進行分析、考慮到文獻的實驗エ廠的汙泥轉化率和芽孢桿菌屬細菌數而求得的數值。現行的實驗下水道水處理設施也得到了幾乎相同的數值。[活性汙泥法]認為活性汙泥由下水道水、廢水中存在的微生物通過有機物的降解、氧的供應(曝氣)來進行爆發性的繁殖、増殖而產生，藉此減少(處理)下水道水、廢水中的有機性汙染物，但實際情況是產生了汙泥產生量高、汙泥處理費用高等活性汙泥法的問題。本說明書中，一般將採用活性汙泥的廢水處理稱為「活性汙泥法」。活性汙泥法可根據給微生物供氧的方法(根據方式不同，有時會暫時不供給)以及後續的將與水混合的活性汙泥分離的エ序的形態進ー步細分。用於供氧的水槽稱為曝氣槽10。本發明的廢水處理方法(￠)中，在鋼筋混凝土或鋼板制的水槽(曝氣槽10)中加入活性汙泥，用鼓風機送入空氣(也可以是氣泡從槽底冒出等形態)。如果使汙水或廢液I逐次少量流入槽內，則汙水或廢液I中所含的汙染物質成為微生物(例如種菌群2)的「飼料」。恰好與流入的汙水或廢液I相同量的含活性汙泥的水溢出，因而流入別的水槽。將其稱為汙泥沉澱槽20，活性汙泥的比重比水略重，因此下沉並積蓄在底部。通過泵等使其流入汙泥貯留槽30，暫時貯留汙泥，將該汙泥返送至曝氣槽10 (將其稱為「汙泥返送」)。使用按照連續進行這些步驟的方式設計的一系列設備。該活性汙泥法如圖5所示，典型的是至少包括下述エ序(I) (5)。エ序(I):在向具有曝氣裝置和攪拌裝置的曝氣槽10中添加了種菌群2的狀態下，使生物化學需氧量〔B0D〕為80mg/L以上的汙水或廢液I流入，進行曝氣和攪拌，從而得到攪拌處理液11的曝氣エ序；エ序(2):使エ序(I)中得到的攪拌處理液11流入汙泥沉澱槽20，通過靜置分離成上清液21和沉澱汙泥22後,將該上清液21作為排放水23排放至體系外的分離エ序；エ序(3):將エ序(2)中得到的沉澱汙泥22取出，將沉澱汙泥22貯留於汙泥貯留槽30，將其一部分返送至所述曝氣槽10的貯留返送エ序；エ序(4):將エ序(3)中得到的貯留汙泥在汙泥濃縮槽40和/或離心濃縮機60中濃縮的濃縮エ序；
エ序(5):將エ序(4)中得到的濃縮汙泥貯留於濃縮汙泥貯留槽50，將其一部分搬出至體系外的貯留搬出エ序。要用該活性汙泥法處理下水道水或生活廢水等汙水、實驗廢水、エ廠廢水、家畜廢水、汙泥處理水等廢水，如上所述存在三種處理方式。如上所述，可分類為通常被稱為「標準法」的連續式處理方式、被稱為分批式處理方法的處理方式、以及OD式處理方法。例如圖7所示，為分批式處理方式時，在四個槽的處理設備中，將廢水導入具有曝氣裝置和攪拌裝置、排水裝置的第一分批槽和第二分批槽70，進行活性汙泥處理，將沉澱在兩個分批槽70底面的汙泥取出，輸送至汙泥貯留槽30 (也稱為第一剰餘汙泥槽)，再將該汙泥濃縮後貯藏於濃縮汙泥貯留槽50 (也稱為第二剰餘汙泥槽)，適時地搬出，脫水後進行填埋、焚燒等。

另ー方面，分批槽70的上清液被排水裝置上吸，排放至河川。一般來說，原廢水大都預先在調整槽中將流入廢水的水質和濃度平均化後導入處理槽。[汙水或廢液/上清液/排放水]「汙水或廢液I」 (本說明書中也簡稱為「廢水」、「原水」、「原廢水」或「下水道水」)是生物化學需氧量〔B0D〕為80mg/L以上的下水道水，也可以含有屎尿和豬尿。下水道水、屎尿和豬尿的BOD分別較好是80 600mg/L、7000 12000mg/L和20000 40000mg/L。「上清液21」較好是其BOD為「汙水或廢液I 」的BOD的I %以下。要對這樣的廢水進行處理後排放至公共水域，需要滿足其BOD在20mg/L以下的規定，因此在「上清液21」的BOD為20mg/L以下的時作為「排放水23」排出至體系外。[曝氣槽]曝氣槽10如圖5所示配置有曝氣裝置和攪拌裝置。如圖6所示，曝氣槽10可以是現有的應對連續式處理的形態，即2個以上串聯連結，在第一個處理槽12中實施不進行曝氣而只進行攪拌的厭氧處理，在第二個處理槽13以後添加種菌群2，進行曝氣和攪拌。此外，圖7所示，曝氣槽10通過暫時停止其曝氣和攪拌的功能，也可以兼用作所述汙泥沉澱槽20。[種菌群]作為曝氣槽10中添加的「種菌群2」，優選使用A株、B株和C株。作為迄今為止已證明了屎尿降解性的菌株，僅已知A株和B株的組合(非專利文獻I)以及C株(本發明人未發表)。國際上也未知(或未確定)屎尿降解性菌株和汙染物降解性菌株。組合使用芽孢桿菌屬細菌和芽孢桿菌屬細菌以外的微生物(例如黴菌和酵母等)作為種菌群來實施本發明的廢水處理方法的情況下，能使汙泥減量化(乾燥重量，與以往相比)達到50%以上，2007年的汙泥減量化率為62. 75% (汙泥轉化率為28. 376% ) 另ー方面，農業村落廢水處理設施(採用OD式處理方式，エ廠廢液不流入)中，使用A株 J株來代替A C株作為種菌群2在汙泥貯留槽中進行曝氣，自2010年3月起實施現有的廢水處理方法(這裡，對汙泥貯留槽進行曝氣，並且在OD槽和各汙泥貯留槽(共計3個槽)中相對於lg/L的MLSS添加作為處理促進劑的0. 01 0. 5g的A1203、0. 01 2. Og的Si02、0. 01 0. 5g的MgO以及0. 8 250mg的蛋白腖和0. I 45mg的乾燥酵母提取物(各槽每Im3每I天)；由於流入水中的氮含量高，因此未添加氮源)，至5 7月確認到25 30%的汙泥減量化(自2010年7月中旬起，由於曝氣裝置和攪拌裝置發生故障，因此未能取得到2010年10月30日為止的數據)。此時，作為汙泥減量化與以往相比未達到50%的原因，認為有以下原因(I)未像本發明的廢水處理方法那樣實施汙泥返送等；(2)未能儘早獲取曝氣槽10和汙泥貯留槽20的汙泥濃度值，無法確立對策；(3)未能準確把握汙染物流入量和搬出汙泥量；(4)該設施中的曝氣裝置等頻繁發生故障等。對於這些A C株在實施例中詳細描述。
此外，使用實驗エ廠的情況下，汙泥轉化率為15. 3% (滯留時間12 15小時，水溫12 24°C )，這也記載於非專利文獻2。由該值可以推測，與汙泥轉化率為90%的處理設施相比，能實現80%以上的汙泥減量化。由此可知，即使不添加種菌群，也能實現50%以上的汙泥減量化，但該值是使用實驗エ廠(4個槽共計為3. 6m3)而得的值，與實際應用時相比更容易實現汙泥減量化。其原因在於，在實驗エ廠中發生了生長抑制的情況下，曝氣量調整、汙泥取出等操作容易進行，能將生長抑制的影響控制在低水平。[汙染物高降解性菌群]種菌群2較好是在實施本發明的廢水處理方法並經過規定時間後誘變成汙染物高降解性菌群。較好是該汙染物高降解性菌群具有澱粉降解性和油脂降解性，並且下述組成的庖肉培養基Oxoid和Difco中所含的懸浮物質即SS的除去率分別為70%以上和60%以上；更好是該庖肉培養基Oxoid中所含的SS的除去率為80%以上。庖肉培養基Oxoid和Difco分別使用Oxoid公司制的「庖肉培養基(COOKED MEATMEDIUM) 」(0X0ID編號:CM0081)和Difco公司制的「Difco (商標)庖肉培養基(CookedMeat Medium) 」 (目錄號 226730)。庖肉培養基Oxoid的每I升的組成為乾燥心肌為73. Og、蛋白腖為10. Og、牛肉提取物粉末為10. Og、氯化鈉為5. Og、葡萄糖為2. Og ;另一方面，庖肉培養基Difco的每I升的組成為乾燥牛心肌為98. Og、月示蛋白腖為20. Og、葡萄糖為2. Og、氯化鈉為5. Og。一般來說，評價蛋白質降解性時，例如以白蛋白、酪蛋白、明膠等的降解性表示。但是，將酪蛋白或明膠用於評價蛋白質降解性時，降解性菌株多，難以獲得汙染物降解性的指標，因此本發明人獨創地引入了採用庖肉培養基的蛋白質降解性評價。使約300mg庖肉培養基Oxoid和Difco懸浮於6mL 7欠，振蕩10天後，殘留SS在Oxoid中為49. 7%，而在Difco中為68. 4%，可知這兩種培養基的性質有很大差異。使用A C株作為種菌群的情況下，汙染物高降解性菌群較好是包含選自D株、E株和F株的至少ー種芽孢桿菌屬細菌，或者包含至少ー種該芽孢桿菌屬細菌以及作為黴菌的G株和/或選自H株、I株和J株的至少ー種酵母。能降解庖肉培養基的只有有限的菌株，已知例如梭菌[Clostridium]屬細菌、擬桿菌[Bacteroid]屬細菌、沙雷氏菌[Serratia]屬細菌。對於這些汙染物高降解性菌群也在實施例中詳細描述。[汙泥凝聚劑/營養劑]
通過向曝氣槽10以及至少具有曝氣裝置和攪拌裝置中的曝氣裝置的帶裝置的汙泥貯留槽30和/或帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中添加汙泥凝聚劑和營養劑(本說明書中，也將汙泥凝聚劑和營養劑一井簡稱為「處理促進劑」)，可提高廢水處理的效率。較好是向帶裝置的汙泥貯留槽30和/或帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中與汙泥凝聚劑和營養劑一起添加氮源。汙泥凝聚劑較好是包含鋁化合物以及矽化合物和/或鎂化合物；營養劑較好是蛋白腖和/或乾燥酵母提取物；氮源較好是選自尿素、硫酸銨、氯化銨和硝酸銨的ー種以上。這些物質相對於姆lg/L槽中的懸浮物質〔MLSS,混合液懸浮固體(mixed liquorsuspended solid)(曝氣槽混合液中的活性汙泥漂浮物)〕的添加量匯總於下表(該槽的每I立方米〔m3〕每I天)。MLSS是指漂浮在曝氣槽內的汙水中的活性汙泥。[表 I]
表I :汙泥凝聚劑、營養劑和氮源的添加量
腺#鱗帶裝置的汙泥貯帶裝置的濃縮汙
— 'へ ^ 曝^taiu留槽30泥！!!:留槽50
汙鋁化合物0.01 0.5g(以氧化鋁Ul2O3)換算)
泥--
凝矽化合物0.01 2g(以ニ氧化矽(SiO2)換算)
聚--
劑鎂化合物0.01 0.5g(以氧化鎂(MgO)換算)
營蛋白腖0.8 70mg3. 5 250mg2. 0 150mg
春----
劑酵母提取物 0.1 lOmg0. 7 45rag0. 4 25mg
氮源(以N2換算)一0.1 15gI 150噸本發明的廢水處理系統如圖5 7所示，其特徵在於，採用上述活性汙泥法進行廢水處理時， 在汙泥貯留槽30和/或濃縮汙泥貯留槽50中至少配置曝氣裝置和攪拌裝置中的曝氣裝置，實施上述汙泥返送(I)和/或(II); 向所述曝氣槽10、所述帶裝置的汙泥貯留槽30和所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中的至少ー個以上的槽中添加汙泥凝聚劑和營養劑； 將添加有所述汙泥凝聚劑和所述營養劑的槽中的芽孢桿菌屬的細菌數保持在2. OXlO5 lllX105cfu/mL ；來進行廢水處理。如圖6所示，廢水處理系統中使用的曝氣槽10可以是現有的應對連續式處理的形態，即2個以上串聯連結，在第一個處理槽12中實施不進行曝氣而只進行攪拌的厭氧處理，在第二個處理槽13以後添加種菌群2，進行曝氣和攪拌。此外，如圖8所示，曝氣槽10通過暫時停止其曝氣和攪拌的功能，也可以兼用作所述汙泥沉澱槽20。廢水處理系統中的汙泥凝聚劑和營養劑各自所用的化合物及其添加量以及和這些處理促進劑一起添加的作為氮源使用的化合物及其添加量與上文中相同。 本發明的活性汙泥微生物的汙染物降解活性測定方法的特徵在於，根據將細菌接種於所述庖肉培養基並培養後的SS的乾燥重量(X)和在不將細菌接種於所述庖肉培養基的情況下另行培養後的SS的乾燥重量(Y)，用下式(i)SS 除去率(% ) = { (Y-X)/Y} X100- (i)算出庖肉培養基中的SS除去率，藉此測定所述種菌群或所述汙染物高降解性菌群中所含的活性汙泥微生物的汙染物降解性能。此時，較好是也ー並考慮澱粉降解性和油脂降解性。對於澱粉降解性和油脂降解性的測定在下文中描述。BOD成分的除去率可按照JIS K 0102 *16中記載的方法測定。下面簡單地說明該方法。測定由微生物消耗的、待測水中所含溶解氧量〔D0〕的消耗量(培養5天)，換算 成mg/L來表示。首先，對應於各稀釋級別分別準備2個已知容量的「氧瓶(例200mL)」，將各瓶用稀釋水填充至一半。待測水的稀釋級別為每級1/2，在初始濃度的2個瓶中加入一定量(例40mL)的待測水，用稀釋水填滿空間。同樣地，逐級在一對氧瓶中加入1/2量的待測水(例20mL)，用稀釋水填滿，製備各級濃度的待測水(例10mL、5mL、2. 5mL等)。
5分鐘後，測定各稀釋級別的I個瓶的溶解氧量(記作A (mg/L))，將其它瓶在密閉狀態下於20°C培養5天。培養後，測定溶解氧量，採用3. 5 6mg/L的值的稀釋級別的數值作為溶解氧量(記作B〔mg/L〕)，用「BOD值〔mg/L〕= (A-B) X稀釋率」表示。接種時進行校正。溶解氧量通過溫克勒(Winkler)疊氮化鈉法(JIS K 0102 24 3)或溶解氧計(主要在現場)測定。下面，採用實施例對本發明進行更詳細的說明，但本發明並不限定於此。
實施例在2006年12月初添加種菌，開始實施本發明的廢水處理方法，如下所述進行活性汙泥處理。實施例中使用的下水道水處理設施(長野縣中野市的公共下水道水道長嶺淨化管理中心)如圖7所示，包括2個分批槽70 (各最大容量365m3)、汙泥貯留槽30 (最大容量40m3)和濃縮汙泥貯留槽50 (最大容量20m3)以及離心濃縮機60 (最多可將汙泥濃縮4. 5倍，平均濃縮4倍)，所述2個分批槽70分別配置有曝氣裝置、攪拌裝置和處理水取出裝置。該下水道水處理設施只具有將汙泥從汙泥貯留槽31返送至分批槽70的裝置(通常在分批式處理設施中不具有返送汙泥的裝置)，而汙泥貯留槽30和濃縮汙泥貯留槽50不具有曝氣裝置、攪拌裝置和處理水取出裝置中的任ー種。於是，重新配置了如上所述進行汙泥返送⑴ (iii)的通路。還在汙泥貯留槽30和濃縮汙泥貯留槽50中分別重新配置了曝氣裝置和攪拌裝置。但是，對於配置於濃縮汙泥貯留槽50的曝氣裝置，在槽中安裝了管道，主要為了進行空氣攪拌而輔助性地使用了攪拌裝置。濃縮汙泥貯留槽50中的MLSS濃度為15000mg/L以上時，無法正常地進行曝氣。汙水或廢液I (下面也稱為「原水」)的流入量為184. 8m3/天(2005年) 184. 9m3/天(2009年)，滯留時間約為4天。以6小時的間隔交替流入該原水，每I天運轉4個循環。各循環中，進行2次曝氣和攪拌(共計6小時)，進行3小時的沉澱和上清液21的排放。其原因在於，如果以該條件運轉，則汙泥沉降性最好。分批槽70的曝氣量以ORP表示為50 300mV(通常為100 280mV);汙泥貯留槽30的曝氣量以ORP表示為-50 300mV (通常為100 280mV);濃縮汙泥貯留槽50的曝氣量以ORP表示為-350 -IOOmV (通常為-300 -IOOmV)。濃縮汙泥貯留槽30的汙泥的離心濃縮機60在2005年(2005年)將平均3m3/天的汙泥貯留槽30的汙泥濃縮至Im3/天，在2009年(2009年)將4. 2 4. Sm3/天的汙泥濃縮至Im3/天。 汙泥返送(i)的汙泥返送量相對於原水流入量在現有的標準法中為15 50%(通常最大為70% )，在分批法中為10 30%，另ー方面，在實施例中約為11 16% (相對於分批槽70的槽容量相當於2. 7 4. 1% )。此外，汙泥返送(iii)的汙泥返送量在具有汙泥濃縮機的設施中相對於原水流入量為I. 6 6% (相對於汙泥貯留槽30的槽容量相當於7. 5 30% )，另ー方面，在實施例中為平均I. 6 2. 8% /次、每周2次(相對於汙泥貯留槽30的槽容量相當於7. 5 12. 5%/次、每周2次)(參照日本專利特開2000-189991號公報和日本專利特開平10-216789號公報)。[實施例I和比較例I]實施例I、即圖2所示的分批式活性汙泥處理裝置中設置並使用了圖4所示的能進行曝氣和攪拌的第一剰餘汙泥槽12a和第二剰餘汙泥槽13a以及能進行第一汙泥返送エ序Va的裝置。作為比較例1，示出了使用圖2所示的分批式活性汙泥處理裝置自2005年I月初起到2005年12月末為止的實施結果。比較例I中的第一剩餘汙泥槽8a和第二剩餘汙泥槽9a不具有曝氣和攪拌裝置。在此期間，具有汙泥返送エ序中使用的能從第一剰餘汙泥槽9a向分批槽進行汙泥返送的裝置。將長野縣中野市長嶺地區下水道水作為原水，使其流入最大容量365m3的處理槽即第一分批槽2a和第二分批槽3a，使其維持在最大量340m3，進行4個循環的運轉，I個循環中進行2次曝氣和攪拌。以I個循環約45m3的處理量(=排水量，即流入量)進行運轉。作為種菌，向第一分批槽2a和第二分批槽3a以及第ー剩餘汙泥槽8a中添加蘇雲金芽孢桿菌A株、枯草芽孢桿菌B株和枯草芽孢桿菌C株。在此期間，從兩個分批槽進行總最大量約為30m3/天(=汙泥返送量)的汙泥取出和汙泥返送。下水道水處理量約為185m3/天。處理運轉過程中，進行的第一汙泥返送エ序Va的最大量是原水的流入量的16%的量。在此期間，當各分批槽中的芽孢桿菌屬細菌數降至約3X105cfu/mL時，増加剩餘汙泥取出量和返送量，將具有汙染物降解活性的汙染物降解性微生物數(以汙染物降解性的芽孢桿菌屬細菌作為指標)維持在2. OX IO5 22. 5X 105cfu/mL。處理水(原水、經處理的水)的微生物數(芽孢桿菌屬細菌數)、水質(BOD)、總氮〔T-N〕、總磷化合物量〔T-P〕均以2次/月的頻率進行測定，算出月平均值，以年平均值表示，微生物數以I次/周的頻率檢測總細菌數和芽孢桿菌屬細菌數。原水流入量、BOD和SS的流入量和除去率(年平均)不於表2,流入T_N、T-P量和除去率不於表3。此外，處理槽中的總曝氣時間(一年間和每一天)示於表4。0RP(D0為I. 0 I. lmg/L的條件下)維持在100 270mV。作為汙染物降解性的指標，汙泥搬出量、汙泥減量化率、汙泥轉化率示於表5。實施例I的第一分批槽2a和第一剩餘汙泥槽8a中的微生物數(芽孢桿菌屬細菌數)的測定值示於表6。還有，主要為了保持沉降性而通過汙泥取出量的增減來調整兩個分批槽的MLSS濃度，結果兩個分批槽的MLSS保持在2700 4300mg/L(比較例I中的兩個分 批槽的MLSS濃度為1250 2150mg/mL)的範圍內。[表2]表2 :原水流入量、BOD, SS流入量和除去率
原水流入童(Ui3) I ^BOD(mg/L) 年平均值I SS (mg/L) 年+均值_、一年間日均 .K(水排放水除去率(%) 擬水排放水除去率(%)
67444 184.8 235.3 1.35 99.426 239.3 I. 8 99.25 (比較例I)_________
2007年度_
67796 185.7 289.2 0.86 99.703 361.3 2.0 99.45 (頭施例I)__由表2可知，實施例I中，雖然廢水中的BOD流入量大幅增加，但BOD和SS的除去率與比較例I相比也均有顯著改善。[表3]表3 =T-N量、T-P量和除去率(I月 12月的平均值)
— -T-N (mg/L) 年平均值[ T-P (mg/L) 年平均值^
_~~~~-iq水I _放水了除去.宇.( )to水了排放水「除去率(%)
2005年度(比較例 I)39.8 1,9 95. 45,4I. 474. I :
2007年度(實施例 I)44.2 3.2 92.76. I2.165.6 '※注添加的T-N量不包括原水T-N值。[表4]表4 :分批槽總曝氣時間(曝氣量5. 25m3/分鐘)
_~___ 曝氣時間(小吋/年) 曝氣時間(小時/天)
_ 2005年度(比較例 I) _4199.911.51
2007年度(實施例 I) ]5359. 0I:14. 68[表5]表5 :原水BOD量、BOD除去率、搬出汙泥量和汙泥轉化率
權利要求
1.一種廢水處理方法，其特徵在於， 在對原水Ia進行活性汙泥處理時，實施第一汙泥返送工序Va，該第一汙泥返送工序Va是將在帶曝氣和攪拌的第一剩餘汙泥槽或汙泥貯留槽12a中進行了曝氣和攪拌的汙泥返送至處理槽、分批槽或厭氧槽的工序和/或將在帶曝氣和攪拌的第二剩餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽13a中進行了曝氣和攪拌的汙泥返送至處理槽、分批槽或厭氧槽的工序， 並且在將返送該汙泥的處理槽中、分批槽中或厭氧槽中的芽孢桿菌屬細菌數維持在2. OXlO5 22. 5X 105cfu/mL的同時進行活性汙泥處理。
2.如權利要求I所述的廢水處理方法，其特徵在於，還實施第二汙泥返送工序Wa，該第二汙泥返送工序Wa是將在帶曝氣和攪拌的第二剩餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽13a中進行了曝氣和攪拌的汙泥返送至帶曝氣和攪拌的第一剩餘汙泥槽或汙泥貯留槽12a的工序。
3.如權利要求I或2所述的廢水處理方法，其特徵在於，向第一處理槽或第一分批槽2a、第二處理槽或第二分批槽3a、第三處理槽4a、OD槽5a、第一剩餘汙泥槽或汙泥貯留槽8a、第二剩餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽9a、汙泥濃縮槽10a、汙泥貯留槽或濃縮汙泥貯留槽11a、帶曝氣和攪拌的第一剩餘汙泥槽或汙泥貯留槽12a、以及帶曝氣和攪拌的第二剩餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽13a中的任意一個以上的槽中添加處理促進劑。
4.如權利要求3所述的廢水處理方法，其特徵在於，所述處理促進劑是選自矽化合物、鎂化合物、鋁化合物、蛋白腖和乾燥酵母提取物的一種或兩種以上。
5.如權利要求I 4中任一項所述的廢水處理方法，其特徵在於，向第一剩餘汙泥槽或汙泥貯留槽8a、第二剩餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽9a、汙泥濃縮槽10a、汙泥貯留槽或濃縮汙泥貯留槽11a、帶曝氣和攪拌的第一剩餘汙泥槽或汙泥貯留槽12a、以及帶曝氣和攪拌的第二剩餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽13a中的任意一個以上的槽中添加氮源。
6.如權利要求5所述的廢水處理方法，其特徵在於，所述氮源是選自尿素、硫酸銨、氯化銨和硝酸銨的任意一種以上。
7.一種廢水處理方法，其特徵在於，採用至少包括下述工序(I) (5)的活性汙泥法進行廢水處理時， 在汙泥貯留槽30和/或濃縮汙泥貯留槽50中至少安裝曝氣裝置和攪拌裝置中的曝氣裝置，配置成帶裝置的汙泥貯留槽30和/或帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50， 實施下述汙泥返送(I)、(II)； 工序(I):在向具有曝氣裝置和攪拌裝置的曝氣槽10中添加了種菌群2的狀態下，使生物化學需氧量〔B0D〕為80mg/L以上的汙水或廢液I流入，進行曝氣和攪拌，從而得到攪拌處理液11的曝氣工序； 工序(2):使工序(I)中得到的攪拌處理液11流入汙泥沉澱槽20，通過靜置分離成上清液21和沉澱汙泥22後,將該上清液21作為排放水23排放至體系外的分離工序； 工序(3):將工序(2)中得到的沉澱汙泥22取出，將沉澱汙泥22貯留於汙泥貯留槽30，將其一部分返送至所述曝氣槽10的貯留返送工序； 工序(4):將工序(3)中得到的貯留汙泥在汙泥濃縮槽40和/或離心濃縮機60中濃縮的濃縮工序；以及 工序(5):將工序(4)中得到的濃縮汙泥貯留於濃縮汙泥貯留槽50，將其一部分搬出至體系外的貯留搬出工序；汙泥返送(I):在所述帶裝置的汙泥貯留槽30中進行曝氣或進行曝氣和攪拌，將由此得到的攪拌處理貯留汙泥31取出，返送至所述曝氣槽10 ;和/或 汙泥返送(II):在所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中進行曝氣或進行曝氣和攪拌，將由此得到的攪拌處理濃縮貯留汙泥51取出，返送至所述曝氣槽10和/或所述帶裝置的汙泥貯留槽30 ； 向所述曝氣槽10、所述帶裝置的汙泥貯留槽30和所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中的至少一個以上的槽中添加汙泥凝聚劑和營養劑，並且 將添加有所述汙泥凝聚劑和所述營養劑的槽中的芽孢桿菌屬的細菌數保持在 ·2. OXlO5 lllX105cfu/mL的同時進行廢水處理。
8.如權利要求7所述的廢水處理方法，其特徵在於，2個以上所述曝氣槽10串聯連結，在第一個處理槽12中實施不進行曝氣而只進行攪拌的厭氧處理，在第二個處理槽13以後添加種菌群2，進行曝氣和攪拌。
9.如權利要求7所述的廢水處理方法，其特徵在於，所述曝氣槽10通過暫時停止其曝氣和攪拌的功能而兼用作所述汙泥沉澱槽20。
10.如權利要求7 9中任一項所述的廢水處理方法，其特徵在於，所述種菌群2被誘變成汙染物高降解性菌群，該汙染物高降解性菌群具有澱粉降解性和油脂降解性，並且下述組成的庖肉培養基Oxoid和Difco中所含的懸浮物質SS的除去率分別為70%以上和60%以上； 每IL庖肉培養基Oxoid的組成 乾燥心肌為73. 0g、 蛋白腖為10. 0g、 牛肉提取物粉末為10. 0g、 氯化鈉為5. 0g、 葡萄糖為2. Og ； 每IL庖肉培養基Difco的組成 乾燥牛心肌為98. 0g、 月示蛋白腖為20. 0g、 葡萄糖為2. 0g、 氯化鈉為5. Og。
11.如權利要求10所述的廢水處理方法，其特徵在於，所述汙染物高降解性菌群對所述庖肉培養基Oxoid中所含的SS的除去率為80%以上。
12.如權利要求7 11中任一項所述的廢水處理方法，其特徵在於，所述種菌群2是A株、B株和C株；所述A株是蘇雲金芽孢桿菌，國際保藏編號FERM BP-11280 ;所述B株是枯草芽孢桿菌，國際保藏編號FERMBP-11281 ;所述C株是枯草芽孢桿菌，國際保藏編號FERMBP-11282。
13.如權利要求12所述的廢水處理方法，其特徵在於， 所述汙染物高降解性菌群包含選自D株、E株和F株的至少一種芽孢桿菌屬細菌；所述D株是枯草芽孢桿菌，國際保藏編號FERM BP-11283 ;所述E株是枯草芽孢桿菌，國際保藏編號FERM BP-11284 ;所述F株是枯草芽孢桿菌，國際保藏編號FERM BP-11285 ;或者所述汙染物高降解性菌群包含至少一種所述芽孢桿菌屬細菌以及G株的黴菌和/或選自H株、I株和J株的至少一種酵母；所述G株是不整青黴，國際保藏編號FERM BP-11289 ；所述H株是林生地黴，國際保藏編號FERMBP-11287 ;所述I株是發酵畢赤酵母，國際保藏編號FERM BP-11286 ;所述J株是季也蒙畢赤酵母，國際保藏編號FERM BP-11288。
14.如權利要求7 13中任一項所述的廢水處理方法，其特徵在於， 所述汙泥凝聚劑含有鋁化合物以及矽化合物和/或鎂化合物； 相對於lg/L添加該汙泥凝聚劑的槽中的懸浮物質MLSS，添加O. Ol O. 5g的以氧化鋁Al2O3換算的鋁化合物、 .O.01 2g的以二氧化矽SiO2換算的矽化合物、以及 .O.01 O. 5g的以氧化鎂MgO換算的鎂化合物， 上述添加量是各槽的每I立方米(m3)的每I天的量。
15.如權利要求7 14中任一項所述的廢水處理方法，其特徵在於， 所述營養劑是蛋白腖和/或乾燥酵母提取物； 相對於lg/L添加該營養劑的曝氣槽10中的MLSSd^W O. 8 70mg的蛋白腖、O. I IOmg的乾燥酵母提取物； 相對於lg/L添加該營養劑的所述帶裝置的汙泥貯留槽30中的MLSS，添加3. 5 250mg的蛋白腖、O. 7 45mg的乾燥酵母提取物； 相對於lg/L添加該營養劑的所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中的MLSSd^W 2. O 150mg的蛋白腖、O. 4 25mg的酵母提取物； 上述添加量是各槽的每I立方米(m3)的每I天的量。
16.如權利要求7 15中任一項所述的廢水處理方法,其特徵在於， 向所述帶裝置的汙泥貯留槽30和/或所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中與所述汙泥凝聚劑和所述營養劑一起添加氮源，該氮源是選自尿素、硫酸銨、氯化銨和硝酸銨的一種以上； 相對於lg/L所述帶裝置的汙泥貯留槽30中的MLSS，添加O. I 15g的以N2換算的氮源； 相對於lg/L所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中的MLSS，添加I 150mg的以N2換算的氮源； 上述添加量是各槽的每I立方米(m3)的每I天的量。
17.一種廢水處理系統，其特徵在於， 採用權利要求7 16中任一項所述的活性汙泥法進行廢水處理時， 在汙泥貯留槽30和/或濃縮汙泥貯留槽50中至少安裝曝氣裝置和攪拌裝置中的曝氣裝置，配置成帶裝置的汙泥貯留槽30和/或帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50， 實施所述汙泥返送(I)和/或(II)， 向所述曝氣槽10、所述帶裝置的汙泥貯留槽30和所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中的至少一個以上的槽中添加汙泥凝聚劑和營養劑，並且 將添加有所述汙泥凝聚劑和所述營養劑的槽中的芽孢桿菌屬的細菌數保持在.2. OXlO5 lllX105cfu/mL的同時進行廢水處理。
18.如權利要求17所述的廢水處理系統，其特徵在於，2個以上所述曝氣槽10串聯連結，在第一個處理槽12中實施不進行曝氣而只進行攪拌的厭氧處理，在第二個處理槽13以後添加種菌群2，進行曝氣和攪拌。
19.如權利要求17所述的廢水處理系統，其特徵在於，所述曝氣槽10通過暫時停止其曝氣和攪拌的功能而兼用作所述汙泥沉澱槽20。
20.如權利要求17 19中任一項所述的廢水處理系統，其特徵在於， 所述汙泥凝聚劑含有鋁化合物以及矽化合物和/或鎂化合物； 相對於lg/L添加該汙泥凝聚劑的槽中的懸浮物質MLSS，添加 O.01 O. 5g的以氧化鋁Al2O3換算的鋁化合物、 O.01 2g的以二氧化矽SiO2換算的矽化合物、以及 O.01 O. 5g的以氧化鎂MgO換算的鎂化合物， 上述添加量是該槽的每I立方米(m3)的每I天的量。
21.如權利要求17 20中任一項所述的廢水處理系統，其特徵在於， 所述營養劑是蛋白腖和/或乾燥酵母提取物； 相對於lg/L添加該營養劑的曝氣槽10中的MLSSd^W O. 8 70mg的蛋白腖、O. I IOmg的乾燥酵母提取物； 相對於lg/L添加該營養劑的所述帶裝置的汙泥貯留槽30中的MLSS，添加3. 5 250mg的蛋白腖、O. 7 45mg的乾燥酵母提取物； 相對於lg/L添加該營養劑的所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中的MLSSd^W 2. O 150mg的蛋白腖、O. 4 25mg的酵母提取物； 上述添加量是各槽的每I立方米(m3)的每I天的量。
22.如權利要求17 21中任一項所述的廢水處理系統，其特徵在於， 向所述帶裝置的汙泥貯留槽30和/或所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中與所述汙泥凝聚劑和所述營養劑一起添加氮源，該氮源是選自尿素、硫酸銨、氯化銨和硝酸銨的一種以上； 相對於lg/L所述帶裝置的汙泥貯留槽30中的MLSS，添加O. I 15g的以N2換算的氮源； 相對於lg/L所述帶裝置的濃縮汙泥貯留槽50中的MLSS，添加I 150mg的以N2換算的氮源； 上述添加量是各槽的每I立方米(m3)的每I天的量。
23.一種活性汙泥微生物的汙染物降解活性測定方法，其特徵在於，根據將細菌接種於所述庖肉培養基並培養後的懸浮物質SS的乾燥重量X和在不將細菌接種於所述庖肉培養基的情況下另行培養後的SS的乾燥重量Y，用下式(i) SS 除去率(% ) = { (Y-X)/Y} X100-⑴ 算出SS除去率， 藉此測定權利要求7 22中任一項所述的種菌群或權利要求10 16中任一項所述的汙染物高降解性菌群中所含的活性汙泥微生物的汙染物降解性能。
全文摘要
本發明提供一種消除活性汙泥處理微生物群的活性降低的現象並大幅提高其處理能力以提高處理效率的同時、使剩餘汙泥減量化的方法。本發明的廢水處理方法的特徵在於，在對原水(1a)進行活性汙泥處理時，實施第一汙泥返送工序(Va)，該第一汙泥返送工序(Va)是將在帶曝氣和攪拌的第一剩餘汙泥槽或汙泥貯留槽(12a)中進行了曝氣和攪拌的汙泥返送至處理槽、分批槽或厭氧槽的工序和/或將在帶曝氣和攪拌的第二剩餘汙泥槽或濃縮汙泥貯留槽(13a)中進行了曝氣和攪拌的汙泥返送至處理槽、分批槽或厭氧槽的工序，並且在將返送該汙泥的處理槽中、分批槽中或厭氧槽中的芽孢桿菌屬細菌數維持在2.0×105～22.5×105cfu/mL的同時進行活性汙泥處理。藉此，具有如下所述的極優良的效果能處理的廢水量的大幅增加、剩餘汙泥的產生量的令人震驚的減量化、懸浮物質〔SS〕的除去率的顯著增大、經曝氣和貯藏的剩餘汙泥的離心分離所需的電量的大幅削減、排放水的水質的大幅提高、處理設備周邊的惡臭產生的大幅減少。
文檔編號C02F3/00GK102858695SQ201180020900
公開日2013年1月2日 申請日期2011年4月25日 優先權日2010年4月26日
發明者入江鐐三 申請人:入江　鐐三