JP7372859B2 - 有機性排水の処理方法及び処理装置 - Google Patents

Description

本発明は、有機性排水の処理方法及び処理装置に関し、特に、浄化槽汚泥及びし尿系汚泥を処理し、処理水として下水道放流する水処理への適用に好適な有機性排水の処理方法及び処理装置に関する。

浄化槽汚泥及びし尿系汚泥を含む原水を処理して得られる処理水を下水道放流するためには下水排除基準を満足する必要があるが、下水排除基準は、一般的には、公共用水域への放流基準よりも基準が緩いことが知られている。例えば、公共用水域への放流基準としてＢＯＤ（生物化学的酸素要求量）１０ｍｇ／Ｌ、Ｎ（窒素）が１０ｍｇ／Ｌ、ＳＳ（浮遊物質）が１０ｍｇ／Ｌとされているのに対し、下水排除基準はＢＯＤが６００ｍｇ／Ｌ、Ｔ-Ｎが２４０ｍｇ／Ｌ、ＳＳが６００ｍｇ／Ｌである。

下水道放流水の従来の処理方法として、例えば、し尿等に含まれるごみ（し渣）を取り除き、下水排除基準まで希釈して放流する方法が知られている。この場合、一般的に希釈倍率は１０～２０倍程度となり、希釈水量及び下水道放流量が過剰となる。

別の処理方法として、し尿等を脱水機で固液分離し、脱水分離液を希釈して下水道放流する方式がある。この場合、脱水分離液は除渣し尿と比較してＢＯＤ、ＳＳ、窒素等の成分が大幅に低減されるため、希釈倍率は一般に３～８倍程度とすることができるが、脱水分離液の水質には変動が見られるため、希釈水量も水質によって大きく変動するという問題がある。

また、し尿等を脱水機で固液分離する方法も、結局は、搬入量に対して４～９倍量を放流することとなるため、下水道放流量の低減効果は限定的である。固液分離では溶解性成分が除去されにくいため、し尿等に溶解性成分が多く含まれる場合には、脱水分離液の水質が悪化し、希釈水量を増加する必要性が生じる場合もある。放流水量の規制により下水排除基準を満足できない場合もある。

希釈水量及び放流水量をより確実に削減する別の方法として、固液分離と生物処理とを組み合わせる方法が考えられる。例えば、特開昭６１－５０６９１号公報（特許文献１）には、浄化槽汚泥を固液分離した固形分を、し尿系汚水と混合して凝集処理を行い、その分離液を生物処理する方法が記載されている。

特開昭６１－５０６９１号公報

特許文献１に記載される方法では、生物処理した水の放流先についての記載はないが、実施例１の処理液のＢＯＤが１０ｍｇ／Ｌ以下まで処理されることなどから、公共用水域への放流を前提とした処理方式であることが推察できる。しかしながら、前述の通り、公共用水域への放流基準と比較すると、下水排除基準は緩い傾向にあるため、下水道放流する処理水に対しては、特許文献１で言及されるような水質までは必要とされていない。

一方で、引用文献１に記載されるような固液分離と生物処理とを組み合わせる水処理においては、下水排除基準を満たす程度に中途半端な処理を行うことが難しいという問題がある。例えば、生物処理として硝化脱窒処理を行う場合、窒素を全量ではなく例えば６割程度処理する方法、或いは、脱水分離液中に含まれるアンモニア性窒素を全量硝化した後にその６割だけ脱窒処理する方法等が考えられる。

しかしながら、窒素を６割程度処理する場合は４割程度の硝酸性窒素が残留することになるため、後段の沈殿槽において嫌気状態となったところで再度脱窒が起こり、発生した窒素ガスによって汚泥が浮上し、沈殿槽で固液分離が十分に行えない場合がある。沈殿槽で固液分離ができない場合は、硝化脱窒槽のＭＬＳＳ（活性汚泥濃度）が維持できず、処理そのものが悪化する。脱水分離液中に含まれるアンモニア性窒素を全量硝化する場合は、水槽容量が過大となること、硝化に必要な曝気風量が過大となること、脱窒に必要なメタノールやエタノール等の水素供与体の添加が必要となること等があり、求められる処理水質に対して設備及び運用コストが過大となる。

浄化槽汚泥又はし尿系汚泥を効率良く処理する別の手法として、活性汚泥法を用いた生物処理によって、処理水の水質が下水排除基準未満となるまで粗処理を行い、希釈して下水道放流する方法も考えられる。しかしながら、活性汚泥法を用いた生物処理のために大型の水槽容量が必要となり、更に高ＢＯＤ負荷に対応するための曝気風量も過大となるため、処理効率的に良好な手段であるとはいえない。

浄化槽汚泥又はし尿系汚泥を効率良く処理する更に別の手法として、本発明者らは、処理水を固液分離により分離汚泥と分離液とに分離し、分離液の少なくとも一部に対し、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法のいずれかを少なくとも含む無閉塞型の生物膜法を用いた生物処理を行い、得られた生物処理水を希釈して下水道放流する方法が有効であるとの知見を得た。

しかしながら、浄化槽汚泥及びし尿系汚泥を処理する場合、一般に、固液分離後の分離液は貯留槽に１日程度貯められた後に、生物処理が行われる。貯留後の分離液は、水温１５～２０℃の環境下で１日程度貯留されることにより、硫酸還元反応が進み、硫化水素が発生する。発生した硫化水素は分離液中の鉄塩と反応して硫化鉄が生成するため、分離液中には懸濁物質（ＳＳ）の濃度が高くなる。ＳＳ濃度が高まった分離液を生物処理へ導入すると、不活性なＳＳ分が生物膜に含まれることとなるため、ＢＯＤ処理成績の低下、或いはろ材閉塞などの問題等の処理上の問題が生じる場合がある。

また、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法のいずれかを少なくとも含む無閉塞型の生物膜法を用いた生物処理を行う場合、流入水のＢＯＤ容積負荷が高いと、生物膜中の細菌はＢＯＤ細菌が優占種となり、硝化菌が増殖できない環境下となる。その結果、流入水中の窒素がＢＯＤで消費される分、総窒素（Ｔ－Ｎ）除去率が低くなってしまう。良好な生物処理を行うためには、生物処理のＢＯＤ容積負荷を低く設定する必要があるが、ＢＯＤ容積負荷を低くしようとすると、生物処理槽の容量が大きくなり、装置の大型化が進み、建設費等のコスト高にもつながる。

上記課題を鑑み、本発明は、浄化槽汚泥又はし尿系汚泥を含む被処理水から下水排除基準を満足する処理水をより効率良く得ることが可能な有機性排水の処理方法及び処理装置を提供する。

上記課題を解決するために本発明者らが鋭意検討した結果、浄化槽汚泥又はし尿系汚泥を含む被処理水を固液分離して得られる分離液の貯蔵液に対して所定の前処理を行った後に、無閉塞型の生物膜法による生物処理を行うことが有効であるとの知見を得た。

以上の知見を基礎として完成した本発明の実施の形態は一側面において、浄化槽汚泥及びし尿系汚泥の少なくともいずれかを含む被処理水を第１の固液分離により分離汚泥と分離液とに分離し、分離液を貯留し、貯留後の分離液に対し、第２の固液分離を行い、第２の固液分離の分離汚泥を第１の固液分離前に戻し、第２の固液分離で得られる分離液に対し、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法のいずれかを少なくとも含む無閉塞型の生物膜法を用いた生物処理を行った後、生物処理で得られる生物処理水を、下水排除基準を満たすように希釈することを特徴とする有機性排水の処理方法である。

本発明の実施の形態に係る有機性排水の処理方法は一実施態様において、第２の固液分離を上向流で行うことを含む。

本発明の実施の形態は別の一側面において、浄化槽汚泥及びし尿系汚泥の少なくともいずれかを含む被処理水を第１の固液分離により分離汚泥と分離液とに分離し、分離液を貯留し、貯留後の分離液に対し、嫌気性処理を行い、嫌気性処理で得られる濃縮汚泥を第１の固液分離前に戻し、嫌気性処理で得られる嫌気性処理水に対し、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法のいずれかを少なくとも含む無閉塞型の生物膜法を用いた生物処理を行い、生物処理で得られる生物処理水を、下水排除基準を満たすように希釈することを特徴とする有機性排水の処理方法である。

本発明の実施の形態に係る有機性排水の処理方法は一実施態様において、嫌気性処理において上向流嫌気性処理を行うことを含む。

本発明の実施の形態に係る有機性排水の処理方法は別の一実施態様において、嫌気性処理により発生するバイオガスを生物学的に酸化処理することを含む。

本発明の実施の形態に係る有機性排水の処理方法は更に別の一実施態様において、嫌気性処理により発生するバイオガスを直接、或いは脱硫後、水性媒体と気液接触させ、水性媒体中にバイオガス中のメタンガスを溶解させ、メタンガスが溶解した水性媒体を水素供与体として、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法のいずれかを少なくとも含む無閉塞型の生物膜法を用いた生物処理の脱窒工程に供給する。

本発明の実施の形態は別の一側面において、浄化槽汚泥及びし尿系汚泥の少なくともいずれかを含む被処理水を第１の固液分離により分離汚泥と分離液とに分離する第１の固液分離装置と、分離液を貯留する貯留槽と、貯留槽に貯留された分離液に対して第２の固液分離を行う第２の固液分離装置と、第２の固液分離で得られる分離汚泥を第１の固液分離前に戻す返送手段と、第２の固液分離装置で得られる分離液に対し、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法のいずれかを少なくとも含む無閉塞型の生物膜法を用いた生物処理を行う生物処理槽と、生物処理で得られる生物処理水を、下水排除基準を満たすように希釈する希釈槽とを備える有機性排水の処理装置である。

本発明の実施の形態は更に別の一側面において、浄化槽汚泥及びし尿系汚泥の少なくともいずれかを含む被処理水を第１の固液分離により分離汚泥と分離液とに分離する第１の固液分離装置と、分離液を貯留する貯留槽と、貯留槽に貯留された分離液に対して嫌気性処理を行う嫌気性処理装置と、嫌気性処理装置で得られる濃縮汚泥を第１の固液分離前に戻す返送手段と、嫌気性処理装置で得られる嫌気性処理水に対し、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法のいずれかを少なくとも含む無閉塞型の生物膜法を用いた生物処理を行う生物処理槽と、生物処理で得られる生物処理水を、下水排除基準を満たすように希釈する希釈槽とを備える有機性排水の処理装置である。

本発明によれば、浄化槽汚泥又はし尿系汚泥を含む被処理水から下水排除基準を満足する処理水をより効率良く得ることが可能な有機性排水の処理方法及び処理装置が提供できる。

本発明の第１の実施の形態に係る有機性排水の処理装置及び処理フローを示す概略図である。 図２（ａ）～図２（ｄ）は、第１の実施の形態に係る第２の固液分離装置として利用可能な上向流固液分離槽の例を表す概略図である。 本発明の実施の形態に係る生物処理槽に利用可能な膜状担体の構成例を説明する概略図である。 図５の膜状担体の平面図である。 図５（ａ）～図５（ｄ）は、本発明の第１の実施の形態に係る有機性排水の処理装置及び処理フローの具体的処理例を示す説明図である。 本発明の第２の実施の形態に係る有機性排水の処理装置及び処理フローを表す概略図である。 第２の実施の形態に係る嫌気性処理装置として利用可能な上向流嫌気性処理装置の例を表す概略図である。 第２の実施の形態に係る嫌気性処理装置として利用可能な上向流嫌気性処理装置の別の例を表す概略図である。 本発明の第３の実施の形態に係る有機性排水の処理装置及び処理フローを示す概略図である。 第３の実施の形態に係る気液接触装置の例を表す概略図である。 第３の実施の形態に係る気液接触装置の別の例を表す概略図である。 上向流固液分離試験の通水速度とＳＳ除去率との関係を表すグラフである。 第１試験例に係る有機性排水の処理装置及び処理フローを表す概略図である。 第２試験例に係る有機性排水の処理装置及び処理フローを表す概略図である。 比較例に係る有機性排水の処理装置及び処理フローを表す概略図である。 第２試験例に係る有機性排水の処理装置の詳細例を表す概略図である。 第２試験例に係る有機性排水の処理装置及び処理フローの変形例を表す概略図である。

以下、図面を参照しながら本発明の実施の形態を説明する。以下に示す実施の形態は、この発明の技術的思想を具体化するための装置や方法を例示するものであって、この発明の技術的思想は、構成部品の構造、配置等を下記のものに特定するものではない。

（第１の実施の形態）
本発明の第１の実施の形態に係る有機性排水の処理装置は、図１に示すように、被処理水を第１の固液分離により分離汚泥と分離液とに分離する第１の固液分離装置１と、分離液を貯留する貯留槽２と、貯留槽２に貯留された分離液に対して第２の固液分離を行う第２の固液分離装置２０と、第２の固液分離で得られる分離汚泥を第１の固液分離前に戻す返送手段４と、第２の固液分離装置２０で得られる分離液に対し、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法のいずれかを少なくとも含む無閉塞型の生物膜法を用いた生物処理を行う生物処理槽５と、生物処理で得られる生物処理水を、下水排除基準を満たすように希釈する希釈槽６とを備える。

被処理水としては、浄化槽汚泥及びし尿系汚泥の少なくともいずれかを含むものであれば特に限定されない。例えばし尿系汚泥と浄化槽汚泥の混合液を被処理水として利用する場合には、し尿系汚泥と浄化槽汚泥とに対してそれぞれ別々に第１の固液分離を行うことにより、固液分離性能を向上でき分離液のＳＳ濃度を全体として低減することができる。

第１の固液分離装置１としては、種々の固液分離装置を用いることができる。例えば、第１の固液分離装置１としては、脱水機等の脱水装置を用いて分離汚泥と分離液とに固液分離することが、設備及び運用コスト面から好ましい。第１の固液分離前の被処理水に対しては濃縮処理を行うことが好ましい。濃縮方式としては、重力濃縮、機械濃縮の何れも有効な濃縮方式である。

例えば、第１の固液分離処理（脱水処理）前に高分子凝集剤を添加した濃縮処理を行うことにより、濃縮汚泥の汚泥濃度（ＴＳ）を最大１０～１２質量％程度にまで濃縮することができる。高濃度に濃縮された濃縮汚泥に対して更に脱水装置を用いて脱水処理を行えば、含水率７０％以下の低含水率の脱水汚泥（分離汚泥）が得られるため、より顕著な汚泥減容効果が得られる。この低含水率の脱水汚泥のカロリーは高いため、焼却処理において補助燃料無しでの自燃が可能であり、省エネ、低コストとなる。

第１の固液分離で得られた分離液は貯留槽２において貯留される。貯留期間は特に限定されないが、し尿等の収集量の変動、週休２日運転等を考慮し、後段の生物処理に分離液をより均一に供給する観点から、貯留期間は１～３日、最低でも１日とすることができる。貯留時の環境にもよるが、室温１５℃以上の環境において１日以上分離液を貯留すると、貯留槽２内で硫酸還元反応が進み、硫化水素が発生し、分離液中のＳＳ濃度が高くなる。貯留槽２内で貯留後の分離液は、第２の固液分離装置２０へ送られる。

第２の固液分離としては、自重による沈殿、ろ過、浮上分離、膜分離、遠心分離、上向流固液分離を用いることができる。貯留後の分離液中のＳＳは、有機成分が多く、重力沈降、凝集沈殿法を適用した場合、沈殿・濃縮汚泥が腐敗しガスにより浮上することがある。また、分離液中には、細粒砂が少量含まれる場合がある。このような性状の分離液を効率良く分離除去する方法としては、第２の固液分離を上向流で行うことが好ましい。

第２の固液分離を上向流で行うための第２の固液分離装置２０としては、図２（ａ）～図２（ｄ）に示す第１～第４の上向流固液分離槽２０ａ～２０ｄが利用可能である。例えば、図２（ａ）に示すように、第１の上向流固液分離槽２０ａは、槽本体２１ａと、槽底部に設けられている有機性排水導入管２２ａと、槽上部に設けられている越流水排水口２３ａと、槽下部に設けられている排泥管２４ａを備えることができる。

第１の上向流固液分離槽２０ａによれば、無機物粒子を含む被処理水を槽底部より上向流にて通水し、沈降速度の大きい無機物粒子（無機性ＳＳ）を槽下部に堆積させ、沈降速度の小さい有機性汚泥（有機性ＳＳ）を槽上部に流動させながら越流面からオーバーフローさせ、越流水を後段の生物処理に導入することができる。このような構成を具備することにより、その後の生物処理において処理に時間がかかる有機分を簡易且つ小型な設備で容易に除去することができる。その結果、第１の上向流固液分離槽２０ａの後段に接続される生物処理槽５における処理をより安定的且つ効率的に行うことができる。また、第１の上向流固液分離槽２０ａを用いることにより、生物処理槽５へ混入しないように浄化槽汚泥又はし尿系汚泥に含まれる細粒砂を底部に沈殿させて除去することができるため、生物処理槽５の生物膜の膜閉塞等のトラブルを抑制することができる。

上向流固液分離槽２０ａの通水速度は、１０ｍｍ／ｍｉｎ～５０ｍｍ／ｍｉｎとすることが好ましく、より好ましくは１５ｍｍ／ｍｉｎ～２５ｍｍ／ｍｉｎである。上向流固液分離槽２０ａにおける固液分離の際には、凝集剤（無機凝集剤及び／又は高分子凝集剤）を添加して有機性汚泥を凝集汚泥として分離してもよい。凝集剤を添加した場合の上向流固液分離装置の通水速度は、５０ｍｍ／ｍｉｎ～２００ｍｍ／ｍｉｎであることが好ましく、より好ましくは８０ｍｍ／ｍｉｎ～１４０ｍｍ／ｍｉｎである。

凝集剤の添加及び混合方法としては、撹拌槽、管内注入及び管内混合（迂流管による混合、管内ミキサー混合など）のいずれも利用することができる。なお、第１の上向流固液分離槽２０ａの下部に堆積した細粒砂を含む汚泥は、槽下部に設けられている排泥管２４ａより排泥され、第１の固液分離装置１或いは第１の固液分離装置１の前段の配管又は貯留槽（図示せず）に返送手段４を介して返送される。

或いは、図２（ｂ）に示すように、第２の固液分離装置２０として、処理総水位Ｈを有し、槽の下部に下部沈降部（図中「ｈ２」で示す）を有し、槽の上部に上向流分級部（図中「ｈ１」で示す）を有する第２の上向流固液分離槽２０ｂを利用することもできる。有機性排水導入管２２ｂは、槽の底部から高さＰ２の位置に接続され、有機性排水導入管２２ｂの接続部から上方が上向流分級部ｈ１となる。上向流分級部ｈ１の頂部には図２（ａ）に示す装置と同様に、越流水排水口（図示せず）が設けられている。槽の底部は、漏斗状に形成されており、漏斗出口に排泥管２４ｂが接続されている。

有機性排水に含まれる無機物粒子が粒径の大きな土砂と粒径の小さなシルト土等の混在物である場合、沈降性の良い粒径の大きな土砂は、下部沈降部ｈ２に沈降し、細粒砂及び有機性固形物は、上向流分級部ｈ１に上向流に随伴されて上昇する。この際、無機粒子と有機性固形物との上昇速度が相違するため、図１の上向流固液分離槽２０ａに比べてより効率良く分級できる。

或いは、図２（ｃ）に示すように、第２の固液分離装置２０として第３の上向流固液分離槽２０ｃを利用してもよい。第３の上向流固液分離槽２０ｃは、上向流分級部ｈ１が、底部から順番に小径部ａ１、拡径部ａ２及び大径部ａ３を有する点以外は図２（ｂ）に示す第２の上向流固液分離槽２０ｂと同じ構造である。有機性排水導入管２２ｃは槽の底部から高さＰ２の位置に接続され、有機性排水導入管２２ｃの接続部から上方が上向流分級部ｈ１となる。槽の底部は、漏斗状に形成されており、漏斗出口に排泥管２４ｃが接続されている。

浄化槽汚泥又はし尿系汚泥を含む被処理水から下水排除基準を満足する処理水をより少ない希釈水量でより効率良く得るためには、大径部ａ３の直径Ｄ２と小径部ａ１の直径Ｄ１の比、すなわちＤ２／Ｄ１を１．２２～１．４１とし、大径部ａ３の断面積Ｓ２と小径部ａ１の断面積Ｓ１の比、すなわちＳ２／Ｓ１を１．５～２．０程度とすることが好ましい。例えば、大径部ａ３の通水速度が１５ｍｍ／ｍｉｎ～２５ｍｍ／ｍｉｎの時、Ｓ２／Ｓ１比２．０で小径部ａ１の通水速度は３０ｍｍ／ｍｉｎ～５０ｍｍ／ｍｉｎとなる。このように上向流分級部ｈ１の上方に拡径部ａ２及び大径部ａ３を設けて通水速度を変化させることで、細粒砂と有機性固形物とを効率良く分級することができる。

或いは、図２（ｄ）に示すように、第２の固液分離装置２０として、第４の上向流固液分離槽２０ｄを利用してもよい。第４の上向流固液分離槽２０ｄは、上向流分級部ｈ１に撹拌機２５ｄを有し、下部沈降部ｈ２に汚泥かき寄せ機２６ｄを有する点を除けば、図２（ｂ）に示す第２の上向流固液分離槽２０ｂと同じ構造である。浄化槽汚泥又はし尿系汚泥を含む被処理水を効率良く固液分離処理するために、上向流分級部ｈ１の撹拌機２５ｄの回転数は１～６０ｒｐｍ、好ましくは５～３０ｒｐｍであり、下部沈降部ｈ２の汚泥かき寄せ機２６ｄの回転数は０．５～５回転／Ｈｒ（時間）、好ましくは１～３回転／Ｈｒ（時間）と非常に緩速とする。

撹拌機２５ｄの撹拌翼は、プロペラ、パドル型等種々のタイプを使用できるが、低速型のパドルが適している。撹拌機２５ｄの撹拌翼は有機性排水導入管２２ｄの高さＰ２から鉛直方向上向きに撹拌翼設置高さｈ３の位置に取り付けることが好ましい。ｈ３とｈ１は、ｈ１に対してｈ３が０．２～０．７倍、好ましくは０．４～０．６倍の寸法となるように構成することが望ましい。上向流分級部ｈ１での緩やかな撹拌を与えることにより、粒径の小さな細粒砂と有機性固形物を上向流分級部ｈ１で効率良く分級することができる。

なお、撹拌機２５ｄの代わりに、槽本体２１ｄの中央部に上下に延在するドラフトチューブを設置し、ドラフトチューブの下方から散気管により気泡を送り込むように構成してもよい。散気管により空気を吹き込むことによって、ドラフトチューブ内において粒径の小さな細粒砂と有機性固形物を効率良く分級することが可能となる。分級された細粒砂はドラフトチューブの外側より下部沈降部ｈ２に下降し、有機性固形物は上向流分級部ｈ１の上部より越流される。空気吹込み量は０．１～０．５ｍ³／ｍ²／ｍｉｎ、好ましくは０．２～０．３５ｍ³／ｍ²／ｍｉｎとすることが好ましい。

上述したように、図１に示す有機性排水の処理装置においては、第１の固液分離装置１における脱水処理等の固液分離により得られた分離液が、貯留槽２において一定期間貯留される。脱水処理後の分離液中に含まれる溶解性有機物の大半は、酢酸、プロピオン酸等の揮発性有機酸が大半を占める。また、脱水処理時にポリ硫酸第二鉄等の無機凝集剤が使用されると、貯留槽２に貯留される分離液のＳＯ₄ ^2-濃度が４００～１０００ｍｇ／Ｌと高くなる場合がある。このようなＳＯ₄ ^2-濃度の高い分離液が水温１５～２０℃以上の期間において一定期間以上貯留されると、硫酸還元反応により硫化水素が発生し、これが分離液中の鉄塩と反応して分離液中のＳＳ濃度が高くなる。

貯留槽２では、一般的に空気撹拌が行われるため、一部の有機物が酸化されて余剰汚泥となる。特に、週末等のように被処理水の供給が行われずに貯留槽２の水位が下がると、余剰汚泥の発生が顕著になる。その結果、貯留槽２の貯留による分離液中のＳＳ濃度は、１００～１０００ｍｇ／Ｌの範囲で変動し得る。このような余剰汚泥を含む分離液を生物処理槽５へ供給して生物処理を行うと、生物処理に非常に時間がかかる上、ＢＯＤ処理実績の低下、生物処理膜の閉塞等の種々の問題が生じ得る。

また、生物処理槽５として、比較的安定的な処理が可能な、後述する「無閉塞型の生物膜法」を用いた生物処理を行う場合、より安定的な処理を行うためには、流入水のＢＯＤ容積負荷を一定範囲に制御する必要がある。貯留槽２で腐敗が進んだ分離液を生物処理槽５に供給する場合には、流入水のＢＯＤ容積負荷の調整のために生物処理槽５の設備を大きくしなければならず、生物処理槽５における処理に大きな負担がかかる場合がある。

本発明の第１の実施の形態に係る有機性排水の処理装置及び処理方法によれば、貯留後の分離液に対し、第１～第４の上向流固液分離槽２０ａ～２０ｄに例示されるような装置を用いて上向流固液分離処理を行い、生物処理槽５での生物処理に負担がかかる有機物を予め除去する。これにより、生物処理槽５による生物処理にかかる処理負担を小さくすることができる。また、貯留後の分離液を、第１～第４の上向流固液分離槽２０ａ～２０ｄに例示されるような小型且つ簡易な装置を導入して処理するだけで、生物処理槽５の大型化を防ぐことができるため、装置全体としての小型化が望める。

なお、第１～第４の上向流固液分離槽２０ａ～２０ｄでのＳＳ除去率を更に増加させ、後段の生物処理でＳＳ負荷及びＢＯＤ負荷を低減するためには、上向流固液分離槽２０ａ～２０ｄに導入前の貯留後の分離液に対し、ポリマ、無機凝集剤、ｐＨ調整剤等を含む薬剤を供給することが好ましい。また、第１～第４の上向流固液分離槽２０ａ～２０ｄにおいては、槽内に汚泥ブランケットを維持する必要があるため、沈降性が良好な沈降速度１００ｍｍ／ｍｉｎ以上のフロック形成が必要である。但し、分離液の腐敗が進んでいる場合、分離液中の分離汚泥にガスが付着している可能性があり、凝集汚泥のフロックが上向流固液分離槽２０ａ～２０ｄで浮上する恐れがある。その場合は、上向流固液分離槽２０ａ～２０ｄの前段に脱気装置を設けて脱気処理することが好ましい。脱気処理としては、撹拌機による混合、減圧脱気等があるが、設備の簡素化から撹拌機を使用することが好ましい。例えば、カチオンポリマを対ＳＳで１ｗｔ％添加し、通水速度７．０ｍ／ｈで上向流固液分離処理することで、ＳＳ除去率９０％以上、濃縮汚泥濃度３ｗｔ％を達成することができ、処理水ＳＳ３４ｍｇ／Ｌ、ＢＯＤ９５９ｍｇ／Ｌ、Ｔ－Ｎ６３６ｍｇ／Ｌを達成できる。

図１に示す生物処理槽５では、生物膜を用いた処理が行われる。生物膜を用いた生物処理は、大きく分けて担体の定期的な洗浄工程を必要とするものと、生物膜量が処理の中で自律的にコントロールされるものとに分けることができる。前者には、生物膜ろ過法等が該当する。後者には、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法（接触酸化法）が該当する。

中でも、本発明の実施の形態に係る生物処理としては、生物膜量が処理の中で自律的にコントロールされるタイプの生物膜法を利用することが好ましく、これを本明細書においては「無閉塞型の生物膜法」と定義する。特に、無閉塞型の生物膜法の中でも、散水ろ床法、流動担体法は、ＢＯＤ容積負荷１ｋｇＢＯＤ／ｍ³／ｄ以上でも安定して運転することが可能であり、敷地面積が限られる場合に特に有効である。この「無閉塞型の生物膜法」に包含される生物処理の具体例を以下に説明する。

－散水ろ床法－
散水ろ床法は、好気性生物化学的処理法の一つであり、ろ材の表面に付着した微生物の作用によって、散布される被処理水（分離液）中の有機物を分解することにより、生物処理水を得る方法である。散水ろ床法は、一般的に、生物膜の表面が好気的、生物膜の内部が嫌気的になることが知られている。このため、硝化が進行可能な負荷で散水ろ床の運転を実施すると、生物膜の表面では硝化反応が進行し、生物膜の内部では脱窒反応が進行するという特徴があり、窒素除去効率の面で優れている。

散水ろ床に用いられる担体、散水部等の具体的構成に特に制限はない。担体の素材は、微生物が付着すればどのような素材でも良く、代表的なものとしては、プラスチック、砕石等が用いられる。担体の形状は、プレート状、球状、円柱状、直方体、中空状などいずれの形状でもよい。また、反応槽の容量に対する担体の充填率としては、４０～８０％、望ましくは５０～７０％が好ましい。膜状担体の場合は、反応槽の容量に対する膜の表面の面積として、０．０５～０．１５ ｍ²／ｍ³となるように充填することが好ましい。

－膜状担体－
より効率良く且つ安定的に散水ろ床法を用いた生物処理を行うためには、散水ろ床に供給される固液分離後の分離液と散水ろ床内の酸素とが膜面を挟んで対向して浸透する構造を有する、例えば図３に示すような、膜状担体５０が反応槽内に配置されることが好ましい。

図３及び図４に示すように、膜状担体５０は、支持体５１と支持体５１に支持される膜５２を備え、膜５２が支持体５１を覆うループ形状を有しており、分離液がループ形状の膜５２の外面から浸透し、酸素がループ形状の膜５２の内面に形成された空間５３から膜５２の外面へ浸透するように構成されている。膜５２は支持体５１の外側で湾曲する湾曲部５２ａと、湾曲部５２ａの両端から互いに略平行に延伸する延伸部５２ｂ、５２ｃとを備え、膜５２の下端側、即ち、膜５２を収容する槽の底面と対向する側に、膜５２の内面に堆積してその後剥離する汚泥（不図示）を空間５３の外へ排出するための開口部５２ｄが形成されている。

図３及び図４に示す構造の膜状担体５０が配置されることにより、分離液供給側である膜状担体５０の膜５２の外側はＢＯＤが豊富で酸素が乏しいエリアとなる一方で、膜５２の内側の酸素供給側はＢＯＤが乏しく酸素が豊富なエリアとなる。そのため、分離液の供給側に脱窒反応の進行に適した条件を作り出しながら、酸素供給側に硝化反応に適した条件を作り出すことができるため、種々の担体の中でも特に優れた窒素除去性能を発揮する点においてより好適である。

一方、通常の粒状担体を使用する場合、ＢＯＤ、窒素、および酸素が同じ方向から担体表面の生物膜に供給されるため、１～１．５ｋｇ－ＢＯＤ／ｍ³／ｄの負荷では酸素はＢＯＤの酸化で消費しきってしまい、硝化－脱窒反応が進みにくくなる場合もある。膜状担体５０は、他の形状の担体を使用する処理方式と比較して、１．５ｋｇ－ＢＯＤ／ｍ³／ｄ以上の高負荷条件でも閉塞せず安定して運転できるという利点を有している。これは、膜状担体５０を用いた場合は、生物膜が担体垂直方向に並べられ、担体から剥離した生物膜が担体間で閉塞することなく槽外に排出されるためである。

固液分離後の分離液の散水ろ床への流入は、ポンプ、サイフォン等を用いて散水ろ床の上方へ移送された後に行われる。散水にあたっては、ろ床全体に分離液が散水されればよく、多孔板、スプリンクラー型、スパイラル型のノズル、自走式の回転散水機等の任意の散水装置を用いることができる。

－流動担体法－
流動担体法は、生物処理槽内に担体を収容し、担体が生物処理槽内で流動することにより微生物を被処理液中の有機物や酸素などと接触させて生物処理水を得る方法である。流動担体法を利用する生物処理槽は新設してもよいし、既存の貯留槽等に担体、散気装置等を導入してもよい。流動担体に使用される担体には特に制限はないが、代表的なものとして以下のものが挙げられる。

使用する担体は、微生物が付着し、かつ曝気により流動する担体であればどのような担体でも良い。担体の素材としては、曝気により流動すればどのような担体でも良く、例えば、プラスチック、ポリウレタン（ＰＵ）、ポリエチレン（ＰＥ）、ポリエチレングリコール（ＰＥＧ）、ポリビニルアルコール（ＰＶＡ）、木製チップ、砂、等が利用される。担体の性状は、スポンジ状、ゲル状、固形状等であり得る。担体の形状は、球状、立方体状、円筒状、ハニカム状等の任意の形状とすることができる。

中でも担体の外表面に微生物を付着させる結合固定化担体を利用することにより、生物処理槽内の環境に適した微生物を担体に付着させることができ、流入水の性状変動の影響を受けにくくより安定した生物処理を行うことができる。担体の充填率としては、流動性と性能の観点から、２０～４０％が好ましい。充填率を２０％以上とすることで槽内に多量の微生物を保持することができ、４０％以下として適切な空隙をつくることで流動性を良好に保つことができるのである。流動担体法のＢＯＤ負荷としては、０．５～５．０ｋｇ－ＢＯＤ／ｍ³／ｄ、望ましくは１．０～３．０ｋｇ－ＢＯＤ／ｍ³／ｄが好ましい。流動担体法は既設活性汚泥の曝気槽を利用する場合などに適している。

－回転円板法－
回転円板法は、回転する円板の一部を被処理水と外気に触れさせることによって、円板の表面に生物膜を形成させ、被処理水（分離液）中の有機分を分解させて生物処理水を得る方法である。曝気、エアレーションを行なわないため、風量調整が必要なブロワの設置が不要で、活性汚泥法等のように返送汚泥を供給する必要も無いため、より簡易な設備を供給できる点で有利である。回転円板法のＢＯＤ負荷としては、０．１～１．５ｋｇ－ＢＯＤ／ｍ³／ｄが好ましく、過剰な負荷をかけると、円板に過剰に微生物が付着し、回転軸が破損するという問題が発生する場合がある。

円板の材質及び具体的形状に特に制限は無く、任意の装置を用いることができる。例えば、円板の材質としては発泡スチロール、プラスチック、塩化ビニル、耐水ベニヤ、アルミニウム等の金属板が利用でき、直径１～３ｍ、厚さ０．７～２０ｍｍの円板状にして使用することができる。

―固定床法（接触酸化法）―
接触酸化法は、反応槽に固定床担体を浸漬させ、被処理水を通水させながら曝気を行うことによって、担体表面に生物膜を形成させ、被処理水（分離液）中の有機分を分解させて生物処理水を得る方法である。担体に付着した生物膜によって処理を行うため、活性汚泥法のように返送による汚泥量のコントロールが不要であり、維持管理が容易となる。ＢＯＤ負荷としては、０．１～１．０ｋｇ－ＢＯＤ／ｍ³／ｄが好ましく、高負荷で運転すると生物膜が肥大して接触材が目詰まりすることがある。

接触酸化法の担体の材質及び具体的形状に特に制限は無く、任意の装置を用いることができる。担体の材質としては、ポリエチレン、プラスチック等が利用でき、形状としてはチューブ型、ひも状、網状、平板状、ボール状、等の任意の形状とすることができる。

希釈槽６は、生物処理によって得られた生物処理水を希釈水と混合するための槽であり、ここでは、下水排除基準を満たすように希釈される。本発明の実施の形態に係る有機性排水の処理装置及び処理方法によれば、希釈倍率を典型的には１～４倍、より典型的には１～３倍、さらには１～２倍とすることにより、下水排除基準を満たす量とすることができる。希釈は常時行っても良いし、下水排除基準を満たすために必要な場合にのみ行っても良い。これにより、従来の手法に比べてより少ない希釈水量で、下水道放流のための水質基準に応じたより効率的且つ適切な処理が行える。

上述の無閉塞型の生物膜法を利用した生物処理を行うことにより、生物処理水の希釈を行わなくてもよい程度にまで生物処理水が処理される場合もある。その場合は、分離液の少なくとも一部に対し、散水ろ床法または流動担体法のいずれかを含む無閉塞型の生物膜法を用いた生物処理を行った後の生物処理水に対し、希釈を行うことなくそのまま下水道放流を行ってもよいことは勿論である。

このように、第１の実施の形態に係る有機性排水の処理装置及び処理方法によれば、小型且つ簡易な第２の固液分離装置２０を用いて、貯留槽２において貯留された分離液中の溶解性有機物を生物処理槽５へ供給する前に小型の設備で容易に除去することができるため、浄化槽汚泥又はし尿系汚泥を含む被処理水から下水排除基準を満足する処理水を、少ない希釈水でより効率良く得ることが可能となる。

（処理例）
第１の実施の形態に係る有機性排水の処理装置及び処理方法は、被処理水の性状に応じて、図５（ａ）～図５（ｄ）に示すような処理を適宜選択することにより、生物処理を最適化でき、これにより、希釈槽６で添加する希釈水量を少なくでき、効率の良い処理を行うことができる。

図５（ａ）及び図５（ｂ）に示す例は、貯留槽２で貯留した後の分離液の性状が、窒素濃度（アンモニア性窒素濃度）に比べてＢＯＤが高い場合、例えば、アンモニア性窒素濃度（ＮＨ₄－Ｎ）が６００～８００ｍｇ／Ｌで、ＢＯＤが１５００～２２００ｍｇ／Ｌで、ＢＯＤ／ＮＨ₄－Ｎ比が２～３程度となるような分離液に特に好適な処理の例を示す。この場合は、希釈倍率生物処理水中のＢＯＤが、希釈倍率を決定する場合の基準となる処理（ＢＯＤ除去型）である。

図５（ａ）に示す処理では、第１の固液分離装置１として脱水装置を備え、貯留槽２で貯留された分離液を固液分離する第２の固液分離装置２０として上向流固液分離槽を備え、生物処理槽５として散水ろ床を備え、散水ろ床で処理された生物処理水を希釈槽６において下水排除基準を満たすように希釈する。散水ろ床の処理条件としては、例えば、ＢＯＤ容積負荷を０．５～７．５ｋｇ－ＢＯＤ／ｍ³／ｄとすることが好ましく、１．０～５．０ｋｇ－ＢＯＤ／ｍ³／ｄとすることが更に好ましい。

図５（ｂ）に示す処理では、第１の固液分離装置１として脱水装置を備え、貯留槽２で貯留された分離液を固液分離する第２の固液分離装置２０として上向流固液分離槽を備え、生物処理槽５として流動担体槽を備え、流動担体槽で処理された生物処理水を希釈槽６において下水排除基準を満たすように希釈する。

従来の活性汚泥処理では曝気槽のＭＬＳＳ濃度を調整するために返送汚泥量を調整する必要がある。一方、図５（ａ）及び図５（ｂ）に示す変形例によれば、貯留槽２で貯留した後の分離液の性状に応じて、散水ろ床法又は流動担体法による処理を行うことにより、返送汚泥量を調整する必要がなく、希釈水量が１～２倍程度で済むため、希釈水の使用量を抑制しながら浄化槽汚泥又はし尿系汚泥をより簡易な処理によって放流することができる。

図５（ｃ）及び図５（ｄ）に示す変形例は、貯留槽２で貯留した後の分離液の性状が、窒素（アンモニア性窒素）に比べてＢＯＤが低い場合で、生物処理水中の窒素濃度が希釈倍率を決定する場合の基準となる処理（窒素除去型）である。

図５（ｃ）の例では、第１の固液分離装置１として脱水装置を備え、貯留槽２で貯留された分離液を固液分離する第２の固液分離装置２０として上向流固液分離槽を備え、生物処理槽５として、第一段目の散水ろ床５ａと第二段目の散水ろ床５ｂとを備え、散水ろ床５ａ、５ｂによる生物処理後の生物処理水を希釈槽６において下水排除基準を満たすように希釈する。

第一段目の散水ろ床５ａの処理条件としては、ＢＯＤ容積負荷３～１０ｋｇ／ｍ³／ｄ、好ましくは４～６ｋｇ／ｍ³／ｄとし、水温２５℃でＢＯＤ除去率が６５～８０％となるような処理を行うことが好ましい。第二段目の散水ろ床５ｂの処理条件としては、ＢＯＤ容積負荷０．３～２ｋｇ／ｍ³／ｄ、好ましくは０．５～１ｋｇ／ｍ³／ｄとし、水温２５℃でＢＯＤ除去率が７５～８５％、Ｔ－Ｎ除去率が３５～５０％となるような処理を行うことが好ましい。

生物学的窒素処理の場合、脱窒槽と硝化槽に分けて、硝化液を脱窒槽に循環するのが一般的である。図５（ｃ）の例によれば、二段階の散水ろ床５ａ、５ｂを備えることにより、第一段目の散水ろ床５ａでＢＯＤの粗処理を行い、第二段目の散水ろ床５ｂでＢＯＤ負荷を低減しながら、特に槽下段部において硝化反応を進めることができる。特に、散水ろ床５ａ、５ｂとして膜状担体５０を用いると、生物膜内部が嫌気的条件となるため、ＮＨ₄－Ｎから硝化されたＮＯ₂－Ｎ、ＮＯ₃－Ｎが容易に脱窒処理される。その結果、二段階の散水ろ床５ａ、５ｂを備え、かつ膜状担体５０を利用することにより、従来のプラスチックろ材を用いた他の散水ろ床法に比べてさらに硝化脱窒性能をより高くできる。

図５（ｄ）の例では、第１の固液分離装置１として脱水装置を備え、貯留槽２で貯留された分離液を固液分離する第２の固液分離装置２０として上向流固液分離槽を備え、生物処理槽５として、第一段目に散水ろ床５ｃを備え、第二段目に流動担体槽５ｄを備え、流動担体槽５ｄで得られる生物処理水の少なくとも一部を散水ろ床５ｃへ循環させる循環手段５ｅを備える。そして、散水ろ床５ｃ及び流動担体槽５ｄにより処理された生物処理水を希釈槽６において下水排除基準を満たすように希釈する。

図５（ｄ）の散水ろ床５ｃの処理条件としては、ＢＯＤ容積負荷３～１０ｋｇ／ｍ³／ｄ、好ましくは４～６ｋｇ／ｍ³／ｄであり、水温２５℃でＢＯＤ除去率６５～８０％となるような処理を行うことが好ましい。流動担体槽５ｄによる処理条件としては、ＢＯＤ容積負荷０．３～２ｋｇ／ｍ³／ｄ、好ましくは０．５～１ｋｇ／ｍ³／ｄとし、水温２５℃でＢＯＤ除去率７５～８５％、ＮＨ₄－Ｎ硝化率３５～５０％となるような処理を行うことが好ましい。また、循環手段５ｅにおける循環液比は０．５Ｑ～２Ｑの範囲となるように設定することが好ましい。

図５（ｄ）に示す処理によれば、第一段目の散水ろ床５ｃにおいてＢＯＤ酸化処理とＮＯ_x－Ｎの脱窒処理を行った後、流動担体槽５ｄを用いた処理においてＢＯＤ酸化処理に加えてＮＨ₄－Ｎの硝化反応を進め、流動担体槽５ｄで得られる硝化液を、循環手段５ｅを介して散水ろ床５ｃへ返送することにより、生物処理をより安定的にすすめて希釈槽６における希釈水の使用量を低減することができる。

（第２の実施の形態）
本発明の第２の実施の形態に係る有機性排水の処理装置は、図６に示すように、浄化槽汚泥及びし尿系汚泥の少なくともいずれかを含む被処理水を第１の固液分離により分離汚泥と分離液とに分離する固液分離装置１と、第１固液分離で得られた分離液を貯留する貯留槽２と、貯留後の分離液に対し、嫌気性処理を行う嫌気性処理装置３０と、嫌気性処理で得られる濃縮汚泥の少なくとも一部を第１の固液分離前に戻す返送手段４と、嫌気性処理で得られる嫌気性処理水に対し、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法のいずれかを少なくとも含む無閉塞型の生物膜法を用いた生物処理を行う生物処理槽５と、生物処理で得られる生物処理水を、下水排除基準を満たすように希釈する希釈槽６と、嫌気性処理装置３０で発生したバイオガスを処理するガス処理設備９とを備える。

第１の固液分離装置１、貯留槽２、生物処理槽５及び希釈槽６の構成は、第１の実施の形態で説明した構成と実質的に同様の構成を利用できるため重複する説明を省略する。

嫌気性処理装置３０としては、完全混合型嫌気性処理（機械混合、ガス混合）、固定床式嫌気性処理（上向流、下向流）、流動床嫌気性処理（上向流、下向流）、膜分離嫌気性処理、上向流汚泥床法（ＵＡＳＢ）等いずれかの嫌気性処理法を利用する装置が利用できる。中でも嫌気性処理装置３０の後段の生物処理槽５での生物処理を考慮すると、嫌気性処理装置３０として上向流嫌気性処理装置（ＵＡＳＢ、流動床）の利用が好ましい。上向流嫌気性処理装置の処理条件としては、水温２５℃とした場合に、ＣＯＤＣｒ容積負荷３～１０ｋｇ／ｍ³／ｄ、好ましくは４～７ｋｇ／ｍ³／ｄ、ＣＯＤＣｒ除去率２０～５０％、ＢＯＤ容積負荷１～５ｋｇ／ｍ³／ｄ、好ましくは２～４ｋｇ／ｍ³／ｄ、ＢＯＤ除去率４０～７０％となるような処理を行うことが好ましい。

図７は、嫌気性処理装置３０として、上向流嫌気性汚泥床法（Ｕｐｆｌｏｗ ａｎａｅｒｏｂｉｃ Ｓｌｕｄｇｅ Ｂｌａｎｋｅｔ ：ＵＡＳＢ）を利用したＵＡＳＢ槽の例を示す。有機性排水は、ＵＡＳＢ槽３０の底部から導入され、汚泥床３２に拡散される。汚泥床３２の下部では、グラニュール汚泥が流動床を構成している。汚泥床３２に拡散された有機性排水中の溶解性有機物や有機酸（酢酸・プロピオン酸など）は、グラニュール汚泥に保持されている嫌気性菌によってメタンガスと二酸化炭素ガスに分解される。グラニュール汚泥及びメタンガスは処理水と共に浮上し、気固液分離部（ＧＳＳ）３３にて、メタンガス、グラニュール汚泥、嫌気性処理水に分離される。メタンガスは、発生ガス排出管３７を通して排出され、エネルギー源として利用することができる。嫌気性処理水は、嫌気性処理水排出管３８を通して後段の好気性生物処理に送られる。嫌気性処理後の汚泥は、排泥管３９を通して第一段目の固液分離装置（脱水機）前に送ることができる。図７に示す構成のＵＡＳＢ槽は、発生するメタンガス量が多い場合に適している。

図８は、図７に示すＵＡＳＢ槽とは別のタイプのＵＡＳＢ槽を示す例である。図８のＵＡＳＢ槽（メタン発酵装置）は、気固液分離部を設けず、気体を透過しない材料からなる屋根材３６で槽の上部を密閉被覆し、屋根材３６にガス排気口及び発生ガス排出管３７を設けている点を除いて、図７に示すＵＡＳＢ槽と同様の構成を有する。図８に示す構成のＵＡＳＢ槽は、発生するメタンガス量が少ない場合に適している。

貯留槽２で貯留される分離液中の溶解性有機物の大半は、酢酸、プロピオン酸等の揮発性有機酸である。そのため、図７及び図８に示す上向流嫌気性処理では、グラニュール汚泥を形成したものだけでなく、砂、活性炭等の担体にメタン菌を主体とした嫌気性菌を付着させることでも良い。また、固定床式嫌気性処理、完全混合型嫌気性消化槽（ガス混合、機械混合等）いずれの嫌気性処理方式も適用することができる。

ガス処理設備９は、嫌気性処理装置３０による嫌気性処理で発生するバイオガス、特に、余剰メタンガス及び硫化水素ガスを生物学的に酸化処理することを含み、図６に示すように、高濃度臭気と混合して生物脱臭する工程と、薬液洗浄する工程と、活性炭処理する工程とを含むことができる。

また、ガス処理設備９には、バイオガス中の硫化水素除去を行うための脱硫塔、余剰ガスを処分するための余剰ガス燃焼装置、脱硫後のバイオガスを貯留するためのガスホルダー及び熱源としてバイオガスを有効利用する場合はボイラー設備等、電気エネルギーに変換して利用する場合はガス発電設備等を含むことができる。

嫌気性処理の発生ガス中には、主にメタン、二酸化炭素、硫化水素が含まれる。しかしながら、嫌気性処理の発生ガスは、そのまま大気排出ができないため、通常は、メタンガス、硫化水素ガスは脱硫後、余剰ガス燃焼装置で処理され、メタンガス、硫化水素ガスは好気処理で容易に酸化処理される。し尿処理設備においては、既存の脱臭設備が備えられている。し尿処理各設備の臭気ガス量に比べて、嫌気性処理で発生するガス量は少ないため、嫌気性処理で発生したガスの処理のために、既存の脱臭設備を利用することで、設備の簡略化が図れる。

第２の実施の形態に係る有機性排水の処理装置によれば、貯留後の分離液に対し、嫌気性処理を行う嫌気性処理装置３０を備えることにより、貯留後の分離液からバイオガスを発生させてエネルギーを回収するとともに、後段の生物処理により好適となる性状の処理水を得ることができる。その結果、浄化槽汚泥又はし尿系汚泥を含む被処理水から下水排除基準を満足する処理水をより効率良く得ることが可能となる。

（第３の実施の形態）
本発明の第３の実施の形態に係る有機性排水の処理装置は、図９に示すように、嫌気性処理装置３０における嫌気性処理により発生するバイオガスを直接、或いは脱硫後、水性媒体と気液接触させる気液接触装置７を更に備える点が、図６に示す有機性排水の処理装置と異なる。

気液接触装置７は、流動担体槽５ｄで処理された消化液の一部を循環させる循環手段５ｅと、嫌気性処理装置３０で発生したバイオガスを供給する供給管との間に接続されている。嫌気性処理により発生するバイオガスは、必要に応じて直接、或いは図示しない脱硫装置等により脱硫した後、水性媒体である流動担体槽５ｄからの消化液である水性媒体と気液接触させ、水性媒体中にバイオガス中のメタンガスを溶解させる。このメタンガスが溶解した水性媒体を散水ろ床５ｃへ循環させ、水素供与体として、散水ろ床５ｃにおける無閉塞型の生物膜法を用いた生物処理の脱窒工程へ供給することで、生物処理を効率良く行い、希釈槽６へ送られる生物処理水の性状を良好なものとすることができる。なお、図９の例では、生物処理槽５として、散水ろ床５ｃ及び流動担体槽５ｄを用いる例を示しているが、散水ろ床５ｃ及び流動担体槽５ｄの代わりに回転円板法、固定床法を利用してもよいことは勿論である。

嫌気性処理装置３０から発生するバイオガスは、メタン（６０～８０ｖｏｌ％）及び二酸化炭素（２０～４０ｖｏｌ％）の他に硫化水素（２００～２０００ｐｐｍ）を含む。そのため、必要に応じて脱硫して脱硫後バイオガスとして、エネルギー源として利用してもよいし、水性媒体と気液接触させてバイオガス中のメタンガスを溶解させて、溶存メタンを含む水素供与源として生物処理槽５における生物処理に供給することができる。

バイオガスと水性媒体とを接触させる気液接触装置７は、図１０に示すような槽タイプであっても、図１１に示すような塔タイプであってもいずれでもよい。気液接触効率を高めるため、液面高さは４ｍ～１０ｍが好ましい。図１１に示す塔タイプではプラスチックろ材、繊維ろ材又は磁性ろ材などの充填材を充填することが好ましい。気液接触装置７内には、散気板、散気塔、メンブレン膜等の気泡発生手段を水中に浸漬させ、水中に供給するバイオガスの気泡径をできる限り微細にすることが好ましい。気液接触装置へのバイオガスの供給は、脱硫塔と気液接触装置とを密閉された配管で接続して行うことができる。また、水性媒体へのメタンガスの溶解度は水温に依存するため、水性媒体の温度を調節する。

気液接触装置７内では散気板、散気塔、メンブレン膜等の気泡発生手段を水中に浸漬させ、水中に供給するバイオガスの気泡径をできる限り細かくするのが好ましい。このような気液接触装置７で、生物処理水とバイオガスとを気液接触させると、バイオガス中のメタンガス及び二酸化炭素ガスの一部が生物学的窒素処理水（水性媒体）に溶解する。この際、気液接触させる生物処理水の水温を調整することで、気液接触後のメタン溶解量を調整することができる。すなわち、水温が低くなるとメタンの水に対する溶解度は高くなり、水温が下がるとメタン溶解量は増え、水温が上がるとメタン溶解量は減るため、気液接触させる生物処理水の水温を調整することで、気液接触後のメタン溶解量を調整することができる。

生物処理水の溶解性ＢＯＤ／ＮＨ₄－Ｎ比が高い場合は、気液接触装置７内の水温を上げ、生物処理水の溶解性ＢＯＤ／ＮＨ₄－Ｎ比が低い場合、例えばＢＯＤ／ＮＨ₄－Ｎ比が３未満である場合は、気液接触装置７の水温を下げてメタン溶解量を増やすようにするのが好ましい。そのため、気液接触装置７は液温制御手段を備えているか、生物処理水の供給管の途中に液温制御手段を配設するのが好ましい。

このようにしてメタンが溶解した水性媒体、すなわち溶存メタンを含む気液接触処理水を、配管を通じて生物処理槽５の脱窒処理に供給し、他方、気液接触後に回収されるガスはガスホルダー（不図示）で貯留した後に有効利用すればよい。

以下に本発明の実施例を比較例と共に示すが、これらの実施例は本発明及びその利点をよりよく理解するために提供するものであり、発明が限定されることを意図するものではない。

（実施例１）
－上向流固液分離による生物処理原水の性状変化－
し尿、浄化槽汚泥を脱水装置で混合脱水処理した分離液を１日間、貯留槽で滞留させた貯留水を原水とし、この原水を上向流固液分離装置（直径４５ｃｍ、有効容量５３３Ｌ）に通水して処理水（以下「生物処理原水」という）を得た。原水性状を表１に示す。

この原水を、上述の上向流固液分離装置に対し、通水速度１．８、４．０、７．０、１０ｍ／ｈで通水して得られた生物処理原水のＳＳ除去率と通水速度との関係を評価した。結果を表２及び図１２に示す。図１２に示すように、通水速度の増加とともにＳＳ除去率が低下する傾向にあり、通水速度４．０ｍ／ｈ以下であればＳＳ除去率は５０％以上となることが分かった。これより、通水速度は４ｍ／ｈ以下とすることで、後段の無閉塞型の生物膜法を用いた生物処理に好適な生物処理原水が得られることが分かった。また、上向流固液分離装置で得られた分離汚泥は、通水速度１．８～７．０ｍ／ｈでは約２ｗｔ％、通水速度１０ｍ／ｈでは１～１．５ｗｔ％となり、第１の固液分離前に返送する汚泥濃度（１ｗｔ％以上）として問題がないことが確認できた。

表２に示すように、貯留後の分離液に対して上向流固液分離を行うことで生物処理原水性状はＳＳ濃度、ＢＯＤ濃度ともに低下した。生物処理原水を生物処理（散水ろ床、有効容量２ｍ³）でのＢＯＤ容積負荷３ｋｇ／ｍ³／ｄに通水すると、生物処理原水水量は、固液分離しない場合は５．３ｍ³／ｄとなるのに対し、上向流固液分離を行う（１）～（４）のいずれの態様においては５．４～５．９ｍ³／ｄとなり１割程度水量を増加できていることから、その分だけ生物処理後の希釈水量を軽減できることが分かる。また、上向流固液分離装置で分離される汚泥中には細粒砂が含まれていたが、上向流固液分離を行うことでその後の生物処理における散水ろ床の循環槽での砂の堆積はなかった。一方、固液分離しない場合は、循環槽に砂が堆積し、２～３か月に１回の頻度で堆積砂の除去が必要であった。

（実施例２）
－生物処理前に上向流嫌気性処理を行うことによる処理水の性状変化－
実施例１と同じ原水を使用し、生物処理前の嫌気性処理としてＵＡＳＢメタン発酵処理を採用し実験を行った。ＵＡＳＢ実験装置は有効容量１００Ｌ（高さ２．５ｍ、直径２５ｃｍ）の透明塩ビ製のものを使用した。上向流嫌気性処理装置の後段の生物処理は散水ろ床処理を用い、１槽の有効容量は３５Ｌ（Ｌ２０ｃｍ×Ｄ２０ｃｍ×Ｈ８８ｃｍ）とした。散水ろ床に図３及び図４に示す膜状担体を収容して処理を行った。

表３に、嫌気性処理の運転条件と有機物除去率を示す。ＵＡＳＢリアクタ－は無加温で行い、水温２４℃で、ＣＯＤＣｒ容積負荷４．５ｋｇ／ｍ³／ｄ、ＣＯＤＣｒ除去率３０％、ＢＯＤ容積負荷２．３ｋｇ／ｍ³／ｄ、ＢＯＤ除去率６０％であった。

図１３に示す処理フロー（試験例１）、図１４に示す処理フロー（試験例２）及び第２の固液分離を行わない図１５に示す従来のフロー（比較例）に従って有機性排水の処理を行った。試験例１、２及び比較例のいずれも生物処理として上述の散水ろ床法による処理を二段で行った。試験例２では、図１６に示すように、第二段目の散水ろ床の循環槽から散水ろ床へ循環水を送る配管経路に気液接触装置７を接続し、嫌気性処理装置３０で発生したバイオガスを気液接触装置７へ通し、循環液（硝化液）と接触させた。結果を表４に示す。表４中「原水」は嫌気性処理槽流入前の貯留槽２で貯留した分離液を意味し、「処理水１」は第一段目の散水ろ床処理後の生物処理水を意味し、「処理水２」は第二段目の散水ろ床処理後の生物処理水を示す。なお、原水水量は９４～１００Ｌ／ｄとした。

第２の固液分離処理（嫌気性処理）を行わない比較例では、原水ＢＯＤ１４４０ｍｇ／Ｌ、Ｔ－Ｎ６５５ｍｇ／Ｌに対し、処理水２のＳ－ＢＯＤが１９ｍｇ／Ｌ、処理水２のＴ－Ｎが３３２ｍｇ／Ｌであった。一方、試験例１では原水ＢＯＤ４５７ｍｇ／Ｌ、Ｔ－Ｎ６８６ｍｇ／Ｌに対し、処理水２のＳ－ＢＯＤが６ｍｇ／Ｌ、Ｔ－Ｎが２８２ｍｇ／Ｌであった。試験例２では、原水ＢＯＤ４５７ｍｇ／Ｌ、Ｔ－Ｎ６８６ｍｇ／Ｌに対し、処理水２のＳ－ＢＯＤが６ｍｇ／Ｌ、Ｔ－Ｎが２５２ｍｇ／Ｌであった。

試験例１ではメタン発酵処理で有機物を除去することで、後段の生物処理のＢＯＤ容積負荷を下げることにより、硝化反応を促進することができたため、窒素除去率が比較例より高くなった。また試験例２では、気液接触装置でメタンガスを溶存させることで、脱窒素用の水素供与体を増やすことでＴ－Ｎ除去率が増加した。以上の結果より希釈倍率は比較例では１．４倍となるのに対し、試験例１では１．２倍、試験例２では１．１倍に下げることが可能となった。

なお、実施例２の試験例１、２におけるＵＡＳＢメタン発酵処理では無加温で行ったためＢＯＤ容積負荷、ＢＯＤ除去率は低い値を示したが、加温源（蒸気、温水等）がある場合はＵＡＳＢメタン発酵処理は最適温度の３５℃前後に加温すれば、本実施例（無加温２４℃）の２倍以上の処理結果が期待でき（ＢＯＤ容積負荷５ｋｇ／ｍ³／ｄでＢＯＤ除去率８０％）、後段生物処理のＢＯＤ処理、窒素処理をさらに向上できる。

例えば、水温３５℃の場合、ＣＯＤＣｒ容積負荷１０ｋｇ／ｍ³／ｄ、ＣＯＤＣｒ除去率６０％、ＢＯＤ容積負荷５ｋｇ／ｍ³／ｄ、ＢＯＤ除去率８０％の処理結果が得られた。この場合、嫌気性処理水のＢＯＤは９０ｍｇ／Ｌ、ＮＨ₄－Ｎは５６０ｍｇ／Ｌとなり、後段生物処理のＢＯＤ容積負荷は１ｋｇ／ｍ³／ｄ以下に下がるため、散水ろ床１段で窒素処理（硝化、脱窒）が可能となる。試験例２のように嫌気性処理の発生ガス中のメタンを気液接触装置で溶解させることで脱窒素用の水素供与体を増やすことで窒素処理成績の増加が可能となる。この場合は希釈水なしで下水排除基準を満たすことも可能となる。

本発明は上記の実施の形態及び実施例によって記載したが、この開示の一部をなす論述及び図面はこの発明を限定するものであると理解すべきではない。この開示から当業者には様々な代替実施の形態及び運用技術が明らかとなろう。

例えば、試験例２では、図１６に示す処理フローに沿って試験を行ったが、図１７に示すように、散水ろ床と流動担体槽とを組み合わせた生物処理にも適用可能であることは勿論である。このように、本発明は、実施段階においては、その要旨を逸脱しない範囲において変形し具体化し得るものである。

１、２０…固液分離装置
２…貯留槽
４…返送手段
５…生物処理槽
５ａ、５ｂ、５ｃ…散水ろ床
５ｄ…流動担体槽
５ｅ…循環手段
６…希釈槽
７…気液接触装置
９…ガス処理設備
２０ａ、２０ｂ、２０ｃ、２０ｄ…上向流固液分離槽
２１ａ、２１ｄ…槽本体
２２ａ、２２ｂ、２２ｃ、２２ｄ…有機性排水導入管
２３ａ…越流水排水口
２４ａ、２４ｂ、２４ｃ、２４ｄ…排泥管
２５ｄ…撹拌機
２６ｄ…汚泥かき寄せ機
３０…嫌気性処理装置
３２…汚泥床
３３…気固液分離部（ＧＳＳ）
３４…受け部
３５…上面
３６…屋根材
３７…発生ガス排出管
３８…嫌気性処理水排出管
３９…排泥管
５０…膜状担体
５１…支持体
５２…膜
５２ａ…湾曲部
５２ｂ、５２ｃ…延伸部
５２ｄ…開口部
５３…空間
ａ１…小径部
ａ２…拡径部
ａ３…大径部
ｈ１…上向流分級部
ｈ２…下部沈降部
ｈ３…撹拌翼設置高さ
Ｄ１…小径部の直径
Ｄ２…大径部の直径
Ｈ…処理総水位

Claims (5)

1. 浄化槽汚泥及びし尿系汚泥の少なくともいずれかを含む被処理水を第１の固液分離により分離汚泥と分離液とに分離し、前記分離液を貯留し、貯留後の前記分離液に対し、第２の固液分離を上向流で行い、前記第２の固液分離の分離汚泥を前記第１の固液分離前に戻し、前記第２の固液分離で得られる分離液に対し、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法のいずれかを少なくとも含む生物処理を行った後、前記生物処理で得られる生物処理水を、下水排除基準を満たすように希釈することを特徴とする有機性排水の処理方法。
2. 浄化槽汚泥及びし尿系汚泥の少なくともいずれかを含む被処理水を第１の固液分離により分離汚泥と分離液とに分離し、前記分離液を貯留し、貯留後の前記分離液に対し、嫌気性処理を行い、前記嫌気性処理で得られる濃縮汚泥を前記第１の固液分離前に戻し、前記嫌気性処理で得られる嫌気性処理水に対し、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法のいずれかを少なくとも含む生物処理を行い、前記生物処理で得られる生物処理水を、下水排除基準を満たすように希釈することを特徴とする有機性排水の処理方法。
3. 前記嫌気性処理により発生するバイオガスを生物学的に酸化処理することを特徴とする請求項２に記載の有機性排水の処理方法。
4. 浄化槽汚泥及びし尿系汚泥の少なくともいずれかを含む被処理水を第１の固液分離により分離汚泥と分離液とに分離する第１の固液分離装置と、
   前記分離液を貯留する貯留槽と、
   前記貯留槽に貯留された前記分離液に対して上向流で第２の固液分離を行う第２の固液分離装置と、
   前記第２の固液分離で得られる分離汚泥を前記第１の固液分離前に戻す返送手段と、
   前記第２の固液分離装置で得られる分離液に対し、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法のいずれかを少なくとも含む生物処理を行う生物処理槽と、
   前記生物処理で得られる生物処理水を、下水排除基準を満たすように希釈する希釈槽と
   を備えることを特徴とする有機性排水の処理装置。
5. 浄化槽汚泥及びし尿系汚泥の少なくともいずれかを含む被処理水を第１の固液分離により分離汚泥と分離液とに分離する第１の固液分離装置と、
   前記分離液を貯留する貯留槽と、
   前記貯留槽に貯留された前記分離液に対して嫌気性処理を行う嫌気性処理装置と、
   前記嫌気性処理装置で得られる濃縮汚泥を前記第１の固液分離前に戻す返送手段と、
   前記嫌気性処理装置で得られる嫌気性処理水に対し、散水ろ床法、流動担体法、回転円板法、固定床法のいずれかを少なくとも含む生物処理を行う生物処理槽と、
   前記生物処理で得られる生物処理水を、下水排除基準を満たすように希釈する希釈槽と
   を備えることを特徴とする有機性排水の処理装置。

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