废水处理方法、系统及污染物降解活性测定方法

专利名称：废水处理方法、系统及污染物降解活性测定方法
技术领域：
本发明涉及ー种高效的废水处理方法。更详细地说，本发明涉及利用活性污泥法的废水处理方法、废水处理系统及活性污泥微生物的污染物降解活性測定方法。
背景技术：
下水道水和生活废水等污水、实验废水、エ厂废水、家畜废水、污泥处理水等废水主要通过三种方法来处理。S卩，可大致分为图I所示的被称为“标准法”的连续式处理、图2所示的被称为分批式处理方法的处理方式、以及OD式处理方法(图3)这三大类；所述标准法用于各种废水处理，主要用于下水道水处理，第一处理槽2a用于进行厌氧处理，第二处理槽3a和第三处理槽4a用于进行曝气；所述OD式处理方法是制造椭圆形的大型水路来流通原水，在原水的 流入部位和中间的部位间歇地进行曝气和搅拌；它们分别根据使用的废水(原水Ia)的种类和处理量、建设费来建设并实施。例如，采用分批式处理方法(图2)的情况下，在四个槽的处理设备中，将原水Ia导入具有曝气装置和搅拌装置以及排水装置的第一分批槽(处理槽)2a和第二分批槽3a，进行活性污泥处理，将沉淀在两个分批槽底面的污泥取出，输送至第一剰余污泥槽8a，再将该污泥浓缩后贮存于第二剰余污泥槽9a，适时地搬出，脱水后进行填埋、焚烧等。另ー方面，分批槽的上清液被排水装置上吸，作为排放水7a排放至河川。一般来说，原水Ia大都预先在调整槽中将流入废水的水质和浓度平均化后导入处理槽等。如上所述，对于利用活性污泥法的上述任一种废水处理，一直以来都要求下水道水处理后的排放水(处理水)的水质(处理水质)的提高、处理效率的稳定化、伴随处理而产生的污泥的减量化、处理时的泡沫/浮渣(scum 由浮在下水道水处理槽的水面上的固体物质和油脂成分聚集而成的浮渣，由于会产生气体，因此曝气受到阻碍，处理槽的功能减弱，产生恶臭)/膨胀等的抑制。现有的废水处理所存在的问题中，上述采用活性污泥的处理过程中的活性污泥细菌类的活性降低可能会导致产生氨和硫化氢而发出恶臭、或者产生泡沫或被称为浮渣的漂浮物而直接流入排放水等问题，处理效率大幅降低，并且排放水的水质变差。即，现有的下水道水处理中，流入处理系统内的污水和废液等待处理废液中的污染物的成分(流入水所含物质)及其组成一直在变化，从“活性污泥法”的角度来看，抑制活性污泥的活性(活性污泥微生物的生长)的生长抑制物质始终都在流入。如果生长抑制物质流入处理系统内，则污染物降解性的活性污泥细菌类/微生物类的生长受到抑制，污染物降解性可能会下降。其原因多种多样，其中，投入处理槽(分批槽)2a和3a中的原水Ia常常含有活性污泥微生物群的生长抑制物质，因此活性污泥处理能力急剧下降，使废水处理的推进大幅减缓。另ー方面，各处理槽和剩余污泥贮留槽的曝气所需的用电量大，成为降低废水处理成本的一大障碍。此外，现有的处理方法中，即使废水处理能力有所提高，从处理槽中取出、(离心)脱水后供至焚烧、填埋处理的剩余污泥量也只会増加，而完全不可能減少。即，处理剩余污泥的各种费用不断増加。因此，用于将剩余污泥离心分离和脱水的电费、排出的污泥的焚烧和填埋费用、由此产生的运输费用等不断増加。作为 改善策略，通常实施在处理系统中设置培养槽来使污泥循环的方法，但有时设置费用和管理费增加，污泥减量化效果却不明显。作为污泥減量化的方法，已知设置培养槽来提高活性污泥的污染物降解性的“培养法”;持续向处理槽中添加降解性高的活性污泥的“添加法”;用研磨机粉碎污泥后送回处理槽的“研磨法”;向污泥中鼓入臭氧后送回处理槽的“臭氧法”；对污泥进行超声波处理后送回处理槽的“超声波法”;用喷水粉碎污泥后送回处理槽的“水喷射法”等方法。但是，这些污泥減量化方法中，新设备的引入和維持需要花费庞大的费用。在这样的背景下，专利文献I中，仅为了提高屎尿处理槽中的处理效率而提出了向处理槽中添加硅化合物和镁化合物的方法、给予蛋白胨等营养剂的方法、向处理槽中追加活性污泥用种菌的方法，但对于屎尿处理以外的情况并未充分达到其目的。另ー方面，以往几乎未知有关下水道水所含污染物和屎尿降解性菌株的报道。本发明人发现，屎尿被芽孢杆菌属细菌类(下述A株和B株的组合)降解，这些芽孢杆菌属细菌类定性地显示出淀粉油脂降解性，以肌肉性蛋白质为主要成分的庖肉培养基(日水制药株式会社(日水製薬)制)的悬浮物质〔SS suspended solid)的除去率约为80%以上(非专利文献I)。日水制药株式会社制的庖肉培养基现已停产。本发明人还发现，在屎尿处理时，如果向处理槽中添加硅化合物和镁化合物，则屎尿降解性芽孢杆菌属细菌类占据优势，高效地引发屎尿降解，恶臭的产生減少(非专利文献I 3)。而且还发现，在下水道水处理时，硅化合物和镁化合物的存在对于伴随处理而产生的污泥的減量化和恶臭产生的減少也是很重要的。此外还发现，对于污染物降解而言，除了淀粉降解性和油脂降解性之外还兼具庖肉培养基中的悬浮物降解性的芽孢杆菌属细菌是很重要的。但是，非专利文献I 3中，针对被焚烧或填埋的排放污泥的减量化的尝试，仅提出了通过使用处理能力高的微生物菌株和处理方法来提高效率的技术方案，可以说尚不存在污泥大幅减量化的方法和技术。本发明人还发现，在下水道水处理时，如果产生泡沫、浮渣、膨胀等，则通过添加营养剂能有效地消除这些问题(专利文献2)。现有技术文献专利文献专利文献I :日本专利特开第2002-86181号公报专利文献2 :国际公开第2006/115199号文本非专利文献非专利文献I :村上及入江等，好氧性屎尿处理槽中的芽孢杆菌的优势及其生物化学性质(好気性し尿処理槽におけるBacillis spp.の優占化とそれらの生化学的性質)，水环境学会志，18 (2)，97-108页，1995年
非专利文献2 :入江镣三及高塚秀树，利用芽孢杆菌属细菌的増加/优势来改善下水道水处理的相关研究(Bacillus属細菌の増加/優占化による下水道水処理改善に閨する研究)，防菌防霉，27卷(7)，431-440页，1999年非专利文献3 :土井幸夫、李文生、入江镣三、田端信一郎及建石耕一，高效无臭合并处理浄化槽中占据优势的菌群及它们的生物化学性质，防菌防霉，26卷(2)，53-63页，1998 年

发明内容
发明所要解决的技术问题本发明的目的在于提供一种能在不对现有的活性污泥法中使用的废水处理设施 进行大規模改造的情况下以低成本实现废水处理后的水的水质(处理水质)的提高和污泥減量化、高效地处理下水道水等废水的废水处理方法、废水处理系统及活性污泥微生物的污染物降解活性(作为表示水域的浑浊程度的指标的BOD成分和悬浮物质〔SS〕的除去率)测定方法。S卩，本发明的目的在于提供一种在消除活性污泥处理微生物群的污染物降解活性降低的现象并大幅提高其处理能力以提高处理效率的同时、使剰余污泥减量化的方法。解决技术问题所采用的技术方案如上所述，下水道水处理的处理费用持续高涨，希望实现污泥产生量的減少、恶臭的减少、污泥脱水的闻效化等。从环境问题等角度考虑，还希望实现处通后的水质的提闻和
稳定化。以往，几乎未知活性污泥法等中使用的污染物降解性微生物类的相关研究，也未知选择性地在下水道水处理槽或污泥贮留槽中培养污染物降解性高的微生物的技木。此夕卜，生长抑制物质流入处理系统内、污染物降解性的活性污泥细菌类/微生物类的生长受到抑制的“生长抑制”是下水道水处理高效化的难点，也未知该生长抑制的解决方法。本发明人自1991年起开始研究自人畜的屎尿处理和下水道水处理(包括生活杂废水和食品エ厂废水的处理，下同)中起作用的活性污泥微生物，从而完成了本发明。一般认为污泥由活性污泥微生物构成，但本发明人提出了污泥中含有大量的未降解污染物的见解。事实上，已有报道称，淀粉降解性、油脂降解性、肌肉蛋白质降解性细菌类如果在屎尿处理或下水道水处理活性污泥中生长，则处理水质提高，可见污泥的減量化，恶臭減少(非专利文献1、2)。有报道称，此时，要使污染物降解性高的细菌类生长并维持，需要添加硅化合物和镁化合物(非专利文献I 3)。还发现，污染物降解性高的细菌类生长时，可能会产生浮渣和泡沫，蛋白胨的添加有助于解决这些问题，并且已将其申请专利(专利文献2)。然后，在2006年(2006年)12月 2009年(2009年)12月的3年间，进行了下水道水处理的高效化试验，结果发现，如果除了硅化合物和镁化合物及蛋白胨之外还添加铝化合物和干燥酵母提取物作为处理促进剂，则可起到如下所述的良好效果当有活性污泥微生物生长抑制物质流入吋，活性污泥微生物的休克状态解除，污染物降解性细菌群恢复，而且还出现污染物降解性更高的细菌群。还有，从16S rDNA碱基序列的分析和基因树判断，可以认为出现的高污染物降解性菌株是由添加的种菌株诱变而得的突变株，各种酶活性有所提高，而且各种酶的非特异性有所提高。即，可以认为由添加的种菌株诱变而得的突变株是诱导出了酶生产能力的菌株。可以认为“诱导出了酶生产能力”是指酶自身发生突变而酶活性提高，特别是蛋白酶活性和蛋白酶的底物非特异性提高。除了污染物降解性高的细菌株的出现、生长、維持之外，还出现了显示出淀粉降解性、油脂降解性、纤维素降解性的霉菌和酵母，并且能維持一定数量。出现的霉菌中存在G株，该G株具有抗生素生产性，而且随着G株的生长，在处理槽中丝状真菌类的生长逐渐消失。本发明人发现，为了使上述污染物降解性高的微生物类生长并维持，除了添加处理促进剂之外，还需要保持合适的污泥返送量和保持合适的曝气量。如果如上所述管理下水道水处理设施，则与以往的年平均值相比，处理水BOD改善了 57%以上，悬浮物质〔SS〕除去率改善了 67%以上，总氮〔T-N〕改善了 15%以上，总磷 化合物量〔T-P〕显示出与以往相同的除去率。还有，污泥产生量以干燥重量计与以往相比削減了 50%，以污泥转化率(=IOOX增加污泥干燥重量/除去BOD量)计与以往相比減少了约60% (实现了減量化)。此外，关于添加的处理促进剂，已知硅化合物和镁化合物，但未知铝化合物的添加效果。另ー方面，虽然已发现在产生泡沫和浮渣时，蛋白胨的添加对于解决这些问题有效，但本发明人新发现，干燥酵母提取物的添加显示出消除泡沫和浮渣的效果，对于活性污泥微生物的生长抑制的恢复具有卓越的效果。已知添加种菌作为污染物降解性细菌的技术方案，但效果不持久。此外，尚不知晓从添加的种菌诱变出污染物降解性更高的菌株的技术方案。另外，迄今为止在下水道水处理领域，尚未知有在处理槽、污泥贮留槽、浓缩污泥贮留槽中确认到霉菌和酵母等淀粉降解性、油脂降解性、纤维素降解性强的微生物的生长的例子。本发明人基于这些发现而完成了本发明。S卩，本发明的废水处理方法如下所述，包括作为第一形态的“废水处理方法(a ) ”和作为第二形态的“废水处理方法(P)”。废水处理方法(a )如图I 4所示，其特征在于，在对原水Ia进行活性污泥处理吋，实施第一污泥返送エ序Va，该第一污泥返送エ序Va是将在带曝气和搅拌的第一剩余污泥槽或污泥贮留槽12a中进行了曝气和搅拌的污泥返送至处理槽、分批槽或厌氧槽的エ序和/或将在带曝气和搅拌的第二剰余污泥槽或浓缩污泥贮留槽13a中进行了曝气和搅拌的污泥返送至处理槽、分批槽或厌氧槽的エ序，并且在将返送该污泥的处理槽中、分批槽中或厌氧槽中的芽孢杆菌属细菌数维持在2. OX IO5 22. 5 X 105Cfu/mL的同时进行活性污泥处理。上述方法(a)中，在实施第一污泥返送エ序Va时，为了避免受到生长抑制剂等的影响而活性降低，较好是还实施第二污泥返送エ序Wa，该第二污泥返送エ序Wa是将在带曝气和搅拌的第二剰余污泥槽或浓缩污泥贮留槽13a中进行了曝气和搅拌的污泥返送至带曝气和搅拌的第一剩余污泥槽或污泥贮留槽12a的エ序。较好是向第一处理槽或第一分批槽2a、第二处理槽或第二分批槽3a、第三处理槽4a,OD槽5a、第一剩余污泥槽或污泥贮留槽8a、第二剰余污泥槽或浓缩污泥贮留槽9a、污泥浓缩槽10a、污泥贮留槽或浓缩污泥贮留槽11a、带曝气和搅拌的第一剰余污泥槽或污泥贮留槽12a、以及带曝气和搅拌的第二剰余污泥槽或浓缩污泥贮留槽13a中的任意ー个以上的槽中添加处理促进剂，该处理促进剂较好是选自硅化合物、镁化合物、铝化合物、蛋白胨和干燥酵母提取物的ー种或两种以上。较好是向第一剩余污泥槽或污泥贮留槽8a、第二剰余污泥槽或浓缩污泥贮留槽9a、污泥浓缩槽10a、污泥贮留槽或浓缩污泥贮留槽11a、带曝气和搅拌的第一剰余污泥槽或污泥贮留槽12a、以及带曝气和搅拌的第二剰余污泥槽或浓缩污泥贮留槽13a中的任意ー个以上的槽中添加氮源，该氮源较好是选自尿素、硫酸铵、氯化铵和硝酸铵的任意ー种以上。另ー方面，本发明的废水处理方法(￠)如图5所示，其特征在于，采用至少包括下述エ序(I) (5)的活性污泥法进行废水处理吋，在污泥贮留槽30和/或浓缩污泥贮留槽50中至少安装曝气装置和搅拌装置中的 曝气装置，配置成带装置的污泥贮留槽30和/或带装置的浓缩污泥贮留槽50，实施下述污泥返送(I)、(II)；エ序(I):在向具有曝气装置和搅拌装置的曝气槽10中添加了种菌群2的状态下，使生物化学需氧量〔B0D〕为80mg/L以上的污水或废液I流入，进行曝气和搅拌，从而得到搅拌处理液11的曝气エ序；エ序(2):使エ序(I)中得到的搅拌处理液11流入污泥沉淀槽20，通过静置分离成上清液21和沉淀污泥22后,将该上清液21作为排放水23排放至体系外的分离エ序；エ序(3):将エ序(2)中得到的沉淀污泥22取出，将沉淀污泥22贮留于污泥贮留槽30，将其一部分返送至所述曝气槽10的贮留返送エ序；エ序⑷将エ序(3)中得到的贮留污泥在污泥浓缩槽40和/或离心浓缩机60中浓缩的浓缩エ序；以及エ序(5):将エ序(4)中得到的浓缩污泥贮留于浓缩污泥贮留槽50，将其一部分搬出至体系外的贮留搬出エ序；污泥返送(I):在所述带装置的污泥贮留槽30中进行曝气或进行曝气和搅拌，将由此得到的搅拌处理贮留污泥31取出，返送至所述曝气槽10 ;和/或污泥返送(II):在所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中进行曝气或进行曝气和搅拌，将由此得到的搅拌处理浓缩贮留污泥51取出，返送至所述曝气槽10和/或所述带装置的污泥贮留槽30 ；向所述曝气槽10、所述带装置的污泥贮留槽30和所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中的至少ー个以上的槽中添加污泥凝聚剂和营养剂，并且在将添加有所述污泥凝聚剂和所述营养剂的槽中的芽孢杆菌属的细菌数保持在2. OXlO5 111 X 105Cfu/mL的同时进行废水处理。如图6所示，所述曝气槽10可以2个以上串联连结，在第一个处理槽12中实施不进行曝气而只进行搅拌的厌氧处理，在第二个处理槽13以后添加种菌群2，进行曝气和搅拌。如图5所示的所述曝气槽10通过暂时停止其曝气和搅拌的功能，可以兼用作所述污泥沉淀槽20。较好是所述种菌群2被诱变成污染物高降解性菌群，该污染物高降解性菌群具有淀粉降解性和油脂降解性，并且下述组成的庖肉培养基Oxoid和Difco中所含的悬浮物质SS的除去率分别为70%以上和60%以上；庖肉培养基Oxoid的组成(每1L):干燥心肌为73. Og、蛋白胨为10. Og、牛肉提取物粉末(Lab-lemco powder)为10. Og、氯化钠为5. Og、葡萄糖为2. Og ;庖肉培养基Difco的组成(每1L):干燥牛心肌为98. Og、月示蛋白胨为20. Og、葡萄糖为2. Og、氯化钠为5. Og。更好是所述污染物高降解性菌群对所述庖肉培养基Oxoid中所含的SS的除去率为80%以上。较好是所述种菌群2是A株、B株和C株；所述A株是苏云金芽孢杆菌[Bacillus thuringiensis],国际保藏编号:FERM BP-11280 ;所述B株是枯草芽孢杆菌[Bacillussubtilis]，国际保藏编号FERM BP-11281 ;所述C株是枯草芽孢杆菌[Bacillussubtilis]，国际保藏编号:FERM BP-11282。较好是所述污染物高降解性菌群包含选自D株、E株和F株的至少ー种芽孢杆菌属细菌；所述D株是枯草芽孢杆菌[Bacillus subtilis]，国际保藏编号:FERM BP-11283 ；所述E株是枯草芽孢杆菌[Bacillus subtilis]，国际保藏编号FERM BP-11284 ;所述F株是枯草芽孢杆菌[Bacillus subtilis]，国际保藏编号FERM BP-11285 ;或者所述污染物高降解性菌群包含至少ー种所述芽孢杆菌属细菌以及G株的霉菌和/或选自H株、I株和J株的至少ー种酵母；所述G株是不整青霉[Penicillium turbatum],国际保藏编号FERM BP-11289 ;所述H株是林生地霉[Geotrichum silvicola],国际保藏编号FERM BP-11287 ;所述I株是发酵毕赤酵母[Pichia fermentans],国际保藏编号FERM BP-11286 ;所述J株是季也蒙毕赤酵母[Pichia guilliermondii],国际保藏编号FERMBP-I1288。较好是所述污泥凝聚剂含有铝化合物以及硅化合物和/或镁化合物；相对于lg/L添加该污泥凝聚剂的槽中的悬浮物质MLSS，添加0. 01 0. 5g的以氧化铝Al2O3換算的铝化合物、0. 01 2g的以ニ氧化硅SiO2换算的硅化合物、以及0. 01 0. 5g的以氧化镁MgO換算的镁化合物，上述添加量是各槽的每I立方米(m3)的每I天的量。较好是所述营养剂是蛋白胨和/或干燥酵母提取物；相对于lg/L添加该营养剂的曝气槽10中的MLSS，添加0. 8 70mg的蛋白胨、0. I IOmg的干燥酵母提取物；相对于lg/L添加该营养剂的所述带装置的污泥贮留槽30中的MLSS，添加3. 5 250mg的蛋白胨、0. 7 45mg的干燥酵母提取物；相对于lg/L添加该营养剂的所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中的MLSS，添加2. 0 150mg的蛋白胨、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。较好是向所述带装置的污泥贮留槽30和/或所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中与所述污泥凝聚剂和所述营养剂一起添加氮源，该氮源是选自尿素、硫酸铵、氯化铵和硝酸铵的ー种以上；相对于lg/L所述带装置的污泥贮留槽30中的MLSS，添加0. I 15g的以N2換算的氮源；相对于lg/L所述带装置的浓缩污泥贮留槽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，本发明的废水处理系统的特征在于，采用所述活性污泥法进行废水处理吋，在污泥贮留槽30和/或浓缩污泥贮留槽50中至少安装曝气装置和搅拌装置中的曝气装置，配置成带装置的污泥贮留槽30和/或带装置的浓缩污泥贮留槽50，实施所述污泥返送(I)和/或(II)，向所述曝气槽10、所述带装置的污泥贮留槽30和所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中的至少ー个以上的槽中添加污泥凝聚剂和营养剂，并且在将添加有所述污泥凝聚剂和所述营养剂的槽中的芽孢杆菌属的细菌数保持在2. OX IO5 IllX 105Cfu/mL的同时进行废水处理。本发明的废水处理系统中，所述曝气槽10可以2个以上串联连结，在第一个处理槽12中实施不进行曝气而只 进行搅拌的厌氧处理，在第二个处理槽13以后添加种菌群2，进行曝气和搅拌，所述曝气槽10通过暂时停止其曝气和搅拌的功能，可以兼用作所述污泥沉淀槽20。本发明的废水处理系统中的污泥凝聚剂和营养剂与优选在本发明的废水处理方法(￠)中使用的污泥凝聚剂和营养剂相同，添加量也与本发明的废水处理方法(￠)的情况相同。此外，所述带装置的污泥贮留槽30和/或所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中与污泥凝聚剂和营养剂一起添加的氮源及其添加量也与本发明的废水处理方法(￠)的情况相同。另外，本发明的活性污泥微生物的污染物降解活性測定方法的特征在于，根据将细菌接种于所述庖肉培养基并培养后的SS的干燥重量X和在不将细菌接种于所述庖肉培养基的情况下另行培养后的SS的干燥重量Y，用下式(i)SS 除去率(% ) = { (Y-X)/Y} X100- (i)算出SS除去率，藉此測定所述种菌群或所述污染物高降解性菌群中所含的活性污泥微生物的污染物降解性能。发明的效果利用本发明的废水处理方法(a )，与现有的处理方法相比，具有如下所述的极优良的效果能处理的废水量的大幅増加(以一年计，处理水的BOD的除去率提高57%以上，SS〔悬浮物质〕的除去率提高67%以上，T-N的除去率提高15%以上)、剩余污泥的产生量的令人震惊的减量化(50% )、污泥转化率的显著降低(约-60% )、经曝气和贮藏的剩余污泥的离心分离所需的电量的大幅削減、排放水的水质的大幅提高、处理设备周边的恶臭产生的大幅減少。本发明人还发现，通过实施本发明的废水处理方法(a)，在该处理的运转过程中作为种菌添加的污染物降解性微生物群(以芽孢杆菌属菌为主体)在经过一定时间后完全消失，被诱变成污染物降解性能更高的污染物降解性微生物群。本发明人发现，在该污染物降解性微生物群中也包含天然来源的霉菌和酵母菌。本发明的废水处理方法(￠)还能提供具有下述⑴ (10)的效果的废水处理方法、废水处理系统和活性污泥微生物的污染物降解活性測定方法。(I)种菌被诱变成污染物高降解性菌群通过实施本发明的废水处理方法)，不仅种菌被诱变成污染物降解性高的菌群，即使在不添加种菌的情况下(这是指土壌或屎尿等中存在污染物降解性高的芽孢杆菌属细菌、流入并占据优势而进行高效的处理的情况)，也能诱变出污染物降解性高的菌群(与添加种菌的情况相比有时需要花费ー些时间；非专利文献2)。还有，使用A株、B株和C株作为种菌来实施本发明的废水处理方法的情况下(在实施例中详细描述)，能诱变出污染物降解活性維持在与这些种菌同等水平的多种菌群(芽孢杆菌属细菌、霉菌、酵母)。菌群中所包含的微生物的种类有多种(即对生长抑制物质的感受性各不相同)，因此作为一个整体不易发生生长抑制。(2)污泥减量化能使污泥产生量以干燥重量计与以往相比减少50%以上，以污泥转化率(=IOOX增加污泥干燥重量/除去BOD量)计与以往相比减少约60%以上。(3)处理水水质的提高以年平均计，与以往相比能使处理水BOD改善57%以上，使SS除去率改善67%以上，使总氮〔T-N〕改善15%以上。总磷化合物量〔T-P〕的处理维持现状。如果能像本发明这样提高处理水质，则能抑制对环境造成的不良影响。 (4)恶臭成分产生的抑制能抑制来自处理槽或污泥贮留槽的氨、硫化氢等恶臭成分的产生。其结果是，能延长设施的无修理时间(修理间隔)，因此能节约设施管理费。(5)耗电量的节约即使流入BOD量随时间增加，也能如上所述以高效率和高品质进行废水处理，因此在要求与以往同等程度的品质的处理水的情况下，能維持耗电量不变或降低耗电量。(6)几乎不需要翻修设施不需要大幅翻修现有设施。即，在不改造或小幅改造现有的下水道水处理设施的情况下即可实施本发明的废水处理方法)，因而与以往相比能实现污泥減量化。(7)丝状真菌类的生长的抑制丝状真菌类的生长得到抑制，因而能抑制泡沫和浮渣的产生，能維持良好的污泥沉降性，设施的管理容易。(8)下水道水污泥处理经费的削减如实施例中所详述，2009年(2009年)的下水道水处理量为185m3/天，污泥减量化率与2005年(2005年)相比为50. 1%，污泥产生量大幅減少，虽然与2005年相比除去BOD量增加了 35. 92%、除去SS重量增加了 60. 85%，但减量化的干燥污泥重量相当于7. 458t。该干燥污泥量換算成浓缩污泥(实施例中使用的下水道水处理设施的浓缩污泥的MLSS含量约为2%，含水率约为98% )相当于124辆3. Om3货车的量，搬运费为62万日元，相当于50m3脱水泥饼(含水率85% :含水率(％) =(水分重量/水分+MLSS重量)X 100)，处理费用约为80万日元，共计142万日元，节省下的费用为142万日元/年。如果以从2009年4月到2010年(2009财政年度)3月的预测污泥減量化率62%计算，则可预测能节约的处理费为176万日元/年。“干燥污泥”的重量按照悬浮物质测定法(JIS K010214. I)測定。该悬浮物质测定法是用玻璃纤维制滤器(孔径I U m，直径20 50nm)过滤一定容量(200mL)的污泥悬浮水，于105 110°C干燥I小时，在干燥器内放冷(约I小吋)，按照下式算出其重量。干燥悬浮物质量(mg/L) = [悬浮物质+滤纸重量(mg) -滤纸重量]X 1000/试样(mL)式中，[悬浮物质+滤纸重量(mg)-滤纸重量]在20 40mg的范围内。通过常规方式测定槽内的MLSS时，用MLSS计(利用光的散射现象测定MLSS浓度(mg/L))測定。“浓缩污泥”是指从沉淀槽污泥去除水分浓缩而得(水分含量低)的污泥。(9)能应用于各种废水不仅能应用于下水道水处理，也能应用于以畜产废水处理、屎尿处理、食品エ厂废水处理为代表的其它废水处理，因此能应用于各种领域。(10)污泥转化率的降低对于污泥转化率设计值为40%、且污泥转化率实际值为90%的设施，能使污泥转化率降至35%以下。 这里，“污泥转化率设计值”是指根据由各处理设施建设公司按照下水道水处理方式进行实验而得的值算出的值，记载于投标文件等。设为40%以下的法律依据不明(认为可能是下水道事业团制定的标准值)，但认为污泥转化率上限为40%。“污泥转化率实际值”根据由设施管理人员(地方政府委托管理)运转处理设施而得到的值算出。污泥转化率通过下式算出。污泥转化率) =100 X增加污泥重量(干燥物kg) /除去BOD量(kg)附图
的简单说明图I是模式化地表示现有的连续式废水处理设备中的废水处理槽的基本结构的图。图2是模式化地表示现有的分批式废水处理槽的基本结构的图。图3是模式化地表示现有的OD式废水处理槽的基本结构的图。图4是模式化地表示本发明的废水处理方法(a )中的污泥的返送和剰余污泥处理的流程的图，可适用于图I 3中的任ー个。图5是模式化地表示本发明的废水处理方法(￠)中使用的各槽的结构的图。图中，(a)和(b)分别表示可以将搅拌处理贮留污泥31在离心浓缩机60中浓缩，或者也可以使搅拌处理贮留污泥31流入污泥浓缩槽40。用图5的曝气槽10来应对图6所示的连续式处理的形态与将图I和图4组合而成的连续式处理的形态相同。图6是模式化地表示图5的曝气槽10为应对连续式处理而由多个处理槽连结而成的形态的图。图7是模式化地表示实施例中使用的废水处理方法(￠)的各槽的结构的图，污泥贮留槽30和浓缩污泥贮留槽50分别具有曝气装置和搅拌装置。下面，也将搅拌处理贮留污泥31从污泥贮留槽30向分批槽70的返送记作“污泥返送(i) ”，将搅拌处理浓缩贮留污泥51从浓缩污泥贮留槽50向分批槽70的返送记作“污泥返送(ii) ”，将搅拌处理浓缩贮留污泥51从浓缩污泥贮留槽50向污泥贮留槽30的返送记作“污泥返送(iii) ”。图7的形态与将图2和图4组合而成的分批式处理的形态相同。图8所示为C株、D株、E株或F的16S rDNA碱基序列(1510bp)。图中的“R”表示A(腺嘌呤)或G(鸟嘌呤)。此外，该碱基序列的前端(5’末端)的19个碱基和3’末端的16个碱基的序列分别表示与9F引物和1510R引物的序列相对应的碱基序列。实施发明的方式下面，參照附图I 4对本发明的废水处理方法(a)进行更详细的说明。
<废水处理方法(a ) >用活性污泥来处理下水道水或生活废水等污水、实验废水、エ厂废水、家畜废水、污泥处理水等废水时，无论是连续式、分批式还是OD式，在进行处理的同时，活性污泥微生物的活动都会下降，产生氨、硫化氢等恶臭及泡沫和被称为浮渣的漂浮物，造成直接流入排放水等问题。因此，处理效率大幅降低，并且排放水的水质变差。其原因多种多样，其中，投入处理槽(图2中的2a和3a)中的原水Ia (废水)常常含有活性污泥微生物群的生长抑制物质，因此活性污泥处理能力急剧下降，使废水处理的推进和效率降低。通常，在废水处理的运转过程中，将污泥从各处理槽取出至剰余污泥槽或污泥贮留槽，积蓄了规定量后，再经过浓缩、脱水等处理，将污泥搬出。该取出自动进行一定时间。本发明的废水处理方法(a )中，不论采用何种活性污泥处理的情况下，剩余污泥 的取出量均为正在各处理槽中进行处理的废水量的10 25%左右，为15 17%左右时效率更好。通常，一并实施如下所述的与该污泥取出相对应的量的污泥返送。如图4所示，在进行污泥取出前，将进行了曝气和搅拌的污泥从“带曝气和搅拌的第一剩余污泥槽或污泥贮留槽12a”(例如至少安装有曝气装置和搅拌装置中的曝气装置的进行了曝气和搅拌的第一剰余污泥槽8a等)返送至处理槽(曝气槽或厌氧槽)(“第一污泥返送エ序”Va)。藉此，能在将处理槽中的污染物降解性高的微生物数(以污染物降解性的芽孢杆菌属细菌作为指标)维持在2. OX IO5 22. 5 X 105Cfu/mL的同时稳定地实施活性污泥处理。为标准法时(与分批法相同)，第一污泥返送エ序的返送量是原水的流入量的10 30%左右，通常较好是15 17%左右。该第一污泥返送エ序在提高废水处理的效率方面很重要，通过在将分批槽中具有高污染物降解活性的污染物降解性微生物数(以污染物降解性的芽孢杆菌属细菌作为指标)維持在2. OX IO5 22. 5 X 105Cfu/mL的同时实施活性污泥处理来实现，这是本发明的废水处理方法(a)的特征之一。为标准法或OD方式吋，需要有将沉淀于沉淀槽的污泥直接返送至处理槽的通路，需要流入原水量的0. 15倍 I. 5倍量的返送能力。本发明的废水处理方法(a )中，还进行从“带曝气和搅拌的第二剩余污泥槽或浓缩污泥贮留槽13a”(例如进行了曝气和搅拌的第二剰余污泥槽9a等)到“带曝气和搅拌的第一剩余污泥槽或污泥贮留槽12a” (例如进行了曝气和搅拌的第一剰余污泥槽8a等)的污泥返送(图4中的“第二污泥返送エ序”Wa)。该第二污泥返送エ序的返送量是该槽12a中的污泥量的15 60%量/周，较好是15 25%量/周。在各处理槽和/或该槽12a中活性污泥处理微生物群发生了生长抑制时，例如在该槽12a中作为指标的芽孢杆菌属细菌数减少至约7. 5 X IO5CfuAiL以下时，该第二污泥返送エ序对于活性污泥处理微生物群的再生和恢复极为有效。还有，在活性污泥处理的运转过程中，常常会有丝状真菌蔓延，活性污泥处理微生物群可能会发生生长抑制。此时也能发现，从该槽13a到该槽12a的污泥返送对于丝状真菌的生长的抑制起到极为有效的作用。由此可以发现，活性污泥处理微生物群产生了新的且与种菌相比更强的污染物降解活性。还发现了通过实施该第二污泥返送エ序，污染物減少这ー显著的事实。本发明的废水处理方法(a)中，处理槽中的污染物降解性高的微生物群的细菌类的指标菌株以污染物降解性的枯草芽孢杆菌作为指标，在其细菌数为2. OX IO5 22. 5 X IO5CfuAiL的条件下进行活性污泥处理。作为芽孢杆菌属细菌的指标菌的例子，采用作为种菌的苏云金芽孢杆菌A株、枯草芽孢杆菌B株和枯草芽孢杆菌C株、在实施例中详细描述了分离方法等的枯草芽孢杆菌D株、枯草芽孢杆菌E株、枯草芽孢杆菌F株等。发现A株+B株、C株、D株、E株、F株在实施例3中记载的方法中是污染物降解性菌株。上述槽12a的曝气量为D0〔溶解氧量〕为lmg/L时，ORP〔氧化还原电位〕为140 280mV。上述槽13a的曝气是进行通气的程度的简单曝气，通气量为D0为Omg/L，ORP 为-100 -300mVo现有的方法中，第一剰余污泥槽和第二剰余污泥槽、污泥贮留槽、污泥浓缩槽和浓缩污泥贮留槽均没有进行曝气的例子。图4是仅示出了本发明的废水处理方法(a)的污泥返送的流程的模式图，说明的是将该废水处理方法(a )应用于通常的连续式处理方法(图I)、分批式处理方法(图2)和OD式处理方法(图3)时的处理的运转方法。
[连续式处理方法的情况]通常，在大量的下水道水处理设施等中使用的连续式处理方法(图I)中，在第一处理槽2a(通常保持厌氧性)中加入原水la，进行脱氮处理后，将经处理的原水在第二处理槽3a、进而在第三处理槽4a中曝气，然后送至沉淀槽6a，进行固液分离后，将上清水作为排放水7a进行灭菌后排放。另ー方面，对沉淀槽6a中固液分离的沉淀实施污泥取出(Xa)Jf其一部分污泥返送(Ya)至第一处理槽2a。将实施了污泥取出Xa后的剰余部分送至污泥浓缩槽10a，静置后，将上清水取出浓缩，送至污泥贮留槽11a。接着，再取出上清水，浓缩后，作为搬出污泥14a搬出。目前使用的下水道水处理设施中(无论是上述连续式处理方法、分批式处理方法和OD式处理方法中的哪ー种方法)，沉淀槽6a、第一剰余污泥槽(或污泥贮留槽)8a、第ニ剰余污泥槽(或浓缩污泥贮留槽)9a、污泥浓缩槽IOa和污泥贮留槽(或浓缩污泥贮留槽)Ila中均不具有曝气装置和搅拌装置，并且也不具有用于进行从槽Ila到槽2a、从槽IOa到槽2a、从槽Ila到槽10a、从槽9a到槽2a、从槽8a到槽2a以及从槽9a到槽8a的污泥返送的设备(装置)。作为将本发明的废水处理方法(a )应用于该连续式处理方法时的处理的运转方法，例如通过在浓缩污泥贮留槽Ila中设置曝气装置和/或搅拌装置，使其处于能向槽Ila中供给空气的状态，将在槽Ila中进行了曝气和搅拌的污泥返送至第一处理槽2a。该污泥返送量相对于原水Ia的量(流入量)为5 15% /天，从由沉淀槽6a到第一处理槽2a的污泥返送Ya的量中扣除相当于该污泥返送量的3 6倍的量(该扣除量有时根据第一处理槽2a的MLSS浓度而有所不同)。然后，较好是适量添加下述的凝聚剂、营养剂和氮源中的任意ー种以上。[分批式处理方法的情况]如图2所示，在第一分批槽2a和第二分批槽3a中每隔6小时交替加入原水la，在该6小时的期间(I个循环)进行曝气和搅拌。因此，通常I天进行4个循环，曝气和搅拌的时间进行合适的次数，例如曝气和搅拌进行2 3次/循环，曝气时间为约I. 5小时X2/循环，搅拌时间为约I. 5小时X2/循环。在停止曝气和搅拌的期间，进行4 5小时的污泥的沉淀和处理水的排放。一井进行污泥的取出。将本发明的废水处理方法(a )应用于该分批式处理方法时的处理的运转方法在实施例中详细描述。
将原水Ia导入OD槽5a (图3 :通常呈椭圆形，在2处具有曝气装置兼搅拌装置，槽内呈能使原水循环的结构)，在刚流入后和半周后在进行曝气和搅拌的同时使原水Ia在槽5a中循环。将OD槽5a中的槽内水(悬浮水)的一部分导入沉淀槽6a，固液分离后，上清水经灭菌后作为排放水7a被排放。将沉淀物(污泥)取出(Xa)，将其一部分污泥返送Ya至OD槽5a。取出后的污泥的剰余部分在污泥浓缩槽IOa中通过取出上清水进行浓縮，然后送至污泥贮留槽11a，在此通过取出上清水进行浓缩，作为搬出污泥14a搬出。作为将本发明的废水处理方法(a )应用于该OD式处理方法时的处理的运转方法，例如通过在浓缩污泥贮留槽Ila中设置曝 气装置和/或搅拌装置，使其处于能向槽Ila中供给空气的状态，将在槽Ila中进行了曝气和搅拌的污泥返送至OD槽5a。该污泥返送量相对于原水Ia的量(流入量)为5 15% /天，从由沉淀槽6a到OD槽5a的污泥返送Ya的量中扣除相当于该污泥返送量的3 6倍的量(该扣除量有时根据OD槽5a的MLSS浓度而有所不同)。然后，较好是适量添加下述的凝聚剂、营养剂和氮源中的任意ー种以上。向第一处理槽2a、分批槽2a和3a以及OD槽5a导入原水Ia时，通常预先在调整槽中将原水Ia的水质和浓度平均化。除了从上述槽12a向处理槽(分批槽)返送剩余污泥的エ序外，通过向处理槽和该槽12a及上述槽13a中添加处理促进剂，可以发现各槽中的活性污泥处理微生物群因生长抑制物质的流入而导致的休克状态解除，污染物降解性细菌类恢复，还可以对于污染物降解性更高的细菌类的出现获得好的效果。所用的处理促进剂仅靠硅化合物或镁化合物(各自単独)即可充分发挥效果，但由硅化合物、镁化合物、铝化合物、蛋白胨和干燥酵母提取物组成的混合物可带来更好的效果。还有，向由硅化合物、镁化合物、铝化合物、蛋白胨和干燥酵母提取物组成的混合物中添加氮源而得的混合物可以观察到更好的效果。添加频率为每周I 2次，添加的处理促进剂在添加后立即吸附于絮凝物。因此，处理促进剂在絮凝物内浓缩30 70倍，通常约为50倍，从而作用于微生物群。每当在各处理槽和/或该槽12a中活性污泥处理微生物群发生了生长抑制或休克状态等时，便可追加处理促进剂，使活性污泥处理微生物群的生长恢复。本发明的废水处理方法(a )中，较好是在上述槽12a和/或13a中添加氮源，这是因为对于污染物降解性微生物群的生长特别有效。作为所用的氮源，有蛋白胨、酵母提取物和/或尿素、硫酸铵、硝酸铵、氯化铵等氮混合物，来自贮留污泥槽12a和13a的返送污泥中的ー种或两种以上。并用上述处理促进剂和氮源时，不仅对于污染物降解性微生物的生长有效，而且对于新的污染物降解性微生物群的诱变也有很好的效果。接着，參照附图5 7对本发明的废水处理方法(@ )、废水处理系统和活性污泥微生物的污染物降解活性測定方法进行具体说明。<废水处理方法(3 ) >本发明的废水处理方法(￠)如图5所示，其特征在于，采用至少包括上述エ序(I) (5)的活性污泥法进行废水处理吋， 在污泥贮留槽30和/或浓缩污泥贮留槽50中至少配置曝气装置和搅拌装置中的曝气装置，实施上述污泥返送(I)和/或(II);
向所述曝气槽10、所述带装置的污泥贮留槽30和所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中的至少ー个以上的槽中添加污泥凝聚剂和营养剂； 将添加有所述污泥凝聚剂和所述营养剂的槽中的芽孢杆菌属的细菌数保持在2. OXlO5 lllX105cfu/mL ；来进行废水处理 。通过实施上述本发明的废水处理方法)，污染物/污泥被淀粉降解性、油脂降解性、蛋白质降解性高的菌株/微生物群高效地降解。芽孢杆菌属细菌类中，国际保藏的A株(淀粉+油脂降解性)和B株(油脂+蛋白质降解性)的组合以及C株 F株的菌株具有淀粉降解性、油脂降解性、蛋白质降解性，特别是A株+B株和C F株的蛋白质降解性高。G株的霉菌和H J株的酵母具有高淀粉降解性、油脂降解性，蛋白质降解性与A株+B株和C F株相比较差。因此，为了高效地降解污染物/污泥(特别是蛋白质)，需要将添加有污泥凝聚剂和营养剂的槽中的芽孢杆菌属的细菌数保持在2. OX IO5 IllX 105cfu/mL。该细菌数的下限值是对各处的下水道水处理设施的细菌群进行分析、考虑到文献的实验エ厂的污泥转化率和芽孢杆菌属细菌数而求得的数值。现行的实验下水道水处理设施也得到了几乎相同的数值。[活性污泥法]认为活性污泥由下水道水、废水中存在的微生物通过有机物的降解、氧的供应(曝气)来进行爆发性的繁殖、増殖而产生，藉此減少(处理)下水道水、废水中的有机性污染物，但实际情况是产生了污泥产生量高、污泥处理费用高等活性污泥法的问题。本说明书中，一般将采用活性污泥的废水处理称为“活性污泥法”。活性污泥法可根据给微生物供氧的方法(根据方式不同，有时会暂时不供给)以及后续的将与水混合的活性污泥分离的エ序的形态进ー步细分。用于供氧的水槽称为曝气槽10。本发明的废水处理方法(￠)中，在钢筋混凝土或钢板制的水槽(曝气槽10)中加入活性污泥，用鼓风机送入空气(也可以是气泡从槽底冒出等形态)。如果使污水或废液I逐次少量流入槽内，则污水或废液I中所含的污染物质成为微生物(例如种菌群2)的“饲料”。恰好与流入的污水或废液I相同量的含活性污泥的水溢出，因而流入别的水槽。将其称为污泥沉淀槽20，活性污泥的比重比水略重，因此下沉并积蓄在底部。通过泵等使其流入污泥贮留槽30，暂时贮留污泥，将该污泥返送至曝气槽10 (将其称为“污泥返送”)。使用按照连续进行这些步骤的方式设计的一系列设备。该活性污泥法如图5所示，典型的是至少包括下述エ序(I) (5)。エ序(I):在向具有曝气装置和搅拌装置的曝气槽10中添加了种菌群2的状态下，使生物化学需氧量〔B0D〕为80mg/L以上的污水或废液I流入，进行曝气和搅拌，从而得到搅拌处理液11的曝气エ序；エ序(2):使エ序(I)中得到的搅拌处理液11流入污泥沉淀槽20，通过静置分离成上清液21和沉淀污泥22后,将该上清液21作为排放水23排放至体系外的分离エ序；エ序(3):将エ序(2)中得到的沉淀污泥22取出，将沉淀污泥22贮留于污泥贮留槽30，将其一部分返送至所述曝气槽10的贮留返送エ序；エ序(4):将エ序(3)中得到的贮留污泥在污泥浓缩槽40和/或离心浓缩机60中浓缩的浓缩エ序；
エ序(5):将エ序(4)中得到的浓缩污泥贮留于浓缩污泥贮留槽50，将其一部分搬出至体系外的贮留搬出エ序。要用该活性污泥法处理下水道水或生活废水等污水、实验废水、エ厂废水、家畜废水、污泥处理水等废水，如上所述存在三种处理方式。如上所述，可分类为通常被称为“标准法”的连续式处理方式、被称为分批式处理方法的处理方式、以及OD式处理方法。例如图7所示，为分批式处理方式时，在四个槽的处理设备中，将废水导入具有曝气装置和搅拌装置、排水装置的第一分批槽和第二分批槽70，进行活性污泥处理，将沉淀在两个分批槽70底面的污泥取出，输送至污泥贮留槽30 (也称为第一剰余污泥槽)，再将该污泥浓缩后贮藏于浓缩污泥贮留槽50 (也称为第二剰余污泥槽)，适时地搬出，脱水后进行填埋、焚烧等。

另ー方面，分批槽70的上清液被排水装置上吸，排放至河川。一般来说，原废水大都预先在调整槽中将流入废水的水质和浓度平均化后导入处理槽。[污水或废液/上清液/排放水]“污水或废液I” (本说明书中也简称为“废水”、“原水”、“原废水”或“下水道水”)是生物化学需氧量〔B0D〕为80mg/L以上的下水道水，也可以含有屎尿和猪尿。下水道水、屎尿和猪尿的BOD分别较好是80 600mg/L、7000 12000mg/L和20000 40000mg/L。“上清液21”较好是其BOD为“污水或废液I ”的BOD的I %以下。要对这样的废水进行处理后排放至公共水域，需要满足其BOD在20mg/L以下的规定，因此在“上清液21”的BOD为20mg/L以下的时作为“排放水23”排出至体系外。[曝气槽]曝气槽10如图5所示配置有曝气装置和搅拌装置。如图6所示，曝气槽10可以是现有的应对连续式处理的形态，即2个以上串联连结，在第一个处理槽12中实施不进行曝气而只进行搅拌的厌氧处理，在第二个处理槽13以后添加种菌群2，进行曝气和搅拌。此外，图7所示，曝气槽10通过暂时停止其曝气和搅拌的功能，也可以兼用作所述污泥沉淀槽20。[种菌群]作为曝气槽10中添加的“种菌群2”，优选使用A株、B株和C株。作为迄今为止已证明了屎尿降解性的菌株，仅已知A株和B株的组合(非专利文献I)以及C株(本发明人未发表)。国际上也未知(或未确定)屎尿降解性菌株和污染物降解性菌株。组合使用芽孢杆菌属细菌和芽孢杆菌属细菌以外的微生物(例如霉菌和酵母等)作为种菌群来实施本发明的废水处理方法的情况下，能使污泥减量化(干燥重量，与以往相比)达到50%以上，2007年的污泥减量化率为62. 75% (污泥转化率为28. 376% ) 另ー方面，农业村落废水处理设施(采用OD式处理方式，エ厂废液不流入)中，使用A株 J株来代替A C株作为种菌群2在污泥贮留槽中进行曝气，自2010年3月起实施现有的废水处理方法(这里，对污泥贮留槽进行曝气，并且在OD槽和各污泥贮留槽(共计3个槽)中相对于lg/L的MLSS添加作为处理促进剂的0. 01 0. 5g的A1203、0. 01 2. Og的Si02、0. 01 0. 5g的MgO以及0. 8 250mg的蛋白胨和0. I 45mg的干燥酵母提取物(各槽每Im3每I天)；由于流入水中的氮含量高，因此未添加氮源)，至5 7月确认到25 30%的污泥减量化(自2010年7月中旬起，由于曝气装置和搅拌装置发生故障，因此未能取得到2010年10月30日为止的数据)。此时，作为污泥減量化与以往相比未达到50%的原因，认为有以下原因(I)未像本发明的废水处理方法那样实施污泥返送等；(2)未能尽早获取曝气槽10和污泥贮留槽20的污泥浓度值，无法确立对策；(3)未能准确把握污染物流入量和搬出污泥量；(4)该设施中的曝气装置等频繁发生故障等。对于这些A C株在实施例中详细描述。
此外，使用实验エ厂的情况下，污泥转化率为15. 3% (滞留时间12 15小时，水温12 24°C )，这也记载于非专利文献2。由该值可以推测，与污泥转化率为90%的处理设施相比，能实现80%以上的污泥减量化。由此可知，即使不添加种菌群，也能实现50%以上的污泥减量化，但该值是使用实验エ厂(4个槽共计为3. 6m3)而得的值，与实际应用时相比更容易实现污泥減量化。其原因在于，在实验エ厂中发生了生长抑制的情况下，曝气量调整、污泥取出等操作容易进行，能将生长抑制的影响控制在低水平。[污染物高降解性菌群]种菌群2较好是在实施本发明的废水处理方法并经过规定时间后诱变成污染物高降解性菌群。较好是该污染物高降解性菌群具有淀粉降解性和油脂降解性，并且下述组成的庖肉培养基Oxoid和Difco中所含的悬浮物质即SS的除去率分别为70%以上和60%以上；更好是该庖肉培养基Oxoid中所含的SS的除去率为80%以上。庖肉培养基Oxoid和Difco分别使用Oxoid公司制的“庖肉培养基(COOKED MEATMEDIUM) ”(0X0ID编号:CM0081)和Difco公司制的“Difco (商标)庖肉培养基(CookedMeat Medium) ” (目录号 226730)。庖肉培养基Oxoid的每I升的组成为干燥心肌为73. Og、蛋白胨为10. Og、牛肉提取物粉末为10. Og、氯化钠为5. Og、葡萄糖为2. Og ;另一方面，庖肉培养基Difco的每I升的组成为干燥牛心肌为98. Og、月示蛋白胨为20. Og、葡萄糖为2. Og、氯化钠为5. Og。一般来说，评价蛋白质降解性时，例如以白蛋白、酪蛋白、明胶等的降解性表示。但是，将酪蛋白或明胶用于评价蛋白质降解性时，降解性菌株多，难以获得污染物降解性的指标，因此本发明人独创地引入了采用庖肉培养基的蛋白质降解性评价。使约300mg庖肉培养基Oxoid和Difco悬浮于6mL 7欠，振荡10天后，残留SS在Oxoid中为49. 7%，而在Difco中为68. 4%，可知这两种培养基的性质有很大差异。使用A C株作为种菌群的情况下，污染物高降解性菌群较好是包含选自D株、E株和F株的至少ー种芽孢杆菌属细菌，或者包含至少ー种该芽孢杆菌属细菌以及作为霉菌的G株和/或选自H株、I株和J株的至少ー种酵母。能降解庖肉培养基的只有有限的菌株，已知例如梭菌[Clostridium]属细菌、拟杆菌[Bacteroid]属细菌、沙雷氏菌[Serratia]属细菌。对于这些污染物高降解性菌群也在实施例中详细描述。[污泥凝聚剂/营养剂]
通过向曝气槽10以及至少具有曝气装置和搅拌装置中的曝气装置的带装置的污泥贮留槽30和/或带装置的浓缩污泥贮留槽50中添加污泥凝聚剂和营养剂(本说明书中，也将污泥凝聚剂和营养剂一井简称为“处理促进剂”)，可提高废水处理的效率。较好是向带装置的污泥贮留槽30和/或带装置的浓缩污泥贮留槽50中与污泥凝聚剂和营养剂一起添加氮源。污泥凝聚剂较好是包含铝化合物以及硅化合物和/或镁化合物；营养剂较好是蛋白胨和/或干燥酵母提取物；氮源较好是选自尿素、硫酸铵、氯化铵和硝酸铵的ー种以上。这些物质相对于姆lg/L槽中的悬浮物质〔MLSS,混合液悬浮固体(mixed liquorsuspended solid)(曝气槽混合液中的活性污泥漂浮物)〕的添加量汇总于下表(该槽的每I立方米〔m3〕每I天)。MLSS是指漂浮在曝气槽内的污水中的活性污泥。[表 I]
表I :污泥凝聚剂、营养剂和氮源的添加量
腺#鱗带装置的污泥贮带装置的浓缩污
— 'へ ^ 曝^taiu留槽30泥！!!:留槽50
污铝化合物0.01 0.5g(以氧化铝Ul2O3)換算)
泥--
凝硅化合物0.01 2g(以ニ氧化硅(SiO2)換算)
聚--
剂镁化合物0.01 0.5g(以氧化镁(MgO)換算)
营蛋白胨0.8 70mg3. 5 250mg2. 0 150mg
春----
剂酵母提取物 0.1 lOmg0. 7 45rag0. 4 25mg
氮源(以N2换算)一0.1 15gI 150吨<废水处理系统>本发明的废水处理系统如图5 7所示，其特征在于，采用上述活性污泥法进行废水处理时， 在污泥贮留槽30和/或浓缩污泥贮留槽50中至少配置曝气装置和搅拌装置中的曝气装置，实施上述污泥返送(I)和/或(II); 向所述曝气槽10、所述带装置的污泥贮留槽30和所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中的至少ー个以上的槽中添加污泥凝聚剂和营养剂； 将添加有所述污泥凝聚剂和所述营养剂的槽中的芽孢杆菌属的细菌数保持在2. OXlO5 lllX105cfu/mL ；来进行废水处理。如图6所示，废水处理系统中使用的曝气槽10可以是现有的应对连续式处理的形态，即2个以上串联连结，在第一个处理槽12中实施不进行曝气而只进行搅拌的厌氧处理，在第二个处理槽13以后添加种菌群2，进行曝气和搅拌。此外，如图8所示，曝气槽10通过暂时停止其曝气和搅拌的功能，也可以兼用作所述污泥沉淀槽20。废水处理系统中的污泥凝聚剂和营养剂各自所用的化合物及其添加量以及和这些处理促进剂一起添加的作为氮源使用的化合物及其添加量与上文中相同。 <活性污泥微生物的污染物降解活性測定方法>本发明的活性污泥微生物的污染物降解活性測定方法的特征在于，根据将细菌接种于所述庖肉培养基并培养后的SS的干燥重量(X)和在不将细菌接种于所述庖肉培养基的情况下另行培养后的SS的干燥重量(Y)，用下式(i)SS 除去率(% ) = { (Y-X)/Y} X100- (i)算出庖肉培养基中的SS除去率，藉此測定所述种菌群或所述污染物高降解性菌群中所含的活性污泥微生物的污染物降解性能。此时，较好是也ー并考虑淀粉降解性和油脂降解性。对于淀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中记载的方法測定。下面简单地说明该方法。測定由微生物消耗的、待测水中所含溶解氧量〔D0〕的消耗量(培养5天)，換算 成mg/L来表示。首先，对应于各稀释级别分别准备2个已知容量的“氧瓶(例200mL)”，将各瓶用稀释水填充至一半。待测水的稀释级别为每级1/2，在初始浓度的2个瓶中加入一定量(例40mL)的待测水，用稀释水填满空间。同样地，逐级在一对氧瓶中加入1/2量的待测水(例20mL)，用稀释水填满，制备各级浓度的待测水(例10mL、5mL、2. 5mL等)。
5分钟后，測定各稀释级别的I个瓶的溶解氧量(记作A (mg/L))，将其它瓶在密闭状态下于20°C培养5天。培养后，測定溶解氧量，采用3. 5 6mg/L的值的稀释级别的数值作为溶解氧量(记作B〔mg/L〕)，用“BOD值〔mg/L〕= (A-B) X稀释率”表示。接种时进行校正。溶解氧量通过温克勒(Winkler)叠氮化钠法(JIS K 0102 24 3)或溶解氧计(主要在现场)測定。下面，采用实施例对本发明进行更详细的说明，但本发明并不限定于此。
实施例在2006年12月初添加种菌，开始实施本发明的废水处理方法，如下所述进行活性污泥处理。实施例中使用的下水道水处理设施(长野县中野市的公共下水道水道长岭净化管理中心)如图7所示，包括2个分批槽70 (各最大容量365m3)、污泥贮留槽30 (最大容量40m3)和浓缩污泥贮留槽50 (最大容量20m3)以及离心浓缩机60 (最多可将污泥浓缩4. 5倍，平均浓缩4倍)，所述2个分批槽70分别配置有曝气装置、搅拌装置和处理水取出装置。该下水道水处理设施只具有将污泥从污泥贮留槽31返送至分批槽70的装置(通常在分批式处理设施中不具有返送污泥的装置)，而污泥贮留槽30和浓缩污泥贮留槽50不具有曝气装置、搅拌装置和处理水取出装置中的任ー种。于是，重新配置了如上所述进行污泥返送⑴ (iii)的通路。还在污泥贮留槽30和浓缩污泥贮留槽50中分别重新配置了曝气装置和搅拌装置。但是，对于配置于浓缩污泥贮留槽50的曝气装置，在槽中安装了管道，主要为了进行空气搅拌而辅助性地使用了搅拌装置。浓缩污泥贮留槽50中的MLSS浓度为15000mg/L以上时，无法正常地进行曝气。污水或废液I (下面也称为“原水”)的流入量为184. 8m3/天(2005年) 184. 9m3/天(2009年)，滞留时间约为4天。以6小时的间隔交替流入该原水，每I天运转4个循环。各循环中，进行2次曝气和搅拌(共计6小时)，进行3小时的沉淀和上清液21的排放。其原因在于，如果以该条件运转，则污泥沉降性最好。分批槽70的曝气量以ORP表示为50 300mV(通常为100 280mV);污泥贮留槽30的曝气量以ORP表示为-50 300mV (通常为100 280mV);浓缩污泥贮留槽50的曝气量以ORP表示为-350 -IOOmV (通常为-300 -IOOmV)。浓缩污泥贮留槽30的污泥的离心浓缩机60在2005年(2005年)将平均3m3/天的污泥贮留槽30的污泥浓缩至Im3/天，在2009年(2009年)将4. 2 4. Sm3/天的污泥浓缩至Im3/天。 污泥返送(i)的污泥返送量相对于原水流入量在现有的标准法中为15 50%(通常最大为70% )，在分批法中为10 30%，另ー方面，在实施例中约为11 16% (相对于分批槽70的槽容量相当于2. 7 4. 1% )。此外，污泥返送(iii)的污泥返送量在具有污泥浓缩机的设施中相对于原水流入量为I. 6 6% (相对于污泥贮留槽30的槽容量相当于7. 5 30% )，另ー方面，在实施例中为平均I. 6 2. 8% /次、每周2次(相对于污泥贮留槽30的槽容量相当于7. 5 12. 5%/次、每周2次)(參照日本专利特开2000-189991号公报和日本专利特开平10-216789号公报)。[实施例I和比较例I]实施例I、即图2所示的分批式活性污泥处理装置中设置并使用了图4所示的能进行曝气和搅拌的第一剰余污泥槽12a和第二剰余污泥槽13a以及能进行第一污泥返送エ序Va的装置。作为比较例1，示出了使用图2所示的分批式活性污泥处理装置自2005年I月初起到2005年12月末为止的实施結果。比较例I中的第一剩余污泥槽8a和第二剩余污泥槽9a不具有曝气和搅拌装置。在此期间，具有污泥返送エ序中使用的能从第一剰余污泥槽9a向分批槽进行污泥返送的装置。将长野县中野市长岭地区下水道水作为原水，使其流入最大容量365m3的处理槽即第一分批槽2a和第二分批槽3a，使其維持在最大量340m3，进行4个循环的运转，I个循环中进行2次曝气和搅拌。以I个循环约45m3的处理量(=排水量，即流入量)进行运转。作为种菌，向第一分批槽2a和第二分批槽3a以及第ー剩余污泥槽8a中添加苏云金芽孢杆菌A株、枯草芽孢杆菌B株和枯草芽孢杆菌C株。在此期间，从两个分批槽进行总最大量约为30m3/天(=污泥返送量)的污泥取出和污泥返送。下水道水处理量约为185m3/天。处理运转过程中，进行的第一污泥返送エ序Va的最大量是原水的流入量的16%的量。在此期间，当各分批槽中的芽孢杆菌属细菌数降至约3X105cfu/mL时，増加剩余污泥取出量和返送量，将具有污染物降解活性的污染物降解性微生物数(以污染物降解性的芽孢杆菌属细菌作为指标)維持在2. OX IO5 22. 5X 105cfu/mL。处理水(原水、经处理的水)的微生物数(芽孢杆菌属细菌数)、水质(BOD)、总氮〔T-N〕、总磷化合物量〔T-P〕均以2次/月的频率进行測定，算出月平均值，以年平均值表示，微生物数以I次/周的频率检测总细菌数和芽孢杆菌属细菌数。原水流入量、BOD和SS的流入量和除去率(年平均)不于表2,流入T_N、T-P量和除去率不于表3。此外，处理槽中的总曝气时间(一年间和每一天)示于表4。0RP(D0为I. 0 I. lmg/L的条件下)维持在100 270mV。作为污染物降解性的指标，污泥搬出量、污泥减量化率、污泥转化率示于表5。实施例I的第一分批槽2a和第一剩余污泥槽8a中的微生物数(芽孢杆菌属细菌数)的測定值示于表6。还有，主要为了保持沉降性而通过污泥取出量的增减来调整两个分批槽的MLSS浓度，结果两个分批槽的MLSS保持在2700 4300mg/L(比较例I中的两个分 批槽的MLSS浓度为1250 2150mg/mL)的范围内。[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_、一年间日均 .K(水排放水除去率(%) 拟水排放水除去率(%)
67444 184.8 235.3 1.35 99.426 239.3 I. 8 99.25 (比较例I)_________
2007年度_
67796 185.7 289.2 0.86 99.703 361.3 2.0 99.45 (头施例I)__由表2可知，实施例I中，虽然废水中的BOD流入量大幅增加，但BOD和SS的除去率与比较例I相比也均有显著改善。[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(比较例 I)39.8 1,9 95. 45,4I. 474. I :
2007年度(实施例 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 :分批槽总曝气时间(曝气量5. 25m3/分钟)
_~___ 曝气时间(小吋/年) 曝气时间(小时/天)
_ 2005年度(比较例 I) _4199.911.51
2007年度(实施例 I) ]5359. 0I:14. 68[表5]表5 :原水BOD量、BOD除去率、搬出污泥量和污泥转化率
权利要求
1.一种废水处理方法，其特征在于， 在对原水Ia进行活性污泥处理时，实施第一污泥返送工序Va，该第一污泥返送工序Va是将在带曝气和搅拌的第一剩余污泥槽或污泥贮留槽12a中进行了曝气和搅拌的污泥返送至处理槽、分批槽或厌氧槽的工序和/或将在带曝气和搅拌的第二剩余污泥槽或浓缩污泥贮留槽13a中进行了曝气和搅拌的污泥返送至处理槽、分批槽或厌氧槽的工序， 并且在将返送该污泥的处理槽中、分批槽中或厌氧槽中的芽孢杆菌属细菌数维持在2. OXlO5 22. 5X 105cfu/mL的同时进行活性污泥处理。
2.如权利要求I所述的废水处理方法，其特征在于，还实施第二污泥返送工序Wa，该第二污泥返送工序Wa是将在带曝气和搅拌的第二剩余污泥槽或浓缩污泥贮留槽13a中进行了曝气和搅拌的污泥返送至带曝气和搅拌的第一剩余污泥槽或污泥贮留槽12a的工序。
3.如权利要求I或2所述的废水处理方法，其特征在于，向第一处理槽或第一分批槽2a、第二处理槽或第二分批槽3a、第三处理槽4a、OD槽5a、第一剩余污泥槽或污泥贮留槽8a、第二剩余污泥槽或浓缩污泥贮留槽9a、污泥浓缩槽10a、污泥贮留槽或浓缩污泥贮留槽11a、带曝气和搅拌的第一剩余污泥槽或污泥贮留槽12a、以及带曝气和搅拌的第二剩余污泥槽或浓缩污泥贮留槽13a中的任意一个以上的槽中添加处理促进剂。
4.如权利要求3所述的废水处理方法，其特征在于，所述处理促进剂是选自硅化合物、镁化合物、铝化合物、蛋白胨和干燥酵母提取物的一种或两种以上。
5.如权利要求I 4中任一项所述的废水处理方法，其特征在于，向第一剩余污泥槽或污泥贮留槽8a、第二剩余污泥槽或浓缩污泥贮留槽9a、污泥浓缩槽10a、污泥贮留槽或浓缩污泥贮留槽11a、带曝气和搅拌的第一剩余污泥槽或污泥贮留槽12a、以及带曝气和搅拌的第二剩余污泥槽或浓缩污泥贮留槽13a中的任意一个以上的槽中添加氮源。
6.如权利要求5所述的废水处理方法，其特征在于，所述氮源是选自尿素、硫酸铵、氯化铵和硝酸铵的任意一种以上。
7.一种废水处理方法，其特征在于，采用至少包括下述工序(I) (5)的活性污泥法进行废水处理时， 在污泥贮留槽30和/或浓缩污泥贮留槽50中至少安装曝气装置和搅拌装置中的曝气装置，配置成带装置的污泥贮留槽30和/或带装置的浓缩污泥贮留槽50， 实施下述污泥返送(I)、(II)； 工序(I):在向具有曝气装置和搅拌装置的曝气槽10中添加了种菌群2的状态下，使生物化学需氧量〔B0D〕为80mg/L以上的污水或废液I流入，进行曝气和搅拌，从而得到搅拌处理液11的曝气工序； 工序(2):使工序(I)中得到的搅拌处理液11流入污泥沉淀槽20，通过静置分离成上清液21和沉淀污泥22后,将该上清液21作为排放水23排放至体系外的分离工序； 工序(3):将工序(2)中得到的沉淀污泥22取出，将沉淀污泥22贮留于污泥贮留槽30，将其一部分返送至所述曝气槽10的贮留返送工序； 工序(4):将工序(3)中得到的贮留污泥在污泥浓缩槽40和/或离心浓缩机60中浓缩的浓缩工序；以及 工序(5):将工序(4)中得到的浓缩污泥贮留于浓缩污泥贮留槽50，将其一部分搬出至体系外的贮留搬出工序；污泥返送(I):在所述带装置的污泥贮留槽30中进行曝气或进行曝气和搅拌，将由此得到的搅拌处理贮留污泥31取出，返送至所述曝气槽10 ;和/或 污泥返送(II):在所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中进行曝气或进行曝气和搅拌，将由此得到的搅拌处理浓缩贮留污泥51取出，返送至所述曝气槽10和/或所述带装置的污泥贮留槽30 ； 向所述曝气槽10、所述带装置的污泥贮留槽30和所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中的至少一个以上的槽中添加污泥凝聚剂和营养剂，并且 将添加有所述污泥凝聚剂和所述营养剂的槽中的芽孢杆菌属的细菌数保持在 ·2. OXlO5 lllX105cfu/mL的同时进行废水处理。
8.如权利要求7所述的废水处理方法，其特征在于，2个以上所述曝气槽10串联连结，在第一个处理槽12中实施不进行曝气而只进行搅拌的厌氧处理，在第二个处理槽13以后添加种菌群2，进行曝气和搅拌。
9.如权利要求7所述的废水处理方法，其特征在于，所述曝气槽10通过暂时停止其曝气和搅拌的功能而兼用作所述污泥沉淀槽20。
10.如权利要求7 9中任一项所述的废水处理方法，其特征在于，所述种菌群2被诱变成污染物高降解性菌群，该污染物高降解性菌群具有淀粉降解性和油脂降解性，并且下述组成的庖肉培养基Oxoid和Difco中所含的悬浮物质SS的除去率分别为70%以上和60%以上； 每IL庖肉培养基Oxoid的组成 干燥心肌为73. 0g、 蛋白胨为10. 0g、 牛肉提取物粉末为10. 0g、 氯化钠为5. 0g、 葡萄糖为2. Og ； 每IL庖肉培养基Difco的组成 干燥牛心肌为98. 0g、 月示蛋白胨为20. 0g、 葡萄糖为2. 0g、 氯化钠为5. Og。
11.如权利要求10所述的废水处理方法，其特征在于，所述污染物高降解性菌群对所述庖肉培养基Oxoid中所含的SS的除去率为80%以上。
12.如权利要求7 11中任一项所述的废水处理方法，其特征在于，所述种菌群2是A株、B株和C株；所述A株是苏云金芽孢杆菌，国际保藏编号FERM BP-11280 ;所述B株是枯草芽孢杆菌，国际保藏编号FERMBP-11281 ;所述C株是枯草芽孢杆菌，国际保藏编号FERMBP-11282。
13.如权利要求12所述的废水处理方法，其特征在于， 所述污染物高降解性菌群包含选自D株、E株和F株的至少一种芽孢杆菌属细菌；所述D株是枯草芽孢杆菌，国际保藏编号FERM BP-11283 ;所述E株是枯草芽孢杆菌，国际保藏编号FERM BP-11284 ;所述F株是枯草芽孢杆菌，国际保藏编号FERM BP-11285 ;或者所述污染物高降解性菌群包含至少一种所述芽孢杆菌属细菌以及G株的霉菌和/或选自H株、I株和J株的至少一种酵母；所述G株是不整青霉，国际保藏编号FERM BP-11289 ；所述H株是林生地霉，国际保藏编号FERMBP-11287 ;所述I株是发酵毕赤酵母，国际保藏编号FERM BP-11286 ;所述J株是季也蒙毕赤酵母，国际保藏编号FERM BP-11288。
14.如权利要求7 13中任一项所述的废水处理方法，其特征在于， 所述污泥凝聚剂含有铝化合物以及硅化合物和/或镁化合物； 相对于lg/L添加该污泥凝聚剂的槽中的悬浮物质MLSS，添加O. Ol O. 5g的以氧化铝Al2O3换算的铝化合物、 .O.01 2g的以二氧化硅SiO2换算的硅化合物、以及 .O.01 O. 5g的以氧化镁MgO换算的镁化合物， 上述添加量是各槽的每I立方米(m3)的每I天的量。
15.如权利要求7 14中任一项所述的废水处理方法，其特征在于， 所述营养剂是蛋白胨和/或干燥酵母提取物； 相对于lg/L添加该营养剂的曝气槽10中的MLSSd^W O. 8 70mg的蛋白胨、O. I IOmg的干燥酵母提取物； 相对于lg/L添加该营养剂的所述带装置的污泥贮留槽30中的MLSS，添加3. 5 250mg的蛋白胨、O. 7 45mg的干燥酵母提取物； 相对于lg/L添加该营养剂的所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中的MLSSd^W 2. O 150mg的蛋白胨、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.如权利要求7 15中任一项所述的废水处理方法,其特征在于， 向所述带装置的污泥贮留槽30和/或所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中与所述污泥凝聚剂和所述营养剂一起添加氮源，该氮源是选自尿素、硫酸铵、氯化铵和硝酸铵的一种以上； 相对于lg/L所述带装置的污泥贮留槽30中的MLSS，添加O. I 15g的以N2换算的氮源； 相对于lg/L所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中的MLSS，添加I 150mg的以N2换算的氮源； 上述添加量是各槽的每I立方米(m3)的每I天的量。
17.一种废水处理系统，其特征在于， 采用权利要求7 16中任一项所述的活性污泥法进行废水处理时， 在污泥贮留槽30和/或浓缩污泥贮留槽50中至少安装曝气装置和搅拌装置中的曝气装置，配置成带装置的污泥贮留槽30和/或带装置的浓缩污泥贮留槽50， 实施所述污泥返送(I)和/或(II)， 向所述曝气槽10、所述带装置的污泥贮留槽30和所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中的至少一个以上的槽中添加污泥凝聚剂和营养剂，并且 将添加有所述污泥凝聚剂和所述营养剂的槽中的芽孢杆菌属的细菌数保持在.2. OXlO5 lllX105cfu/mL的同时进行废水处理。
18.如权利要求17所述的废水处理系统，其特征在于，2个以上所述曝气槽10串联连结，在第一个处理槽12中实施不进行曝气而只进行搅拌的厌氧处理，在第二个处理槽13以后添加种菌群2，进行曝气和搅拌。
19.如权利要求17所述的废水处理系统，其特征在于，所述曝气槽10通过暂时停止其曝气和搅拌的功能而兼用作所述污泥沉淀槽20。
20.如权利要求17 19中任一项所述的废水处理系统，其特征在于， 所述污泥凝聚剂含有铝化合物以及硅化合物和/或镁化合物； 相对于lg/L添加该污泥凝聚剂的槽中的悬浮物质MLSS，添加 O.01 O. 5g的以氧化铝Al2O3换算的铝化合物、 O.01 2g的以二氧化硅SiO2换算的硅化合物、以及 O.01 O. 5g的以氧化镁MgO换算的镁化合物， 上述添加量是该槽的每I立方米(m3)的每I天的量。
21.如权利要求17 20中任一项所述的废水处理系统，其特征在于， 所述营养剂是蛋白胨和/或干燥酵母提取物； 相对于lg/L添加该营养剂的曝气槽10中的MLSSd^W O. 8 70mg的蛋白胨、O. I IOmg的干燥酵母提取物； 相对于lg/L添加该营养剂的所述带装置的污泥贮留槽30中的MLSS，添加3. 5 250mg的蛋白胨、O. 7 45mg的干燥酵母提取物； 相对于lg/L添加该营养剂的所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中的MLSSd^W 2. O 150mg的蛋白胨、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.如权利要求17 21中任一项所述的废水处理系统，其特征在于， 向所述带装置的污泥贮留槽30和/或所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中与所述污泥凝聚剂和所述营养剂一起添加氮源，该氮源是选自尿素、硫酸铵、氯化铵和硝酸铵的一种以上； 相对于lg/L所述带装置的污泥贮留槽30中的MLSS，添加O. I 15g的以N2换算的氮源； 相对于lg/L所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中的MLSS，添加I 150mg的以N2换算的氮源； 上述添加量是各槽的每I立方米(m3)的每I天的量。
23.一种活性污泥微生物的污染物降解活性测定方法，其特征在于，根据将细菌接种于所述庖肉培养基并培养后的悬浮物质SS的干燥重量X和在不将细菌接种于所述庖肉培养基的情况下另行培养后的SS的干燥重量Y，用下式(i) SS 除去率(% ) = { (Y-X)/Y} X100-⑴ 算出SS除去率， 藉此测定权利要求7 22中任一项所述的种菌群或权利要求10 16中任一项所述的污染物高降解性菌群中所含的活性污泥微生物的污染物降解性能。
全文摘要
本发明提供一种消除活性污泥处理微生物群的活性降低的现象并大幅提高其处理能力以提高处理效率的同时、使剩余污泥减量化的方法。本发明的废水处理方法的特征在于，在对原水(1a)进行活性污泥处理时，实施第一污泥返送工序(Va)，该第一污泥返送工序(Va)是将在带曝气和搅拌的第一剩余污泥槽或污泥贮留槽(12a)中进行了曝气和搅拌的污泥返送至处理槽、分批槽或厌氧槽的工序和/或将在带曝气和搅拌的第二剩余污泥槽或浓缩污泥贮留槽(13a)中进行了曝气和搅拌的污泥返送至处理槽、分批槽或厌氧槽的工序，并且在将返送该污泥的处理槽中、分批槽中或厌氧槽中的芽孢杆菌属细菌数维持在2.0×105～22.5×105cfu/mL的同时进行活性污泥处理。藉此，具有如下所述的极优良的效果能处理的废水量的大幅增加、剩余污泥的产生量的令人震惊的减量化、悬浮物质〔SS〕的除去率的显著增大、经曝气和贮藏的剩余污泥的离心分离所需的电量的大幅削减、排放水的水质的大幅提高、处理设备周边的恶臭产生的大幅减少。
文档编号C02F3/00GK102858695SQ201180020900
公开日2013年1月2日 申请日期2011年4月25日 优先权日2010年4月26日
发明者入江镣三 申请人:入江　镣三