有机废水的生物处理方法

专利名称：：有机废水的生物处理方法
技术领域：
：本发明涉及由活性污泥等处理有机废水的有机废水的生物处理方法，特别涉及将由有机废水的生物处理而产生的剩余污泥进行生物性减量的有机废水的生物处理方法。
背景技术：
：在对含有有机物的有机废水进行生物处理的生物处理法中，活性污泥法具有能够得到良好水质的处理水、容易维护等优点，因此被广泛用作下水及工业废水等各种有机废水的处理方法。但是，相对进行活性污泥处理的生物处理槽的BOD(以生物化学耗氧量表示的有机物)容积负荷较低，为0.50.8kg/mV日左右。因此存在有为了适应高负荷而需要增大曝气槽、并需要扩大设置面积的问题。与之相应，作为能够高负荷运转的生物处理法，己知有流动床法。流动床法通过在曝气槽中添加载体进行生物处理，提高了保持在曝气槽中的污泥浓度，因此能够以BOD容积负荷为3kg/mV日以上的高负荷运转。此外，在对废水进行生物处理时，细菌所代谢的BOD的大部分作为细菌的呼吸底物而被利用，分解为二氧化碳和水，另一部分用于细菌的增殖。例如，在活性污泥法中，细菌吸收的2040X左右的BOD用于菌体合成。S卩，被活性污泥处理的2040X左右的BOD变换为细菌，因而也存在有以BOD为底物而增殖的细菌作为剩余污泥被排出的问题。特别是在流动床法中，比通常的活性污泥法产生更多的剩余污泥，具体而言，产生被生物分解的BOD的约3040X的剩余污泥。因此，已知有在第一段生物处理槽(以下有时特称为"曝气槽")的后段设置保持固定性原生动物的第二段生物处理槽(以下有时特称为"微型生物保持槽")的有机废水的生物处理方法(例如专利文献1)。在专利文献1所揭示的方法中，向第一段生物处理槽施加高BOD负荷，抑制原生动物的增殖，防止细菌的凝聚，将从第一段生物处理槽流出的含有分散性细菌的生物处理液导入第二段处理槽。由于第二段处理槽中保持有捕食分散性细菌的原生动物，所以分散性细菌被原生动物捕食，由此在使剩余污泥量减少的同时，使生物群落发生凝集。因此，在第二段生物处理槽中形成沉降性好的微生物集合体(污泥絮凝物)，从第二段生物处理槽流出的水通过固液分离能够得到澄清的处理水。这样，通过组合高负荷运转的第一段生物处理槽和保持固定性原生动物的第二段生物处理槽，能够高负荷运转且减少剩余污泥量，从而能够得到澄清的处理水。因此，关于使用第一段生物处理槽和第二段生物处理槽的生物处理方法，提出了多种改良方法。例如，专利文献2揭示了在第一段生物处理槽和第二段生物处理槽之间设置食饵微细化槽的生物处理装置。在专利文献2所揭示的装置中，通过在食饵微细化槽中进行超声处理等，使发生絮凝的细菌分散，从而促进在后段的第二段生物处理槽中所保持的原生动物对细菌的捕食。另外，提出了组合流动床法和活性污泥法实现减少剩余污泥量的方法(专利文献3)。在专利文献3所公开的方法中，在前段侧曝气槽中以流动床法进行生物处理后，在后段侧生物处理槽中，使BOD污泥负荷为0.10.6kg-BOD/kg-VSS/日，进行活性污泥法处理。在该方法中，通过在前段侧的生物处理槽中添加载体，能够进行高负荷处理，另一方面，通过降低在后段侧的生物处理槽中的BOD污泥负荷，促进活性污泥的自我消化，减少剩余污泥的产生量。专利文献l:日本特开昭55—20649号公报专利文献2:日本特开昭57—74082号公报专利文献3:日本专利第3410699号公报
发明内容在专利文献3记载的方法中，虽然利用活性污泥的自我消化减少污泥，但如果为了促进活性污泥的自我消化而降低溶解性BOD污泥负荷，则存在污泥的沉降性降低、处理水水质恶化的问题。另一方面，在专利文献1和专利文献2所公开的方法中，利用吸入细菌而捕食的过滤捕食型的微型生物产生的细菌捕食作用来减少污泥。由于该方法同时促进了在减少污泥容积的第二段生物处理槽中由微型生物的捕食作用产生的减少污泥容积和细菌絮凝化，因此能够防止污泥沉降性恶化而减少污泥量。但是，在专利文献1和专利文献2所公开的方法中，第一段生物处理槽和第二段生物处理槽中的处理条件的调整是困难的。特别是当不能将第一段生物处理槽中的处理条件控制在适当范围时，不仅得不到减少污泥的效果，而且还有造成处理水水质恶化的情况。例如，保持在第二段生物处理槽中的生物相根据在第一段生物处理槽中的溶解性BOD的除去率而不同，根据第一段生物处理槽中的处理条件，存在不能在微型生物保持槽中维持一定量的微型生物的情况。或者当细菌比微型生物的口径大时，存在微型生物不能进行捕食、污泥减量效果变低的情况。本发明就是鉴于上述课题而形成的，其目的在于提供一种有机废水的生物处理方法，该方法能够得到良好水质的处理水，还能够稳定得到由微型生物捕食作用产生的污泥减量效果。本发明的发明人发现，通过控制高负荷处理工序的曝气槽的溶存氧(DO)浓度，能够使分散性细菌在曝气槽中增殖，并能够稳定地供给用于在微型生物保持槽中保持规定量的微型生物所需要的食饵。本发明的发明人还发现，通过将微型生物保持槽的溶解性BOD污泥负荷控制在某范围内，容易在微型生物保持槽中保持规定量的微型生物。本发明就是基于这样的见解而完成的，将生物处理槽分割为多段，通过控制前段侧的生物处理槽(曝气槽)的DO浓度、或控制后段侧的生物处理槽(微型生物保持槽)的溶解性BOD污泥负荷，使微型生物在微型生物保持槽内稳定增殖，减少剩余污泥量。更具体而言，本发明提供以下方面。(1)一种有机排水的生物处理方法，包括将含有有机物的有机废水导入曝气槽中、在有氧条件下进行生物处理的高负荷处理工序；和将从上述高负荷处理工序流出的生物处理液导入微型生物保持槽中、进行生物处理的低负荷处理工序，控制上述高负荷处理工序的上述曝气槽的氧浓度和上述低负荷处理工序的相对上述微型生物保持槽的溶解性BOD污泥负荷的任一方或双方，在上述高负荷处理工序中，以上述有机物为底物生成分散性细菌，在上述低负荷处理工序中，上述分散性细菌被上述微型生物保持槽中生存的微型生物捕食。(2)如(1)所述的有机废水的生物处理方法，其中，在上述低负荷处理工序中，使相对上述微型生物保持槽的溶解性BOD污泥负荷为0.025kg-BOD/kg隱VSS/日以上、0.05kg-BOD/kg-VSS/日以下。(3)如(1)或项(2)所述的有机废水的生物处理方法，其中，在上述高负荷处理工序中，使上述曝气槽的溶存氧浓度为0.5mg/L以下进行生物处理。(4)如(1)(3)中任一项所述的有机废水的生物处理方法，其中，在上述高负荷处理工序中，测定上述有机废水向上述曝气槽的流入量和在上述有机废水中所含的上述有机物浓度，求出在上述高负荷处理工序中应该分解的CODcr量，根据上述应该分解的CODcr量控制供氧量。(5)如(1)(4)中任一项所述的有机废水的生物处理方法，其中，在上述高负荷处理工序中，通过控制供氧量，设置上述曝气槽的槽内液的溶存氧浓度为Omg/L的缺氧期。(6)如(5)所述的有机废水的生物处理方法，其中，在上述高负荷处理工序中，控制供氧量，使上述缺氧期相对于上述曝气槽的槽内液的溶存氧浓度高于Omg/L的有氧期的比为0.25以上、1以下。(7)如(1)(6)中任一项所述的有机废水的生物处理方法，其中，在上述高负荷处理工序中，控制供氧量，使耗氧速度和供氧速度之差为10%以下。(8)如(1)(7)中任一项所述的有机废水的生物处理方法，其中，在上述微型生物保持槽中，使上述微型生物以污泥MLVSS的5%以上的浓度生存。(9)如(1)(8)中任一项所述的有机废水的生物处理方法，其中，使绕过上述曝气槽的上述有机废水直接流入上述微型生物保持槽中。在本发明中，在从由曝气槽处理的高负荷处理工序流出的流出液(生物处理液)中，含有以有机废水所含的有机物作为底物而增殖的细菌。在本发明中，将这样的生物处理液导入微型生物保持槽中，通过微型生物对细菌的捕食和细菌的自我消化而减少污泥产生量。因此，微型生物保持槽保持规定量的微型生物，并且以适合细菌凝集的条件运转。为了在微型生物保持槽中保持规定量的微型生物，控制以高负荷运转的作为前段侧生物处理槽的曝气槽的DO浓度、和以低负荷运转的作为后段侧生物处理槽的微型生物保持槽的溶解性BOD负荷的任一方或双方。当控制曝气槽的DO浓度时，控制DO浓度以使分散性细菌占优势。曝气槽的槽内液的DO浓度能够通过调整向曝气槽的供氧量来控制。作为用于使分散性细菌在曝气槽内占优势的供氧量控制方法，可以列举在曝气槽内设置DO计，调整供氧量，使DO计的值为0.5mg/L以下，优选为0.1mg/L以下，更优选为0.05mg/L以下。另外，由于供给曝气槽的氧主要用于有机物分解而被消耗，所以，可以根据测定流入曝气槽的有机废水流入量和有机物浓度来设定对曝气槽的供氧量。即，通过求出有机废水流入量和有机物浓度，能够求出供给曝气槽的有机物，并能够把握被带入曝气槽的CODcr(以化学耗氧量表示的有机物)量。在曝气槽中，因为主要是溶解性CODcr的70卯％向分散性细菌变换，所以，如果向曝气槽供给用于氧化分解将流入曝气槽的原水(有机废水)中所含的溶解性CODcr的7090%向菌体变换时的菌体CODcr部分减去而得到的CODcr所需要量的氧，就能够将曝气槽的DO浓度保持在0.5mg/L以下，使分散性细菌占优势。S卩，如果预先求出菌体收率和对象废水的溶解性CODcr的分解性，即使作为原水的有机废水的有机物浓度变化，也可以知道向曝气槽供氧的最佳量。另外，有机废水中所含的有机物浓度可以作为CODcr求出，但也不排除作为BOD或全部有机物量(TOC)求出。或者，也可以暂时停止供氧等，设置使曝气槽的槽内液DO浓度实质上为零的期间(缺氧期)。通过设置缺氧期，能够抑制长度大于5pm而难以被微型生物捕食的形态的细菌生长。缺氧期能够通过间歇进行对曝气槽供氧(间歇曝气)或者暂时性减少供氧量的方法来设定。特别是在有机废水的有机物浓度变动大时(例如变动幅度为50150%或其以上那样的情况)，难以将DO保持在一定值，所以，优选通过设置缺氧期来抑制难以被微型生物捕食的细菌生长。缺氧期优选设定为相对曝气槽在有氧条件时的有氧期(DO浓度大于Omg/L的期间)为0.251倍的长度。缺氧期优选为160分钟，特别优选为2分钟以内。另外，优选设定缺氧期和有氧期以几分钟的间隔交替。例如，可以设为210分钟间隔左右的间隔。但是，也不排除设为30分钟或1小时这样的时间间隔。另外，为了更严密地控制DO浓度，也可以控制供氧量，使曝气槽中的耗氧速度和供氧速度之差为10%以下，优选为5%以下。耗氧速度可以根据暂时性过剩供氧，使曝气槽的槽内液的DO浓度为2mg/L以上后，暂时性停止或减少供氧量而算出。g卩，能够根据过剩供氧时和抑制供氧时的DO浓度的减少速度而算出耗氧速度。由于耗氧速度根据有机废水的性状和处理条件的变化等而变动，所以，可以以1小时1次以上、具体而言以2040分钟的间隔算出。另一方面，控制微型生物保持槽的溶解性BOD污泥负荷的理由如下。如果向微型生物保持槽中多供给有机物，则以有机物为底物增殖的细菌就以避免被微型生物捕食的形态增殖，而不能得到充分的污泥减量效果，当细菌以丝状增殖时，也有带来膨胀现象的担心。另外，将絮凝体解体的微型生物增加，也有处理水的水质恶化的担心。另一方面，如果向微型生物保持槽供给的有机物量不足，则不能在微型生物保持槽中将微型生物保持规定量，不仅污泥减量效果下降，而且因细菌的自我消化导致污泥细微化，从而使污泥沉降性下降，结果有引起处理水水质恶化的担心。为了防止这样的问题，在本发明中，控制对保持微型生物的微型生物保持槽的溶解性BOD污泥负荷，特别是控制为0.05kg-BOD/kg-VSS/日以下、尤其是控制为0.0250.05kg-BOD/kg-VSS/日的范围。在本发明中，在控制微型生物保持槽的溶解性BOD污泥负荷的同时，也可以如上述那样控制曝气槽的DO浓度。另外，作为微型生物保持槽的生物处理方式，能够使用在微型生物保持槽的后段设置沉淀池等固液分离装置、将分离的污泥返回的活性污泥法、在微型生物保持槽内设置分离膜的膜分离式活性污泥法等；另外，也可以在微型生物保持槽中添加适合于保持微型生物和细菌的载体。作为载体，可以使用各种流动性的填充材料，材质、形状没有特别限制。载体的填充率优选以每槽的毛容积计，为1050%左右。此外，由于微型生物比细菌的增殖速度慢，所以，优选使微型生物保持槽的SRT(污泥的平均滞留时间)为10日以上。但是，如果使SRT过长，则微型生物在微型生物保持槽中被过剩地保持，因而微型生物的粪便等也大量蓄积，所以，使SRT为40日以下，特别是10日以上、30日以下即可。另外，SRT可以由数学式1求出。(数学式1)SRT(日)=槽内污泥量+抽出污泥量在这里，所谓槽内污泥量，是生物处理槽内的微生物(污泥)的现存量，可以由数学式2求出。另外，所谓抽出污泥量，是从生物处理槽排出的微生物(污泥)量，可以由数学式3求出。(数学式2)槽内污泥量二不溶解性固态物(SS)浓度(mg/L)X槽容积(L)(数学式3)抽出污泥量=不溶解性固态物(SS)浓度(mg/L)X污泥抽出量(L/曰)另外，为了在微型生物保持槽中使规定量的微型生物生存，优选将生物处理液中所含固态物的COD量的0.1重量％以上、特别是520重量％左右的分散性细菌带入微型生物保持槽中。还可以在微型生物保持槽中添加作为为微型生物的营养剂的物质。作为营养剂，特别优选为含有脂质的物质，作为脂质，可以列举磷脂、游离脂肪酸和甾醇等，特别适宜使用含有溶血磷脂、卵磷脂等磷脂的物质。具体而言，能够使用米糠、啤酒糟、油渣、甜菜渣、贝壳粉、蛋壳、蔬菜提取物、鱼肉提取物、各种氨基酸、以及各种维生素等作为营养剂。添加量优选为每槽容积0.01mg/L/日以上，特别优选为0.110mg/L/日。在微型生物保持槽中，优选使微型生物以MLVSS的5%以上的浓度生存。另外，在本说明书中，所谓"微型生物"，是以捕食细菌的水生原生动物和后生动物为总称的生物，原生动物可以列举草履虫和钟形虫，后生动物可以列举轮虫和线虫等。作为微型生物，特别优选使表现出过滤捕食型摄食行为的微型生物占优势，具体而言，优选通过如上述那样控制对微型生物保持槽的溶解性BOD污泥负荷，使钟形虫和蛭形轮虫占优势。另外，所谓MLVSS(MixedLiquorVolatileSuspendedSolid),是指以600'C燃烧的污泥(有机物)浓度。发明的效果如果根据本发明，通过控制曝气槽的DO浓度，能够使容易被过滤捕食型的原生动物等微型生物捕食的分散性细菌占优势，从而使保持在微型生物保持槽中的微型生物量稳定。在本发明中，在曝气槽中以高负荷进行生物处理，另一方面，降低对保持原生动物等微型生物的微型生物保持槽的溶解性BOD污泥负荷，由此能够使有助于污泥减量的微型生物保持槽的微型生物量稳定。因此，如果根据本发明，能够稳定地减少剩余污泥产生量，并能够得到SS浓度低的处理水。图1是用于实施本发明的第1实施方式相关的生物处理装置的模式图。图2是用于实施本发明的第2实施方式相关的生物处理装置的模式图。图3是用于实施本发明的第3实施方式相关的生物处理装置的模式图。图4是用于实施本发明的第4实施方式相关的生物处理装置的模式图。图5是用于实施本发明的第5实施方式相关的生物处理装置的模式图。图6是表示在实施例3中的供氧量控制形式的图。图7是表示参考例7的结果的图。具体实施例方式以下，使用图面详细说明本发明。以下，在同一部件上附注同一符号，省略或简化说明。图1是用于实施本发明所使用的有机废水的生物处理装置(以下简单称为"处理装置")11的模式图。处理装置11具备曝气槽21、微型生物保持槽31和作为固液分离单元的沉淀池41，为了进一步促进污泥减量，在沉淀池41中还具备对处理水和被分离污泥絮凝体进行生物处理的污泥处理槽51。曝气槽21和微型生物保持槽31以第l连接管35相互串联连接，微型生物保持槽31和沉淀池41以第2连接管45相互串联连接。另外，沉淀池41和微型生物保持槽31以污泥返回通路65连接，以在沉淀池41中被分离的污泥的一部分作为返回污泥被返回到微型生物保持槽31中的方式构成。从污泥返回通路65分支为污泥排出通路56和处理污泥通路57，在沉淀池41中被分离的污泥的一部分从处理污泥通路57被送往污泥处理槽51而被进一步减量，剩余部分从污泥排出通路56被排出到系统外。在该处理装置ll中，首先，以下水和工业废水等有机废水作为被处理水，从原水通路25导入曝气槽21中。在曝气槽21中，将有机废水和被保持在槽内的活性污泥混合，实施对有机废水中所含有机物进行生物分解的高负荷处理工序。在曝气槽21中，一边控制来自气体供给单元(在本实施方式中是散气管)22的供氧量，一边进行生物处理，使槽内液的DO浓度控制在规定范围内，从而使分散性细菌占优势。关于供氧量的控制，如已经详细叙述的那样，但也可以使由DO计23测量的槽内液的DO浓度为0.5mg/L以下。通过控制供氧量，使曝气槽21中的分散性细菌相对菌体的比例为50%以上，特别是为80100%。为了使容易被过滤捕食型微型生物捕食的分散性细菌在曝气槽21内占优势，优选在调整曝气槽21的DO浓度以外，将曝气槽21的HRT(水力停留时间)设定得短。具体而言，以能够除去向曝气槽21中流入的有机废水中所含的溶解性有机物的7090%左右的HRT作为最佳值，优选将HRT控制在该最佳值的0.751.5倍以内。因为HRT的最佳值根据有机废水的种类等而不同，所以，可以先由台架试验等预先求出HRT的最佳值。一般而言，曝气槽21的HRT优选为24小时以下，特别优选为28小时。作为将HRT维持在一定范围内的方法，可以列举在使流入曝气槽21的有机废水量减少时，将处理水返回曝气槽，使进入曝气槽21的水量为一定的方法；和与向曝气槽21的废水流入量的变动相配合，而变动曝气槽21的水位的方法等。另外，所谓HRT，指的是从被处理水流入生物处理槽(曝气槽21)到流出的时间，可以通过生物处理槽(曝气槽21)的容积(L)除以被处理水(有机废水)的流量(L/时间)而求出。另外，在曝气槽21中，相比于在微型生物保持槽31中的生物处理(低负荷处理)，以高有机物负荷进行生物处理(高负荷处理)，具体而言，可以以溶解性BOD容积负荷lkg-BOD/mV日以上、优选以3kg-BOD/mV日以上、20kg-BOD/mV日以下的高负荷运转。如果提高BOD容积负荷，则因防止细菌发生絮凝和丝状性细菌占优势而容易使分散性细菌占优势，所以也能够縮小曝气槽21的容积。作为在曝气槽21中的生物处理方式，能够采用浮游式、流动式等任意方式。曝气槽21既可以分割为2段以上而成为多段式，也可以导入从曝气槽21后段的微型生物保持槽31被返回的污泥。另外，也可以在曝气槽21中添加载体。载体可以使用各种流动性的填充材料，在材质上没有特别限定。作为载体材质的具体例子，可以列举灰、砂、活性碳和陶瓷等无机物以及合成树脂和纤维素(包含纤维素的衍生物)等有机物。作为合成树脂，有聚氨酯、聚乙烯、聚丙烯、聚苯乙烯和聚乙烯醇等，在这些合成树脂中适当混合发泡剂等使之发泡的发泡体为具备网状结构的多孔性，能够适合使用。另外，也可以使用以凝胶状物质作为原材料的载体。载体的形状也没有限定，可以例示粒状、筒状、蜂窝状、线状和波浪形等，粒状的载体形状有球、小球(pdlet)、矩形等。载体的大小可以适合地使用0.110mm左右的载体。为了促进分散性细菌的生成，优选载体的填充率比通常的小，具体而言，以每曝气槽21的毛容积计，优选为10%以下，特别优选为5%以下。在曝气槽21中，pH优选为6以上、8以下，以使得有机废水中所含的溶解性BOD的70X以上、优选80%以上、更优选90%以上被分解。但是，当处理油份多(例如100mg/L以上)的有机废水时，pH也可以大于8。在曝气槽21中进行将作为被处理水导入的有机废水中所含的溶解性BOD的大部分(例如70%以上)进行生物分解的高负荷处理工序。由于曝气槽21通过控制供氧量来调整DO浓度而被运转，所以分散性细菌占优势，含有未凝集的细菌的悬浊液(生物处理液)从曝气槽21流出。生物处理液通过第1连接管35被导入微型生物保持槽31中。在微型生物保持槽31中，从气体供给单元32供给含氧气体，进行在有氧条件下生物处理的低负荷处理工序。微型生物保持槽31的槽内液pH优选为48左右。在微型生物保持槽31中，在由微型生物捕食细菌和细菌自我消化而减少污泥产生量的同时，促进分散性细菌的絮凝化。因此，微型生物保持槽31可以保持规定量的微型生物，而且可以以适合细菌凝集的条件运转。特别是在本发明中，供给含有在曝气槽21中占优势的分散性细菌的生物处理液，由此，在微型生物保持槽31中，可以使微型生物以污泥MLVSS5%以上的浓度生存。微型生物保持槽31可以使相对微型生物保持槽31的溶解性BOD污泥负荷为0.05kg-BOD/kg-VSS/日以下、特别是为0.0250.05kg-BOD/kg-VSS/日的范围运转。这是因为在微型生物保持槽31中防止难以被微型生物捕食的丝状等形态的细菌增殖，使过滤捕食型的微型生物占优势地生存的缘故。另外，为了使增殖速度比细菌慢的微型生物滞留在微型生物保持槽31中，可以使SRT为24小时以上，特别是为10日以上。但是，如果过度延长SRT，则微型生物在微型生物保持槽31中被过剩保持，微型生物的粪便等也蓄积得多，所以，使SRT为40日以下，特别是为10日以上、30日以下即可。进而，为了确保在微型生物保持槽31中使微型生物生存的食饵，优选将生物处理液中所含固态物的CODcr(以化学耗氧量表示的有机物)量的0.1%量以上、特别优选520重量％左右的溶解性CODcr带入微型生物保持槽中。还可以向微型生物保持槽31中添加作为微型生物营养剂的物质。作为营养剂，特别优选为含有脂质的物质，作为脂质，可以列举磷脂、游离脂肪酸和甾醇等，特别适宜使用含有溶血磷脂、卵磷脂等磷脂的物质。具体而言，可使用米糠、啤酒糟、油渣、甜菜渣、贝壳粉、蛋壳、蔬菜提取物、鱼肉提取物、各种氨基酸、以及各种维生素等作为营养剂。添加量优选为每槽容积0.01mg/L/日以上，特别优选为0.110mg/L/日。另外，作为微型生物保持槽31的生物处理方式，如本实施方式那样，在微型生物保持槽31的后段设置沉淀池41等固液分离单元，将分离的污泥返回的活性污泥法，除此以外，也可以使用在微型生物保持槽内设置分离膜的膜分离式活性污泥法等。还可以在微型生物保持槽31中添加适合将微型生物保持在微型生物保持槽内的载体。载体没有特别限定，能够使用上述的载体，填充率以每槽毛容积计，优选为1040%左右。在微型生物保持槽31中，从曝气槽21流出的生物处理液中所含的分散性细菌通过微型生物捕食和自我消化而减少。结果使微型生物保持槽31中作为剩余污泥的细菌被消耗、污泥减量，同时，细菌凝集，生成絮凝化的污泥絮凝体。包含污泥絮凝体的液体从微型生物保持槽31流出，从第2连接管45导入沉淀池41，与处理水分离。处理水从连接在沉淀池41出口侧的处理水通路55取出，被分离的污泥的一部分从污泥返回通路65被返回到微型生物保持槽31中。在本实施方式相关的处理装置11中，在沉淀池41中被分离的污泥的一部分从处理污泥通路57送往污泥处理槽51，生物性地减少污泥量。另外，也可以将在沉淀池41中被分离的污泥的一部分返回曝气槽21。污泥处理槽51可以制成为与微型生物保持槽31同样的结构。具体而言，在污泥处理槽51中，从散气管等气体供给单元52供给空气等含氧气体，使微型生物生长，利用微型生物的捕食作用进一步减少污泥产生量。与微型生物保持槽31同样，在污泥处理槽51中既可以地添加载体，也可以为了促进微型生物增殖而添加营养剂。在污泥处理槽51中没有被处理净的污泥絮凝体、或/和从沉淀池41抽出的污泥中，除去被返回到微型生物保持槽31的部分和被送往污泥处理槽51部分的残余污泥絮凝体可以从污泥排出通路56向系统外排出。本发明是通过控制对曝气槽21的供氧量，促进在曝气槽21中的分散性细菌增殖的发明，上述实施方式能够适当变化。例如，如在图2中所示的那样，可以使用在原水通路25中设置有流量计26的处理装置12，基于流入曝气槽21中的有机废水流入量和有机废水的有机物浓度，求出在曝气槽21中需要的氧量来控制供氧量。另外，能够向微型生物保持槽31的任一方或双方添加载体。在各槽中添加的载体的优选种类和填充率如上所述。图3表示在曝气槽21中添加有载体58的处理装置13的模式图。另外，为了促进微型生物在微型生物保持槽31中的增殖，也可以添加营养剂等。而且，污泥处理槽51可以通过吹入臭氧等化学性地减少污泥量，也可以通过机械破碎等物理性地减少污泥量。接着，参照图4和图5，说明通过控制微型生物保持槽31的溶解性BOD污泥负荷使微型生物量稳定的方法。图4的处理装置14具备曝气槽21、微型生物保持槽31和作为固液分离单元的沉淀池41。在该处理装置14中，将控制曝气槽21的DO浓度代之以控制相对微型生物保持槽31的溶解性BOD污泥负荷，由此使微型生物保持槽31的微型生物保持量稳定，所以，不特别进行曝气槽21的DO浓度控制，在曝气槽21中不设置DO计。但是，如上述那样，为了在曝气槽21中促进分散性细菌的生成，优选不使曝气槽21中的溶存氧浓度过高，在处理装置14中，曝气槽21的DO也优选为0.5mg/L以下。在处理装置14中，微型生物保持槽31的溶解性BOD污泥负荷控制在规定范围内，具体而言，使溶解性BOD污泥负荷为0.05kg-BOD/kg-VSS/日以下。另外，微型生物保持槽31优选为pH58，从气体供给单元32供给含氧气体，以有氧条件运转。在处理装置14中，为了使增殖速度慢的微型生物增殖，微型生物保持槽31可以以SRT为12小时以上40日以下、优选为30日以下、更优选为1030曰左右运转。在微型生物保持槽31中，优选使在后段的沉淀池41中从液体成分分离的固体成分(污泥)的一部分作为返回污泥而循环。或者可以采用通过在微型生物保持槽31中设置分离膜而保持槽内污泥的膜分离方式。另外，可以通过填充载体而使微型生物保持槽31为流动床方式。此时，在微型生物保持槽31中填充的载体没有特别限定，能够使用上述的载体。从曝气槽21流出主要包含分散性细菌的生物处理液，流入微型生物保持槽31中。在微型生物保持槽31中保持微型生物，从曝气槽21流出的生物处理液中所含的分散性细菌通过微型生物捕食和自我消化而减少。另外，在微型生物保持槽31中，虽然细菌也以生物处理液中所含的残留有机物为底物进行增殖，但由于相对微型生物保持槽31的溶解性BOD污泥负荷低，所以，细菌的增殖停留在作为用于维持微型生物保持槽31中所保持的微型生物数所需要的食饵而被消耗的程度。其结果为，在微型生物保持槽31中保持规定量的微型生物，在作为剩余污泥的细菌被消耗、污泥量减少的同时，细菌凝集，生成絮凝化的污泥絮凝体。污泥絮凝体的SVI(每lg污泥的沉降体积ml)为150以下的程度，在沉淀池41中容易和液体分离。包含污泥絮凝体的液体从微型生物保持槽31流出，从第2连接管45被导入沉淀池41中，与处理水分离。处理水从与沉淀池41出口侧连接的处理水通路55被取出，被分离的污泥的至少一部分从污泥返回通路65被返回到微型生物保持槽31中。在沉淀池41中被分离的污泥的一部分可以作为剩余污泥从由污泥返回通路65分支的污泥排出通路56向系统外排出。另外，返回污泥的一部分可以返回曝气槽21，也可以在处理装置14内设置污泥处理槽(未图示)而进一步减少剩余污泥产生量，其中，该污泥处理槽导入剩余污泥，通过生物、化学、物理方法减少污泥量。本发明是将通过以高负荷进行生物处理而生成的包含分散性细菌的生物处理液导入微型生物保持槽31中，使溶解性BOD污泥负荷在规定的范围内，由此实现通过微型生物捕食作用的污泥絮凝化和减量的发明，上述实施方式能够适当变化。例如，可以向曝气槽21和微型生物保持槽31的任一方或双方中添加载体。在各槽中添加载体的优选种类和填充率如上所述。另外，为了促进在微型生物保持槽31中的微型生物增殖，也可以添加营养剂等。另外，也可以如图5中所示的那样将原水通路25分支，使一部分原水直接流入微型生物保持槽31中。这样，以一部分原水不经过曝气槽21而供给微型生物保持槽31的方式构成装置结构，由此，能够考虑导入曝气槽21中的原水中所含的溶解性BOD的分解率而调整绕过微型生物保持槽31的原水量。因此，在图5中表示的处理装置15中，容易将微型生物保持槽31的运转条件调整为适合保持微型生物和絮凝化的条件。实施例[实施例1]以下，基于实施例更详细地说明本发明。实施例1使用在图1中表示的处理装置11，以人造废水(CODcr浓度1200mg/L、溶解性BOD浓度600mg/L、溶解性CODcr浓度1100mg/L)作为被处理水进行实验。曝气槽21的容量为3.6L，以pH7.0、HRT4小时、不返回污泥的条件运转。在曝气槽21中，为了使被处理水所含的溶解性CODcr下降80%、全部CODcr浓度下降30X，基于在曝气槽21分解的全部CODcr量来控制供氧量，使槽内液的DO浓度为0.01mg/L。微型生物保持槽31的容量为15L，以MLVSS浓度3900mg/L、pH7、溶解性BOD污泥负荷0.044kg-BOD/kg-VSS/日、HRT17小时的条件运转。向微型生物保持槽31供氧，使槽内液的DO为23mg/L。在微型生物保持槽31中，通过污泥返回通路65返回在沉淀池41中被分离的污泥絮凝体的一部分。在实施例l中，不使用污泥处理槽51，而是将在沉淀池41中被分离的污泥絮凝体中除去返回微型生物保持槽31的部分后的剩余部分作为剩余污泥从污泥排出通路56向系统外排出。以上述条件进行处理的结果为，在曝气槽21中，对于菌体SS，长度为15pm左右的分散状态的细菌占有的比例成为80%左右，能够使分散性细菌占优势地增殖。另外，在微型生物保持槽31中，钟形虫以100000130000个/ml的浓度(MLVSS的1013%)占优势地生存，被处理水中所含的BOD的污泥转换率变为0.15kg-MLSS/kg-BOD，从沉淀池41取出的处理水的SS浓度变为20mg/L以下左右。[实施例2]除了向曝气槽21进行间歇供氧以外，以和实施例1相同的条件进行试验。即，在实施例1中，向曝气槽21进行连续供氧，与此相对，在实施例2中，对曝气槽21进行间歇供氧，使曝气槽21的槽内液的DO为2mg/L的有氧期为1分钟，槽内液的DO为0mg/L的缺氧期为1分钟，DO为02mg/L之间的期间(称为移动期间)为2分钟。其结果为，在曝气槽21中，对于菌体SS，长度为l5pm左右的分散状态的细菌占有的比例成为70%左右，能够使分散性细菌占优势地增殖。另外，在微型生物保持槽31中，钟形虫以100000个/ml左右的浓度占优势地生存，被处理水中所含的BOD的污泥转换率变为0.20kg-MLSS/kg-BOD，从沉淀池41取出的处理水的SS浓度变为20mg/L以下的程度。算出在曝气槽21中的耗氧速度，据此求出在曝气槽21中的生物处理中需要的需氧量，从而控制供氧量，除此以外，以和实施例1相同的条件进行试验。具体而言，1小时1次增加向曝气槽21的供氧量，使曝气槽21的槽内液DO浓度暂时性(2分钟)高于2mg/L后，使供氧量暂时性减少(或停止)，由槽内液DO浓度的减少速度求出耗氧速度。图6表示在实施例3中的供氧量控制形式。在本实施例中，根据这样求出的耗氧速度，控制供氧速度，使得曝气槽21的DO浓度为0.01mg/L。其结果为，在曝气槽21中，对于菌体SS，长度为15pm左右的分散状态的细菌占有的比例成为90%左右，能够使分散性细菌占优势地增殖。另外，在微型生物保持槽31中，钟形虫以100000130000个/ml左右的浓度占优势地生存，被处理水中所含的BOD的污泥转换率变为0.15kg-MLSS/kg-BOD，从沉淀池41取出的处理水的SS浓度变为20mg/L以下的程度。[参考例1]在参考例l中，研究了在曝气槽21中的DO浓度控制。具体的而言，除了使曝气槽21的槽内液DO浓度为与微型生物保持槽31同样值、即23mg/L以外，以和实施例1相同的条件进行试验，结果，在曝气槽21中，长度为1050pm左右的丝状细菌比直径15pm左右的分散状态的细菌繁殖得更多，成为占优势的状态，因而微型生物捕食变得困难。结果，微型生物保持槽31的微型生物浓度下降，降至1000020000个/ml的浓度(MLVSS的12%)，被处理水中所含的BOD的污泥转换率变为0.30kg-MLSS/kg-BOD，从沉淀池41取出的处理水的SS浓度变为30mg/L以下的程度。[实施例4]在曝气槽21中，以相对曝气槽21的毛容积比为5%的方式填充5mm见方的海绵载体58，使用曝气槽21采用流动床式的图3的处理装置13进行试验。在实施例4中，除了在曝气槽21中填充载体58以外，采用和实施例1相同的条件，控制供氧量，将曝气槽21内的DO浓度控制在0.01mg/L。结果，在曝气槽21中，对于菌体SS，长度为l5pm左右的分散状态的细菌占有的比例成为80%左右，能够使分散性细菌占优势地增殖。另外，在微型生物保持槽31中，钟形虫以100000130000个/ml左右的浓度占优势地生存，被处理水中所含的BOD的污泥转换率变为0.15kg-MLSS/kg-BOD，从沉淀池41取出的处理水的SS浓度变为20mg/L以下的程度。在实施例4中，从试验开始经过1个月后，使流入曝气槽21的有机废水流量减少一半，并使相对曝气槽21的BOD容积负荷减少一半，同时，通过处理水返回通路42将在沉淀池41中从污泥絮凝体分离的处理水返回到曝气槽21中。处理水的返回量为与有机废水减少量相同的量。这样，反复进行持续12小时减少被处理水流量的处理、然后将被处理水流量恢复为原来的流量、持续12小时停止处理水返回的处理。在该期间，在被处理水流量减少时，通过返回处理水，能够几乎稳定地维持曝气槽21的HRT。在该期间，在曝气槽21中维持分散性细菌的占优势状态，污泥转换率也能够维持在上述值，在微型生物保持槽31中的钟形虫浓度也能够维持在100000130000个/ml左右的值。[参考例2]在参考例2中，除了在实施例4中减少被处理水流量时不进行处理水的返回以外，以和实施例4相同的条件进行试验。在参考例1中，将反复进行使被处理水流量减少12小时、将接下来的12小时流量恢复为原来的流量的处理试验持续3日，结果，在曝气槽21中占优势存在的分散状态的细菌，取代为长度为201000Mm左右的丝状细菌占优势。另外，在微型生物保持槽31中，钟形虫减少为12000个/mL左右，污泥转换率上升到0.40kg-MLSS/kg-BOD。另外，从沉淀池41取出的处理水的SS浓度成为40mg/L左右。在表1中表示实施例14和参考例1、2的结果。<table>tableseeoriginaldocumentpage21</column></row><table>这样，如果根据本发明，在曝气槽21中，使分散性细菌占优势，在曝气槽21后段设置的微型生物保持槽31中，利用微型生物的捕食作用，能够减少剩余污泥的产生量。[参考例3]接着说明控制相对微型生物保持槽31的溶解性BOD污泥负荷的参考例3。在参考例3中，使用在图5中表示的处理装置15，以人造废水(CODer浓度1000mg/L，溶解性BOD浓度640mg/L)作为被处理水进行实验。曝气槽21的容量为3.6L，以pH7、HRT4小时、使DO浓度为约1.0mg/L、不返回污泥的条件运转。微型生物保持槽31的容量为15L，以pH7、MLVSS3，700mg/L、HRT17小时的条件运转。使曝气槽21中的溶解性BOD的分解率约为95%，将一部分原水从旁路26向微型生物保持槽31直接导入，由此使相对微型生物保持槽31的槽内污泥量的溶解性BOD污泥负荷为0.03kg-BOD/kg-VSS/日。在参考例3中，使综合曝气槽21和微型生物保持槽31的全部生物处理槽的溶解性BOD容积负荷为0.75kg/mV日、HRT21小时。以上述条件进行处理的结果为，在微型生物保持槽31中，蛭形轮虫以50000个/ml的浓度(MLVSS的15%)占优势地生存，被处理水中所含的BOD的污泥转换率成为0.20kg-MLSS/kg-BOD。另外，从沉淀池41取出的处理水的SS浓度变为10mg/L左右。[参考例4]除了停止向微型生物保持槽31直接导入原水、使相对微型生物保持槽31的溶解性BOD污泥负荷为O.Olkg-BOD/kg-VSS/日以外，以和参考例3相同的条件进行试验。其结果为，微型生物保持槽31中的微型生物的生存数成为1000个/mL(MLVSS的rX)以下，不进行由微型生物的捕食作用产生的污泥减量和絮凝化。因此，在参考例4中，被处理水中所含的BOD污泥转换率，作为BOD，成为0.30kg-MLSS/kg-BOD，处理水的SS浓度成为30mg/L。[参考例5]除了增加向微型生物保持槽31的原水流入量、使相对微型生物保持槽31的溶解性BOD污泥负荷为O.lkg-BOD/kg-VSS/日以夕卜，以和参考例3相同的条件进行试验。其结果为，在微型生物保持槽31中，细菌以丝状增殖，难以被微型生物捕食，微型生物的生存数成为1000个/mL以下。因此，不进行由微型生物的捕食作用产生的污泥减量和絮凝化，在参考例5中，被处理水中所含的BOD污泥转换率，作为BOD，成为0.40kg-MLSS/kg-BOD。在参考例5中，处理水的SS浓度为10mg/L，但因丝状性细菌的增殖，污泥的压密性下降，SVI成为220。[参考例6]除了增加向微型生物保持槽31的原水流入量、使相对微型生物保持槽31的溶解性BOD污泥负荷为0.08kg-BOD/kg-VSS/日以外，以和参考例3相同的条件进行试验。其结果为，在微型生物保持槽31中的微型生物的生存数也成为30000个/mL(MLVSS的7X)。因此，被处理水中所含的BOD污泥转换率，作为BOD，成为0.20kg-MLSS/kg-BOD。但是，由于占有优势的微型生物是以咬食絮凝体的方式摄食的絮凝体捕食型的须足轮虫，所以，絮凝体被咬食，处理水的SS浓度成为120mg/L。在表2中表示参考例36的结果。<table>tableseeoriginaldocumentpage22</column></row><table>BOD污泥负荷，能够利用微型生物的捕食作用减少剩余污泥的产生量。另外，在微型生物保持槽31中，能够促进细菌的絮凝化，生成沉降性良好的污泥絮凝体，因此能够得到良好水质的处理水。作为参考例7，调查改变相对微型生物保持槽31的溶解性BOD污泥负荷时的微型生物保持槽31中的微型生物的生存数。在图7中表示结果。如在图7中所示的那样，通过使相对微型生物保持槽31的溶解性BOD污泥负荷为0.05kg-BOD/kg-VSS/日左右以下，能够使吸入分散性细菌而捕食的过滤捕食型的微小生物占优势。因此，通过使相对微型生物保持槽31的溶解性BOD污泥负荷为0.05kg-BOD/kg-VSS/日以下，显示能够防止污泥絮凝体崩解，得到良好水质的处理水。产业上的可利用性本发明能够在下水等有机废水的生物处理中使用。权利要求1.一种有机排水的生物处理方法，其特征在于，包括将含有有机物的有机废水导入曝气槽中、在有氧条件下进行生物处理的高负荷处理工序；和将从所述高负荷处理工序流出的生物处理液导入微型生物保持槽中、进行生物处理的低负荷处理工序，控制所述高负荷处理工序的所述曝气槽的氧浓度和所述低负荷处理工序的相对所述微型生物保持槽的溶解性BOD污泥负荷的任一方或双方，在所述高负荷处理工序中，以所述有机物为底物生成分散性细菌，在所述低负荷处理工序中，所述分散性细菌被所述微型生物保持槽中生存的微型生物捕食。2.如权利要求l所述的有机废水的生物处理方法，其特征在于在所述低负荷处理工序中，使相对所述微型生物保持槽的溶解性BOD污泥负荷为0.025kg-BOD/kg-VSS/日以上、0.05kg-BOD/kg-VSS/日以下。3.如权利要求1或2所述的有机废水的生物处理方法，其特征在于在所述高负荷处理工序中，使所述曝气槽的溶存氧浓度为0.5mg/L以下进行生物处理。4.如权利要求13中任一项所述的有机废水的生物处理方法，其特征在于在所述高负荷处理工序中，测定所述有机废水向所述曝气槽的流入量和在所述有机废水中所含的所述有机物浓度，求出在所述高负荷处理工序中应该分解的CODcr量，根据所述应该分解的CODcr量控制供氧量。5.如权利要求14中任一项所述的有机废水的生物处理方法，其特征在于在所述高负荷处理工序中，通过控制供氧量，设置所述曝气槽的槽内液的溶存氧浓度为0mg/L的缺氧期。6.如权利要求5所述的有机废水的生物处理方法，其特征在于在所述高负荷处理工序中，控制供氧量，使所述缺氧期相对于所述曝气槽的槽内液的溶存氧浓度高于Omg/L的有氧期的比为0.25以上、1以下。7.如权利要求16中任一项所述的有机废水的生物处理方法，其特征在于在所述高负荷处理工序中，控制供氧量，使耗氧速度和供氧速度之差为10%以下。8.如权利要求17中任一项所述的有机废水的生物处理方法，其特征在于在所述微型生物保持槽中，使所述微型生物以污泥MLVSS的5%以上的浓度生存。9.如权利要求18中任一项所述的有机废水的生物处理方法，其特征在于使绕过所述曝气槽的所述有机废水直接流入所述微型生物保持槽中。全文摘要本发明提供一种有机废水的生物处理方法，该方法能够稳定地得到由微型生物的捕食作用产生的污泥减量效果，并能够得到良好水质的处理水。将有机废水导入曝气槽(21)中，以高负荷进行生物处理，生成分散性细菌。将从曝气槽(21)流出的含有分散性细菌的生物处理液导入微型生物保持槽(31)中。通过控制曝气槽(21)的DO浓度或者使微型生物保持槽(31)的溶解性BOD污泥负荷为0.025kg-BOD/kg-VSS/日以上、0.05kg-BOD/kg-VSS/日以下进行运转，使蛭形轮虫等微型生物生存，利用微型生物的捕食作用减少剩余污泥产生量，同时生成沉降性好的污泥絮凝体。文档编号C02F3/32GK101374772SQ20078000397公开日2009年2月25日申请日期2007年1月30日优先权日2006年2月3日发明者安井英齐,藤岛繁树申请人:栗田工业株式会社