申请日2011.04.25
公开(公告)日2013.01.02
IPC分类号C02F3/00; C02F3/12
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。
权利要求书
1.一种废水处理方法，其特征在于，
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。
2.如权利要求1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1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1～4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(1)～(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(1)：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〔BOD〕为80mg/L以上的污水或废液1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(1)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2.0×105～111×105cfu/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1L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2.0g;
每1L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5.0g。
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:FERM BP-11281;所述C株是枯草芽孢杆菌，国际保藏编号:FERM BP-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:FERM BP-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1g/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换算的铝化合物、
0.01～2g的以二氧化硅SiO2换算的硅化合物、以及
0.01～0.5g的以氧化镁MgO换算的镁化合物，
上述添加量是各槽的每1立方米(m3)的每1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1g/L添加该营养剂的曝气槽10中的MLSS，添加0.8～70mg的蛋白 胨、0.1～10mg的干燥酵母提取物;
相对于1g/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1g/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1立方米(m3)的每1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1g/L所述带装置的污泥贮留槽30中的MLSS，添加0.1～15g的以 N2换算的氮源;
相对于1g/L所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中的MLSS，添加1～150mg 的以N2换算的氮源;
上述添加量是各槽的每1立方米(m3)的每1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2.0×105～111×105cfu/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1g/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换算的铝化合物、
0.01～2g的以二氧化硅SiO2换算的硅化合物、以及
0.01～0.5g的以氧化镁MgO换算的镁化合物，
上述添加量是该槽的每1立方米(m3)的每1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1g/L添加该营养剂的曝气槽10中的MLSS，添加0.8～70mg的蛋白 胨、0.1～10mg的干燥酵母提取物;
相对于1g/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1g/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1立方米(m3)的每1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1g/L所述带装置的污泥贮留槽30中的MLSS，添加0.1～15g的以 N2换算的氮源;
相对于1g/L所述带装置的浓缩污泥贮留槽50中的MLSS，添加1～150mg 的以N2换算的氮源;
上述添加量是各槽的每1立方米(m3)的每1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}×100…(i)
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。
说明书
废水处理方法、系统及污染物降解活性测定方法
技术领域
本发明涉及一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 解活性测定方法。
背景技术
下水道水和生活废水等污水、实验废水、工厂废水、家畜废水、污泥 处理水等废水主要通过三种方法来处理。
即，可大致分为图1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1a)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1a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，输送至第一剩余污泥槽8a，再将该污泥浓缩后贮存于第二剩余污 泥槽9a，适时地搬出，脱水后进行填埋、焚烧等。
另一方面，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1a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1a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。
另一方面，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增加，而完 全不可能减少。即，处理剩余污泥的各种费用不断增加。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 的运输费用等不断增加。
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。
作为污泥减量化的方法，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，这些污泥减 量化方法中，新设备的引入和维持需要花费庞大的费用。
在这样的背景下，专利文献1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。
另一方面，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1)。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， 恶臭的产生减少(非专利文献1～3)。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减量化和恶臭产生 的减少也是很重要的。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1～3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1：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1：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增加/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関する研究)，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， 高效无臭合并处理净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 处理设施进行大规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)的提高和污泥减量化、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。
即，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 剩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 的减少、恶臭的减少、污泥脱水的高效化等。从环境问题等角度考虑，还 希望实现处理后的水质的提高和稳定化。
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 性高的微生物的技术。此外，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工厂废水的处理，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，可见污泥的减量化，恶臭减少(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1～3)。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时，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、维持之外，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，并且能维持 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减了50%，以污泥转化率(=100×增 加污泥干燥重量/除去BOD量)计与以往相比减少了约60%(实现了减量化)。
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。另一方面，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。
即，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(α)”和作为第二形态的“废水处理方法(β)”。
废水处理方法(α)如图1～4所示，其特征在于，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。
上述方法(α)中，在实施第一污泥返送工序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。
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，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一种或两种以上。
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，该氮源较 好是选自尿素、硫酸铵、氯化铵和硝酸铵的任意一种以上。
另一方面，本发明的废水处理方法(β)如图5所示，其特征在于，采用 至少包括下述工序(1)～(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(1)：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〔BOD〕为80mg/L以上的污水或废液1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(1)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 2.0×105～111×105cfu/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73.0g、蛋白胨为10.0g、 牛肉提取物粉末(Lab-lemco powder)为10.0g、氯化钠为5.0g、葡萄糖为 2.0g;庖肉培养基Difco的组成(每1L)：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5.0g。
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[Bacillus subtilis]，国际保藏编号:FERM BP-11281;所述C 株是枯草芽孢杆菌[Bacillus subtilis]，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株的至少一种芽 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 [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:FERM BP-11288。
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1g/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换算的铝化合物、0.01～2g的以二氧化硅SiO2换算的硅化合物、 以及0.01～0.5g的以氧化镁MgO换算的镁化合物，上述添加量是各槽的每1 立方米(m3)的每1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1g/L添加该 营养剂的曝气槽10中的MLSS，添加0.8～70mg的蛋白胨、0.1～10mg的干燥 酵母提取物;相对于1g/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1g/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1立方米 (m3)的每1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、氯化铵和硝酸铵的一种以上;相对于1g/L所述带装置的污泥 贮留槽30中的MLSS，添加0.1～15g的以N2换算的氮源;相对于1g/L所述带装 置的浓缩污泥贮留槽50中的MLSS，添加1～150mg的以N2换算的氮源;上述添 加量是各槽的每1立方米(m3)的每1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2.0×105～111×105cfu/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(β)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(β)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(β)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测定方法的特征在 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}×100…(i)
算出SS除去率，藉此测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(α)，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增加(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。本发明人还发现，通过实施本发明的废水处理方法(α)，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(β)还能提供具有下述(1)～(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测定方法。
(1)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(β)，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(这是指土壤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 花费一些时间;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维持在与这些种菌 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(=100×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，能维持耗电 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(β)，因而与以往相比 能实现污泥减量化。
(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，能维持 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%，污泥产生量大幅减少，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。该干燥污泥量换算成浓缩污泥(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3.0m3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)×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月的预测污泥减量化率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 K010214.1)测定。该悬 浮物质测定法是用玻璃纤维制滤器(孔径:1μm，直径:20～50nm)过滤一定 容量(200mL)的污泥悬浮水，于105～110℃干燥1小时，在干燥器内放冷(约 1小时)，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]×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))测定。
“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、 食品工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×增加污泥重量(干燥物kg)/除去BOD量(kg)