JPH0575479B2 - - Google Patents
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- JPH0575479B2 JPH0575479B2 JP61184934A JP18493486A JPH0575479B2 JP H0575479 B2 JPH0575479 B2 JP H0575479B2 JP 61184934 A JP61184934 A JP 61184934A JP 18493486 A JP18493486 A JP 18493486A JP H0575479 B2 JPH0575479 B2 JP H0575479B2
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- activated sludge
- blast furnace
- slag
- treatment
- aeration tank
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- C—CHEMISTRY; METALLURGY
- C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
- C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
- C02F3/00—Biological treatment of water, waste water, or sewage
- C02F3/02—Aerobic processes
- C02F3/12—Activated sludge processes
-
- C—CHEMISTRY; METALLURGY
- C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
- C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
- C02F3/00—Biological treatment of water, waste water, or sewage
- C02F3/02—Aerobic processes
- C02F3/08—Aerobic processes using moving contact bodies
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- Y—GENERAL TAGGING OF NEW TECHNOLOGICAL DEVELOPMENTS; GENERAL TAGGING OF CROSS-SECTIONAL TECHNOLOGIES SPANNING OVER SEVERAL SECTIONS OF THE IPC; TECHNICAL SUBJECTS COVERED BY FORMER USPC CROSS-REFERENCE ART COLLECTIONS [XRACs] AND DIGESTS
- Y02—TECHNOLOGIES OR APPLICATIONS FOR MITIGATION OR ADAPTATION AGAINST CLIMATE CHANGE
- Y02W—CLIMATE CHANGE MITIGATION TECHNOLOGIES RELATED TO WASTEWATER TREATMENT OR WASTE MANAGEMENT
- Y02W10/00—Technologies for wastewater treatment
- Y02W10/10—Biological treatment of water, waste water, or sewage
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- Microbiology (AREA)
- Hydrology & Water Resources (AREA)
- Engineering & Computer Science (AREA)
- Environmental & Geological Engineering (AREA)
- Water Supply & Treatment (AREA)
- Chemical & Material Sciences (AREA)
- Organic Chemistry (AREA)
- Biological Treatment Of Waste Water (AREA)
- Activated Sludge Processes (AREA)
Description
（産業上の利用分野）
本発明は下水の活性汚泥処理方法に関するもの
で、さらに詳述すると下水の活性汚泥処理におい
て高効率で活性汚泥処理する方法に関するもので
ある。 （従来の技術） 一般に下水の活性汚泥処理は次のように行なわ
れている。 下水処理場に集水した下水は沈砂地、最初沈澱
池等によつて土砂、粗大な浮遊物質等の大部分を
除去した後、曝気槽において活性汚泥処理を行う
ことにより下水の汚濁物を分解し、次の最終沈澱
池において活性汚泥の沈降分離を行い上澄水は塩
素消毒等を行つた後放流される。一方最終沈澱池
において沈降した活性汚泥は返送汚泥として曝気
槽に戻し、また一部は余剰汚泥として抜き取りメ
タン醗酵、焼却等を経て処分されている。 この様な下水の活性汚泥処理方法においては多
くの問題点が存在している。例えば、この下水処
理の活性汚泥は、沈降性の指標であるSVI
（Sludge Volume Index）が高く、最終沈降池に
おいて圧密性の良好な沈降汚泥が得られ難く、ま
た欠点は高負荷処理、負荷変動が大きい処理を行
つたり、或いは活性汚泥に糸状菌が発生すると活
性汚泥がバルキング状態になり沈降不良になる。
従つて、従来の下水の活性汚泥処理においては曝
気槽の活性汚泥を高濃度に維持するのが困難であ
り、このため処理時間の短縮、処理設備のコンパ
クト化、等の処理効率がアツプに限界があり、ま
たバルキングが発生すると活性汚泥が汚泥沈降槽
より流失し処理水質の低下を招きやすい。この他
に前述の沈降分離した汚泥のうち曝気槽へ返送さ
れない余剰汚泥の処理プロセスにおいても汚泥の
脱水処理工程、メタン醗酵工程、およびメタン醗
酵後の汚泥処理工程等にも多くの問題点が存在し
ている。このため従来の活性汚泥処理法では下水
処理場を建設する場合、広い土地を必要とし、ま
た処理プロセスの簡略化、処理設備のコンパクト
化が困難なため下水処理場の建設にかなりの費用
が必要である。 このような下水処理の問題点を解決する一つの
手段として高効率の活性汚泥処理技術の開発が要
望されている。 従来、下水の活性汚泥処理を高効率に行う方法
として曝気槽の活性汚泥を高濃度に維持する方法
があり、この方法には流動床方式と固定床方式と
がある。 流動床方式は活性汚泥を珪藻土、砂、等の土砂
の微粒子、或は活性炭の粒子、または多孔質の有
機高分子化合物の粒子を曝気槽に添加し、これら
の粒子を曝気により曝気槽内を流動させて、これ
に活性汚泥を付着させ、活性汚泥の沈降性を改善
して活性汚泥を高濃度に維持する方法である。 固定床方式は、有機高分子化合物よりなるハニ
カムチユーブ、或は多層板を曝気槽に浸漬し、こ
れに活性汚泥を付着させて固定化する方法であ
る。 これらの従来の方法には多くの問題点があつ
た。先ず、珪藻土、砂、等の土砂の微粒子を用い
た流動床方式は、活性汚泥とこれらの無機系微粒
子との親和性が十分でないため活性汚泥が安定し
て付着するのに長期間をようする。また、この担
体に付着した活性汚泥を余剰汚泥として処理する
方法が十分に確立していない。また、粉末活性
炭、有機高分子化合物の粒子を用いた流動床方式
の場合、これらの粒子と活性汚泥との親和性は非
常に良く、活性汚泥が安定して付着する。しか
し、この方法で処理した後の余剰汚泥をメタン醗
酵法により処理する場合、メタン醗酵後、これら
の粒子を再生利用する技術が十分に確立していな
い。また、余剰汚泥を焼却処理する場合、これら
の担体粒子は無機系担体粒子に比べてコスト的に
高く、再生利用が不可能であると下水処理のコス
トを高める原因になる。 一方、有機高分子化合物のハニカムチユーブ、
積層板、砕石等を、活性汚泥の固定床型担体に用
いた固定床方式の場合、活性汚泥とこれらの担体
との親和性が良好なため増殖した活性汚泥がこれ
らの担体に付着して担体の閉塞が起こりやすい。
このためこれらの担体を曝気槽より取り出し水洗
等による洗浄を度々行つて再生する必要がある。
しかし、これらの固定床型担体に付着した活性汚
泥は固定床の構造が複雑であり、また担体と活性
汚泥との親和力が高いため簡単な水洗等では再生
が困難であり、再生に煩雑な処理を必要とする。
以上述べたように従来の活性汚泥を固定化する担
体は、活性汚泥との親和性再利用性、取扱い性、
コスト等に問題があり下水のような大規模な活性
汚泥に適用するには適しなかつた。 （本発明が解決しようとする問題点） 本発明は前述した従来の下水の活性汚泥におい
て用いられている活性汚泥の固定化担体の問題点
を解決するために活性汚泥の固定化担体として高
炉水滓を用いた高効率好気性流動床型活性汚泥処
理方法を提供することを目的としている。 （問題点を解決するための手段と作用） 本発明は下水の活性汚泥処理において汚泥の固
定化担体として一定粒度の高炉水滓を用い、その
一定量を曝気槽に添加し、同時に曝気槽の酸化還
元電位を一定の範囲に管理することに特徴があ
る。 本発明者等は下水の活性汚泥処理方法について
研究する過程で製鉄所の高炉から副産物として発
生するスラグを水で急冷して製造する高炉水滓は
形状的にも、また組成的にも活性汚泥が付着しや
すい性状を有していることに着目して研究した結
果、活性汚泥の沈降性が改善され、高濃度化に著
しく効果があり、活性汚泥の固定化担体として最
適であることを見い出した。 さらに高炉水滓を曝気槽（好気性流動床型バイ
オリアクター）に添加して活性汚泥の固定化の担
体として用いると別の効果として曝気槽のPHを活
性汚泥に適した範囲に維持する作用があることが
判明した。従つて高炉水滓を用いることによりPH
変動による活性汚泥処理の不調発生を抑制して安
定した処理を行うことができる。 以下、本発明について詳細に説明する。 高炉水滓は、製鉄所の溶鉱炉から銑鉄１トン当
り100〜300Kg発生するスラグを高圧水により急冷
することにより製造する。高炉水滓は、ガラス化
率が約90％以上であり、然も多孔質である。組成
は、表１に示しているようにCaO，SiO2，Al2O3
が主成分で、その他にFeO，MgO等が含まれて
いる。この高炉水滓に活性汚泥が付着しやすいの
は、多孔質であることと組成に起因している。
で、さらに詳述すると下水の活性汚泥処理におい
て高効率で活性汚泥処理する方法に関するもので
ある。 （従来の技術） 一般に下水の活性汚泥処理は次のように行なわ
れている。 下水処理場に集水した下水は沈砂地、最初沈澱
池等によつて土砂、粗大な浮遊物質等の大部分を
除去した後、曝気槽において活性汚泥処理を行う
ことにより下水の汚濁物を分解し、次の最終沈澱
池において活性汚泥の沈降分離を行い上澄水は塩
素消毒等を行つた後放流される。一方最終沈澱池
において沈降した活性汚泥は返送汚泥として曝気
槽に戻し、また一部は余剰汚泥として抜き取りメ
タン醗酵、焼却等を経て処分されている。 この様な下水の活性汚泥処理方法においては多
くの問題点が存在している。例えば、この下水処
理の活性汚泥は、沈降性の指標であるSVI
（Sludge Volume Index）が高く、最終沈降池に
おいて圧密性の良好な沈降汚泥が得られ難く、ま
た欠点は高負荷処理、負荷変動が大きい処理を行
つたり、或いは活性汚泥に糸状菌が発生すると活
性汚泥がバルキング状態になり沈降不良になる。
従つて、従来の下水の活性汚泥処理においては曝
気槽の活性汚泥を高濃度に維持するのが困難であ
り、このため処理時間の短縮、処理設備のコンパ
クト化、等の処理効率がアツプに限界があり、ま
たバルキングが発生すると活性汚泥が汚泥沈降槽
より流失し処理水質の低下を招きやすい。この他
に前述の沈降分離した汚泥のうち曝気槽へ返送さ
れない余剰汚泥の処理プロセスにおいても汚泥の
脱水処理工程、メタン醗酵工程、およびメタン醗
酵後の汚泥処理工程等にも多くの問題点が存在し
ている。このため従来の活性汚泥処理法では下水
処理場を建設する場合、広い土地を必要とし、ま
た処理プロセスの簡略化、処理設備のコンパクト
化が困難なため下水処理場の建設にかなりの費用
が必要である。 このような下水処理の問題点を解決する一つの
手段として高効率の活性汚泥処理技術の開発が要
望されている。 従来、下水の活性汚泥処理を高効率に行う方法
として曝気槽の活性汚泥を高濃度に維持する方法
があり、この方法には流動床方式と固定床方式と
がある。 流動床方式は活性汚泥を珪藻土、砂、等の土砂
の微粒子、或は活性炭の粒子、または多孔質の有
機高分子化合物の粒子を曝気槽に添加し、これら
の粒子を曝気により曝気槽内を流動させて、これ
に活性汚泥を付着させ、活性汚泥の沈降性を改善
して活性汚泥を高濃度に維持する方法である。 固定床方式は、有機高分子化合物よりなるハニ
カムチユーブ、或は多層板を曝気槽に浸漬し、こ
れに活性汚泥を付着させて固定化する方法であ
る。 これらの従来の方法には多くの問題点があつ
た。先ず、珪藻土、砂、等の土砂の微粒子を用い
た流動床方式は、活性汚泥とこれらの無機系微粒
子との親和性が十分でないため活性汚泥が安定し
て付着するのに長期間をようする。また、この担
体に付着した活性汚泥を余剰汚泥として処理する
方法が十分に確立していない。また、粉末活性
炭、有機高分子化合物の粒子を用いた流動床方式
の場合、これらの粒子と活性汚泥との親和性は非
常に良く、活性汚泥が安定して付着する。しか
し、この方法で処理した後の余剰汚泥をメタン醗
酵法により処理する場合、メタン醗酵後、これら
の粒子を再生利用する技術が十分に確立していな
い。また、余剰汚泥を焼却処理する場合、これら
の担体粒子は無機系担体粒子に比べてコスト的に
高く、再生利用が不可能であると下水処理のコス
トを高める原因になる。 一方、有機高分子化合物のハニカムチユーブ、
積層板、砕石等を、活性汚泥の固定床型担体に用
いた固定床方式の場合、活性汚泥とこれらの担体
との親和性が良好なため増殖した活性汚泥がこれ
らの担体に付着して担体の閉塞が起こりやすい。
このためこれらの担体を曝気槽より取り出し水洗
等による洗浄を度々行つて再生する必要がある。
しかし、これらの固定床型担体に付着した活性汚
泥は固定床の構造が複雑であり、また担体と活性
汚泥との親和力が高いため簡単な水洗等では再生
が困難であり、再生に煩雑な処理を必要とする。
以上述べたように従来の活性汚泥を固定化する担
体は、活性汚泥との親和性再利用性、取扱い性、
コスト等に問題があり下水のような大規模な活性
汚泥に適用するには適しなかつた。 （本発明が解決しようとする問題点） 本発明は前述した従来の下水の活性汚泥におい
て用いられている活性汚泥の固定化担体の問題点
を解決するために活性汚泥の固定化担体として高
炉水滓を用いた高効率好気性流動床型活性汚泥処
理方法を提供することを目的としている。 （問題点を解決するための手段と作用） 本発明は下水の活性汚泥処理において汚泥の固
定化担体として一定粒度の高炉水滓を用い、その
一定量を曝気槽に添加し、同時に曝気槽の酸化還
元電位を一定の範囲に管理することに特徴があ
る。 本発明者等は下水の活性汚泥処理方法について
研究する過程で製鉄所の高炉から副産物として発
生するスラグを水で急冷して製造する高炉水滓は
形状的にも、また組成的にも活性汚泥が付着しや
すい性状を有していることに着目して研究した結
果、活性汚泥の沈降性が改善され、高濃度化に著
しく効果があり、活性汚泥の固定化担体として最
適であることを見い出した。 さらに高炉水滓を曝気槽（好気性流動床型バイ
オリアクター）に添加して活性汚泥の固定化の担
体として用いると別の効果として曝気槽のPHを活
性汚泥に適した範囲に維持する作用があることが
判明した。従つて高炉水滓を用いることによりPH
変動による活性汚泥処理の不調発生を抑制して安
定した処理を行うことができる。 以下、本発明について詳細に説明する。 高炉水滓は、製鉄所の溶鉱炉から銑鉄１トン当
り100〜300Kg発生するスラグを高圧水により急冷
することにより製造する。高炉水滓は、ガラス化
率が約90％以上であり、然も多孔質である。組成
は、表１に示しているようにCaO，SiO2，Al2O3
が主成分で、その他にFeO，MgO等が含まれて
いる。この高炉水滓に活性汚泥が付着しやすいの
は、多孔質であることと組成に起因している。
【表】
以下、高炉水滓の組成と活性汚泥の付着性との
関係について説明する。 一般に活性汚泥処理は、アンモニア化合物の硝
化反応によつて生成する亜硝酸化合物、硝酸化合
物、或いは有機性汚濁物の分解によつて生成する
脂肪酸によつて曝気槽のPHが低下する傾向があ
る。活性汚泥が生息するのに適したPH範囲外にな
ると活性汚泥のバルキング、汚濁物質の分解不良
等が起こり、処理不調が発生しやすい。活性汚泥
処理の曝気槽に高炉水滓を添加しておくと、曝気
槽のPHが低下しても高炉水滓のCaOが溶解して、
PHの低下を抑制して、活性汚泥が生息するのに最
適なPH範囲に維持され、活性汚泥処理の安定化、
処理水質の向上に著しく効果がある。この時、高
炉水滓のCaOの溶解は、急激に起らず徐々に溶解
する。これは、高炉水滓のガラス化率が約90％以
上もあるため、CaOの急激な溶解を抑制するので
PHは急激には上昇しない。また、溶解したCaO
は、硝酸化合物、亜硝酸化合物及び脂肪酸と反応
する他に、活性汚泥の呼吸作用によつて生成した
炭酸ガスとも反応して炭酸カルシウムを形成す
る。このように生成した炭酸カルシウムは、微粒
子であり、これに活性汚泥が付着しやすい。更
に、CaOが溶解した高炉水滓は、ますます多孔質
になり、活性汚泥が付着しやすい形状になる。ま
た活性汚泥は、栄養源としてリン、窒素の他に微
量の鉄、マグネシウム等の金属が必要である。高
炉水滓は、FeO，MgOをそれぞれ含有しており、
活性汚泥はこの高炉水滓より鉄、マグネシウム等
の栄養源を摂取するため高炉水滓に付着しやす
い。 このように高炉水滓は、多孔質であり、また、
組成的にも活性汚泥が付着しやすく、活性汚泥の
バルキング、汚濁物の分解不良等の処理不調を抑
制する作用があり、無機系固定化担体でありなが
ら、一般に使用されている珪藻土、砂等の無機系
固定化担体よりも優れた性状を有していることが
明らかになつた。 次に高炉水滓を活性汚泥の固定化担体として使
用するに際しては、高炉水滓を0.2mm以下に粉砕
して曝気槽１m3当たり10〜50Kg添加する。高炉水
滓の粒度と活性汚泥の付着性との関係は、高炉水
滓が細かくなる程、活性汚泥が付着しやすいが、
細かくなるほど高炉水滓は、汚泥沈降槽から処理
水に流出しやすい、従つて、この点からは粒度は
0.5mm以上とする必要がある。また、高炉水滓の
粒度と曝気槽における分散性との関係は、高炉水
滓の粒度が0.2mmを超えるものは分散性が十分で
なく、曝気槽内を均一に分散させるのが困難であ
る。これらのことを勘案して曝気槽に添加する高
炉水滓の粒度を0.05〜0.2mmと定めた。 また、高炉水滓の分散性に対しては粒度の他に
曝気槽の構造、曝気量などが影響する。 まず、曝気槽の構造と高炉水滓の分散性との関
係について説明する。下水の活性汚泥処理に多く
使用されている第１図にその断面構造を示す平底
型曝気槽は、散気管４より下部の部分などのデツ
ドスペース６に粒度の大きい高炉水滓が堆積しや
すく、高炉水滓の使用量が多くなる。一方、第２
図にその断面構造を示す船底型曝気槽は、高炉水
滓の堆積部分が少なく、高炉水滓を効率的に使用
することができるので好ましい。なおこれら図
中、１は曝気槽の側壁、２は水面、酸は送風管、
５は支柱である。本発明で用いる曝気槽は、この
ような流動床型で且つ好気性のものである。 次に、曝気条件と高炉水滓の分散性との関係に
ついて説明する。曝気条件は、高炉水滓の分散性
の他に下水の汚濁物の分解性、硝化反応性、活性
汚泥性状等の処理性能に影響する。したがつて、
高炉水滓の分散性と処理性能との両方を満足する
曝気条件が必要である。 活性汚泥処理性能は、曝気槽の酸化還元電位
（以下ORPと略記）と密接な関係があり、ORPを
指標にして曝気量を管理すると汚濁物の分解が良
好に進み、硝化反応、活性汚泥のバルキング等の
抑制に効果がある。下水の活性汚泥処理の場合、
適切なORP範囲は、０〜＋100mV（金、又は、金
−アンチモン、合金／銀・塩化銀複合電極により
測定、以下ORP値はこの電極の測定値を表す）
である。 下水の活性汚泥処理の場合、曝気槽のORP値
と曝気量との間にはかなり相関性があり、通常の
処理ではORPに対応して曝気量をコントロール
すれば良いが、本発明においてORP＋50mV以下
に対応する曝気量では粒径0.05〜0.2mmの高炉水
滓を曝気槽内に均一に分散させるためには曝気量
が不足する、このため、本発明ではORPの設定
目標を＋50mV以上にしてこのORPを維持するの
に必要な曝気量を供給することが必要である。 一方、ORPの上限については、活性汚泥の高
炉水滓への付着性から＋150mVを限度とする。
即ち、従来法の高炉水滓無添加の場合、ORP＋
100mV以上になると硝化反応が顕著に起こり曝
気槽のPH低下、汚泥沈降槽における脱窒反応によ
り汚泥の浮上、流出等が起り、処理水質の悪化を
招く。ところが、高炉水滓を添加する場合には、
ORP＋100mV以上にすると従来法と同様に硝化
反応は起るがPHの低下、汚泥の浮上、流出等は起
らず、処理水質も良好であり、処理性能的に何ん
ら問題がない。しかし、ORPが＋150mVを超え
ると曝気によつて活性汚泥が細分化し、高炉水滓
に付着しにくい傾向がある。これらのことから、
高炉水滓の分散性、活性汚泥の付着性を勘案する
と曝気槽のORPは＋50〜150mVの範囲に維持す
る必要がある。 次に本発明で用いる、高炉水滓の添加量につい
て説明する。高炉水滓の添加量は、主に活性汚泥
の付着状況を顕微鏡で観察するとともに活性汚泥
の沈降性から決定した。即ち、添加量が曝気槽１
m3当り10Kg未満の場合、高炉水滓に付着していな
い活性汚泥が保存しており、また、BODの高負
荷処理或いはBOD負荷量の変動が大きいとバル
キングが発生しやすい。一方、高炉水滓の添加量
が曝気槽１m3当り10Kg以上になると、前述の問題
点は解消され、良好な処理性能が得られる。しか
し、50Kgを超えて添加してこれ以上顕著な性能向
上が認められない。したがつて、高炉水滓の添加
量は、曝気槽１m3当り10〜50Kgの範囲が最適であ
る。なお、活性汚泥の高炉水滓への付着は、高炉
水滓添加後、約１ケ月程度でほぼ完了する。 なお、製鉄所においては高炉スラグ、いわゆる
製鉄スラグの他に、銑鉄をさらに使用目的にあつ
た成分の鋼に仕上げるために行う製鋼工程から発
生する製鋼クラグ、例えば転炉スラグがある。 転炉スラグの組成例を表２に示す。この転炉ス
ラグも本発明で用いる高炉水滓と同様にCaOを35
〜48％も含有しており、また活性汚泥の栄養とな
る鉄、マグネシウムを含有している。
関係について説明する。 一般に活性汚泥処理は、アンモニア化合物の硝
化反応によつて生成する亜硝酸化合物、硝酸化合
物、或いは有機性汚濁物の分解によつて生成する
脂肪酸によつて曝気槽のPHが低下する傾向があ
る。活性汚泥が生息するのに適したPH範囲外にな
ると活性汚泥のバルキング、汚濁物質の分解不良
等が起こり、処理不調が発生しやすい。活性汚泥
処理の曝気槽に高炉水滓を添加しておくと、曝気
槽のPHが低下しても高炉水滓のCaOが溶解して、
PHの低下を抑制して、活性汚泥が生息するのに最
適なPH範囲に維持され、活性汚泥処理の安定化、
処理水質の向上に著しく効果がある。この時、高
炉水滓のCaOの溶解は、急激に起らず徐々に溶解
する。これは、高炉水滓のガラス化率が約90％以
上もあるため、CaOの急激な溶解を抑制するので
PHは急激には上昇しない。また、溶解したCaO
は、硝酸化合物、亜硝酸化合物及び脂肪酸と反応
する他に、活性汚泥の呼吸作用によつて生成した
炭酸ガスとも反応して炭酸カルシウムを形成す
る。このように生成した炭酸カルシウムは、微粒
子であり、これに活性汚泥が付着しやすい。更
に、CaOが溶解した高炉水滓は、ますます多孔質
になり、活性汚泥が付着しやすい形状になる。ま
た活性汚泥は、栄養源としてリン、窒素の他に微
量の鉄、マグネシウム等の金属が必要である。高
炉水滓は、FeO，MgOをそれぞれ含有しており、
活性汚泥はこの高炉水滓より鉄、マグネシウム等
の栄養源を摂取するため高炉水滓に付着しやす
い。 このように高炉水滓は、多孔質であり、また、
組成的にも活性汚泥が付着しやすく、活性汚泥の
バルキング、汚濁物の分解不良等の処理不調を抑
制する作用があり、無機系固定化担体でありなが
ら、一般に使用されている珪藻土、砂等の無機系
固定化担体よりも優れた性状を有していることが
明らかになつた。 次に高炉水滓を活性汚泥の固定化担体として使
用するに際しては、高炉水滓を0.2mm以下に粉砕
して曝気槽１m3当たり10〜50Kg添加する。高炉水
滓の粒度と活性汚泥の付着性との関係は、高炉水
滓が細かくなる程、活性汚泥が付着しやすいが、
細かくなるほど高炉水滓は、汚泥沈降槽から処理
水に流出しやすい、従つて、この点からは粒度は
0.5mm以上とする必要がある。また、高炉水滓の
粒度と曝気槽における分散性との関係は、高炉水
滓の粒度が0.2mmを超えるものは分散性が十分で
なく、曝気槽内を均一に分散させるのが困難であ
る。これらのことを勘案して曝気槽に添加する高
炉水滓の粒度を0.05〜0.2mmと定めた。 また、高炉水滓の分散性に対しては粒度の他に
曝気槽の構造、曝気量などが影響する。 まず、曝気槽の構造と高炉水滓の分散性との関
係について説明する。下水の活性汚泥処理に多く
使用されている第１図にその断面構造を示す平底
型曝気槽は、散気管４より下部の部分などのデツ
ドスペース６に粒度の大きい高炉水滓が堆積しや
すく、高炉水滓の使用量が多くなる。一方、第２
図にその断面構造を示す船底型曝気槽は、高炉水
滓の堆積部分が少なく、高炉水滓を効率的に使用
することができるので好ましい。なおこれら図
中、１は曝気槽の側壁、２は水面、酸は送風管、
５は支柱である。本発明で用いる曝気槽は、この
ような流動床型で且つ好気性のものである。 次に、曝気条件と高炉水滓の分散性との関係に
ついて説明する。曝気条件は、高炉水滓の分散性
の他に下水の汚濁物の分解性、硝化反応性、活性
汚泥性状等の処理性能に影響する。したがつて、
高炉水滓の分散性と処理性能との両方を満足する
曝気条件が必要である。 活性汚泥処理性能は、曝気槽の酸化還元電位
（以下ORPと略記）と密接な関係があり、ORPを
指標にして曝気量を管理すると汚濁物の分解が良
好に進み、硝化反応、活性汚泥のバルキング等の
抑制に効果がある。下水の活性汚泥処理の場合、
適切なORP範囲は、０〜＋100mV（金、又は、金
−アンチモン、合金／銀・塩化銀複合電極により
測定、以下ORP値はこの電極の測定値を表す）
である。 下水の活性汚泥処理の場合、曝気槽のORP値
と曝気量との間にはかなり相関性があり、通常の
処理ではORPに対応して曝気量をコントロール
すれば良いが、本発明においてORP＋50mV以下
に対応する曝気量では粒径0.05〜0.2mmの高炉水
滓を曝気槽内に均一に分散させるためには曝気量
が不足する、このため、本発明ではORPの設定
目標を＋50mV以上にしてこのORPを維持するの
に必要な曝気量を供給することが必要である。 一方、ORPの上限については、活性汚泥の高
炉水滓への付着性から＋150mVを限度とする。
即ち、従来法の高炉水滓無添加の場合、ORP＋
100mV以上になると硝化反応が顕著に起こり曝
気槽のPH低下、汚泥沈降槽における脱窒反応によ
り汚泥の浮上、流出等が起り、処理水質の悪化を
招く。ところが、高炉水滓を添加する場合には、
ORP＋100mV以上にすると従来法と同様に硝化
反応は起るがPHの低下、汚泥の浮上、流出等は起
らず、処理水質も良好であり、処理性能的に何ん
ら問題がない。しかし、ORPが＋150mVを超え
ると曝気によつて活性汚泥が細分化し、高炉水滓
に付着しにくい傾向がある。これらのことから、
高炉水滓の分散性、活性汚泥の付着性を勘案する
と曝気槽のORPは＋50〜150mVの範囲に維持す
る必要がある。 次に本発明で用いる、高炉水滓の添加量につい
て説明する。高炉水滓の添加量は、主に活性汚泥
の付着状況を顕微鏡で観察するとともに活性汚泥
の沈降性から決定した。即ち、添加量が曝気槽１
m3当り10Kg未満の場合、高炉水滓に付着していな
い活性汚泥が保存しており、また、BODの高負
荷処理或いはBOD負荷量の変動が大きいとバル
キングが発生しやすい。一方、高炉水滓の添加量
が曝気槽１m3当り10Kg以上になると、前述の問題
点は解消され、良好な処理性能が得られる。しか
し、50Kgを超えて添加してこれ以上顕著な性能向
上が認められない。したがつて、高炉水滓の添加
量は、曝気槽１m3当り10〜50Kgの範囲が最適であ
る。なお、活性汚泥の高炉水滓への付着は、高炉
水滓添加後、約１ケ月程度でほぼ完了する。 なお、製鉄所においては高炉スラグ、いわゆる
製鉄スラグの他に、銑鉄をさらに使用目的にあつ
た成分の鋼に仕上げるために行う製鋼工程から発
生する製鋼クラグ、例えば転炉スラグがある。 転炉スラグの組成例を表２に示す。この転炉ス
ラグも本発明で用いる高炉水滓と同様にCaOを35
〜48％も含有しており、また活性汚泥の栄養とな
る鉄、マグネシウムを含有している。
【表】
この製鋼スラグを代表する転炉スラグも組成的
には高炉水滓と同じ作用が期待できるが、実際に
は活性汚泥の固定化担体として使用できない。 その理由は転炉スラグは高炉水滓のようにガラ
ス質を形成していないため、CaOの溶解が急速に
起り、活性汚泥の固定化担体に用いた場合、転炉
スラグを添加した曝気槽のPHが急激に上昇し、活
性汚泥が生息するために適したPH範囲（7.0±
0.5）を大巾にこえて活性汚泥が死滅するからで
ある。 さらに転炉スラグを用いる場合の問題点は、鉄
の含有量が多いため比重が大きく、これを曝気槽
内に浮遊させるためには大量の空気を必要とし、
活性汚泥の破壊、その他多くの弊害が発生するこ
とである。 製鉄スラグを代表する転炉スラグはこのような
致命的欠点を有するため活性汚泥の固定化担体に
使用することは困難である。 なお、高炉スラグには、本発明で用いる高炉水
滓の他に、高炉徐冷スラグがある。これは、例え
ば特開昭57−75189号公報に記載されているよう
に、高炉から副生する溶融スラグを徐冷して得ら
れるものであつて、転炉スラグと同様、ガラス質
化されていない。従つて、これを固定化担体に用
いるときは曝気槽のPHの急上昇を来す惧れが大で
あり、又、組成中に含まれるＳ量も、高炉水滓の
それが、0.5％以下であるのに対し、通常0.99％
と殆ど倍量に近く、その硫黄化合物によつて活性
汚泥の機能が大きく阻害される懸念があり、転炉
スラグと同じく活性汚泥の固定化担体としては不
適格である。 （実施例） 次に本発明の実施例について説明する。 実施例 １ 曝気槽（容量20）のORPを＋100mVに制御
しているORP制御活性汚泥処理装置の曝気槽に
粒径0.1〜0.2mmの高炉水滓を600ｇ（曝気槽１m3
当り30Kgに相当、２重量％／容積）添加し、表３
に示す組成と性状を有する高濃度の人工下水の処
理を行なつた。なお、汚泥沈降槽から曝気槽への
汚泥返送率は約25％である。処理時間と処理水質
との関係を表４に、高炉水滓添加後の活性汚泥性
状の経時変化を表５に、また、高炉水滓添加30日
後の活性汚泥の沈降挙動を第３図にそれぞれ示
す。
には高炉水滓と同じ作用が期待できるが、実際に
は活性汚泥の固定化担体として使用できない。 その理由は転炉スラグは高炉水滓のようにガラ
ス質を形成していないため、CaOの溶解が急速に
起り、活性汚泥の固定化担体に用いた場合、転炉
スラグを添加した曝気槽のPHが急激に上昇し、活
性汚泥が生息するために適したPH範囲（7.0±
0.5）を大巾にこえて活性汚泥が死滅するからで
ある。 さらに転炉スラグを用いる場合の問題点は、鉄
の含有量が多いため比重が大きく、これを曝気槽
内に浮遊させるためには大量の空気を必要とし、
活性汚泥の破壊、その他多くの弊害が発生するこ
とである。 製鉄スラグを代表する転炉スラグはこのような
致命的欠点を有するため活性汚泥の固定化担体に
使用することは困難である。 なお、高炉スラグには、本発明で用いる高炉水
滓の他に、高炉徐冷スラグがある。これは、例え
ば特開昭57−75189号公報に記載されているよう
に、高炉から副生する溶融スラグを徐冷して得ら
れるものであつて、転炉スラグと同様、ガラス質
化されていない。従つて、これを固定化担体に用
いるときは曝気槽のPHの急上昇を来す惧れが大で
あり、又、組成中に含まれるＳ量も、高炉水滓の
それが、0.5％以下であるのに対し、通常0.99％
と殆ど倍量に近く、その硫黄化合物によつて活性
汚泥の機能が大きく阻害される懸念があり、転炉
スラグと同じく活性汚泥の固定化担体としては不
適格である。 （実施例） 次に本発明の実施例について説明する。 実施例 １ 曝気槽（容量20）のORPを＋100mVに制御
しているORP制御活性汚泥処理装置の曝気槽に
粒径0.1〜0.2mmの高炉水滓を600ｇ（曝気槽１m3
当り30Kgに相当、２重量％／容積）添加し、表３
に示す組成と性状を有する高濃度の人工下水の処
理を行なつた。なお、汚泥沈降槽から曝気槽への
汚泥返送率は約25％である。処理時間と処理水質
との関係を表４に、高炉水滓添加後の活性汚泥性
状の経時変化を表５に、また、高炉水滓添加30日
後の活性汚泥の沈降挙動を第３図にそれぞれ示
す。
【表】
【表】
【表】
【表】
表４の結果より、高炉水滓を添加した活性汚泥
処理は、2.4〜4.8時間の処理により、処理水の
BOD5は、５mg／以下（除去率98％以上）、
CODMoが14〜27mg／（除去率93〜95％）及び
SSが11〜38mg／であり、高炉水滓を活性汚泥
の固定化担体に用いると高効率処理ができ、更に
良好な処理水質が得られることが明らかになつ
た。 また、活性汚泥の沈降性は、高炉水滓添加30日
後の活性汚泥の沈降曲線を測定した結果を示す。
第３図から、高炉水滓を２重量％／容積添加した
もの（−○−及び−●−で示す）は自由沈降範囲
における沈降速度が３〜4m／時であるのに対し
て高炉水滓無添加のもの（−△−で示す）は1.5
〜2.0m／時である。このように高炉水滓は活性
汚泥の沈降速度を促進する作用がある。 表５は、高炉水滓添加後の活性汚泥の性状の経
時変化を示したものであり、高炉水滓添加後の
MLVSS（汚泥の揮発分）は907mg／であるが、
10〜30日後には2200〜3200mg／に増加する。し
かし、活性汚泥の沈降性の指標であるSV1は16〜
27であり、MLVSSが増加しても沈降性は低下し
ない。 このように、高炉水滓を活性汚泥処理装置の曝
気槽に添加して、処理を行なうと処理効率、処理
水質、活性汚泥性状等が著しく向上することが明
らかになつた。 実施例 ２ 実施例１の条件により表６に性状を示す大都市
の実下水（分流式）を用いて処理を行なつた。表
７は、処理時間と処理水質との関係である。
処理は、2.4〜4.8時間の処理により、処理水の
BOD5は、５mg／以下（除去率98％以上）、
CODMoが14〜27mg／（除去率93〜95％）及び
SSが11〜38mg／であり、高炉水滓を活性汚泥
の固定化担体に用いると高効率処理ができ、更に
良好な処理水質が得られることが明らかになつ
た。 また、活性汚泥の沈降性は、高炉水滓添加30日
後の活性汚泥の沈降曲線を測定した結果を示す。
第３図から、高炉水滓を２重量％／容積添加した
もの（−○−及び−●−で示す）は自由沈降範囲
における沈降速度が３〜4m／時であるのに対し
て高炉水滓無添加のもの（−△−で示す）は1.5
〜2.0m／時である。このように高炉水滓は活性
汚泥の沈降速度を促進する作用がある。 表５は、高炉水滓添加後の活性汚泥の性状の経
時変化を示したものであり、高炉水滓添加後の
MLVSS（汚泥の揮発分）は907mg／であるが、
10〜30日後には2200〜3200mg／に増加する。し
かし、活性汚泥の沈降性の指標であるSV1は16〜
27であり、MLVSSが増加しても沈降性は低下し
ない。 このように、高炉水滓を活性汚泥処理装置の曝
気槽に添加して、処理を行なうと処理効率、処理
水質、活性汚泥性状等が著しく向上することが明
らかになつた。 実施例 ２ 実施例１の条件により表６に性状を示す大都市
の実下水（分流式）を用いて処理を行なつた。表
７は、処理時間と処理水質との関係である。
【表】
【表】
表７の結果より、処理時間を標準の８時間処理
から６時間、４時間と逐次変更したが、処理水の
BODは、いずれの場合も５mg／以下（除去率
74〜94％以上）、CODが9.8〜16.7mg／、TOCが
5.3〜14.3mg／である。 このことから高炉水滓を活性汚泥の固定化担体
に用いると処理効率が２倍以上も向上し、処理設
備をコンパクトにすることが可能になつた。 （発明の効果） 高炉水滓を活性汚泥の固定化担体として使用す
る本発明の方法は、活性汚泥処理水の水質及び活
性汚泥の沈降性等の性状向上、また、活性汚泥の
バルキング抑制等に著しく効果がある。更に、本
発明の方法は、処理性能を損うことなく処理時間
を高炉水滓無添加の標準の活性汚泥処理の約50％
以上も短縮することができ、その結果、処理効率
が向上し、処理設備をコンパクト化することが可
能になつた。
から６時間、４時間と逐次変更したが、処理水の
BODは、いずれの場合も５mg／以下（除去率
74〜94％以上）、CODが9.8〜16.7mg／、TOCが
5.3〜14.3mg／である。 このことから高炉水滓を活性汚泥の固定化担体
に用いると処理効率が２倍以上も向上し、処理設
備をコンパクトにすることが可能になつた。 （発明の効果） 高炉水滓を活性汚泥の固定化担体として使用す
る本発明の方法は、活性汚泥処理水の水質及び活
性汚泥の沈降性等の性状向上、また、活性汚泥の
バルキング抑制等に著しく効果がある。更に、本
発明の方法は、処理性能を損うことなく処理時間
を高炉水滓無添加の標準の活性汚泥処理の約50％
以上も短縮することができ、その結果、処理効率
が向上し、処理設備をコンパクト化することが可
能になつた。
第１図は、平底型曝気槽の断面図、第２図は、
船底型曝気槽の断面図、第３図は、高炉水滓添加
30日後の活性汚泥の沈降曲線を測定した結果を示
すグラフである。
船底型曝気槽の断面図、第３図は、高炉水滓添加
30日後の活性汚泥の沈降曲線を測定した結果を示
すグラフである。
Claims (1)
- １ 下水の活性汚泥処理において、好気性流動床
型バイオリアクターの曝気槽に粒度が0.05〜0.2
mmの高炉水滓を、曝気槽１m3当たり10〜50Kg添加
し、曝気槽の酸化還元電位を金又は金とアンチモ
ンの合金と銀−塩化銀よりなる複合電極による測
定値が＋50〜＋150mVに収まるように管理する
ことを特徴とする高炉水滓を活性汚泥の固定化担
体に用いた下水の好気性流動床型バイオリアクタ
ーによる連続処理方法。
Priority Applications (9)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP61184934A JPS6342796A (ja) | 1986-08-06 | 1986-08-06 | 高炉水滓を活性汚泥の固定化担体に用いた下水の連続活性汚泥処理方法 |
| KR1019870008560A KR900009152B1 (ko) | 1986-08-06 | 1987-08-04 | 하수 또는 산업폐수의 활성오니처리방법 |
| CA 543748 CA1332007C (en) | 1986-08-06 | 1987-08-05 | Process for activated-sludge treatment of sewage or industrial waste water |
| DE3726201A DE3726201C2 (de) | 1986-08-06 | 1987-08-06 | Belebtschlamm-Behandlungsverfahren für Abwasser oder Industrieabwasser |
| GB8718676A GB2195625B (en) | 1986-08-06 | 1987-08-06 | Process for activated-sludge treatment of sewage or industrial waste water |
| FR8711209A FR2606397B1 (fr) | 1986-08-06 | 1987-08-06 | Procede pour le traitement par boue activee d'eaux d'egouts ou d'eaux usees industrielles en utilisant des particules de laitier de hauts fourneaux comme fixateurs |
| CN87105407A CN1010854B (zh) | 1986-08-06 | 1987-08-06 | 污水或工业废水的活性污泥处理方法 |
| US07/082,356 US4832847A (en) | 1986-08-06 | 1987-08-06 | Process for activated-sludge treatment of sewage or industrial waste water |
| CA000616790A CA1335004C (en) | 1986-08-06 | 1994-01-06 | Cassette for use in activated-sludge treatment of sewage or industrial waste water |
Applications Claiming Priority (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP61184934A JPS6342796A (ja) | 1986-08-06 | 1986-08-06 | 高炉水滓を活性汚泥の固定化担体に用いた下水の連続活性汚泥処理方法 |
Publications (2)
| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| JPS6342796A JPS6342796A (ja) | 1988-02-23 |
| JPH0575479B2 true JPH0575479B2 (ja) | 1993-10-20 |
Family
ID=16161904
Family Applications (1)
| Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
|---|---|---|---|
| JP61184934A Granted JPS6342796A (ja) | 1986-08-06 | 1986-08-06 | 高炉水滓を活性汚泥の固定化担体に用いた下水の連続活性汚泥処理方法 |
Country Status (2)
| Country | Link |
|---|---|
| JP (1) | JPS6342796A (ja) |
| KR (1) | KR900009152B1 (ja) |
Families Citing this family (5)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JPH02268896A (ja) * | 1989-04-10 | 1990-11-02 | Nippon Steel Corp | 海水活魚用イケス等の蓄養水槽の浄化処理に適した微生物の馴養、培養方法 |
| JPH047094A (ja) * | 1990-04-25 | 1992-01-10 | Nippon Steel Corp | 活性汚泥処理における余剰汚泥の処理方法 |
| JP2693099B2 (ja) * | 1993-01-20 | 1997-12-17 | 新日本製鐵株式会社 | 生物学的処理方法および微生物の馴養方法 |
| KR100387299B1 (ko) * | 2000-11-07 | 2003-06-12 | 주식회사 광호 | 철강슬래그를 이용한 하수처리장치 |
| JP5963613B2 (ja) * | 2012-08-27 | 2016-08-03 | 水ｉｎｇ株式会社 | 生物膜処理装置の運転方法 |
Family Cites Families (4)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JPS587359A (ja) * | 1981-07-03 | 1983-01-17 | Matsushita Electric Ind Co Ltd | 電気浸透インクによる記録ヘツド |
| JPS5775189A (en) * | 1980-10-27 | 1982-05-11 | Nisshin Steel Co Ltd | Tricking filter |
| JPS5851986A (ja) * | 1981-09-24 | 1983-03-26 | Kobe Steel Ltd | 廃水の好気性生物学的処理装置 |
| JPS58114792A (ja) * | 1981-12-29 | 1983-07-08 | Kobe Steel Ltd | 廃水の好気性生物学的処理装置 |
-
1986
- 1986-08-06 JP JP61184934A patent/JPS6342796A/ja active Granted
-
1987
- 1987-08-04 KR KR1019870008560A patent/KR900009152B1/ko not_active Expired
Also Published As
| Publication number | Publication date |
|---|---|
| JPS6342796A (ja) | 1988-02-23 |
| KR880002756A (ko) | 1988-05-11 |
| KR900009152B1 (ko) | 1990-12-22 |
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