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WO2016203675A1 - 活性汚泥における曝気量制御方法 - Google Patents

活性汚泥における曝気量制御方法 Download PDF

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Publication number
WO2016203675A1
WO2016203675A1 PCT/JP2015/085300 JP2015085300W WO2016203675A1 WO 2016203675 A1 WO2016203675 A1 WO 2016203675A1 JP 2015085300 W JP2015085300 W JP 2015085300W WO 2016203675 A1 WO2016203675 A1 WO 2016203675A1
Authority
WO
WIPO (PCT)
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aeration
equation
treatment
amount
activated sludge
Prior art date
Application number
PCT/JP2015/085300
Other languages
English (en)
French (fr)
Inventor
小川尊夫
Original Assignee
株式会社小川環境研究所
Priority date (The priority date is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the date listed.)
Filing date
Publication date
Application filed by 株式会社小川環境研究所 filed Critical 株式会社小川環境研究所
Priority to EP16863199.2A priority Critical patent/EP3222590B1/en
Priority to US15/303,442 priority patent/US10329181B2/en
Priority to PCT/JP2016/075116 priority patent/WO2017104182A1/ja
Priority to CN201680001244.9A priority patent/CN107207301B/zh
Publication of WO2016203675A1 publication Critical patent/WO2016203675A1/ja

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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
    • C02F3/34—Biological treatment of water, waste water, or sewage characterised by the microorganisms used
    • 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

Definitions

  • the present invention relates to an aeration amount control method for activated sludge, and more particularly, to an aeration amount control method in a treatment apparatus for treating BOD components in wastewater or treating BOD components and denitrification simultaneously with microorganisms.
  • BOD removal in wastewater can be efficiently treated using activated sludge, but total nitrogen (hereinafter referred to as TN) in wastewater can only be removed by sludge growth, and about 5% of the total amount of BOD It is only removed.
  • the nitrogen component in wastewater is converted to ammonia nitrogen (hereinafter NH4-N) by activated sludge bacteria, and then nitrite nitrogen by nitrifying bacteria in an aerobic environment.
  • NH4-N ammonia nitrogen
  • NO x -N nitrate nitrogen
  • the process of simultaneously removing BOD and nitrogen from wastewater is generally called biological denitrification.
  • Specific equipment includes nitrification liquid circulation type denitrification, direct current type denitrification, batch type anaerobic aerobic denitrification, etc., all of which treat BOD and nitrogen by combining the above-mentioned anaerobic / aerobic conditions. .
  • the aerobic environment is maintained in an aerobic environment without making the aeration tank clearly anaerobic, and the oxygen concentration gradient in the microorganism group held on the carrier or support is utilized. It is also possible to perform a BOD and nitrogen simultaneous treatment by aerobic treatment on the surface of the microorganism group and anaerobic treatment on the carrier or support side.
  • ORP oxidation-reduction potential
  • ORP is only reduced by about 50 mV from +200 mV to +300 mV in the aerobic state to the extent that oxygen is insufficient even though aeration is performed. For this reason, it is difficult to distinguish from fluctuations caused by fluctuations in raw water or changes in the state of the activated sludge mixture, and it is difficult to use ORP as a control index for low DO operation.
  • Patent Document 1 discloses a method of controlling DO in the aeration tank to low DO based on the predicted value of treated water BOD and the concentration of nitrate ions from the oxygen consumption rate of treated water BOD and sludge. ing.
  • air volume control is performed using the coenzyme NADH (nicotinamide adenine dinucleotide) involved in the respiratory reaction of activated sludge microorganisms as an index, and DO in the aeration tank ranges from 0.2 mg / l to 0.6 mg / l.
  • NADH nicotinamide adenine dinucleotide
  • the NADH sensor is a relatively new sensor that can measure changes from an aerobic region to an anaerobic region that cannot be measured with a DO meter.
  • the NADH sensor is affected by suspended solids in wastewater and has a problem in that the measured value varies.
  • Patent Document 2 also presents a method for reducing a control error due to variations in NAND sensors.
  • the method that removes BOD alone or BOD and nitrogen simultaneously with low DO operation is a very advantageous process, but there are fluctuations in concentration, components, etc. in the raw water In fact, it is difficult to stably maintain BOD treatment and denitrification treatment.
  • the present invention provides a method for appropriately and stably controlling a low DO operation in BOD treatment or simultaneous BOD / denitrification treatment.
  • Ea0 and Ea2 are oxygen dissolution efficiencies at the aeration amounts G0 and G2, respectively, and can be obtained using the relational expression of Ea and G obtained in advance based on experiments, etc.
  • k is a proportional coefficient for deriving the appropriate aeration amount G2 under the extremely low DO processing condition from the appropriate aeration amount calculated by the equation (3 ′), and the appropriate aeration amount is measured in advance for various processing conditions.
  • Equation (3) K optimal values for each processing condition are acquired, and k optimal values corresponding to the extremely low DO processing conditions are applied to Equation (3).
  • (1-4) By appropriately performing the operation to set the amount of aeration during the ultra-low DO treatment operation to G2 obtained in (1-3) during the ultra-low DO treatment operation, A method of controlling the amount of aeration in activated sludge, characterized by maintaining an appropriate amount of aeration during ultra-low DO treatment operation.
  • the proportionality coefficient k is set by the equation (4).
  • k k1 ⁇ (Rr ⁇ k2 ⁇ R NOX ) / Rr (4)
  • R NOX Oxygen consumption rate by nitrification measured by sampling the activated sludge mixture in the aeration tank.
  • Rr Oxygen consumption rate of the activated sludge mixture obtained by (1-2-2) above.
  • k1 Correction coefficient determined experimentally.
  • k2 Percentage of oxygen used for BOD treatment out of the amount of oxygen required for nitrification.
  • waste water is used as a general concept that collectively refers to polluted water that requires treatment. Further, “waste water” introduced into the treatment apparatus as a treatment target is referred to as “inflow water” (or raw water).
  • the oxygen supply amount in activated sludge is managed based on the DO value of the activated sludge mixture in the aeration tank.
  • the DO value is managed from 0.5 mg / l to 3 mg / l. .
  • the DO measurement in the aeration tank is performed by immersing the DO meter electrode in the activated sludge mixed solution being aerated in the aeration tank.
  • the measured DO value is a value determined by the balance between the oxygen consumption rate by the microorganisms in the activated sludge mixed solution and the oxygen supply rate by aeration.
  • the DO value is approximately 0.5 mg / l or less, there are various factors such as DO meter electrode response speed, contact of fine bubbles on the electrode surface, oxygen consumption rate of the activated sludge mixture, locality of dissolved oxygen concentration, etc.
  • the effect of the factor becomes relatively large, and the balance cannot be accurately reflected.
  • the control of the oxygen supply amount by aeration becomes virtually impossible with the control by the DO instruction value by the DO meter.
  • Cs can be treated as a constant because the temperature does not change in a short time during the aeration calibration operation. From this, when the expression (1) is integrated, the change of C (t) can be expressed by the expression (5) with t as the elapsed time and the initial value as 0.
  • C (t) C1-C1 ⁇ exp (-K L a ⁇ t) (5)
  • C1 is the DO value when the oxygen supply rate KLa (Cs ⁇ C (t)) and the oxygen consumption rate Rr of the activated sludge mixed liquid are equal when t is sufficiently long, and the equation (2) It is expressed by the relationship.
  • K L a (Cs ⁇ C1) Rr (2)
  • C1 becomes a substantially constant value by performing aeration for a sufficiently long time with a constant aeration amount. Therefore, the C1 value can be directly obtained using the equation.
  • this method requires a long time. For example, when calculating the KLa of the diffuser pipe generally used for aeration of activated sludge as 15 [1 / hr], the value of C (t) with the variation in the aeration tank is used. In order to obtain the C1 value directly from the above, it is necessary to measure until C (t) reaches about 98% of C1, and it takes about 16 minutes.
  • C (t) in equation (5) is a function of KLa, Rr, and t
  • KLa and C1 are set so that the value of C (t) for a given t agrees with the calculation result of the equation. It is also possible to obtain the matching KLa and C1 by repeatedly performing the calculation while changing. However, since there are two variables, a long time C (t) operation is required to obtain C1 with high accuracy. In order to obtain KLa and C1 accurately by repeated calculations, it is necessary to measure until C (t) reaches about 90% of C1 based on experience. When KLa is 15 [1 / hr], this is about It takes 9 minutes. Further, the time from stopping aeration to returning to the appropriate DO value of the present invention depends on the magnitude of Rr.
  • an appropriate aeration amount during the operation of the extremely low DO processing is determined according to the following steps. ⁇ Acquisition of Rr and calculation of KLa and C1> Referring to FIG. 2, when aeration is increased from the state of DO value L1 when the extremely low DO processing is being performed, DO follows L3 curve calculated by equation (5) as L2. To rise. From equation (5), equation (6) is derived if the DO value C (t1) after t1 hours from the start of aeration increase and the DO value C (t2) after t2 hours.
  • Equation 6a Rr obtained by measuring the DO decrease rate at the time of aeration stop
  • KLa Rr / (Cs ⁇ C1)
  • the method using either of the expressions (6a) and (6b) has one variable in the repetitive calculation, so it is compared with the calculation using the above two variables.
  • KLa set to 15 [1 / hr]
  • C (t) reaches about 50% of C1. This takes about 3 minutes.
  • Rr 12 mg / l / hr
  • when aeration is stopped at 50% of C1 3.0 mg / l. This is about 8 minutes, and the time required for aeration calibration is 11 minutes in total, which can be reduced to about half.
  • V is the effective capacity of the aeration tank
  • ⁇ is the oxygen density in the air.
  • the oxygen supply amount by aeration needs to be the same as or slightly higher than the oxygen consumption amount G0 of the activated sludge mixture so as not to run out of oxygen. Further, in order to efficiently perform denitrification, it is necessary to operate with an oxygen supply amount by aeration equal to or less than the oxygen consumption amount G0 of the activated sludge mixed solution.
  • ⁇ About proportional coefficient k> K in equation (3) is a proportional (correction) coefficient that determines how much aeration is appropriate for the calculated aeration amount G0 where the oxygen supply and oxygen consumption by aeration match.
  • k is 1, or more than 1 and close to 1.
  • simultaneous BOD and denitrification the following considerations are necessary.
  • In order to cause a denitrification reaction it is necessary to create a dissolved oxygen-deficient environment in which microorganisms must acquire oxygen from NOx-N. Denitrification will not proceed.
  • excessive oxygen deficiency causes a rapid deterioration of the treated water BOD.
  • the above three actions are realized by the oxygen concentration gradient from the surface of the activated sludge floc to the center.
  • a floc having a large shape is in an oxygen-deficient state inside the center, and BOD / denitrification simultaneous processing becomes possible.
  • the oxygen consumption rate of BOD decomposition is large, even a relatively small floc can be in an oxygen-deficient environment inside the center, so k is a value from about 1 to about 1 or less. Since the floc shape, the oxygen consumption rate for BOD decomposition, the relationship between DO and nitrification reaction rate, etc.
  • k is a numerical value of 1 or less in the first aeration tank and the second aeration tank exclusively for denitrification
  • k is 3 in the third aeration tank exclusively for the treatment of BOD.
  • a value of 1 or more is appropriate.
  • the reoxidation tank takes charge of the treatment of BOD and maintenance of nitrification activity
  • the third aeration tank also performs denitrification when denitrification has not been completed. It is also effective to make k slightly smaller than 1 so that it can be done.
  • the value of k is slightly different depending on various factors of each activated sludge. Therefore, it is practical to finally determine the value by experiment.
  • the DO value (C (t)) changes according to the equation (5) by aeration.
  • the rate of decrease of DO when aeration is stopped decreases at a substantially constant rate until DO reaches about 0.5 mg / l. Therefore, aeration should be stopped when DO reaches about 1.5 mg / l or more. Therefore, Rr can be measured accurately with a few minutes of measurement.
  • the present invention is particularly effective as a control method in the case where simultaneous treatment of BOD and denitrification is performed and NH4-N is present in the aeration tank and the nitrification reaction is performed.
  • the BOD and denitrification can be appropriately treated as k: constant in the invention of (1).
  • the oxygen consumption rate due to the decomposition of BOD changes with time, it is necessary to control the aeration amount by changing the value of k corresponding to the fluctuation.
  • the present invention finds that k has the following characteristics, and relates to aeration control using this.
  • G0 calculated by the equation (3 ') uses Rr measured in an aerobic environment and is a value including oxygen consumption of nitrification.
  • the amount of NOx-N that has been nitrified is quickly denitrified by consuming the BOD component, and as a result, part of the amount of oxygen required for nitrification was used for the treatment of the BOD component. Become.
  • the reaction formula for denitrifying methanol nitrogen as a hydrogen donor after oxidizing ammonia nitrogen to nitrite nitrogen or nitrate nitrogen is expressed by equations (11) to (14).
  • equations (11) to (14) When denitrifying with nitrite nitrogen (Equation (13)), 0.5 times the amount of oxygen required for nitrification, and when denitrifying with nitrate nitrogen (Equation (14)) 0.625 times the amount of oxygen required will be used for the BOD decomposition of methanol. This ratio is now k2.
  • the rate observed as Rr is the oxygen consumption rate (R SS ) due to endogenous respiration of microorganisms under aerobic conditions, the oxygen consumption rate (R BOD ) for decomposing and ingesting BOD components, and NH4-N Is the sum of oxygen consumption rate (R NOX ) for nitrifying NOx-N.
  • R SS oxygen consumption rate
  • R BOD oxygen consumption rate
  • NH4-N Is the sum of oxygen consumption rate for nitrifying NOx-N.
  • the aeration amount G2 G0 ⁇ (Rr ⁇ k2 ⁇ R NOX ) / Rr (15) As a result, it is possible to secure an oxygen supply amount that is not excessive or insufficient.
  • Equation (3) (Rr-k2 ⁇ R NOX) / Rr ⁇ ((Cs-C1) / Cs) ⁇ (Ea1 / Ea0) ⁇ G1 It becomes.
  • k in equation (3) can be expressed by equation (4) using k1 as a correction coefficient.
  • k k1 ⁇ (Rr ⁇ k2 ⁇ R NOX ) / Rr (4)
  • the correction coefficient k1 is calculated based on the above assumptions to actual operating conditions, aeration tank characteristics, etc. It is a correction coefficient for making it correspond.
  • R NOX does not change, so even a value sampled at a location different from the location of the aeration tank calibration operation can be used as the R NOX value at the location of the aeration tank calibration operation.
  • R NOX does not require measurement frequency as much as the aeration calibration because the nitrification rate depends on the activity of nitrifying bacteria and the growth rate of nitrifying bacteria is slow. Depending on the fluctuations of the influent water and the fluctuations in operating conditions, a measurement frequency of several times a day is often sufficient.
  • Equation (4) assumes that R SS , R BOD , and R NOX do not change under aerobic conditions or extremely low DO conditions. However, in general, these values slightly decrease as the DO value decreases. The degree of decrease depends on the operating conditions such as the BOD component of the influent water and MLSS. It is also influenced by the idea of whether denitrification performance or BOD treatment should be emphasized with respect to inflow water fluctuation. Furthermore, it is also affected by the presence and capacity of the re-aeration tank after ultra-low DO treatment. In the equation (4), k1 is a coefficient determined in consideration of these factors, and is a value in the vicinity of 1, but is finally determined based on experiments.
  • treated water can be obtained that can be discharged as it is, but there is a problem that the DO value of the treated water is low.
  • the appropriate range for the extremely low DO treatment operation deviates in the direction of oxygen deficiency, BOD may deteriorate rapidly, or nitrification activity may decrease, resulting in denitrification failure.
  • the denitrification tank operates in an anaerobic state, so it is necessary to completely separate the aerobic tank and the anaerobic tank.
  • the aeration tank with ultra-low DO treatment and the re-aeration tank differ only in the intensity of aeration, so the aeration tank has a long and narrow structure in the flow direction from the inflow end to the outflow end.
  • an aeration method with little stirring and mixing it is possible to use an inflow side as an extremely low DO treatment operation and a reoxidation tank near the outflow end in one aeration tank.
  • control unit In case of batch type or continuous type, even if the aeration tank is a complete mixing tank, there is one device (hereinafter referred to as a control unit) that performs the aeration amount calibration operation and aeration amount control for ultra-low DO processing.
  • the aeration tank is a continuous structure that is elongated in the flow direction from the inflow end to the outflow end, Rr changes in the flow direction, so the entire control is performed as a single control.
  • the unit may not be able to cover. In this case, as shown in FIG.
  • the denitrification process is substantially completed by the first aeration tank and the second aeration tank.
  • the third aeration tank the case where only BOD processing is performed corresponds.
  • the 1st aeration tank and the 2nd aeration tank are set to change the k value in accordance with the fluctuation of the raw water using the formula (4) in the extremely low DO treatment, and the third aeration tank is operated with k fixed. It is appropriate to do.
  • a treatment apparatus 1 includes an aeration tank 2 that performs the ultra-low DO treatment of the present invention that removes BOD of influent water and denitrifies nitrogen, and an outflow from the aeration tank 2.
  • the main components are a reoxidation tank 3 for aeration treatment of the liquid with a sufficient dissolved oxygen concentration, a precipitation tank 4, and a return sludge line 5 for returning sludge from the precipitation tank 4 to the aeration tank 2.
  • the re-oxidation tank 3 is not always necessary depending on the purpose of the treatment, but when better quality treated water is needed, when backup of extremely low DO treatment is needed, or when the nitrogen load is high and a large nitrification rate is needed Is preferably installed.
  • the aeration tank 2 includes an aeration pipe 6, an aeration blower 7, an inverter 8 that automatically adjusts the aeration air volume of the aeration blower 7, an aeration air volume meter 9, and a temperature for measuring the temperature and DO of the activated sludge mixture in the aeration tank. A total of 10 and a DO total 11 are attached.
  • the control apparatus 12 which manages the measured value sent from each of these instruments, and has a computer (not shown) which controls the inverter 8 of the aeration blower 7 as a main component is provided.
  • the reoxidation tank 3 is provided with an independent aeration blower, an aeration air volume control device, an aeration tube, and an R NOX measurement device 13 for responding to the invention of (2).
  • the control device 12 is also configured to perform operations related to R NOX measurement and acquisition of measurement values.
  • For aeration control use another control method depending on the aeration method, such as the opening control of the aeration flow meter and the automatic valve that adjusts the aeration air volume, or in the case of the surface aeration method, such as motor rotation speed control. You can also.
  • the aeration tank 2 performs the ultra-low DO process by controlling the oxygen supply amount by aeration by the following ultra-low DO process control method.
  • the re-aeration tank 3 is operated with a sufficient supply amount of oxygen while keeping the DO of the aeration tank at about 2 mg / l to 4 mg / l.
  • the k value relating to the aeration amount calibration operation, the relational expression between the aeration amount and the oxygen dissolution efficiency, the relationship between the temperature and the saturated dissolved oxygen concentration, the relationship between the inverter output and the aeration amount, R NOX , k1, k2 Values are stored.
  • the R NOX measurement device 13 is used to measure the R NOX value at a timing different from the aeration amount calibration operation, and the measurement result is stored in the control device 12. deep.
  • k is obtained by the equation (4) using the stored measurement value and each coefficient, and the inverter 8 is controlled so that the set aeration amount G2 obtained by the equation (3) is obtained.
  • R NOX measurement method R NOX is measured by sampling the activated sludge mixture in the aeration tank, thoroughly aeration to remove ammonia nitrogen, adding a certain amount of ammonium ion, and then aerating the activated sludge mixture for a certain period of time. The subsequent ammonium ion is measured. Next, the value obtained by dividing the amount of decrease in ammonium ions by the aeration time can be converted into the oxygen consumption amount by the equations (11) and (12). Ammonium ions can be measured by a commercially available ammonium ion measuring device or the method described in JIS K0102. In addition to this, according to the method disclosed in Japanese Patent Application Laid-Open No.
  • the activated sludge mixed solution after the ultra-low DO treatment was sampled to be in an endogenous respiration state and ammonia nitrogen was removed. After that, it is also possible to quantitatively add ammonium ion and measure the time and oxygen consumption rate.
  • Example 1 The present example is an example of a test using test wastewater (test run A).
  • the present embodiment shows that the DO value having almost no significant difference in the extremely low DO region becomes a large difference in the k value, and that an appropriate aeration air volume can be calculated by determining the k value.
  • Table 1 shows the composition of raw water (influent water). As a treatment method, an aeration tank was used in a semi-batch operation.
  • Step 3 After adding raw water and ultra-low DO treatment for 300 minutes (Step 1), let stand for 30 minutes to settle and separate sludge (Step 2), and discharge the supernatant for 30 minutes ( Step 3) was repeated.
  • the aeration tank was operated at a starting sludge volume of 1.1 liters, MLSS of 3,200 mg / l, raw water addition of 88 cc / hr, and a temperature of about 24 ° C.
  • Table 2 shows the aeration conditions
  • Table 3 shows the processing results after 150 minutes of step 1. For comparison, the test No.
  • Table 2 also includes k calculated backward based on the relationship of equation (3) using each numerical value and aeration amount G2 during the aeration amount calibration operation. The relationship between the amount of aerated air and the oxygen dissolution efficiency Ea was obtained in advance by experiments on the change in DO increase with aeration time. From Table 3, it can be seen that Test No. 2 is an appropriate condition for simultaneous BOD / denitrification treatment, and the k value at that time is 0.89 from Table 2. No.
  • Example 2 This example corresponds to the invention of (2), and in the processing test in which the composition of the BOD component of the raw water and the TN concentration were changed so that Rr and RNOX differed as a result, extremely low DO processing was actually performed.
  • the aeration tank was used in a semi-batch operation as in Example 1.
  • step 3 As a treatment cycle, after adding raw water and ultra-low DO treatment for 300 minutes (step 1), let stand for 30 minutes to settle and separate sludge (step 2), and discharge the supernatant for 30 minutes (step 3) The process of repeating the operation was performed.
  • the amount of sludge at the start is 1.1 liters, and the amount of raw water added in process 1 is 88 cc / hr.
  • the aeration tank conditions are the same as in Example 1 for test run A ′.
  • Table 4 shows the raw water composition of each test run.
  • the test run A ′ is the same as Table 1 in the first embodiment.
  • Table 5 shows the aeration amount conditions for each test run.
  • the test run A ′ is the same as Table 2 in the first embodiment. Note that k1 and k2 were 1.0 and 0.56, respectively.
  • Table 6 shows the processing results of each test run.
  • test No. 2 has the best nitrogen removal rate and is the appropriate condition, and the k value calculated back from the test conditions is 0.89 (see Table 2, No. 2).
  • the k value calculated by the equation (4) from Rr and R NOX is 0.87, and they are almost the same.
  • test run B test No. 7 has the best nitrogen removal rate and is an appropriate condition, and the k value calculated backward from the aeration amount condition in Table 5 is 0.90.
  • the k value calculated from Rr and R NOX by the equation (4) is 0.90, and they are in agreement.
  • the raw water composition, k value setting condition, and aeration amount condition are shown in Tables 7-1 to 7.3, respectively.
  • R NOX was measured with sludge in the third aeration tank. Note that k1 was 1.0 and k2 was 0.56.
  • the processing results are shown in Tables 7 and 4.
  • the removal rates of the first and second aeration tanks are blank, because new NOx-N is generated in the third aeration tank and decreases due to denitrification. This is because N of the treated water is in the middle of the reaction in the tank.
  • Each aeration tank has different oxygen consumption rate due to decomposition of raw water BOD, oxygen consumption due to nitrification, and simultaneous denitrification amount.Therefore, the appropriate aeration amount in each aeration tank is also different.
  • the k value was set based on the equation (4), and in the third aeration tank, the k value was fixed, and aeration was performed with the aeration amount G2 according to the equation (3). As a result, good treatment was achieved as shown in Tables 7 and 4.
  • the present invention can be widely applied to control the amount of reducing agent added to the denitrification process of various types of biological denitrification methods such as the single tank sludge system, nitrification liquid circulation system, batch denitrification system of FIG. is there. Furthermore, it goes without saying that the present invention can also be applied to an operation for reducing the aeration air volume of a normal activated sludge that does not aim at denitrification but only aims at energy saving.

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Abstract

【課題】曝気槽内の活性汚泥混合液のDOが殆ど0mg/lの状態で曝気処理（極低DO処理）を行う活性汚泥において、曝気量を適切に制御する方法を提供する。 【解決手段】（1-1）極低DO処理運転中に一時的に曝気を強くして曝気槽内のDOを上昇させた後、曝気を停止する操作を行い、 （1-2）曝気強時又は曝気停止時のDO値変化に基づいて、曝気強時の平衡DO値C1を計算し、 （1-3）C1と、一時的に曝気を強くした曝気量G1等を用いて求めた、曝気による酸素供給能力と混合液の酸素消費速度とが等しくなるときの曝気量（G0）から類推して、極低DO処理運転時の適正曝気量G2を（３）式により求める。　G2＝k・((Cs－C1)／Cs)・(Ea1／Ea2)・G1　・・・（３）式　但し、kは装置特性等に対応して実験的に設定する比例係数

Description

活性汚泥における曝気量制御方法
　本発明は、活性汚泥における曝気量制御方法に係り、特に微生物により廃水中のBOD成分の処理、又は、BOD成分と脱窒を同時処理する処理装置における曝気量制御方法に関する。
　廃水中のBOD除去は、活性汚泥を用いて効率的に処理できるが、廃水中の全窒素（以下、T-N）は汚泥の増殖によって取り込まれるもののみ除去可能であり、BOD全量の５%程度が除去されるにすぎない。活性汚泥を用いてさらに多くの窒素を除去するものとして、活性汚泥菌により廃水中の窒素成分をアンモニア態窒素（以下、NH4-N）に変換後、好気環境において硝化菌により亜硝酸態窒素または硝酸態窒素（以下、NOｘ-N）に変換し、その後、無酸素環境にして脱窒菌の作用により窒素ガスに変換する方法がある。
　廃水中のBODの除去と窒素の除去を同時に行うプロセスは、一般的に生物学的脱窒処理と呼ばれる。具体的な装置として、硝化液循環型脱窒、直流型脱窒、回分式嫌気好気脱窒などがあり、いずれも上述の嫌気・好気を組み合わせて、BODと窒素を処理するものである。
　さらに、担体活性汚泥や生物膜処理法のように、曝気槽を明確に嫌気環境にすることなく好気環境のままで、担体や支持体に保持した微生物群内の酸素濃度勾配を利用して、微生物群の表面で好気処理し、担体や支持体側で嫌気処理することにより、BODと窒素の同時処理をおこなう方法も可能である。
　活性汚泥においても、BODと窒素の同時処理を行うものとして、汚泥をグラニュール化して微生物フロックを巨大化し、微生物群内の酸素濃度勾配を利用して、微生物群の表面で好気処理し、内部で嫌気処理する方式も提案されている。但し、微生物をグラニュール化するためには、BOD負荷が非常に大きな条件下での操作に限られ、またグラニュール化すること自体、高度の技術を必要とするなどの理由により、一般的な処理にはなっていない。
　通常の活性汚泥においても、浮遊汚泥はフロックを形成しており、担体活性汚泥や生物膜処理法と同様に、微生物フロック表面で好気、フロック内部で嫌気となる酸素濃度勾配が生じるはずなので同時処理が可能である。実際に、曝気槽の溶存酸素濃度（以下、DO）を0.5mg/l程度で運転することにより、BOD除去とともにある程度脱窒もできることが分かっている。
　以上述べたように、微生物を用いてBODと脱窒を同時処理する方法はいくつかあり、さらに通常の活性汚泥を用いた低DO運転管理方法がある。この方法は、既設の活性汚泥を装置的に殆ど改造することなく、BOD・窒素同時処理装置として転用できるメリットがある。低DO運転は、特に窒素処理を意識しないBOD処理のみを目的とする場合においても、曝気装置の動力費を低減できる、メリットの大きい方法である。
　しかしながら、この運転管理方法は、曝気槽のDO値が概ね0.5mg/l以下になると、DO値に基づく正確な酸素消費供給バランスの把握が困難となり、曝気槽内の溶存酸素状態を正確に維持することが難しくなる。酸素供給量が多過ぎると脱窒が不十分となり、少な過ぎるとBODの処理が不十分となったり、硝化活性が低下したりして窒素の除去が不十分となる。
　低DO運転によりBOD・脱窒同時処理を正確に行うためには、DO計による管理だけでなく、流入水の変動や運転条件の変化に対する曝気による酸素供給量の正確な追従制御が重要になる。
　脱窒反応は還元反応であるため、脱窒工程の管理には酸化還元電位（以下、ORP）が広く用いられている。ORPは、嫌気状態であれば－100mV～－300mV、また好気状態では＋200ｍV～＋300mV、のように大きな変化となる。しかしながら、曝気は行っているが酸素が不足する程度では、ORPは好気状態の＋200ｍV～＋300mVからせいぜい50mV程度減少するだけである。このため、原水変動や活性汚泥混合液の状態変化などに起因する変動と区別がつきにくく、ORPを低DO運転の制御指標として用いるのは難がある。
　この問題に対応すべく特許文献１には、処理水BODと汚泥の酸素消費速度からの処理水BOD予測値及び硝酸イオン濃度に基づいて、曝気槽内DOを低DOに制御する方法が開示されている。
　また非特許文献１には、活性汚泥微生物の呼吸反応に関与する補酵素NADH（nicotinamide adenine dinucleotide）を指標として送風量制御を行い，曝気槽内DOを0.2mg/lから0.6mg/lの範囲に制御して、都市下水に対し７５％程度の脱窒を行った事例が報告されている。
　NADHセンサーは、好気領域からDO計で測定できない嫌気領域までの変化を測定できる比較的新しいセンサーであるが、廃水中の懸濁物質に影響され、測定値がばらつく問題点がある。特許文献２には、NANDセンサーのばらつきによる制御誤差を軽減する方法も提示されている。
　以上のように、通常の活性汚泥において、低DO運転によりBOD単独またはBODと窒素を同時除去する方法は、メリットが非常に大きいプロセスであるが、原水に濃度や成分等の変動が有る場合には、BOD処理と脱窒処理を安定的に維持することが難しいのが実情である。
特開２０１１－００５３５４ 特開２０１４－８３５２４
森山克美　他　著　「標準活性汚泥法に窒素除去機能を付加する風量制御システム」下水道研究発表会講演集　４５巻　725～727頁　２００８年
　上記課題に鑑み、本発明はBOD処理又はBOD・脱窒同時処理において、低DO運転を適切かつ安定的に制御する方法を提供するものである。
　本願発明者は、鋭意研究の結果、低DO運転を適切に安定的に制御するための制御方法を見出した。
（１）曝気槽内の活性汚泥混合液の溶存酸素濃度（以下、DOという）が0.5mg/l以下の状態で曝気処理（以下、極低DO処理という）を行って、廃水中のBOD除去又はBODと窒素分とを同時除去する活性汚泥処理装置において、
（1-1）極低DO処理運転中に、一時的に曝気を強くして曝気槽内のDOを上昇させたのち、曝気を停止する操作を行い、
（1-2）KLaを総括物質移動係数、Csを飽和溶存酸素濃度、Rrを活性汚泥混合液の好気条件下の酸素消費速度とするとき、DO値の時間的変化（dC(t)／dt ）が（１）式で表されるとして、
　　　　dC(t)／dt = KLa(Cs－C(t))－Rr           ・・・（１）式　
　（1-2-1）曝気を停止したときのDO低下過程におけるC(t)変化に基づいてRrを求め、
　（1-2-2）一時的に曝気を強くしたときの平衡DO値C1（dC(t)／dt ＝0、C(t)＝C1）を、曝気を強くしたときのDO上昇過程におけるC(t)変化、及び、（２）式の関係に基づいて、KLa又はC1を変化させた繰り返し演算により求め、
　 　　　KLa(Cs－C1)＝Rr           ・・・（２）式　
（1-3）一時的に曝気を強くしたときの曝気量をG1、そのときの酸素溶解効率をEa1とするとき、曝気による酸素供給能力と混合液の酸素消費速度が等しくなるときの曝気量G0が（３’）式により求められることから類推して、極低DO処理運転時の適正曝気量G2を（３）式を用いて繰り返し演算により求め、
　　　　G0＝((Cs－C1)／Cs)・(Ea1／Ea0)・G1　・・・（３’）式
　　　　G2＝k・((Cs－C1)／Cs)・(Ea1／Ea2)・G1　・・・（３）式
　但し、Ea0、Ea2は、それぞれ曝気量G0、G2のときの酸素溶解効率であって、予め実験等に基づいて求めたEaとGの関係式を用いて取得できる、
　　　　kは、（３’）式類推による計算上の適正曝気量から、当該極低DO処理条件における適正曝気量G2を導く比例係数であって、予め種々の処理条件について適正曝気量を測定して各処理条件に対するｋ最適値を取得しておき、当該極低DO処理条件に対応するｋ最適値を（３）式に適用する、
（1-4）極低DO処理運転中の曝気量を、（1-3）により求めたG2に設定する操作を、極低DO処理運転中に適宜行うことにより、
　極低DO処理運転中の曝気量を適正に維持することを特徴とする活性汚泥における曝気量制御方法。
（２）上記（１）の発明において、前記比例係数kを、（４）式により設定することを特徴とする。
　　　　k＝k1・(Rr－k2・RNOX)／Rr　・・・（４）式
　ここに、
　RNOX：曝気槽内の活性汚泥混合液をサンプリングして測定した、硝化による酸素消費速度。
　Rr：前記（1-2-2）により求めた活性汚泥混合液の酸素消費速度。
　k1：実験的に定める補正係数。
　k2：硝化に要する酸素量のうちBOD処理に使われる酸素量の割合。
　以下、本願発明の具体的内容について、従来技術との比較も含め、さらに詳細に説明する。なお、以下の説明において、「廃水」とは処理を要する汚濁水を総称する一般概念として用いている。また、処理対象として処理装置に導入される「廃水」については「流入水」（又は原水）と称する。
　通常、活性汚泥における酸素供給量の管理は、曝気槽内の活性汚泥混合液のDO値に基づいて行われ、空気曝気の場合、DO値は0.5mg/lから3mg/l程度に管理される。これに対し、本発明においては、BOD・窒素同時処理の場合、運転状態を最も効率的に維持するためには、0.1mg/l程度以下の極低DO値で管理する必要がある。
　曝気槽におけるDO測定は、DO計電極を曝気槽の曝気中の活性汚泥混合液に浸漬して行われる。測定されるDO値は、活性汚泥混合液の微生物による酸素消費速度と、曝気などによる酸素供給速度のバランスで決まる値である。
　DO値が概ね0.5mg/l以下になると、DO計電極の応答速度や電極面への微細気泡の接触や、活性汚泥混合液の酸素消費速度の大きさ、溶存酸素濃度のローカリティなど、さまざまな要因の作用が相対的に大きくなり、上記バランスを正確に反映できなくなる。特に、0.1mg/l程度の極低DO値あたりでは、実質的にDO計によるDO指示値による制御では、曝気による酸素供給量の管理は不可能になる。
＜曝気量増減操作とKLa、Rr、C1の関係＞
　曝気を強くした際の曝気槽内活性汚泥混合液のDO値（C(t)）の変化（dC(t)／dt ）は、KLaを総括物質移動係数、Csを飽和溶存酸素濃度、Rrを活性汚泥混合液の酸素消費速度として、（１）式で表される。
　　　　dC(t)／dt = KLa(Cs－C(t))－Rr           ・・・（１）式　
　短時間の曝気量変化ではRrは一定と考えられる。また、Csは曝気量校正操作中の短時間では温度は変化しないため定数として扱える。これより、（１）式を積分すると、tを経過時間として、C(t)の変化は、初期値を０として、（５）式で表現できる。
　　　　C(t)＝C1－C1・exp(－ KLa・t)　　　　　・・・（５）式　
　ここにC1は、ｔを十分長くしたときの、酸素供給速度KLa（Cs－C(t)）と活性汚泥混合液の酸素消費速度Rrとが等しくなるときのDO値であり、（２）式の関係で表される。
　　　　　KLa(Cs－C1)＝Rr　　・・・（２）式
　（５）式において、曝気量一定で十分長く曝気することにより、C1はほぼ一定の値になるから、同式を用いて直接C1値を求めることができる。しかしながら、この方法では長時間を要するのが難点である。
　例えば、活性汚泥の曝気に一般的に使用されている散気管のKLaを15[1/hr]として計算すると、曝気槽中のバラツキのあるC(t)の値を用いて、（５）式から直接C1値を精度よく求めるには、経験上C(t)がC1の98%程度に達するまでの測定が必要であり、約16分を要する。
　また、（５）式のC(t)は、KLa、Rr、tの関数であるから、所定のtに対するC(t)の値が同式の計算結果と一致するように、KLaとC1を変化させて繰り返し演算を行うことにより、一致するKLaとC1を求めることもできる。しかし、変数が２つであるから、C1を精度よく求めるには同様に長時間のC(t)演算が必要となる。
　KLaとC1を繰り返し演算により精度よく求めるには、経験上C(t)がC1の90%程度に達するまでの測定が必要であり、KLaが15[1/hr]の場合、これには約9分を要する。
　さらに曝気を停止して、本発明の適正DO値に戻るまでの時間は、Rrの大きさに依存するが、例えばRr=12mg/l/hrで、C1＝3.0mg/lの90％で曝気を停止した場合には約14分を要する。従って、曝気量校正操作の時間は合計23分となる。
　一方、流入水の変動が大きい場合、変動にあわせて曝気量校正操作を行う必要があるところ、校正操作時間帯におけるDO値は本発明で規定する適正DO値と比較して大（酸素過多状態）となる。従って、適正DO値維持の観点から、曝気量校正操作をできるだけ短時間で終了させる必要がある。
　以上の各問題点を解決すべく、本発明では極低DO処理運転中の適正曝気量を以下のステップに従い決定する。
＜Rrの取得及びKLa、C1の演算＞
　図２を参照して、今、極低DO処理を行っているときのDO値Ｌ１の状態から、曝気を増大すると、DOは（５）式で計算されるＬ３の曲線に従い、Ｌ２のように上昇する。
　（５）式より、曝気増大開始からt1時間後のDO値C(t1)、t2時間後のDO値C(t2)とすれば（６）式が導かれる。
Figure JPOXMLDOC01-appb-M000001
　また、曝気を停止すると、DO値は（１）式でKLa＝０としたＬ４の変化となる。よって、曝気を停止してDOが低下する過程の低下速度を測定することにより、活性汚泥混合液の酸素消費速度Rrを求めることができる（上述（1-2-1）に対応）。
　（２）式より、C1＝Cs－Rr/KLaであるから、（６）式は、
Figure JPOXMLDOC01-appb-M000002
 で表されるから、曝気停止時のDO低下速度測定により求めたRrを用いて、KLaを変化させて繰り返し演算を行い、（６ａ）式が成立するKLaを求めることができる。
　さらに、求めたKLa とRrを用いて（２）式よりC1を求めることができる（同（1-2-2）に対応）。
　また（２）式から、KLa＝Rr/(Cs－C1)であるから、（６）式は、
Figure JPOXMLDOC01-appb-M000003
 とも表される。よって、C1を変化させて繰り返し演算を行うことにより、（６ｂ）式が成立するC1を求めることもできる（同（1-2-2）に対応）。
　本発明方法によれば、Rrを取得することにより、（６ａ）、（６ｂ）式のいずれを用いる方法も、繰り返し演算における変数が１つであるから、上述の２つの変数を用いる演算と比較して、遥かに迅速なC1取得が可能となる。
　例えば、前述と同様にKLaを15[1/hr]として、（６ａ）式または（６b）式からC1値を精度よく求めるには、経験上C(t)がC1の50%程度に達するまでの測定で済み、約3分を要する。さらに曝気を停止して、本発明の適正DO値に戻るまでの時間は、前述と同様にRr=12mg/l/hrとして、C1＝3.0mg/lの50％で曝気を停止した場合には約8分であり、曝気量校正操作の時間は合計11分となり、約半分に短縮できることになる。
＜極低DO処理運転中の適正曝気量演算＞
　KLa、曝気量Gと酸素溶解効率Eaとの関係は、酸素量バランスに基づいて（７）式で表される。なお同式は、（社）日本下水道協会：「下水試験方法」及び「下水道施設設計計画・ 設計指針と解説」の記載を根拠とする。
Figure JPOXMLDOC01-appb-M000004
 　ここに、Vは曝気槽の有効容量、ρは空気中の酸素密度である。
　（７）式において、曝気量G1及びそのときの酸素溶解効率Ea1とすると、（２）式は（８）式のように書き換えられる。
　　　Rr=γ・Ea1・G1・(Cs－C1) 　・・・（８）式
　但し、γ＝ρ／(Cs・V×10-1)
　曝気量Gによる酸素供給能力が、活性汚泥混合液の酸素消費速度と同じ状態では、曝気槽のDO値C(t)はほとんど0であるから、そのときの曝気量をG0とし、このときの酸素溶解効率をEa0で表すと（９）式となる。
　　　Rr＝γ・Ea0・G0・Cs　・・・（９）式
（８）、（９）式から、
　　　G0＝((Cs-C1)／Cs)・(Ea1／Ea0)・G1　・・・（３’）式
となり、酸素供給能力が、活性汚泥混合液の酸素消費速度と同じになる曝気量G0を求めることができる。
　脱窒を行わずにBODを処理する場合は、酸素不足にならないように、曝気による酸素供給量を活性汚泥混合液の酸素消費量G0と同程度か、少し多くする必要がある。
　また、脱窒を効率よく行うには、曝気による酸素供給量を活性汚泥混合液の酸素消費量G0と同程度か、またはそれ以下で運転する必要がある。これより、極低DO処理運転中の曝気空気量をG2、そのときの酸素溶解効率をEa2とし、kを概ね1程度以下の比例係数とすれば、（３’）式中のG0、Ea0をG2（＝ｋ・G0）、Ea2で置き換えることにより、適正曝気空気量G2を（３）式により推定することができる。
　　G2＝k・((Cs－C1)／Cs)・(Ea1／Ea2)・G1　　・・・（３）式
　G2取得後、速やかに曝気槽の曝気量をこの値に設定することにより、適正な極低DO処理運転が可能となる。
　酸素溶解効率Eaは、曝気槽の水深や散気管の種類や構造に依存する特性であり、各活性汚泥装置固有の値となり、一般的には図４のような変化となる。適正使用範囲内では、曝気量Gが少ないとEaは大きく、多いとEaは小さくなる。従って、予め実験などによりEaとGの関係式（Ea=f(G)）を求めてコンピュータに入力（通常は折れ線近似）しておく。そして（３）式の計算に際しては、最初にG2を仮定し（G2=G2(a)）、そのときのEa2を上記関係式から求める。次いで、取得したEa2を使って（３）式よりG2（G2=G2(c)）を求める。この計算を仮定したG2と合致（G2(a)=G2(c)）するまで繰返し計算を行うことにより、正しいG2の取得が可能となる。
＜比例係数ｋについて＞
　（３）式のkは、曝気による酸素供給量と酸素消費量が一致する計算上の曝気量G0に対し、どの程度の曝気量が適当かを決める比例（補正）係数であり、BOD単独処理の場合、kは1、もしくは1以上で1に近い数値となる。
　BOD・脱窒同時処理の場合には、以下の考慮が必要となる。脱窒反応を起こすためには、微生物がNOx-Nからの酸素を取得せざるを得ないような溶存酸素不足環境にする必要があり、DOが概ね0.5mg/l以上の好気環境になると脱窒が進行しなくなる。
　一方、脱窒を起こすためには、予めアンモニア態窒素を亜硝酸態窒素または硝酸態窒素に硝化することが必要である。硝化反応速度は、DOが高い方が大きく、DOが低くなると小さくなることが知られている。また過度の酸素不足は、処理水BODの急激な悪化を招く。
　極低DO処理では、上記３つの作用を、活性汚泥フロックの表面から中心内部への酸素濃度勾配で実現している。曝気槽全体の平均としては、やや酸素過剰の状態であっても、形状の大きいフロックでは、中心内部では酸素不足の状態となり、BOD・脱窒同時処理が可能となる。またBOD分解の酸素消費速度が大きい場合は、比較的形状の小さいフロックでも、中心内部では酸素不足の環境となり得るので、kは概ね１程度から１以下の数値となる。
　フロックの形状や、BOD分解のための酸素消費速度や、DOと硝化反応速度の関係などは、個々の活性汚泥に固有であるから、最適なkの値はそれぞれ異なる値となる。また、処理装置の全体構成のなかで、極低DO処理が受け持つ機能によっても異なる。例えば、後述実施例３のように、もっぱら脱窒を目的とする第１曝気槽や第２曝気槽ではkは1以下の数値とし、もっぱらBODの処理を目的とする第３曝気槽ではkは1以上とするのが適当である。さらに実施例３の装置のあとに再酸化槽がある場合には、BODの処理や硝化活性の維持は再酸化槽が受け持ち、第３曝気槽は脱窒未了があった場合に脱窒も行えるように、kを1より少し小さな値とすることも有効である。
　このように、kの値は個々の活性汚泥の種々の要因により若干異なる値となるので、最終的には実験により決めるのが実際的である。
＜曝気量校正操作（1-4）頻度について＞
　実験室で、活性汚泥処理条件を一定にしてテストを行う場合には、１回の曝気量校正操作によりG2を求めれば足りる。しかし、実際の活性汚泥処理では原水変動や処理条件変動によりRrが変化するので、変動の都度曝気量校正操作を行い、常に適正な曝気量を求める必要がある。曝気量校正操作の頻度は、個々の活性汚泥の原水変動や処理条件変動により異なるが、一般的には数時間に1回程度である。図３はこの操作をおこなうときのDO変化を概念的に示すものである。
　曝気により、DO値（C(t)）は（５）式に従い変化する。例えば、C1が3mg/l程度以上になるような強さの曝気量であれば、数分でDOは1.5mg/l程度以上に上昇し、十分な精度でC1を計算できるデータ測定が可能である。また曝気を停止したときのDOの減少速度は、DOが約0.5mg/lまでは、ほぼ一定の速度で低下していくから、DOが1.5mg/l程度以上になったら曝気を停止することにより、数分の測定でRrを精度よく測定できる。
　以上説明のように、本発明によれば、１回の曝気量校正操作による適正域逸脱時間を１０分程度に短縮することができる。従って、曝気量校正操作を仮に２時間に１回行ったとして、バランスが乱れている時間帯は全体の１０％程度以内であるから、原水変動が大きい場合にも十分対応可能となる。
＜Rr測定（1-2-1）について＞
　Rr測定に際して、数分の短時間とはいえ曝気を停止するため、曝気槽内の流動がなくなり、汚泥が沈殿し始めてMLSSが変化し、Rrの測定値に誤差が生じる懸念がある。しかしながら、汚泥の沈殿によるMLSS変化は表面付近ではMLSSが除々に低下し、汚泥界面が通過すればMLSSが急低下し、深部では圧密によるMLSSが増大していくように、深さにより異なる。従って、予め汚泥の沈降実験を行い、MLSSの変化の小さい深さの位置にDO電極を設置することにより、汚泥の沈降に影響されない測定が可能である。
　またDO計は、電極面に流動を必要としないタイプのDO電極を選定するか、電極面の汚泥を流動させる撹拌翼やバイブレータなどを装備すれば、支障なく測定できる。
　次に（２）の発明について説明する。本発明は、BODと脱窒の同時処理を行う場合であって、曝気槽内にNH4-Nが存在し硝化反応が行われている条件下における制御方法として特に有効である。
　流入水のBOD負荷や窒素負荷の変動が小さい場合は、（１）の発明においてｋ：一定として適切にBOD、脱窒の同時処理ができるが、流入水変動が大きい場合や、回分式処理でBODの分解による酸素消費速度が経時的に変化する場合には、変動に対応してkの値を可変として、曝気量を制御することが必要となる。本発明は、kが以下の特性を有することを見出し、これを利用した曝気量制御に係る。
　（３’）式により計算されるG0は、好気環境で測定したRrを用いており、硝化の酸素消費量を含む値である。極低DO処理では、硝化したNOx-N量は速やかにBOD成分を消費して脱窒されるから、結果的に硝化に要した酸素量の一部はBOD成分の処理に使用されたことになる。
　たとえば、アンモニア態窒素を亜硝酸態窒素や硝酸態窒素に酸化したのちメタノールを水素供与体として脱窒する反応式は、（１１）～（１４）式で表される。亜硝酸態窒素で脱窒される場合（(13)式）は、硝化に要した酸素量の0.5倍が、また、硝酸態窒素で脱窒される場合（(14)式）は、硝化に要した酸素量の0.625倍が、それぞれメタノールのBOD分解のために使われることになる。今、この割合をk2とする。
Figure JPOXMLDOC01-appb-C000005
　Rrとして観測される速度は、好気条件下での微生物の内生呼吸による酸素消費速度（RSS）と、BOD成分を分解・摂取するための酸素消費速度（RBOD）と、NH4-NをNOx-Nに硝化するための酸素消費速度（RNOX）と、の合計である。
　今、極低DO処理のような低DO環境下においても、RSS、RBOD、RNOXの値が変わらないと仮定すると、曝気量G0による酸素供給量は、tを反応時間として、Rr×tとなる。これに対し、BODの処理に要する酸素消費量のうち一部は、硝化に要する酸素量のk2分が充当されるから、極低DO処理における曝気による必要酸素供給量は、（Rr×t－k2×RNOX×t）となる。
　従って計算上、曝気量G2を、
　　　　G2＝G0×(Rr－k2×RNOX)／Rr　　　・・・（１５）式
とすれば、過不足のない酸素供給量が確保できることになる。
　（３’）式のG0を（１５）式に代入すると、
　　　　G2＝(Rr－k2×RNOX)／Rr・((Cs-C1)／Cs)・(Ea1／Ea0)・G1
となる。これを（３）式と対比することにより、（３）式のkは、k1を補正係数として（４）式で表現できる。
　　　　k＝k1・(Rr－k2・RNOX)／Rr　・・・（４）式
　ここに補正係数k1は、後述するように、上記仮定に基づく計算値を実際の運転条件、曝気槽特性等に対応させるための補正係数である。
　Rrの値は曝気量校正操作で適宜取得できるから、硝化による酸素消費速度RNOXを知ることにより、流入水変動や運転条件変動があっても、（１５）式を用いることによりBOD・脱窒同時処理における適正曝気量G2を維持することが可能となる。
　（４）式において、k2は亜硝酸態窒素から脱窒されるか、硝酸態窒素から脱窒されるか、の比率により異なる。また、水素供与体の構造にも影響されると思われ、概ね0.5から0.625程度の数値となるが、最終的には実験に基づき決定することが適当である。
　RNOXの取得は、以下により可能である。すなわち、曝気槽内の活性汚泥混合液をサンプリングして、一定時間該混合液を曝気し、曝気前と曝気後のアンモニア態窒素の減少量を曝気時間で除した値を、（１１）式、（１２）式で酸素消費量に換算する。
　硝化速度は、アンモニア態窒素濃度にはほとんど依存せず、活性汚泥混合液の硝化菌の活性で決まることが知られている。アンモニア態窒素濃度が変化してもRNOXは変化しないから、曝気槽校正操作の場所と異なる場所でサンプリングした値であっても、曝気槽校正操作の場所におけるRNOX値として使用できる。
　またRNOXは、硝化速度は硝化菌の活性に依存し、硝化菌は増殖速度が遅いため、曝気量校正操作ほどの測定頻度は必要としない。流入水の変動や運転条件の変動にもよるが、１日数回程度の測定頻度でも十分な場合が多い。　
　上述のように、（４）式は、好気条件下又は極低DO条件下におけるRSS、RBOD、RNOXが変化しないことを前提としている。しかしながら、一般的にはこれらの値はDO値低下に伴い若干低下する。低下程度は、流入水のBOD成分やMLSSなどの運転条件により異なる。また、流入水変動に対し、脱窒性能又はBOD処理のいずれを重視するか、などの考え方にも影響される。さらに、極低DO処理後の再曝気槽の有無や能力によっても影響される。
　（４）式のk1は、これらの要素を考慮して決められる係数であり、概ね1付近の値であるが、最終的には実験に基づいて決められる。
　極低DO処理運転によれば、そのままでも放流可能な水質の処理水を得ることができるが、処理水のDO値が低いという問題がある。
　また、極低DO処理運転の適正域を酸素不足の方向に逸脱すると、BODが急激に悪化したり、硝化活性が低下して脱窒不良となる可能性がある。その防止のためのバックアップ機能や、DOの高い好気状態で硝化活性を大きくするためにも、極低DO処理の後に曝気を十分に行い、再酸化処理を行うことが、より好ましい。具体的には、回分式操作の場合、流入水への極低DO処理運転後、曝気を十分に行う空曝気工程を経て、静置、その後排水する。また、連続式の場合には、図１のように極低DO処理槽のあとに再酸化槽を設け、処理後の活性汚泥混合液にさらに酸素を十分供給し、曝気処理を行ってから沈殿槽に送液する。
　連続式の嫌気・好気式BOD・脱窒同時処理の曝気槽の場合、脱窒槽は嫌気状態で運転するため、好気槽と嫌気槽を完全に仕切る必要がある。一方、極低DO処理の曝気槽と再曝気槽は曝気の強度が異なるだけであるから、曝気槽が流入端から流出端までの流れ方向に細長い構造の場合で、散気管曝気のような前後の撹拌混合が少ない曝気方式の場合には、１つの曝気槽のなかで流入側を極低DO処理運転、流出端近くを再酸化槽、として使用することが可能である。
　また回分式の場合や、連続式であっても曝気槽が完全混合槽の場合には、極低DO処理の曝気量校正操作と曝気量制御を行う装置（以下、制御ユニット）は１つあれば、十分に機能を発揮することができるが、連続式で曝気槽が流入端から流出端までの流れ方向に細長い構造の場合には、流れ方向にRrが変化するため、全体をひとつの制御ユニットでカバーしきれない場合がある。その場合には、図５のように、細長い曝気槽を、曝気槽が流入端から流出端までの流れ方向に複数の制御ユニットを設け、それぞれ独立に制御することが有効である。この場合も複数の制御ユニットごとに曝気槽を仕切ることは必ずしも必要としない。
　RNOX＞0であれば、（４）式の(Rr－k2・RNOX)／Rrは１以下になるから、k1を１とすると、（４）式は１以下となる。活性汚泥全体としては硝化活性があるが、曝気量校正操作で、NH4-Nが少なくRrの値にRNOXが含まれない曝気槽では、（４）式によりkを計算して設定変更すると、その曝気槽での必要酸素量より少なくなり酸素不足になってしまう。例えば回分式における曝気工程の終盤や、図５のような連続式で複数の制御ユニットにより制御する場合であって、第１曝気槽、第２曝気槽までに脱窒処理が実質的に終了し、第３曝気槽ではBOD処理のみ行うケースが該当する。このような場合は、第１曝気槽、第２曝気槽では極低DO処理において（４）式を用いて原水変動に対応させてk値を設定変更し、第３曝気槽はk固定で運転することが適当である。
　従来、活性汚泥における極低DO処理によるBOD除去またはBOD・脱窒同時除去が普及しない理由として、流入水（原水）の成分等変動に適切に追従できる方法がなく、処理が安定しないことが挙げられる。本発明によれば、このような条件であっても適正制御が可能となった。
　また、本発明により、活性汚泥処理装置に大きな改造を要することなくBODと脱窒が可能になり、且つ曝気動力も削減できるという効果がある。
本発明の一実施形態に係る生物的処理装置１を説明する図である。 曝気量校正操作時のDOの変化を説明する図である 曝気量校正操作の測定のタイミングを説明する図である。 曝気量と酸素溶解効率の関係を説明する図である。 曝気槽が細長い構造の場合に、本発明の極低DO処理を複数設置する場合の図である。
　以下、図１を参照して、本発明に係る活性汚泥酸素消費指標取得のための測定装置、及び、その具体的取得方法についてさらに詳細に説明する。なお、本発明の範囲は特許請求の範囲記載のものであって、以下の各実施形態に限定されないことはいうまでもない。
　（BOD・脱窒同時処理装置の全体構成）
　図１を参照して、本実施形態に係る処理装置1は、流入水のBODを除去し窒素分を脱窒する本発明の極低DO処理を行う曝気槽２と、曝気槽２からの流出液をさらに溶存酸素濃度十分の状態で曝気処理する再酸化槽３と、沈殿槽４と、沈殿槽４から曝気槽２に汚泥を戻す返送汚泥ライン５と、を主要構成として備えている。
　再酸化槽３は処理目的によっては必ずしも必要としないが、より良質な処理水が必要な場合や、極低DO処理のバックアップが必要な場合や、窒素負荷が高く大きな硝化速度を必要とする場合には、設置することが好ましい。曝気槽２には、散気管６と曝気ブロア７と、曝気ブロア７の曝気風量を自動調節するインバータ８と、曝気風量計９と、曝気槽内活性汚泥混合液の温度及びDOを測定する温度計１０と、DO計１１と、が付設されている。さらに、これら各計器から送られる測定値を管理し、曝気ブロア７のインバータ８を制御するコンピュータ（図示せず）を主要構成とする制御装置１２を備えている。
　再酸化槽３には、図示しないが独立した曝気ブロアと、曝気風量調節装置と、散気管と、さらに（２）の発明に対応するためのRNOX測定装置１３と、が付設されている。RNOX測定に係る操作、測定値の取得についても、制御装置１２が行うように構成されている。
　なお、曝気量制御については、曝気風量計と曝気風量を調節する自動バルブの開度制御や、表面曝気方式の場合には、モーターの回転数制御など、曝気方式により他の制御方式を用いることもできる。
　曝気槽２は、曝気による酸素供給量を下記極低DO処理制御方法で制御して極低DO処理をおこなう。再曝気槽３は、曝気槽のDOを2mg/lから4mg/l程度に保ち、酸素の供給量を十分な状態で運転する。
　制御装置１２のコンピュータには、予め曝気量校正操作に関するk値、曝気量と酸素溶解効率の関係式、温度と飽和溶存酸素濃度の関係、インバータ出力と曝気量の関係、RNOX、k1、k2値などが保存されている。
　（極低DO処理制御方法）
　以下、処理装置1における極低DO処理制御方法について説明する。
　曝気槽２において、極低DO処理運転中に曝気量校正操作をおこなうタイミングになったら、（２）の発明を含む場合には、RNOX測定が行われたことをチェックし、行われていればRNOXの値を更新し、コンピュータに保存しておく。
　次に、制御装置１２からインバータ８を操作して一次的に曝気量を強くし、そのときの温度Ｔを温度計１０から、曝気量G1を曝気風量計９から、時間経過とともに上昇する活性汚泥混合液のDO値（C(t)）をDO計１０から、それぞれ取得する。C(t)の値が概ね1.5mg/l以上まで上昇したら、曝気を停止し、C(t)の低下速度に基づいてRrを計算する。Rrの値とC(t)が上昇していく過程のデータに基づき（６a）式によりKLaを計算する。
　さらにKLaとRrの計算値を用いて（２）式によりC1を計算する。次に、G1のときのEa1、温度ＴのときのCs、kの値、G2のときのEa2、を用いて、（３）式に基づいて設定曝気量G2を計算する。次いで、曝気ブロアーによる曝気風量が設定曝気量G2になるように、インバータ出力と曝気量の関係に基づいてインバータ８を制御する。
　なお、（２）の発明を付加している場合は、RNOX測定装置１３を用いて曝気量校正操作とは別のタイミングでRNOX値を測定し、測定結果を制御装置１２に保存しておく。
　曝気量校正操作時に、保存された測定値及び各係数を使って（４）式によりkを求め、さらに（３）式により求めた設定曝気量G2になるようにインバータ８を制御する。
　（RNOX測定方法）
　RNOXの測定は、曝気槽内の活性汚泥混合液をサンプリングして、十分曝気してアンモニア態窒素を除去したのち、アンモニウムイオンを一定量添加後、一定時間活性汚泥混合液を曝気し、曝気後のアンモニウムイオンを測定する。次いで、アンモニウムイオン減少量を曝気時間で除した値を、（１１）式、（１２）式で酸素消費量に換算することにより可能である。アンモニウムイオンは、市販のアンモニウムイオン測定装置やJISのK0102に記載の方法で測定できる。
　さらにこれに限らず、本願発明者による特開２００１－２３５４６２等に開示の方法に従い、極低DO処理後の活性汚泥混合液をサンプリングして、内生呼吸状態にするとともにアンモニア態窒素を除去したのち、アンモニウムイオンを定量添加して、時間と酸素の消費速度を測定することにより定量することもできる。
　以下、本発明に係る活性汚泥処理装置における極低DO処理制御により、BODと脱窒の同時処理を実施して、本願発明の妥当性を実証した例を示す。
　＜実施例１＞
　本実施例は、合成廃水を使った処理テストの例（テストランA）である。本実施例は特に、極低DO領域ではほとんど優位差のないDO値が、k値では大きな差になること、及び、k値を定めれば適正な曝気風量が計算できることを示すものである。
　原水（流入水）組成を表１に示す。処理方法として曝気槽を半回分操作で使用した。また、処理サイクルとして、原水添加と極低DO処理を300分行ったのち（工程１）、静置を30分して汚泥を沈降分離し（工程２）、上澄み液の排出を30分行う（工程３）、工程を繰り返す操作を行った。
　　曝気槽条件は、スタート時汚泥量1.1リットル、MLSSは3,200mg/l、工程１での原水添加量は88cc/hr、温度約24℃で運転した。曝気条件を表２に、工程１の150分経過時の処理結果を表３に示す。
　比較のため、工程１においてDOが0.5mg/l以上になるように曝気を行う通常の活性汚泥処理によるテストNo.0を併行しておこなった。
　また表２には、曝気量校正操作時の各数値及び曝気量G2を用いて（３）式の関係に基づき逆算したkを含めた。曝気空気量と酸素溶解効率Eaの関係は、事前に曝気時間によるDOの上昇変化の実験により求めた。
　表３より、テストNo.2がBOD・脱窒同時処理の適正条件であり、そのときのk値は表２から0.89であることが分かる。No.1はk値が1.10と0.89より大きく、酸素過多状態でNO3-Nが残り、脱窒が不十分である。No.3、No.4はk値がそれぞれ0.64、0.48と0.89より小さく、酸素が過不足状態であることから、処理水TOCが悪化し硝化が進まず、NH4-Nが多く残留することが判る。
　以上のことから、本実施例と同様の処理条件の場合には、kを最適値である0.89に設定して、（３）式より求めた曝気量G2に設定して曝気量校正操作を行うことにより、BOD・脱窒同時処理を最適に行えることが実証された。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000006
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000007
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000008
　＜実施例２＞
　本実施例は、（２）の発明に対応し、原水のBOD成分の組成やT-N濃度を変えて、結果的にRrとRNOXが異なるようにした処理テストにおいて、実際に極低DO処理を行い適正k値を求めた場合と、（４）式によりk値を計算した場合と、を比較したものである。
　処理方法としては、実施例１と同様に曝気槽を半回分操作で使用した。処理サイクルとして、原水添加と極低DO処理を300分行ったのち（工程１）、静置を30分して汚泥を沈降分離し（工程２）、30分上澄み液を排出する（工程３）、操作を繰り返す処理を行った。スタート時汚泥量1.1リットル、工程１での原水添加量は88cc/hrである。
　曝気槽条件は、テストランA’については実施例１と同一である。テストランBについては、MLSS＝3,400mg/l、温度約24.4℃と24.5℃、テストランCについては、MLSS＝3,060mg/l、温度25.2℃と23.2℃、で運転した。測定は、工程１の150分経過時におこなった。
　表４に各テストランの原水組成を示す。なお、テストランA’については実施例１の表１と同一である。
　表５に各テストランの曝気量条件を示す。テストランA’については、実施例１の表２と同一である。なおk1、k2をそれぞれ1.0、0.56とした。
　表６に各テストランの処理結果を示す。
　表６の処理結果から、テストランA’ではテストNo.2が窒素除去率が最良で適正条件であり、テスト条件から逆算したk値は0.89である（表２、No.2参照）。一方、RrとRNOXから（４）式で計算したk値は0.87であり、両者はほぼ一致している。
　同様に、テストランBでは、テストNo.7が窒素除去率が最良で適正条件であり、表５の曝気量条件から逆算したk値は0.90である。一方、表６の処理結果から、RrとRNOXから（４）式で計算したk値は0.90であり、両者は一致している。
　同様に、テストランCでは、テストNo.10はNOx-Nが残りやや脱窒不足で曝気過剰であり、テストNo.12はNH4-Nが増加しやや曝気不足である。表５の曝気量条件から逆算したk値は、No.10が0.86でNo.11が0.73である。これに対し、表６の処理結果から、RrとRNOXから（４）式で計算したk値は0.79であり、上述のNo.10がやや曝気過剰、No.11がやや曝気不足であることと符合している。。
　以上の結果から、流入水組成の変動に対応して曝気量の適正値は変化するが、（４）式で計算したkを使うことにより適正に制御できることが実証された。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000009
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000010
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000011
　＜実施例３＞
　本実施例は、（１）及び（２）の発明に対応し、図５に示す３つの曝気槽に３つの独立した極低DO制御ユニットを配置した処理槽において、BOD・脱窒同時処理運転を行う例である。
　原水添加量は264cc/hr、MLSS＝3,300mg/l、温度24.4℃、の条件で運転した。原水組成、k値設定条件、曝気量条件を、それぞれ表７・１～表７・３に示す。
　RNOXの測定は、第３曝気槽の汚泥で測定した。なおk1は1.0、k2は0.56を使用した。
　処理結果を表７・４に示す。なお、同表において第１、第２曝気槽の除去率を空欄としたのは、第３曝気槽で新たなNOx-Nが発生して脱窒で低下する変化になり第１、第２曝気槽では処理水のNは反応途中であるためである。
　各曝気槽では、原水BODの分解による酸素消費速度や硝化による酸素消費量や同時脱窒量などが異なるため、各曝気槽での適正曝気量も異なるが、曝気量校正操作を行って、第１曝気槽と第２曝気槽では（４）式に基づきk値を設定し、第３曝気槽ではk値を固定し、それぞれ（３）式による曝気量G2で曝気した。これにより、表７・４に示すように良好な処理ができた。
　第２曝気槽までで必要な脱窒は完了しており、第３曝気槽ではBODの単独除去を目的としている。第３曝気槽では硝化能力に対しNH4-Nが不足しており、（４）式によるk値で制御するとBOD処理のための酸素量が不足するため、k値を固定した。
　硝化能力に対しNH4-Nが不足しているか否かは、表７・３に示すように、第３曝気槽のRrが第２曝気槽のRrより大きく低下して、ほぼ内生呼吸による酸素消費量に近い値であり、RNOXが含まれていないと推定されることから容易に判断できる。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000012
　本発明は、図１の単槽汚泥システム、硝化液循環システム、回分式脱窒システムなど、いろいろな形式の生物的脱窒方法の脱窒工程への還元剤添加量の制御に広く適用可能である。
　さらに本発明は、脱窒を目的とせず、省エネのみ目的とする通常の活性汚泥の曝気風量削減のための運転にも適用できることはいうまでもない。
１・・・・極低DO処理装置
２・・・・曝気槽
３・・・・再酸化槽
４・・・・沈殿槽
５・・・・返送汚泥ライン
６・・・・散気装置
７・・・・曝気ブロアー
８・・・・インバータ
９・・・・曝気風量計
１０・・・温度計
１１・・・DO計
１２・・・制御装置
１３・・・RNOX測定装置

Claims (2)

  1. 　曝気槽内の活性汚泥混合液の溶存酸素濃度（以下、DOという）が0.5mg/l以下の状態で曝気処理（以下、極低DO処理という）を行って、廃水中のBOD除去又はBODと窒素分とを同時除去する活性汚泥処理装置において、
    （1-1）極低DO処理運転中に、一時的に曝気を強くして曝気槽内のDOを上昇させたのち、曝気を停止する操作を行い、
    （1-2）KLaを総括物質移動係数、Csを飽和溶存酸素濃度、Rrを活性汚泥混合液の好気条件下の酸素消費速度とするとき、DO値の時間的変化（dC(t)／dt ）が（１）式で表されるとして、
    　　　　dC(t)／dt = KLa(Cs－C(t))－Rr           ・・・（１）式　
    　（1-2-1）曝気を停止したときのDO低下過程におけるC(t)変化に基づいてRrを求め、
    　（1-2-2）一時的に曝気を強くしたときの平衡DO値C1（dC(t)／dt ＝0、C(t)＝C1）を、曝気を強くしたときのDO上昇過程におけるC(t)変化、及び、（２）式の関係に基づいて、KLa又はC1を変化させた繰り返し演算により求め、
    　 　　　KLa(Cs－C1)＝Rr           ・・・（２）式　
    （1-3）一時的に曝気を強くしたときの曝気量をG1、そのときの酸素溶解効率をEa1とするとき、曝気による酸素供給能力と混合液の酸素消費速度が等しくなるときの曝気量G0が（３’）式により求められることから類推して、極低DO処理運転時の適正曝気量G2を（３）式を用いて繰り返し演算により求め、
    　　　　G0＝((Cs－C1)／Cs)・(Ea1／Ea0)・G1　・・・（３’）式
    　　　　G2＝k・((Cs－C1)／Cs)・(Ea1／Ea2)・G1　・・・（３）式
    　但し、Ea0、Ea2は、それぞれ曝気量G0、G2のときの酸素溶解効率であって、予め実験等に基づいて求めたEaとGの関係式を用いて取得できる、
    　　　　kは、（３’）式類推による計算上の適正曝気量から、当該極低DO処理条件における適正曝気量G2を導く比例係数であって、予め種々の処理条件について適正曝気量を測定して各処理条件に対するｋ最適値を取得しておき、当該極低DO処理条件に対応するｋ最適値を（３）式に適用する、
    （1-4）極低DO処理運転中の曝気量を、（1-3）により求めたG2に設定する操作を、極低DO処理運転中に適宜行うことにより、
    　極低DO処理運転中の曝気量を適正に維持することを特徴とする活性汚泥における曝気量制御方法。
  2. 　前記比例係数kを、（４）式により設定することを特徴とする請求項１に記載の活性汚泥における曝気量制御方法。
    　　　　k＝k1・(Rr－k2・RNOX)／Rr　・・・（４）式
    　ここに、
    　RNOX：曝気槽内の活性汚泥混合液をサンプリングして測定した、硝化による酸素消費速度。
    　Rr：前記（1-2-2）により求めた活性汚泥混合液の酸素消費速度。
    　k1：実験的に定める補正係数。
    　k2：硝化に要する酸素量のうちBOD処理に使われる酸素量の割合。
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