JP2010201423A

JP2010201423A - 活性汚泥に含まれる脱窒細菌の高濃度培養方法

Info

Publication number: JP2010201423A
Application number: JP2010094490A
Authority: JP
Inventors: Satoru Yoneda; 哲米田
Original assignee: BICOM KK
Current assignee: BICOM KK
Priority date: 1999-06-10
Filing date: 2010-04-15
Publication date: 2010-09-16
Also published as: NO20015391L; NO328114B1; AU5105400A; CA2374537A1; NO20015391D0; EP1197548A4; AU770812B2; HK1046430A1; KR20020012210A; WO2000077171A1; US6569334B1; EP1197548A1; CN1354786A; JP4602615B2

Abstract

【課題】活性汚泥に含まれる脱窒細菌を大量に、かつ高濃度に培養する方法を提供する。
【解決手段】活性汚泥を、培養槽中にて、溶存酸素２ｍｇ／リットル以下、ｐＨ６．０〜９．０、温度１０〜４０℃、外部炭素源としてＲＯＨ（ＲはＣＨ_３−及び／又はＣ_２Ｈ_５−）を存在させた条件下において所定時間、ＮＯ_３−Ｎ含有液によって脱窒馴養することにより、当該活性汚泥に含まれる脱窒細菌を馴養集積せしめ、上記培養槽中にて発生するフロックを沈殿させる。
【選択図】図１

Description

本発明は、活性汚泥を原料とした脱窒細菌（海洋性脱窒細菌、淡水性脱窒細菌）の高濃度培養方法に関する。

水系における窒素汚染、とりわけアンモニアを除去する方法には、物理化学的な方法と生物を活用する方法とがある。

物理化学的な方法としては、アンモニアストリッピング法、不連続点塩素注入法、ゼオライト法、イオン交換法等が挙げられる。

しかしながら、これらの方法には、副産物による二次公害や効率の面で問題が多かった。

一方、生物を活用する方法として、硝化細菌（アンモニア酸化細菌と亜硝酸酸化細菌）と脱窒細菌（硝酸酸化細菌）による微生物処理法が最も有力であることはよく知られている（特許文献１〜５）。水系における有害な残留窒素は、好気的環境下で硝化細菌の働きによって硝酸イオンとなって蓄積し、嫌気的環境下で脱窒細菌によって安全な窒素ガスに還元され大気中に放出される。

特開平７−２９９４９５号公報特開平６−２０６０９３号公報特開平６−３０４５９３号公報独国特許発明第４２１６３５７号明細書特開２０００−８４５９６号公報

本発明は、脱窒細菌を大量に、かつ高濃度に培養することができる脱窒細菌の高濃度培養方法を提供することを目的とする。

本発明の脱窒細菌の高濃度培養方法は、下水汚泥やし尿汚泥等の活性汚泥にわずかに含まれる脱窒細菌を高濃度に培養する方法であって、活性汚泥を、培養槽中にて、溶存酸素２ｍｇ／リットル以下、ｐＨ６．０〜９．０、温度１０〜４０℃、外部炭素源としてＲＯＨ（ＲはＣＨ_３−及び／又はＣ_２Ｈ_５−）を存在させた条件下において所定時間、ＮＯ_３−Ｎ含有液によって脱窒馴養することにより、当該活性汚泥に含まれる脱窒細菌を馴養集積せしめ、前記培養槽中にてフロックを沈殿させる方法である。

本発明により、脱窒細菌を大量に、かつ高濃度に培養することができる。

汚泥脱窒馴養装置の一例を示した略示説明図である。汚泥の脱窒馴養過程においてＮＯ_３−Ｎ濃度の経日的変化を示したグラフ図である。汚泥の大幅な減量（減容）性能を備えた高度水処理装置の略示説明図である。本実施例における曝気槽の形態の一例を示した略示説明図である。陸上における閉鎖養殖装置の一例を示した略示説明図である。

［活性汚泥］
本発明に使用する活性汚泥は、下水汚泥やし尿汚泥が挙げられる。これらは、淡水希釈処理されたものであってもよく、あるいは海水希釈処理されたものであっても構わないが、海水希釈汚泥を原料として硝化細菌または脱窒細菌を培養すれば、希少価値とされる海洋性硝化細菌、海洋性脱窒細菌が大量に得られるので、海水希釈処理された活性汚泥を使用することが好適である。

［脱窒細菌の培養（馴養）条件］
活性汚泥に含まれる脱窒細菌の培養は、当該活性汚泥を、所定期間（例えば、１ヶ月、２ヶ月あるいは３ヶ月）、ＮＯ^３−Ｎ含有液によって脱窒馴養することにより行われる。

脱窒反応は、ＮＯ_３−Ｎ含有液におけるＮＯ_３−中の分子状酸素を用いて水素供与体としての有機エネルギー源（後述する）を酸化する反応である。つまり、脱窒反応は、酸素の代わりにＮＯ_３−を最終の水素受容体とする有機物（ＡＨ_２）の酸化反応で下記式（略式）で示される。

ＮＯ_３ ⁻ ＋ＡＨ_２ → Ａ＋Ｈ_２Ｏ＋Ｎ_２

したがって、この脱窒馴養は嫌気的に行なう必要があるため、溶存酸素（ＤＯ）は２ｍｇ／リットル以下、好ましくは１ｍｇ／リットル以下、さらに好ましくは、０．５ｍｇ／リットル以下とする（つまり、硝酸呼吸を行ない得る条件を作る必要がある）。

ｐＨは６．０〜９．０の範囲内であればよいが、どちらかといえば、アルカリ側に傾いている方が好ましい。具体的にはｐＨ６．５〜８．５が好ましく、ｐＨ７．０〜８．５がさらに好ましく、ｐＨ７．５〜８．５がさらに好ましい。

培養温度としては、１０℃未満であれば急激に活性が低下することから、１０〜４０℃である必要があり、１５〜３０℃が好ましく、２５〜３０℃がさらに好ましい。

ＮＯ_３−Ｎ含有液としては、活性汚泥を原料とした硝化細菌の培養を実施した際に生成する硝化馴養処理液を使用することができる。

前述したように、外部から水素供与体として、また細胞合成の炭素源として、有機物を補填しなければならない。このような外部有機物としては、メタノールを使用することが、より速い増殖スピードが得られる、安価である、入手が容易である、という点で好ましい。なお、メタノールに代えて、あるいはメタノールと併用して、エタノールを用いることもできる。

メタノールおよび／またはエタノールの添加濃度としては特に限定はないが、メタノール換算で、ＣＨ_３ＯＨ（ｍｇ／リットル）／ＮＯ_３−Ｎ（ｍｇ／リットル））が３．０以上となるようにすることが好ましい。

以下、本発明の一実施例を挙げて説明するが、本発明はこれによって限定するものではない。

［脱窒細菌の高濃度培養（脱窒活性汚泥の製造）］
第１図に示すｆｉｌｌａｎｄｄｒａｗ式培養槽で２日サイクルの回分培養を行った。

すなわち、脱窒槽に、海水希釈を行なっているし尿処理場の活性汚泥１２リットルを投入し、のち海水で２０リットルに希釈した。次いで、硝化細菌の培養により発生した硝化馴養処理液（ＮＯ_３−Ｎ含有液）、及びＮＯ_３−Ｎ濃度の３倍濃度のメタノールを投入した。

脱窒槽はサーモスタットとヒータで２７℃となるように保温し、かつｐＨコントローラーおよび塩酸あるいは硫酸により、上昇するｐＨが７．０〜８．５を保持するように設定した。撹拌機によって７０ｒｐｍの速度で撹拌を行い、２日目に１時間汚泥を沈殿させ、上澄液を除去した後、ＮＯ_３−Ｎ濃度の３倍濃度のメタノールを含有する硝化馴養処理液を投入し、撹拌を再開した。汚泥の元々の塩分濃度が海水比７５％にあるため、海水馴養は海水比７５％から開始した。

第２図に、し尿処理場汚泥の海水馴養過程を示した。図には、初発ＮＯ_３−Ｎ濃度、培養４時間後の残存ＮＯ_３−Ｎ濃度、海水比を示した。ＮＯ_３−Ｎ濃度１００ｍｇ／リットルが培養１日後に完全に脱窒されるようになった段階で海水比を１００％に上げた。馴養１０日後には、１００ｍｇ／リットルのＮＯ_３−Ｎが培養１日後にほぼ脱窒除去されるようになったので、海水比を１００％に上げ、更に脱窒活性汚泥の活性とＭＬＳＳ濃度を高めるため、初発ＮＯ_３−Ｎ濃度を１５０ｍｇ／リットル、２００ｍｇ／リットルに上げていった。

その結果、海水馴養２５日以降には（１ヶ月以内で）２００ｍｇ／リットルのＮＯ_３−Ｎを培養４時間で脱窒除去できる海水馴養脱窒活性汚泥（ＡＭＤＳ）を調製することができた。

馴養前のし尿処理場汚泥の脱窒速度とＡＭＤＳの脱窒速度を下記式に基づいて算出し、下記［表１］に示した。撹拌開始数時間でＮＯ_３−Ｎが直線的に変化する区間の傾きから変化速度を求め、それを汚泥濃度で除した値を脱窒速度とした（下記式参照）。

海水馴養１ヶ月後には、海水中で１６．１ｍｇ−ＮＯ_３−Ｎ／ｇ−ＭＬＳＳ・ｈｒの脱窒活性を示す脱窒活性汚泥が調製できたことになる。ＡＭＤＳの脱窒速度は下水処理などで報告されている比脱窒速度（０．０４〜０．０８ｇ−Ｎ／ｇ−ＭＬＳＳ・ｄａｙ）と比べると１オーダー高い値であり、脱窒細菌が優占種になっていると考えられる。

なお、上記の脱窒活性は、海水馴養２ヶ月後には、２５ｍｇ以上−ＮＯ_３−Ｎ／ｇ−ＭＬＳＳ・ｈｒとなる。

ＡＭＤＳを走査型電子顕微鏡（ＳＥＭ）で観測したところ、２０〜１００μｍのグラニュールを形成していた。また、ＡＭＤＳのフロックを光学顕微鏡で観測したところ、汚泥中には直径２０〜１００μｍのフロックが多数存在していた。ＡＭＤＳのＳＶＩ，ＳＶ３０は、表１に併記した通り、３４．４、１１％で沈降特性も良好であった。

なお、このようにして得た海洋性脱窒細菌を工業技術院生命工学工業技術研究所の特許微生物寄託センターに寄託しようとしたところ、受託拒否された（受託拒否証明書入手済。なお、当該海洋性脱窒細菌［微生物の識別表示：ＢＩＣＯＭＤｅｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇＢａｃｔｅｒｉａＳＷＡＱＳＰ−２１］は、下記の法人が保管しており、第三者からの分譲申請を受ける体制をとっているが、分譲請求に先立って、微生物保管者との契約を締結する必要がある。微生物分譲契約書および微生物分譲申請書も下記へ請求されたい。『株式会社バイコム、日本国大阪府和泉市テクノステージ３丁目５番２号（〒５９４−１１４４）、ＴＥＬ：０７２５−５３−５１１１、ＦＡＸ：０７２５−５３−５１２２』。

［高度水処理装置（硝化脱窒装置）］
次に、硝化汚泥馴養槽と脱窒汚泥馴養槽を組み込んだ、馴養汚泥返送法による下水汚泥の減量化と高度水処理化システムについて、第３図に基づいて述べる。

水処理場において、被処理水である窒素化合物を含んだ下水（流入水）は最初沈殿池に送られ、上清み液が曝気槽に運ばれる。そしてここで、硝化活性汚泥および脱窒活性汚泥による微生物処理を受け、流入水に含まれる窒素化合物が窒素ガスに変換される。流入水は、このように脱窒されたのち、最終沈殿池に搬送され、その上清み液が処理水として排出される。

通常であれば、この最終沈殿池における沈殿物を、活性汚泥として曝気槽に返送するが、本実施例の硝化脱窒装置では、この活性汚泥を曝気槽に返送せず、硝化汚泥馴養槽（Ｎ／ＢＥｎｒｉｃｈｅｒ）と脱窒汚泥馴養槽（Ｄ／ＢＥｎｒｉｃｈｅｒ）にそれぞれ所定量を搬送する。また、残りの活性汚泥を濃縮槽に送る。

硝化汚泥馴養槽（Ｎ／ＢＥｎｒｉｃｈｅｒ）に搬送された活性汚泥は、この馴養槽内において硝化馴養が行なわれ、硝化細菌を高濃度に含む硝化活性汚泥が生産（製造）される。なお、このときのＮＨ_４−Ｎ含有液としては、水処理場内に在るものが使用される。すなわち、消化槽からの消化脱離液および／または汚泥脱水槽からの脱水濾液が使用される。

脱窒汚泥馴養槽（Ｄ／ＢＥｎｒｉｃｈｅｒ）に搬送された活性汚泥は、前項にて説明した如く、この脱窒汚泥馴養槽内において脱窒馴養が行なわれ、脱窒細菌を高濃度に含む脱窒活性汚泥が生産（製造）される。なお、このときのＮＯ_３−Ｎ含有液としては、硝化汚泥馴養槽（Ｎ／ＢＥｎｒｉｃｈｅｒ）により発生した硝化液が使用される。

前述したように、従来は、最終沈殿池における沈殿物を活性汚泥として曝気槽に返送していたが、本実施例の硝化脱窒装置では、この活性汚泥を曝気槽に返送せず、硝化汚泥馴養槽と脱窒汚泥馴養槽にそれぞれ搬送し、これら馴養槽において、硝化汚泥馴養槽ならば硝化細菌のみを、また脱窒汚泥馴養槽ならば脱窒細菌のみを集積培養するので、その他の細菌が死滅し（消滅し）、ほとんどを細菌で占める活性汚泥の容量（容積）が大幅に減少するといった作用効果を奏する。

このようにして製造した各々高濃度の硝化活性汚泥および脱窒活性汚泥を曝気槽に返送することにより、今までの水処理よりも高速で、しかも高能率な処理を行なうことができる。

曝気槽の形態としては、従来公知の形態を採ることができる。例えば、第４図に示すように、（ａ）硝化槽と脱窒槽よりなる形態、（ｂ）第１脱窒槽と第１硝化槽と第２脱窒槽からなる形態、（ｃ）硝化槽と脱窒槽を繰り返して設置した形態などが挙げられる。

［陸上における閉鎖養殖装置］
本発明により得られた硝化活性汚泥と脱窒活性汚泥の利用例として、陸上における閉鎖養殖装置を第５図に基づいて説明する。

図に示すように、海水とともに魚介類、例えばヒラメ、オニオコゼ、クルマエビなどの稚魚の多数を入れた飼育槽から、一定量の海水が沈殿槽に排出される。この排出液にはアンモニア性窒素（ＮＨ_４−Ｎ）が含まれる。沈殿槽において、固形分が沈殿し、上清み液がポンプによってオゾン反応槽に運ばれ、オゾンと接触することにより殺菌処理が施される。

殺菌処理された液はその後、物理濾過槽を介して生物濾過槽に搬送される。この生物濾過槽は、少なくとも１つの硝化槽と、少なくとも１つの脱窒槽とよりなる。前記硝化槽には、硝化活性汚泥が充填されており、脱窒槽には、前述の脱窒活性汚泥が充填されている。この生物濾過槽における硝化槽と脱窒槽の組み合わせ方としては、第４図に示したように、例えば（ａ）硝化槽と脱窒槽よりなる形態、（ｂ）第１脱窒槽と第１硝化槽と第２脱窒槽からなる形態、（ｃ）硝化槽と脱窒槽を繰り返して設置した形態などが挙げられる。生物濾過槽を通過することにより、アンモニア性窒素は、硝化活性汚泥に高濃度に含まれる硝化細菌によって酸化されて硝酸性窒素に代わり、硝酸性窒素は、脱窒活性汚泥に高濃度に含まれる脱窒細菌によってさらに酸化されて窒素ガスに代わる。

このように排水中の窒素化合物を窒素ガスに変換した後、再度、飼育槽に返送される。

本実施例における陸上閉鎖養殖装置にあっては、工場のような室内で、飼育水の温度、溶存酸素、ｐＨ、照度、水流など、あらゆる環境条件をコンピュータによって制御管理することができるので、人手がかからず、飼育費も安くなるため、生産コストを減少させることができる。また、それのみならず、ウイルス等の病原菌が侵入するといった心配が無く、さらには、海洋汚染をひき起こすといった心配が無い。すなわち、従来行なわれていた養殖は、海の水を連続的にあるいは断続的に汲み上げて飼育槽の中に投入しているので、常に養魚が海洋中のウイルスに感染するおそれがあった。しかしながら、本実施例の閉鎖養殖装置にあっては、飼育水を循環させて使っているので、ウイルスが侵入する心配はない。また、従来の養殖法では、養魚から排泄されるアンモニアを飼育槽から排除すべく、飼育水を薄めて海洋にタレ流していた。これにより、養殖排水による海水汚染が問題視されているが、本実施例では、海洋に排出する（流す）飼育水は、実質的にはゼロであるため、海洋汚染をひき起こす心配はない。

［地下水の保全を目的とした土壌改良剤］
およそ５０年前から土壌中の脱窒細菌が少なくなり（あるいは全く無くなり）、土壌にまかれた窒素肥料はそのまま土壌中を下方に向けて移行し、そして地下水の汚染源となる。地下水は、生態系における健全な水循環を構成する重要な要素で貴重な淡水資源である。そして、昨今の水不足、渇水を勘案すると、その重要性は今後益々高まるものと考えられる。

本発明の製造方法によって得られた脱窒活性汚泥を用いることにより、地下水が窒素肥料により汚染されるのを防ぐことができる。

すなわち、上記した馴養実験により得られた脱窒活性汚泥（脱窒細菌）を農薬のように土壌に散布し耕うん機で農地を耕す。これにより、窒素肥料をまき過ぎても、過剰の窒素肥料はその場で土壌中の脱窒細菌により脱窒されて植物（作物）より下へは移行せず、窒素肥料による地下水の汚染を最小限に食い止めることができる。

以上のように、本発明により、活性汚泥を原料とした脱窒細菌（海洋性脱窒細菌、淡水性脱窒細菌）の高濃度培養方法を提供することができ、従来は不可能とされてきた脱窒細菌を大量に、かつ高濃度に培養することができるようになる。また、汚泥を大幅に減容することができる。

Claims

下水汚泥やし尿汚泥等の活性汚泥にわずかに含まれる脱窒細菌を高濃度に培養する方法であって、
前記活性汚泥を、培養槽中にて、溶存酸素２ｍｇ／リットル以下、ｐＨ６．０〜９．０、温度１０〜４０℃、外部炭素源としてＲＯＨ（ＲはＣＨ_３−及び／又はＣ_２Ｈ_５−）を存在させた条件下において所定時間、ＮＯ_３−Ｎ含有液によって脱窒馴養することにより、当該活性汚泥に含まれる脱窒細菌を馴養集積せしめ、前記培養槽中にて発生するフロックを沈殿させることを特徴とする脱窒細菌の高濃度培養方法。
前記ＮＯ_３−Ｎ含有液が、硝化細菌の高濃度培養方法を実施した際に発生する硝化馴養処理液であることを特徴とする請求項１に記載の脱窒細菌の高濃度培養方法。
前記ＲＯＨ（ｍｇ／リットル）／ＮＯ_３−Ｎ（ｍｇ／リットル）が３．０以上となるように外部炭素源ＲＯＨを添加することを特徴とする請求項１または２に記載の脱窒細菌の高濃度培養方法。
前記活性汚泥が海水希釈汚泥であることを特徴とする請求項１〜３のいずれか１項に記載の脱窒細菌の高濃度培養方法。
脱窒細菌を高濃度に含む脱窒活性汚泥の製造方法であって、
活性汚泥を、培養槽中にて、溶溶存酸素２ｍｇ／リットル以下、ｐＨ６．０〜９．０、温度１０〜４０℃、外部炭素源としてＲＯＨ（ＲはＣＨ_３−及び／又はＣ_２Ｈ_５−）を存在させた条件下において所定時間、ＮＯ_３−Ｎ含有液によって脱窒馴養することにより、当該活性汚泥に含まれる脱窒細菌を馴養集積せしめ、前記培養槽中にて発生するフロックを沈殿させることを特徴とする高濃度脱窒細菌含有脱窒活性汚泥の製造方法。
請求項５に記載の製造方法によって得られた脱窒活性汚泥を含有することを特徴とする土壌改良剤。