JPH09122683A - 嫌気性処理法 - Google Patents
嫌気性処理法Info
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- JPH09122683A JPH09122683A JP28324195A JP28324195A JPH09122683A JP H09122683 A JPH09122683 A JP H09122683A JP 28324195 A JP28324195 A JP 28324195A JP 28324195 A JP28324195 A JP 28324195A JP H09122683 A JPH09122683 A JP H09122683A
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Abstract
(57)【要約】
【課題】 ＵＡＳＢ法による処理において、グラニュー
ル汚泥の浮上、流出を防止して、安定した高負荷処理を
行う。 【解決手段】 グラニュール汚泥中の鉄含有率が３重量
％以上となるように、被処理排水にＦｅ塩及び／又はＳ
Ｏ4 2- 源を添加する。 【効果】 グラニュール汚泥の沈降性を高め、汚泥の浮
上、流出を確実に防止してＵＡＳＢ反応槽内の汚泥保持
量を高く維持することにより、高負荷処理を安定して行
うと共に、処理水中への汚泥の流入を防止して、高水質
処理水を得ることが可能となる。Ｆｅ塩及び／又はＳＯ
4 2- 源の添加量の最適化が図れるため、過剰添加による
コスト向上を回避できると共に、過剰添加による汚泥の
活性低下、菌体保持量の低下を防止して、高い処理性能
を安定に維持することができる。
ル汚泥の浮上、流出を防止して、安定した高負荷処理を
行う。 【解決手段】 グラニュール汚泥中の鉄含有率が３重量
％以上となるように、被処理排水にＦｅ塩及び／又はＳ
Ｏ4 2- 源を添加する。 【効果】 グラニュール汚泥の沈降性を高め、汚泥の浮
上、流出を確実に防止してＵＡＳＢ反応槽内の汚泥保持
量を高く維持することにより、高負荷処理を安定して行
うと共に、処理水中への汚泥の流入を防止して、高水質
処理水を得ることが可能となる。Ｆｅ塩及び／又はＳＯ
4 2- 源の添加量の最適化が図れるため、過剰添加による
コスト向上を回避できると共に、過剰添加による汚泥の
活性低下、菌体保持量の低下を防止して、高い処理性能
を安定に維持することができる。
Description
【０００１】
【発明の属する技術分野】本発明は嫌気性処理法に係
り、特にＵＡＳＢ( Upflow Anaerobic Sludge Blanket
：上向流式嫌気性汚泥床）型嫌気性処理装置における
処理において、グラニュール汚泥を浮上流出させずに、
反応槽内に安定に保持することにより、処理の安定化、
効率化を図る方法に関する。
り、特にＵＡＳＢ( Upflow Anaerobic Sludge Blanket
：上向流式嫌気性汚泥床）型嫌気性処理装置における
処理において、グラニュール汚泥を浮上流出させずに、
反応槽内に安定に保持することにより、処理の安定化、
効率化を図る方法に関する。
【０００２】
【従来の技術及び先行技術】ＵＡＳＢ法は、菌の付着担
体を用いることなく、嫌気性微生物をグラニュールと呼
ばれる粒状の汚泥として反応槽内に汚泥床（スラッジブ
ランケット）を形成し、原水を反応槽下部より上向流で
通水して処理する方法であり、従来、主にビール、製糖
等の食品産業排水の処理法として利用されている。ＵＡ
ＳＢ法は、他の嫌気性処理法、即ち、固定床又は流動床
式嫌気性処理法等と比較して、反応槽内の汚泥保持濃度
が高く、しかも閉塞のおそれのない方法であり、既に数
多くの実績を挙げている。
体を用いることなく、嫌気性微生物をグラニュールと呼
ばれる粒状の汚泥として反応槽内に汚泥床（スラッジブ
ランケット）を形成し、原水を反応槽下部より上向流で
通水して処理する方法であり、従来、主にビール、製糖
等の食品産業排水の処理法として利用されている。ＵＡ
ＳＢ法は、他の嫌気性処理法、即ち、固定床又は流動床
式嫌気性処理法等と比較して、反応槽内の汚泥保持濃度
が高く、しかも閉塞のおそれのない方法であり、既に数
多くの実績を挙げている。
【０００３】しかし、ＵＡＳＢ法では、グラニュール汚
泥の密度が水よりも小さい状態になってグラニュール汚
泥が浮上し、反応槽上部にスカムとなって堆積したり、
処理水と共に反応槽から流出したりすることにより、処
理に必要な汚泥量が確保できなくなるという問題が生じ
ている。特に、粒径が２ｍｍ以上の大きなグラニュール
汚泥では、内部から発生するガスが外部に放出されずに
グラニュール汚泥内部に溜り、上記のような浮上現象が
起き易く、このため、運転開始後数年経過して、グラニ
ュール汚泥が大粒子に成長した装置ではこのような問題
が起こり易い。
泥の密度が水よりも小さい状態になってグラニュール汚
泥が浮上し、反応槽上部にスカムとなって堆積したり、
処理水と共に反応槽から流出したりすることにより、処
理に必要な汚泥量が確保できなくなるという問題が生じ
ている。特に、粒径が２ｍｍ以上の大きなグラニュール
汚泥では、内部から発生するガスが外部に放出されずに
グラニュール汚泥内部に溜り、上記のような浮上現象が
起き易く、このため、運転開始後数年経過して、グラニ
ュール汚泥が大粒子に成長した装置ではこのような問題
が起こり易い。
【０００４】グラニュール汚泥内部にガスが溜る直接の
原因は、グラニュール汚泥内部に空洞が生じることにあ
る。この空洞が生じる原因は、グラニュール汚泥内部の
菌体が基質不足により自己分解するため、及び、グラニ
ュール汚泥内部に捕捉された有機性ＳＳが徐々に分解す
るため、とされている。
原因は、グラニュール汚泥内部に空洞が生じることにあ
る。この空洞が生じる原因は、グラニュール汚泥内部の
菌体が基質不足により自己分解するため、及び、グラニ
ュール汚泥内部に捕捉された有機性ＳＳが徐々に分解す
るため、とされている。
【０００５】こうした空洞に起因するグラニュール汚泥
の浮上防止策として、本出願人は先に、ＵＡＳＢ反応槽
内に鉄塩又はカルシウム化合物を添加し、グラニュール
汚泥の空洞をこれらの金属の析出物により充填して気泡
が溜らないようにする方法を提案した（特願平６−２８
７９０７号。以下「先願」という。）。
の浮上防止策として、本出願人は先に、ＵＡＳＢ反応槽
内に鉄塩又はカルシウム化合物を添加し、グラニュール
汚泥の空洞をこれらの金属の析出物により充填して気泡
が溜らないようにする方法を提案した（特願平６−２８
７９０７号。以下「先願」という。）。
【０００６】上記先願の方法においては、特に鉄塩の添
加が有効であり、原水有機物濃度に比例したある濃度範
囲で鉄塩及び必要に応じて硫酸塩を添加することによ
り、グラニュール汚泥の空洞を硫化鉄（ＦｅＳ）によっ
て充填し、浮上を効果的に防止することができる。
加が有効であり、原水有機物濃度に比例したある濃度範
囲で鉄塩及び必要に応じて硫酸塩を添加することによ
り、グラニュール汚泥の空洞を硫化鉄（ＦｅＳ）によっ
て充填し、浮上を効果的に防止することができる。
【０００７】
【発明が解決しようとする課題】しかしながら、上記先
願の方法では、鉄塩の添加量が最適化されておらず、鉄
塩の過剰添加による問題が生じていた。即ち、過剰量の
鉄塩を添加することにより、汚泥中に占める菌体の割合
が低下して、全汚泥当りの活性が低下するという問題が
生じる。このように鉄塩の過剰添加は、装置の処理効率
を低下させる可能性がある。
願の方法では、鉄塩の添加量が最適化されておらず、鉄
塩の過剰添加による問題が生じていた。即ち、過剰量の
鉄塩を添加することにより、汚泥中に占める菌体の割合
が低下して、全汚泥当りの活性が低下するという問題が
生じる。このように鉄塩の過剰添加は、装置の処理効率
を低下させる可能性がある。
【０００８】本発明は、上記先願の方法における問題点
を解決し、より信頼性の高いグラニュール汚泥の浮上防
止対策をとることができる嫌気性処理法を提供すること
を目的とする。
を解決し、より信頼性の高いグラニュール汚泥の浮上防
止対策をとることができる嫌気性処理法を提供すること
を目的とする。
【０００９】
【課題を解決するための手段】本発明の嫌気性処理法
は、グラニュール汚泥で形成されたスラッジブランケッ
トに有機性排水を上向流通水して嫌気性処理する方法に
おいて、グラニュール汚泥の全固形物質に対する鉄の含
有率が３重量％以上となるように、該有機性排水に鉄塩
及び／又は硫酸イオン源を添加することを特徴とするも
のである。
は、グラニュール汚泥で形成されたスラッジブランケッ
トに有機性排水を上向流通水して嫌気性処理する方法に
おいて、グラニュール汚泥の全固形物質に対する鉄の含
有率が３重量％以上となるように、該有機性排水に鉄塩
及び／又は硫酸イオン源を添加することを特徴とするも
のである。
【００１０】本発明者らは、種々のＵＡＳＢ実装置内の
グラニュール汚泥の性状を様々な角度から調査、分析し
た結果、図２に示す如く、汚泥の浮上性は汚泥のＴＳ
（全固形物質）中のＦｅ含有割合が３重量％未満の場合
に高く、５重量％以上であれば殆ど浮上しないことを見
出した。なお、図２及び後掲の図４に示す浮上ポテンシ
ャルとは、汚泥の浮上傾向を数値化したもので、酢酸基
質１，０００ｍｇ／Ｌ入りフラスコにグラニュール汚泥
を約２０ｍＬ入れ、３５℃で２４時間嫌気的に静置培養
した後、浮上汚泥と沈澱汚泥のＶＳＳ重量を測定し、浮
上汚泥の全体に占める割合を重量％で表示したものであ
る。
グラニュール汚泥の性状を様々な角度から調査、分析し
た結果、図２に示す如く、汚泥の浮上性は汚泥のＴＳ
（全固形物質）中のＦｅ含有割合が３重量％未満の場合
に高く、５重量％以上であれば殆ど浮上しないことを見
出した。なお、図２及び後掲の図４に示す浮上ポテンシ
ャルとは、汚泥の浮上傾向を数値化したもので、酢酸基
質１，０００ｍｇ／Ｌ入りフラスコにグラニュール汚泥
を約２０ｍＬ入れ、３５℃で２４時間嫌気的に静置培養
した後、浮上汚泥と沈澱汚泥のＶＳＳ重量を測定し、浮
上汚泥の全体に占める割合を重量％で表示したものであ
る。
【００１１】Ｆｅ塩を添加していてもＳＯ4 2- 不足等に
よりＴＳ中のＦｅ含有率が３重量％未満に維持されてい
る限りはグラニュール汚泥は浮上傾向となり、Ｆｅ添加
のみでは浮上防止効果は得られない。従って、この場合
には、Ｆｅ塩と共にＳＯ4 2-の添加が必要である。
よりＴＳ中のＦｅ含有率が３重量％未満に維持されてい
る限りはグラニュール汚泥は浮上傾向となり、Ｆｅ添加
のみでは浮上防止効果は得られない。従って、この場合
には、Ｆｅ塩と共にＳＯ4 2-の添加が必要である。
【００１２】調査した汚泥には、連続的にＦｅ塩及びＳ
Ｏ4 2- を添加することにより、ＴＳ中に１０重量％以上
のＦｅ含有率に達したものもあったが、汚泥の浮上防止
の観点からは、Ｆｅ含有率は１０重量％以上でなくとも
十分効果が得られる。Ｆｅ塩及びＳＯ4 2- を過剰に添加
すると、ＴＳ中のＦｅ含有率はそれに比例して大きくな
るが、反面、菌体含有率（ＴＳに占めるＶＳＳの割合）
が低下し、結果として反応槽中の保持菌体量が低下す
る。従って、浮上防止効果と反応槽中の保持菌体量の維
持の面から、特に汚泥中のＦｅ含有率は５〜１０重量％
であることが好ましい。
Ｏ4 2- を添加することにより、ＴＳ中に１０重量％以上
のＦｅ含有率に達したものもあったが、汚泥の浮上防止
の観点からは、Ｆｅ含有率は１０重量％以上でなくとも
十分効果が得られる。Ｆｅ塩及びＳＯ4 2- を過剰に添加
すると、ＴＳ中のＦｅ含有率はそれに比例して大きくな
るが、反面、菌体含有率（ＴＳに占めるＶＳＳの割合）
が低下し、結果として反応槽中の保持菌体量が低下す
る。従って、浮上防止効果と反応槽中の保持菌体量の維
持の面から、特に汚泥中のＦｅ含有率は５〜１０重量％
であることが好ましい。
【００１３】グラニュール汚泥内のＦｅ含有率を上記範
囲に維持することにより、グラニュール汚泥の沈降性が
著しく向上し、反応槽内の汚泥濃度を例えばＶＳＳとし
て７〜１０万ｍｇ／Ｌ程度に、飛躍的に増加させること
ができる。また、ガスを内包することによる汚泥の浮上
を防ぐことができるため、１５〜２０ｋｇ−ＣＯＤCr／
ｍ3 ／日以上での高負荷処理が可能となる。同時に、低
濃度排水に対しては、排水の滞留時間を低下させること
が可能となる。
囲に維持することにより、グラニュール汚泥の沈降性が
著しく向上し、反応槽内の汚泥濃度を例えばＶＳＳとし
て７〜１０万ｍｇ／Ｌ程度に、飛躍的に増加させること
ができる。また、ガスを内包することによる汚泥の浮上
を防ぐことができるため、１５〜２０ｋｇ−ＣＯＤCr／
ｍ3 ／日以上での高負荷処理が可能となる。同時に、低
濃度排水に対しては、排水の滞留時間を低下させること
が可能となる。
【００１４】本発明においては、グラニュール汚泥中の
Ｆｅ含有率を上記範囲として、反応槽（水槽の水容量）
のＣＯＤCr容量負荷を１０ｋｇ／ｍ3 ／日以上、特に１
５ｋｇ／ｍ3 ／日以上、とりわけ２０ｋｇ／ｍ3 ／日以
上とし、反応槽（水槽の水容量）における被処理排水の
滞留時間が４時間以内、特に３時間以内、とりわけ２時
間以内となるように運転を行うのが好ましい。
Ｆｅ含有率を上記範囲として、反応槽（水槽の水容量）
のＣＯＤCr容量負荷を１０ｋｇ／ｍ3 ／日以上、特に１
５ｋｇ／ｍ3 ／日以上、とりわけ２０ｋｇ／ｍ3 ／日以
上とし、反応槽（水槽の水容量）における被処理排水の
滞留時間が４時間以内、特に３時間以内、とりわけ２時
間以内となるように運転を行うのが好ましい。
【００１５】
【発明の実施の形態】以下に本発明を詳細に説明する。
【００１６】本発明の方法においては、グラニュール汚
泥のスラッジブランケットに上向流通水して嫌気性処理
する有機性排水に、グラニュール汚泥中のＴＳに対する
Ｆｅ含有率が３重量％以上、好ましくは５〜１０重量％
以上となるように、Ｆｅ塩及び／又はＳＯ4 2- 源を添加
する。
泥のスラッジブランケットに上向流通水して嫌気性処理
する有機性排水に、グラニュール汚泥中のＴＳに対する
Ｆｅ含有率が３重量％以上、好ましくは５〜１０重量％
以上となるように、Ｆｅ塩及び／又はＳＯ4 2- 源を添加
する。
【００１７】本発明においてＦｅ塩としては、ＦｅＣｌ
3 ，ＦｅＳＯ4 ，Ｆｅ2 （ＳＯ4 ）3 等が好適に用いら
れ、また、ＳＯ4 2- 源としては、Ｎａ2 ＳＯ4 等の硫酸
塩やＨ2 ＳＯ4 を用いることができる。
3 ，ＦｅＳＯ4 ，Ｆｅ2 （ＳＯ4 ）3 等が好適に用いら
れ、また、ＳＯ4 2- 源としては、Ｎａ2 ＳＯ4 等の硫酸
塩やＨ2 ＳＯ4 を用いることができる。
【００１８】本発明においては、Ｆｅ塩及び／又はＳＯ
4 2- 源の添加により、グラニュール汚泥内にＦｅＳの結
晶をＦｅ含有率が３重量％以上、好ましくは５〜１０重
量％となるように、成長させて、汚泥の比重を高め、そ
の沈降性を改善することができる。
4 2- 源の添加により、グラニュール汚泥内にＦｅＳの結
晶をＦｅ含有率が３重量％以上、好ましくは５〜１０重
量％となるように、成長させて、汚泥の比重を高め、そ
の沈降性を改善することができる。
【００１９】グラニュール汚泥中のＦｅ含有率が３重量
％以上、好ましくは５〜１０重量％となるようにＦｅ塩
及び／又はＳＯ4 2- 源の添加量を調整するためには、反
応槽内のグラニュール汚泥を定期的にサンプリングして
Ｆｅ含有率を測定し、この測定値に基いて、Ｆｅ塩及び
／又はＳＯ4 2- 源の添加量を制御するのが好ましい。こ
の場合、グラニュール汚泥のＦｅ含有率の測定法として
は、グラニュール汚泥を硫酸及び硝酸の混合液に加熱溶
解させて、原子吸光法などで分析する方法が最も一般的
である。
％以上、好ましくは５〜１０重量％となるようにＦｅ塩
及び／又はＳＯ4 2- 源の添加量を調整するためには、反
応槽内のグラニュール汚泥を定期的にサンプリングして
Ｆｅ含有率を測定し、この測定値に基いて、Ｆｅ塩及び
／又はＳＯ4 2- 源の添加量を制御するのが好ましい。こ
の場合、グラニュール汚泥のＦｅ含有率の測定法として
は、グラニュール汚泥を硫酸及び硝酸の混合液に加熱溶
解させて、原子吸光法などで分析する方法が最も一般的
である。
【００２０】本発明において、被処理水へのＦｅ塩及び
／又はＳＯ4 2- 源の添加位置は、酸生成槽流出水のＵＡ
ＳＢ反応槽流入直前の部分が最も好適である。
／又はＳＯ4 2- 源の添加位置は、酸生成槽流出水のＵＡ
ＳＢ反応槽流入直前の部分が最も好適である。
【００２１】なお、Ｆｅ塩及び／又はＳＯ4 2- 源は、必
ずしも試薬として添加する必要はなく、これらを含む他
系統の排水を被処理水に混入させることにより、Ｆｅ塩
及び／又はＳＯ4 2- 源を添加するようにすることもでき
る。
ずしも試薬として添加する必要はなく、これらを含む他
系統の排水を被処理水に混入させることにより、Ｆｅ塩
及び／又はＳＯ4 2- 源を添加するようにすることもでき
る。
【００２２】本発明においては、Ｆｅ塩及び／又はＳＯ
4 2- 源の添加によりグラニュール汚泥中のＴＳに対する
Ｆｅ含有率を３重量％以上、好ましくは５〜１０重量％
とすることによる高負荷処理化で、反応槽（水槽の水容
量）のＣＯＤCr容量負荷を１０ｋｇ／ｍ3 ／日以上、特
に１５ｋｇ／ｍ3 ／日以上、とりわけ２０ｋｇ／ｍ3／
日以上とし、反応槽（水槽の水容量）における被処理排
水の滞留時間が４時間以内、特に３時間以内、とりわけ
２時間以内となるように運転を行うのが好ましい。
4 2- 源の添加によりグラニュール汚泥中のＴＳに対する
Ｆｅ含有率を３重量％以上、好ましくは５〜１０重量％
とすることによる高負荷処理化で、反応槽（水槽の水容
量）のＣＯＤCr容量負荷を１０ｋｇ／ｍ3 ／日以上、特
に１５ｋｇ／ｍ3 ／日以上、とりわけ２０ｋｇ／ｍ3／
日以上とし、反応槽（水槽の水容量）における被処理排
水の滞留時間が４時間以内、特に３時間以内、とりわけ
２時間以内となるように運転を行うのが好ましい。
【００２３】
【実施例】以下に実施例及び比較例を挙げて、本発明を
より具体的に説明する。
より具体的に説明する。
【００２４】実施例１ ビール工場のＵＡＳＢ反応槽から採取したグラニュール
汚泥（平均粒径：約１．５ｍｍ）を用いて、図１に示す
装置により、鉄塩の添加効果を調べた。
汚泥（平均粒径：約１．５ｍｍ）を用いて、図１に示す
装置により、鉄塩の添加効果を調べた。
【００２５】まず、内径１０ｃｍ、高さ１００ｃｍの実
験用ＵＡＳＢ反応槽（容量：９Ｌ）１を準備し、これら
に上記の汚泥を静止容量として３Ｌ充填した。原水とし
ては、ビール工場の仕込系排水（ＣＯＤCr：１８，００
０ｍｇ／Ｌ）をＣＯＤCr濃度が１，５００ｍｇ／Ｌにな
るように水道水で希釈したものを用い、この原水を配管
１１より酸生成槽（容量：２．５Ｌ）２にて処理した
後、配管１２よりＵＡＳＢ反応槽１に導入し、配管１３
より処理水を系外に取り出すと共に、処理水の一部を配
管１４より酸生成槽２に循環した。循環比は、酸生成槽
流入水量１Ｑに対し、ＵＡＳＢ反応槽流入水量２Ｑ、循
環水量１Ｑとなるようにした。なお、酸生成槽２では、
ｐＨが６．５となるようにＮａＯＨを添加した。
験用ＵＡＳＢ反応槽（容量：９Ｌ）１を準備し、これら
に上記の汚泥を静止容量として３Ｌ充填した。原水とし
ては、ビール工場の仕込系排水（ＣＯＤCr：１８，００
０ｍｇ／Ｌ）をＣＯＤCr濃度が１，５００ｍｇ／Ｌにな
るように水道水で希釈したものを用い、この原水を配管
１１より酸生成槽（容量：２．５Ｌ）２にて処理した
後、配管１２よりＵＡＳＢ反応槽１に導入し、配管１３
より処理水を系外に取り出すと共に、処理水の一部を配
管１４より酸生成槽２に循環した。循環比は、酸生成槽
流入水量１Ｑに対し、ＵＡＳＢ反応槽流入水量２Ｑ、循
環水量１Ｑとなるようにした。なお、酸生成槽２では、
ｐＨが６．５となるようにＮａＯＨを添加した。
【００２６】また、ＵＡＳＢ反応槽１の流入直前の配管
１２の酸生成槽流出水に、配管１５よりＦｅ塩としてＦ
ｅＣｌ3 ・６Ｈ2 ＯをＦｅ3+換算で約５ｍｇ／Ｌ添加し
た。水道水中にはＳＯ4 2- イオンが８〜１０ｍｇ／Ｌ含
まれていたため、ＳＯ4 2- 源の添加は行わなかった。
１２の酸生成槽流出水に、配管１５よりＦｅ塩としてＦ
ｅＣｌ3 ・６Ｈ2 ＯをＦｅ3+換算で約５ｍｇ／Ｌ添加し
た。水道水中にはＳＯ4 2- イオンが８〜１０ｍｇ／Ｌ含
まれていたため、ＳＯ4 2- 源の添加は行わなかった。
【００２７】通水量を段階的に増加させて滞留時間を４
時間から１．５時間まで短縮させることにより、図３の
如く、容積負荷を９ｋｇ−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日から２４
ｋｇ−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日まで増加させ、ＵＡＳＢ反応
槽内の汚泥のＦｅ含有率（図４）、浮上ポテンシャル
（図５）及び保持汚泥量（図６）の変化、Ｆｅ含有率と
処理性能（図７）の関係を調べた。なお、実験温度は３
５℃とした。
時間から１．５時間まで短縮させることにより、図３の
如く、容積負荷を９ｋｇ−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日から２４
ｋｇ−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日まで増加させ、ＵＡＳＢ反応
槽内の汚泥のＦｅ含有率（図４）、浮上ポテンシャル
（図５）及び保持汚泥量（図６）の変化、Ｆｅ含有率と
処理性能（図７）の関係を調べた。なお、実験温度は３
５℃とした。
【００２８】実施例２ Ｆｅの過剰添加の例として、ＦｅＣｌ3 ・６Ｈ2 Ｏの代
りに、ＦｅＳＯ4 をＦｅ2+換算で５０ｍｇ／Ｌ添加した
こと以外は、実施例１と同様に実験を行った。
りに、ＦｅＳＯ4 をＦｅ2+換算で５０ｍｇ／Ｌ添加した
こと以外は、実施例１と同様に実験を行った。
【００２９】比較例１ Ｆｅ無添加の例として、ＦｅＣｌ3 ・６Ｈ2 Ｏを添加し
なかったこと以外は実施例１と同様に実験を行った。
なかったこと以外は実施例１と同様に実験を行った。
【００３０】図３〜７の結果より次のことが明らかであ
る。
る。
【００３１】即ち、図４，５に示すように、Ｆｅを添加
した実施例１，２では、Ｆｅ含有率が３．５重量％を超
えた４３日目以降から汚泥の浮上ポテンシャルが低下
し、実験を終了した９０日目ではほぼゼロになった。実
施例１において、実験終了時のグラニュール汚泥中のＦ
ｅ含有率は約８重量％であった。これに対し、Ｆｅ無添
加の比較例１では浮上ポテンシャルが殆ど低下せずに、
終了時にも約２６％あった。なお、Ｆｅ含有率は１重量
％以下であった。
した実施例１，２では、Ｆｅ含有率が３．５重量％を超
えた４３日目以降から汚泥の浮上ポテンシャルが低下
し、実験を終了した９０日目ではほぼゼロになった。実
施例１において、実験終了時のグラニュール汚泥中のＦ
ｅ含有率は約８重量％であった。これに対し、Ｆｅ無添
加の比較例１では浮上ポテンシャルが殆ど低下せずに、
終了時にも約２６％あった。なお、Ｆｅ含有率は１重量
％以下であった。
【００３２】また、負荷量は、図３に示す如く、９，１
８，２４ｋｇ−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日と１ヵ月間隔で３段
階に上昇させたが、図７に示す如く、実施例１ではいず
れの条件においても８０％以上の溶解性ＣＯＤCr除去率
を維持した。実施例２では、汚泥の沈降性は向上した
が、汚泥中のＶＳＳ含有率が低下して菌体保持量が低下
した結果、２４ｋｇ−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日の条件では除
去率は７０％以下に低下した。これに対し、比較例１で
は汚泥の浮上流出が継続したため、図６に示す如く、反
応槽内の汚泥保持量が徐々に減少し、２４ｋｇ−ＣＯＤ
Cr／ｍ3 ／日の負荷条件では除去率が５０％以下に悪化
した。
８，２４ｋｇ−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日と１ヵ月間隔で３段
階に上昇させたが、図７に示す如く、実施例１ではいず
れの条件においても８０％以上の溶解性ＣＯＤCr除去率
を維持した。実施例２では、汚泥の沈降性は向上した
が、汚泥中のＶＳＳ含有率が低下して菌体保持量が低下
した結果、２４ｋｇ−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日の条件では除
去率は７０％以下に低下した。これに対し、比較例１で
は汚泥の浮上流出が継続したため、図６に示す如く、反
応槽内の汚泥保持量が徐々に減少し、２４ｋｇ−ＣＯＤ
Cr／ｍ3 ／日の負荷条件では除去率が５０％以下に悪化
した。
【００３３】実施例２及び比較例１の除去率が実施例１
と比較して悪かったのは、反応槽内の菌体保持量が少な
かったためであることが、図６から明らかである。
と比較して悪かったのは、反応槽内の菌体保持量が少な
かったためであることが、図６から明らかである。
【００３４】なお、ＵＡＳＢ反応槽の容積負荷量９ｋｇ
−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日の場合、被処理水の滞留時間は４
時間であり、負荷量１８ｋｇ−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日では
滞留時間２時間、負荷量２５ｋｇ−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日
では滞留時間１．４時間である。
−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日の場合、被処理水の滞留時間は４
時間であり、負荷量１８ｋｇ−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日では
滞留時間２時間、負荷量２５ｋｇ−ＣＯＤCr／ｍ3 ／日
では滞留時間１．４時間である。
【００３５】
【発明の効果】以上詳述した通り、本発明の嫌気性処理
法によれば、ＵＡＳＢ法による有機性排水の処理におい
て、グラニュール汚泥の沈降性を高め、汚泥の浮上、流
出を確実に防止してＵＡＳＢ反応槽内の汚泥保持量を高
く維持することにより、高負荷処理を安定して行うと共
に、処理水中への汚泥の流入を防止して、高水質処理水
を得ることが可能となる。
法によれば、ＵＡＳＢ法による有機性排水の処理におい
て、グラニュール汚泥の沈降性を高め、汚泥の浮上、流
出を確実に防止してＵＡＳＢ反応槽内の汚泥保持量を高
く維持することにより、高負荷処理を安定して行うと共
に、処理水中への汚泥の流入を防止して、高水質処理水
を得ることが可能となる。
【００３６】特に、本発明の嫌気性処理法によれば、Ｆ
ｅ塩及び／又はＳＯ4 2- 源の添加量の最適化が図れるた
め、過剰添加によるコスト向上を回避できると共に、過
剰添加による汚泥の活性低下、菌体保持量の低下を防止
して、高い処理性能を安定に維持することができる。
ｅ塩及び／又はＳＯ4 2- 源の添加量の最適化が図れるた
め、過剰添加によるコスト向上を回避できると共に、過
剰添加による汚泥の活性低下、菌体保持量の低下を防止
して、高い処理性能を安定に維持することができる。
【図１】実施例１，２及び比較例１で用いた実験装置を
示す系統図である。
示す系統図である。
【図２】グラニュール汚泥中のＦｅ含有率と汚泥の浮上
ポテンシャルとの関係を示すグラフである。
ポテンシャルとの関係を示すグラフである。
【図３】実施例１，２及び比較例１における容積負荷の
経時変化を示すグラフである。
経時変化を示すグラフである。
【図４】実施例１，２及び比較例１におけるグラニュー
ル汚泥中のＦｅ含有率の経時変化を示すグラフである。
ル汚泥中のＦｅ含有率の経時変化を示すグラフである。
【図５】実施例１，２及び比較例１における汚泥の浮上
ポテンシャルの経時変化を示すグラフである。
ポテンシャルの経時変化を示すグラフである。
【図６】実施例１，２及び比較例１における汚泥保持量
の経時変化を示すグラフである。
の経時変化を示すグラフである。
【図７】実施例１，２及び比較例１における溶解性ＣＯ
ＤCr除去率の経時変化を示すグラフである。
ＤCr除去率の経時変化を示すグラフである。
１ ＵＡＳＢ反応槽 ２ 酸生成槽
Claims (1)
- 【請求項１】 グラニュール汚泥で形成されたスラッジ
ブランケットに有機性排水を上向流通水して嫌気性処理
する方法において、 グラニュール汚泥の全固形物質に対する鉄の含有率が３
重量％以上となるように、該有機性排水に鉄塩及び／又
は硫酸イオン源を添加することを特徴とする嫌気性処理
法。
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|---|---|---|---|
| JP28324195A JP3814851B2 (ja) | 1995-10-31 | 1995-10-31 | 嫌気性処理法 |
Applications Claiming Priority (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP28324195A JP3814851B2 (ja) | 1995-10-31 | 1995-10-31 | 嫌気性処理法 |
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| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| JPH09122683A true JPH09122683A (ja) | 1997-05-13 |
| JP3814851B2 JP3814851B2 (ja) | 2006-08-30 |
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| Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
|---|---|---|---|
| JP28324195A Expired - Fee Related JP3814851B2 (ja) | 1995-10-31 | 1995-10-31 | 嫌気性処理法 |
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|---|---|
| JP (1) | JP3814851B2 (ja) |
Cited By (12)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JP2001252686A (ja) * | 2000-03-10 | 2001-09-18 | Kurita Water Ind Ltd | 有機性排水の嫌気性処理方法 |
| JP2006247601A (ja) * | 2005-03-14 | 2006-09-21 | Tokyo Gas Co Ltd | メタン生成法及びメタン生成装置 |
| CN102260022A (zh) * | 2011-06-02 | 2011-11-30 | 江苏加德绿色能源有限公司 | 一种生物强化型啤酒工业废水生物处理装置及方法 |
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| JP2012076001A (ja) * | 2010-09-30 | 2012-04-19 | Kuraray Co Ltd | 嫌気性排水処理装置 |
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-
1995
- 1995-10-31 JP JP28324195A patent/JP3814851B2/ja not_active Expired - Fee Related
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