JP3252887B2 - アンモニア性窒素の生物学的酸化方法及び装置 - Google Patents
アンモニア性窒素の生物学的酸化方法及び装置Info
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- JP3252887B2 JP3252887B2 JP20486795A JP20486795A JP3252887B2 JP 3252887 B2 JP3252887 B2 JP 3252887B2 JP 20486795 A JP20486795 A JP 20486795A JP 20486795 A JP20486795 A JP 20486795A JP 3252887 B2 JP3252887 B2 JP 3252887B2
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- Y02W—CLIMATE CHANGE MITIGATION TECHNOLOGIES RELATED TO WASTEWATER TREATMENT OR WASTE MANAGEMENT
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- Y02W10/10—Biological treatment of water, waste water, or sewage
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- Purification Treatments By Anaerobic Or Anaerobic And Aerobic Bacteria Or Animals (AREA)
Description
【０００１】
【発明の属する技術分野】本発明はアンモニア性窒素の
生物学的酸化方法及び装置に係り、特に高濃度のアンモ
ニア性窒素廃水を固定化微生物を用いて高速処理するた
めのアンモニア性窒素の生物学的酸化方法及び装置に関
する。
生物学的酸化方法及び装置に係り、特に高濃度のアンモ
ニア性窒素廃水を固定化微生物を用いて高速処理するた
めのアンモニア性窒素の生物学的酸化方法及び装置に関
する。
【０００２】
【従来の技術】廃水中に含まれるアンモニア性窒素は、
放流先の公共用水域の溶存酸素の低下や、閉鎖性水域に
おける富栄養化の原因物質の一つとなることから、その
効果的な除去方法が課題になっている。廃水中のアンモ
ニア性窒素を生物学的に処理する方法としては、通常、
活性汚泥循環変法を用いた処理方法が行われ、硝化菌に
よるアンモニアから硝酸への硝化反応及び脱窒菌による
硝酸から窒素への脱窒反応を利用したものである。この
方法は、嫌気性状態の脱窒槽と好気性状態の硝化槽の２
つの槽から成り、脱窒槽では脱窒菌により廃水中の有機
物の分解と脱窒処理が行われ、硝化槽では硝化菌により
廃水中のアンモニア性窒素が硝化処理されて硝酸にな
る。そして、硝化槽で硝化処理された硝化液が脱窒槽に
循環されることにより廃水中の窒素成分は窒素ガスとし
て大気に放出されて除去される。この活性汚泥循環変法
は、硝化効率を上げるために硝化菌の固定化が検討され
ており、固定化硝化菌を硝化槽に投入したプロセスが実
用化されている。更には、固定化脱窒菌を脱窒槽に投入
したプロセスも検討されている。
放流先の公共用水域の溶存酸素の低下や、閉鎖性水域に
おける富栄養化の原因物質の一つとなることから、その
効果的な除去方法が課題になっている。廃水中のアンモ
ニア性窒素を生物学的に処理する方法としては、通常、
活性汚泥循環変法を用いた処理方法が行われ、硝化菌に
よるアンモニアから硝酸への硝化反応及び脱窒菌による
硝酸から窒素への脱窒反応を利用したものである。この
方法は、嫌気性状態の脱窒槽と好気性状態の硝化槽の２
つの槽から成り、脱窒槽では脱窒菌により廃水中の有機
物の分解と脱窒処理が行われ、硝化槽では硝化菌により
廃水中のアンモニア性窒素が硝化処理されて硝酸にな
る。そして、硝化槽で硝化処理された硝化液が脱窒槽に
循環されることにより廃水中の窒素成分は窒素ガスとし
て大気に放出されて除去される。この活性汚泥循環変法
は、硝化効率を上げるために硝化菌の固定化が検討され
ており、固定化硝化菌を硝化槽に投入したプロセスが実
用化されている。更には、固定化脱窒菌を脱窒槽に投入
したプロセスも検討されている。
【０００３】この活性汚泥循環変法が適用される廃水
は、主にアンモニア性窒素濃度（ＮＨ 4 −Ｎ）が２０〜
６０ｍｇ／ｌ程度のアンモニア性窒素濃度が低レベルな
下水であり、この程度のアンモニア性窒素濃度では硝化
反応がスムーズに進行し、放流水中のアンモニア性窒素
濃度が放流基準以下の数ｍｇ／ｌ以下になる。しかし、
高濃度のアンモニア性窒素廃水（４００ｍｇ／ｌ〜５０
００ｍｇ／ｌ程度）が多量に発生する例えば現像所、無
機合成工場、発電所等の場合には、廃水原水のアンモニ
ア性窒素濃度を高くとも２００ｍｇ／ｌ以下になるまで
希釈してから生物学的な処理を行っている。この結果、
処理すべき廃水量が著しく増加してしまい、大規模な廃
水処理装置が必要になるという問題があった。
は、主にアンモニア性窒素濃度（ＮＨ 4 −Ｎ）が２０〜
６０ｍｇ／ｌ程度のアンモニア性窒素濃度が低レベルな
下水であり、この程度のアンモニア性窒素濃度では硝化
反応がスムーズに進行し、放流水中のアンモニア性窒素
濃度が放流基準以下の数ｍｇ／ｌ以下になる。しかし、
高濃度のアンモニア性窒素廃水（４００ｍｇ／ｌ〜５０
００ｍｇ／ｌ程度）が多量に発生する例えば現像所、無
機合成工場、発電所等の場合には、廃水原水のアンモニ
ア性窒素濃度を高くとも２００ｍｇ／ｌ以下になるまで
希釈してから生物学的な処理を行っている。この結果、
処理すべき廃水量が著しく増加してしまい、大規模な廃
水処理装置が必要になるという問題があった。
【０００４】このような高濃度のアンモニア性窒素廃水
を生物処理する方法として、本出願の発明者等は以前、
包括固定化微生物を用いた多段処理により高速処理する
方法を開発した。この方法は、固定化微生物担体が投入
されている３槽の曝気槽に廃水を直列に流すもので、例
えば、運転条件を廃水原水（１槽目に流入する廃水のア
ンモニア性窒素濃度）のアンモニア性窒素濃度２５０ｍ
ｇ／ｌ、処理水量４８０ｍ3 ／日、滞留時間７時間で行
った場合、３槽目での処理水の水質を３７．５ｍｇ／ｌ
まで低減できた。また、１槽目の担体の硝化速度が１２
３ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体と極めて高い値が得られたこ
とから装置のコンパクト化を達成するものとして大いに
注目された。
を生物処理する方法として、本出願の発明者等は以前、
包括固定化微生物を用いた多段処理により高速処理する
方法を開発した。この方法は、固定化微生物担体が投入
されている３槽の曝気槽に廃水を直列に流すもので、例
えば、運転条件を廃水原水（１槽目に流入する廃水のア
ンモニア性窒素濃度）のアンモニア性窒素濃度２５０ｍ
ｇ／ｌ、処理水量４８０ｍ3 ／日、滞留時間７時間で行
った場合、３槽目での処理水の水質を３７．５ｍｇ／ｌ
まで低減できた。また、１槽目の担体の硝化速度が１２
３ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体と極めて高い値が得られたこ
とから装置のコンパクト化を達成するものとして大いに
注目された。
【０００５】硝化速度は、曝気槽の必要容量の決定のた
めに、また窒素除去率を左右する重要な因子であり、高
ければ高いほど装置のコンパクト化を図ることができ
る。
めに、また窒素除去率を左右する重要な因子であり、高
ければ高いほど装置のコンパクト化を図ることができ
る。
【０００６】
【発明が解決しようとする課題】しかしながら、上記し
た多段処理の場合でも廃水原水中のアンモニア性窒素濃
度が数千ｍｇ／ｌと極めて高い廃水を処理する場合に
は、依然として希釈倍率を大きくしなくてはならず、装
置のコンパクト化を図るためにはまだ不充分であるとい
う問題がある。このことから、高濃度のアンモニア性窒
素廃水を無希釈又は小さな希釈倍率の高濃度のままで処
理でき、且つ硝化速度が高くて高速処理が可能なアンモ
ニア性窒素の生物学的酸化方法及び装置が要望されてい
た。
た多段処理の場合でも廃水原水中のアンモニア性窒素濃
度が数千ｍｇ／ｌと極めて高い廃水を処理する場合に
は、依然として希釈倍率を大きくしなくてはならず、装
置のコンパクト化を図るためにはまだ不充分であるとい
う問題がある。このことから、高濃度のアンモニア性窒
素廃水を無希釈又は小さな希釈倍率の高濃度のままで処
理でき、且つ硝化速度が高くて高速処理が可能なアンモ
ニア性窒素の生物学的酸化方法及び装置が要望されてい
た。
【０００７】本発明は、このような事情に鑑みてなされ
たもので、高濃度のアンモニア性廃水を無希釈で処理で
き且つ高速処理し、これにより装置の大幅なコンパクト
化を実現することができるアンモニア性窒素の生物学的
酸化方法及び装置を提供することを目的とする。
たもので、高濃度のアンモニア性廃水を無希釈で処理で
き且つ高速処理し、これにより装置の大幅なコンパクト
化を実現することができるアンモニア性窒素の生物学的
酸化方法及び装置を提供することを目的とする。
【０００８】
【課題を解決する為の手段】本発明は前記目的を達成す
る為に、液中のアンモニア性窒素濃度が４００ｍｇ／ｌ
以上のアンモニア含有液と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上
の高濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出
される硝化菌が優先繁殖した固定化担体とを好気性雰囲
気で接触させると共に、前記固定化担体の担体当たりの
アンモニア性窒素負荷が５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体
以上になるようにしたことを特徴とする。
る為に、液中のアンモニア性窒素濃度が４００ｍｇ／ｌ
以上のアンモニア含有液と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上
の高濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出
される硝化菌が優先繁殖した固定化担体とを好気性雰囲
気で接触させると共に、前記固定化担体の担体当たりの
アンモニア性窒素負荷が５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体
以上になるようにしたことを特徴とする。
【０００９】また、本発明は前記目的を達成する為に、
液中のアンモニア性窒素濃度が１００〜４００ｍｇ／ｌ
のアンモニア含有液と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上の高
濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出され
る硝化菌と濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニ
ア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌とが混相状
態で繁殖した固定化担体とを好気性雰囲気で接触させる
ことを特徴とする。
液中のアンモニア性窒素濃度が１００〜４００ｍｇ／ｌ
のアンモニア含有液と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上の高
濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出され
る硝化菌と濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニ
ア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌とが混相状
態で繁殖した固定化担体とを好気性雰囲気で接触させる
ことを特徴とする。
【００１０】また、本発明は前記目的を達成する為に、
アンモニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ
／ｌ以上の高濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養
して検出される硝化菌が優先繁殖した第１の固定化担体
を含有し、前記流入部から流入したアンモニア性窒素含
有液と前記第１の固定化担体とを好気性雰囲気で接触さ
せる第１の反応部と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上の高濃
度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出される
硝化菌と濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア
溶液中で８週間培養して検出される硝化菌とを混成繁殖
した第２の固定化担体を含有し、前記第１の反応部から
の流出液と前記第２の固定化担体とを好気性雰囲気で接
触させる第２の反応部と、から成ることを特徴とする。
また、本発明は前記目的を達成する為に、アンモニア性
窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上の高
濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出され
る硝化菌が優先繁殖した第１の固定化担体を含有し、前
記流入部から流入したアンモニア性窒素含有液と前記第
１の固定化担体とを好気性雰囲気で接触させる第１の反
応部と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上の高濃度な硫酸アン
モニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌と濃度
１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週
間培養して検出される硝化菌とを混成繁殖した第２の固
定化担体を含有し、前記第１の反応部からの流出液と前
記第２の固定化担体とを好気性雰囲気で接触させる第２
の反応部と、濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモ
ニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌を優先繁
殖した第３の固定化担体を含有し、前記第２の反応部か
らの流出液と前記第３の固定化担体を接触させる第３の
反応部と、から成ることを特徴とする。
アンモニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ
／ｌ以上の高濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養
して検出される硝化菌が優先繁殖した第１の固定化担体
を含有し、前記流入部から流入したアンモニア性窒素含
有液と前記第１の固定化担体とを好気性雰囲気で接触さ
せる第１の反応部と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上の高濃
度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出される
硝化菌と濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア
溶液中で８週間培養して検出される硝化菌とを混成繁殖
した第２の固定化担体を含有し、前記第１の反応部から
の流出液と前記第２の固定化担体とを好気性雰囲気で接
触させる第２の反応部と、から成ることを特徴とする。
また、本発明は前記目的を達成する為に、アンモニア性
窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上の高
濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出され
る硝化菌が優先繁殖した第１の固定化担体を含有し、前
記流入部から流入したアンモニア性窒素含有液と前記第
１の固定化担体とを好気性雰囲気で接触させる第１の反
応部と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上の高濃度な硫酸アン
モニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌と濃度
１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週
間培養して検出される硝化菌とを混成繁殖した第２の固
定化担体を含有し、前記第１の反応部からの流出液と前
記第２の固定化担体とを好気性雰囲気で接触させる第２
の反応部と、濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモ
ニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌を優先繁
殖した第３の固定化担体を含有し、前記第２の反応部か
らの流出液と前記第３の固定化担体を接触させる第３の
反応部と、から成ることを特徴とする。
【００１１】
【発明の実施の形態】以下添付図面に従って本発明に係
るアンモニア性窒素の生物学的酸化方法及び装置の好ま
しい実施の形態について詳説する。本発明は、硝化菌の
種類には後述するＡＨ菌とＡＬ菌とが生存するという知
見に基づいてなされたものであり、本発明の方法及び装
置を説明するまえに本発明を理解する上で必要なＡＨ菌
とＡＬ菌について先ず説明する。
るアンモニア性窒素の生物学的酸化方法及び装置の好ま
しい実施の形態について詳説する。本発明は、硝化菌の
種類には後述するＡＨ菌とＡＬ菌とが生存するという知
見に基づいてなされたものであり、本発明の方法及び装
置を説明するまえに本発明を理解する上で必要なＡＨ菌
とＡＬ菌について先ず説明する。
【００１２】即ち、本発明者等は、従来技術で説明した
多段処理における１槽目の硝化速度が１２３ｍｇ−Ｎ／
ｈ・ｌ−担体と高い値が得られた原因を探るために、担
体に含有する硝化菌を分離し、菌の特性について検討し
た。その結果、硝化菌は、大別すると、高濃度のアンモ
ニア性窒素雰囲気の条件下で高活性を発揮する硝化菌
と、低濃度のアンモニア性窒素雰囲気の条件下で高活性
を発揮する硝化菌とが生存することを見いだした。
多段処理における１槽目の硝化速度が１２３ｍｇ−Ｎ／
ｈ・ｌ−担体と高い値が得られた原因を探るために、担
体に含有する硝化菌を分離し、菌の特性について検討し
た。その結果、硝化菌は、大別すると、高濃度のアンモ
ニア性窒素雰囲気の条件下で高活性を発揮する硝化菌
と、低濃度のアンモニア性窒素雰囲気の条件下で高活性
を発揮する硝化菌とが生存することを見いだした。
【００１３】そして、本発明者等は、これら２種類の硝
化菌を特定するために、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度
な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝
化菌をＡＨ菌とし、濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸
アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌を
ＡＬ菌とした。このように特定されたＡＨ菌とＡＬ菌の
特性を調べる為に、アンモニア性窒素濃度を変えて培養
した時の担体の硝化速度と担体中に生存する細菌濃度を
詳細に測定したところ図１及び図２に示す関係が得られ
た。
化菌を特定するために、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度
な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝
化菌をＡＨ菌とし、濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸
アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌を
ＡＬ菌とした。このように特定されたＡＨ菌とＡＬ菌の
特性を調べる為に、アンモニア性窒素濃度を変えて培養
した時の担体の硝化速度と担体中に生存する細菌濃度を
詳細に測定したところ図１及び図２に示す関係が得られ
た。
【００１４】図１はアンモニア性窒素濃度に対するＡＨ
菌の菌数と硝化速度を示し、図２はアンモニア性窒素濃
度に対するＡＬ菌の菌数と硝化速度を示す。図１から分
かるように、ＡＨ菌は、アンモニア性窒素濃度が２００
ｍｇ／ｌ以下では菌数は少なく硝化速度も遅い。しか
し、４００ｍｇ／ｌ以上では菌数が２桁以上に増え、担
体当たりの硝化速度も３００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以
上と低濃度時の３倍以上高くなった。
菌の菌数と硝化速度を示し、図２はアンモニア性窒素濃
度に対するＡＬ菌の菌数と硝化速度を示す。図１から分
かるように、ＡＨ菌は、アンモニア性窒素濃度が２００
ｍｇ／ｌ以下では菌数は少なく硝化速度も遅い。しか
し、４００ｍｇ／ｌ以上では菌数が２桁以上に増え、担
体当たりの硝化速度も３００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以
上と低濃度時の３倍以上高くなった。
【００１５】一方、図２から分かるように、ＡＬ菌は、
アンモニア性窒素濃度が２００ｍｇ／ｌ以下で菌数が多
く、１００ｍｇ／ｌ付近に硝化速度のピークがある。そ
して、１００ｍｇ／ｌ以下の領域では、アンモニアの拡
散速度が律速になり見掛けの硝化速度が低下している。
また、１００ｍｇ／ｌ以上の領域で硝化速度が低下する
が、この原因はアンモニアによる菌体の被毒が起こって
いることが推測される。
アンモニア性窒素濃度が２００ｍｇ／ｌ以下で菌数が多
く、１００ｍｇ／ｌ付近に硝化速度のピークがある。そ
して、１００ｍｇ／ｌ以下の領域では、アンモニアの拡
散速度が律速になり見掛けの硝化速度が低下している。
また、１００ｍｇ／ｌ以上の領域で硝化速度が低下する
が、この原因はアンモニアによる菌体の被毒が起こって
いることが推測される。
【００１６】また、アンモニア性窒素濃度が１５０〜４
００ｍｇ／ｌの範囲で培養したときにはＡＨ菌とＡＬ菌
の混相繁殖が認められ、硝化速度もこの間で３００〜４
５０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体という高い値になり、２種
類の菌の混在による相乗効果が認められた。また、菌体
の培養・維持条件には、担体当たりのアンモニア性窒素
負荷条件が大切であることから、アンモニア性窒素濃度
を一定に維持した条件下でアンモニア性窒素負荷条件を
変えてＡＨ菌とＡＬ菌の特性を調べた。図３は、アンモ
ニア性窒素濃度を２００ｍｇ／ｌに維持しながら担体当
たりのアンモニア性窒素負荷を１００〜６００ｍｇ−Ｎ
／ｈ・ｌ−担体の間で変化させた時の菌数を示す。図４
は、アンモニア性窒素濃度を５００ｍｇ／ｌに維持しな
がら担体当たりのアンモニア性窒素負荷を１００〜６０
０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体の間で変化させた時の菌数を
示す。
００ｍｇ／ｌの範囲で培養したときにはＡＨ菌とＡＬ菌
の混相繁殖が認められ、硝化速度もこの間で３００〜４
５０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体という高い値になり、２種
類の菌の混在による相乗効果が認められた。また、菌体
の培養・維持条件には、担体当たりのアンモニア性窒素
負荷条件が大切であることから、アンモニア性窒素濃度
を一定に維持した条件下でアンモニア性窒素負荷条件を
変えてＡＨ菌とＡＬ菌の特性を調べた。図３は、アンモ
ニア性窒素濃度を２００ｍｇ／ｌに維持しながら担体当
たりのアンモニア性窒素負荷を１００〜６００ｍｇ−Ｎ
／ｈ・ｌ−担体の間で変化させた時の菌数を示す。図４
は、アンモニア性窒素濃度を５００ｍｇ／ｌに維持しな
がら担体当たりのアンモニア性窒素負荷を１００〜６０
０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体の間で変化させた時の菌数を
示す。
【００１７】図３から分かるように、アンモニア性窒素
濃度を２００ｍｇ／ｌで培養したときは、ＡＨ菌とＡＬ
菌の混合生物相になった。そして、担体当たりのアンモ
ニア性窒素負荷が３００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以下で
は菌体数が１０7 と低かったが担体当たりのアンモニア
性窒素負荷を大きくしていくと菌体数の顕著な増加が認
められた。ちなみに、担体当たりのアンモニア性窒素負
荷を４００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上にすると、菌体
数は少なくとも１０8 個以上に、５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・
ｌ−担体以上にすると１０9 以上に維持できることがわ
かった。
濃度を２００ｍｇ／ｌで培養したときは、ＡＨ菌とＡＬ
菌の混合生物相になった。そして、担体当たりのアンモ
ニア性窒素負荷が３００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以下で
は菌体数が１０7 と低かったが担体当たりのアンモニア
性窒素負荷を大きくしていくと菌体数の顕著な増加が認
められた。ちなみに、担体当たりのアンモニア性窒素負
荷を４００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上にすると、菌体
数は少なくとも１０8 個以上に、５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・
ｌ−担体以上にすると１０9 以上に維持できることがわ
かった。
【００１８】一方、図４から分かるように、アンモニア
性窒素濃度を５００ｍｇ／ｌで培養したときは、ＡＨ菌
のみの単一生物相になった。そして、図３の場合と同様
に担体当たりのアンモニア性窒素負荷が３００ｍｇ−Ｎ
／ｈ・ｌ−担体以下では菌体数が１０7 と低かったが負
荷を大きくしていくと菌体数の顕著な増加が認められ
た。
性窒素濃度を５００ｍｇ／ｌで培養したときは、ＡＨ菌
のみの単一生物相になった。そして、図３の場合と同様
に担体当たりのアンモニア性窒素負荷が３００ｍｇ−Ｎ
／ｈ・ｌ−担体以下では菌体数が１０7 と低かったが負
荷を大きくしていくと菌体数の顕著な増加が認められ
た。
【００１９】従って、図３及び図４から、ＡＨ菌とＡＬ
菌の混合生物相或いはＡＨ菌のみの単一生物相に係わら
ず、担体当たりのアンモニア性窒素負荷を大きくするこ
とにより菌体密度が大きくなり、その結果として担体当
たりの硝化速度を増加させることができることが分かっ
た。このことは、包括固定化担体の場合、担体当たりの
アンモニア性窒素負荷を大きくすることにより、菌体の
栄養源であるアンモニア性窒素を担体の内部にまで充分
に供給できるので菌数の増加、担体当たりの硝化速度の
増加につながるものと考えられる。
菌の混合生物相或いはＡＨ菌のみの単一生物相に係わら
ず、担体当たりのアンモニア性窒素負荷を大きくするこ
とにより菌体密度が大きくなり、その結果として担体当
たりの硝化速度を増加させることができることが分かっ
た。このことは、包括固定化担体の場合、担体当たりの
アンモニア性窒素負荷を大きくすることにより、菌体の
栄養源であるアンモニア性窒素を担体の内部にまで充分
に供給できるので菌数の増加、担体当たりの硝化速度の
増加につながるものと考えられる。
【００２０】以上の検討結果からＡＨ菌とＡＬ菌の特性
について次のことが言える。 硝化菌を大別すると、高濃度のアンモニア性窒素雰囲
気の条件下で高活性を発揮するＡＨ菌と、低濃度のアン
モニア性窒素雰囲気の条件下で高活性を発揮するＡＬ菌
とがある。ＡＨ菌は、アンモニア性窒素濃度が４００
ｍｇ／ｌ以上の領域で優先繁殖し、菌数の顕著な増殖が
見られ、硝化速度も顕著に高くなる。
について次のことが言える。 硝化菌を大別すると、高濃度のアンモニア性窒素雰囲
気の条件下で高活性を発揮するＡＨ菌と、低濃度のアン
モニア性窒素雰囲気の条件下で高活性を発揮するＡＬ菌
とがある。ＡＨ菌は、アンモニア性窒素濃度が４００
ｍｇ／ｌ以上の領域で優先繁殖し、菌数の顕著な増殖が
見られ、硝化速度も顕著に高くなる。
【００２１】ＡＬ菌はアンモニア性窒素濃度が２００
ｍｇ／ｌ以下の領域で優先繁殖し、菌数の顕著な増殖が
見られ、硝化速度は１００ｍｇ／ｌ付近にピークがある
放物線を示す。アンモニア性窒素濃度が１５０〜４０
０ｍｇ／ｌの領域ではＡＨ菌とＡＬ菌の混相繁殖し、硝
化速度は２種類の菌の混在による相乗効果が生じる。
ｍｇ／ｌ以下の領域で優先繁殖し、菌数の顕著な増殖が
見られ、硝化速度は１００ｍｇ／ｌ付近にピークがある
放物線を示す。アンモニア性窒素濃度が１５０〜４０
０ｍｇ／ｌの領域ではＡＨ菌とＡＬ菌の混相繁殖し、硝
化速度は２種類の菌の混在による相乗効果が生じる。
【００２２】ＡＨ菌とＡＬ菌の混合生物相或いはＡＨ
菌のみの単一生物相に係わらず、担体当たりのアンモニ
ア性窒素負荷を大きくすることにより菌体密度が大きく
なり、結果として担体当たりの硝化速度を増加させるこ
とができる。そして、上記からの知見をまとめる
と、液中のアンモニア性窒素濃度が４００ｍｇ／ｌ以上
のアンモニア含有液と、硝化細菌であるＡＨ菌が優先繁
殖した固定化担体を好気性雰囲気で接触させることによ
り、高濃度のアンモニア性廃水を高濃度のままで処理す
ることができ、且つ高速処理が可能である。この場合、
前記ＡＨ菌が優先繁殖した固定化担体の担体当たりのア
ンモニア性窒素負荷が５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以
上、好ましくは６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上にな
るようにすることにより、硝化速度が一層高くなり更な
る高速処理を行うことができる。
菌のみの単一生物相に係わらず、担体当たりのアンモニ
ア性窒素負荷を大きくすることにより菌体密度が大きく
なり、結果として担体当たりの硝化速度を増加させるこ
とができる。そして、上記からの知見をまとめる
と、液中のアンモニア性窒素濃度が４００ｍｇ／ｌ以上
のアンモニア含有液と、硝化細菌であるＡＨ菌が優先繁
殖した固定化担体を好気性雰囲気で接触させることによ
り、高濃度のアンモニア性廃水を高濃度のままで処理す
ることができ、且つ高速処理が可能である。この場合、
前記ＡＨ菌が優先繁殖した固定化担体の担体当たりのア
ンモニア性窒素負荷が５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以
上、好ましくは６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上にな
るようにすることにより、硝化速度が一層高くなり更な
る高速処理を行うことができる。
【００２３】また、液中のアンモニア性窒素濃度が１０
０〜４００ｍｇ／ｌ以上のアンモニア含有液と、硝化細
菌であるＡＨ菌とＡＬ菌とが混相繁殖した固定化担体を
好気性雰囲気で接触させることにより、中濃度から低濃
度にかけてのアンモニア性廃水の高速処理を行うことが
できる。この場合も、前記ＡＨ菌とＡＬ菌が混相して固
定化した固定化担体の担体当たりのアンモニア性窒素負
荷が５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上、好ましくは６
００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上になるようにすること
により、硝化速度が一層高くなり更なる高速処理を行う
ことができる。
０〜４００ｍｇ／ｌ以上のアンモニア含有液と、硝化細
菌であるＡＨ菌とＡＬ菌とが混相繁殖した固定化担体を
好気性雰囲気で接触させることにより、中濃度から低濃
度にかけてのアンモニア性廃水の高速処理を行うことが
できる。この場合も、前記ＡＨ菌とＡＬ菌が混相して固
定化した固定化担体の担体当たりのアンモニア性窒素負
荷が５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上、好ましくは６
００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上になるようにすること
により、硝化速度が一層高くなり更なる高速処理を行う
ことができる。
【００２４】従って、ＡＨ菌とＡＬ菌の特性を上手に利
用することにより、高濃度から低濃度のアンモニア性窒
素廃水を効率良く且つ高速に処理することができる。図
５〜図８は、上記知見を基づいて構成した本発明のアン
モニア性窒素の生物学的酸化装置の構成の一例である。
図５は、単槽の曝気槽から構成される場合で、曝気槽内
に流入するアンモニア性窒素濃度に応じてＡＨ菌が優先
繁殖した固定化担体又はＡＨ菌とＡＬ菌とが混相して固
定化した担体が使用される。
用することにより、高濃度から低濃度のアンモニア性窒
素廃水を効率良く且つ高速に処理することができる。図
５〜図８は、上記知見を基づいて構成した本発明のアン
モニア性窒素の生物学的酸化装置の構成の一例である。
図５は、単槽の曝気槽から構成される場合で、曝気槽内
に流入するアンモニア性窒素濃度に応じてＡＨ菌が優先
繁殖した固定化担体又はＡＨ菌とＡＬ菌とが混相して固
定化した担体が使用される。
【００２５】図６はアンモニア性窒素廃水を２槽の曝気
槽に直列に流す２段処理を行う場合の構成である。図７
はアンモニア性窒素廃水を３槽の曝気槽に直列に流す３
段処理を行う場合の構成である。図８は、図６の２段処
理の後段に浮遊型活性汚泥法の曝気槽と沈殿池を設けた
例である。これらの構成の固定化担体を添加した各曝気
槽においても、各曝気槽内に流入するアンモニア性窒素
濃度に応じて使用される固定化担体の種類（ＡＨ菌が優
先繁殖した固定化担体又はＡＨ菌とＡＬ菌とが混相して
固定化した担体、更にはＡＬ菌が優先繁殖した担体）が
決められる。
槽に直列に流す２段処理を行う場合の構成である。図７
はアンモニア性窒素廃水を３槽の曝気槽に直列に流す３
段処理を行う場合の構成である。図８は、図６の２段処
理の後段に浮遊型活性汚泥法の曝気槽と沈殿池を設けた
例である。これらの構成の固定化担体を添加した各曝気
槽においても、各曝気槽内に流入するアンモニア性窒素
濃度に応じて使用される固定化担体の種類（ＡＨ菌が優
先繁殖した固定化担体又はＡＨ菌とＡＬ菌とが混相して
固定化した担体、更にはＡＬ菌が優先繁殖した担体）が
決められる。
【００２６】これにより、各曝気槽では、アンモニア性
窒素濃度に応じて最大の硝化速度が得られる運転を行う
ことができるので、硝化反応を効率的に行い処理水中に
残存するアンモニア性窒素濃度を効果的に低下させるこ
とができると共に、高速処理を行うことができる。従っ
て、滞留時間が短縮されるので、アンモニア性窒素の生
物学的酸化装置の大幅なコンパクト化を図ることができ
る。
窒素濃度に応じて最大の硝化速度が得られる運転を行う
ことができるので、硝化反応を効率的に行い処理水中に
残存するアンモニア性窒素濃度を効果的に低下させるこ
とができると共に、高速処理を行うことができる。従っ
て、滞留時間が短縮されるので、アンモニア性窒素の生
物学的酸化装置の大幅なコンパクト化を図ることができ
る。
【００２７】
【実施例】以下に上記アンモニア性窒素の生物学的酸化
装置を用いて本発明の実施例を説明する。 （実施例１）実施例１は高濃度のアンモニア性窒素廃水
の単段処理する例である。
装置を用いて本発明の実施例を説明する。 （実施例１）実施例１は高濃度のアンモニア性窒素廃水
の単段処理する例である。
【００２８】固定化用種菌として下水処理場の標準活性
汚泥法を使用した。固定化は、活性汚泥が２重量％、ポ
リエチレングリコールプレポリマーが１５重量％、Ｎ，
Ｎ，Ｎ′，Ｎ′−テトラメチルエチレンジアミンが０．
５重量％、及び過硫酸カリウム０．２５重量％を水中で
混合し、ゲル化させることにより行った。得られたゲル
は３ｍｍ角のペレットに切断して使用した。
汚泥法を使用した。固定化は、活性汚泥が２重量％、ポ
リエチレングリコールプレポリマーが１５重量％、Ｎ，
Ｎ，Ｎ′，Ｎ′−テトラメチルエチレンジアミンが０．
５重量％、及び過硫酸カリウム０．２５重量％を水中で
混合し、ゲル化させることにより行った。得られたゲル
は３ｍｍ角のペレットに切断して使用した。
【００２９】３ｍｍ角の固定化担体（以下「ＰＥＧ担
体」という）を４リットルの曝気槽に投入し、ＰＥＧ担
体の充填率を１０％とした。この条件下でアンモニア性
窒素濃度が２０００ｍｇ／ｌを含有する無機廃水を滞留
時間２０時間、１日の負荷が２．４Ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ・日
（担体あたりの負荷換算で１０００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−
担体）で処理し、連続運転２か月後の結果を表１に示し
た。
体」という）を４リットルの曝気槽に投入し、ＰＥＧ担
体の充填率を１０％とした。この条件下でアンモニア性
窒素濃度が２０００ｍｇ／ｌを含有する無機廃水を滞留
時間２０時間、１日の負荷が２．４Ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ・日
（担体あたりの負荷換算で１０００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−
担体）で処理し、連続運転２か月後の結果を表１に示し
た。
【００３０】同様に、ＰＥＧ担体の充填率を１５％にし
た場合を表１のNo.２に示した。表１のNo.３は、結合型
のＰＶＡ担体を使用し、No.１及びNo.２と同様の処理条
件で運転した結果である。ＰＶＡ担体は３ｍｍφの球形
で、表面に活性汚泥を結合させたものである。表１のN
o.４は、結合型のスポンジ担体を使用し、先と同様の処
理条件で運転した結果である。スポンジ担体は５ｍｍの
立方体で、表面に活性汚泥を結合させたものである。こ
れらNo.１〜No.４における担体当たりのアンモニア性窒
素濃度負荷は６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上になる
ようにした。
た場合を表１のNo.２に示した。表１のNo.３は、結合型
のＰＶＡ担体を使用し、No.１及びNo.２と同様の処理条
件で運転した結果である。ＰＶＡ担体は３ｍｍφの球形
で、表面に活性汚泥を結合させたものである。表１のN
o.４は、結合型のスポンジ担体を使用し、先と同様の処
理条件で運転した結果である。スポンジ担体は５ｍｍの
立方体で、表面に活性汚泥を結合させたものである。こ
れらNo.１〜No.４における担体当たりのアンモニア性窒
素濃度負荷は６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上になる
ようにした。
【００３１】比較例として浮遊型の活性汚泥を用いて運
転し、曝気槽内の活性汚泥濃度は４０００ｍｇ／ｌに保
持した。上記No.１〜No.４の結果及び比較例の結果を表
１に示す表１の結果から、比較例の浮遊型活性汚泥場合
は２か月処理したが処理水のアンモニア性窒素濃度は１
９６０mg／ｌでほとんど処理できなかった。
転し、曝気槽内の活性汚泥濃度は４０００ｍｇ／ｌに保
持した。上記No.１〜No.４の結果及び比較例の結果を表
１に示す表１の結果から、比較例の浮遊型活性汚泥場合
は２か月処理したが処理水のアンモニア性窒素濃度は１
９６０mg／ｌでほとんど処理できなかった。
【００３２】これに対し、本発明の実施例であるNo.１
〜No.４では硝化速度が２８０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体
以上であり、特にＰＥＧ包括固定化担体の場合には５０
０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上となり、極めて高い硝化
速度を得られた。このように、高い硝化速度が得られた
理由としては、担体あたりのアンモニア性窒素負荷を６
００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上で行ったことにより、
ＡＨ菌が高濃度に繁殖したためと考えられる。実際にN
o.１〜No.４の担体中の菌数を測定したところ、いずれ
の担体もＡＨ菌が１０9 〜１０10ｃｅｌｌ／ｃｍ3 −担
体と高濃度であった。また、No.１〜No.４で硝化速度が
異なるのは担体の種類や充填率が異なる為と考えられ
る。
〜No.４では硝化速度が２８０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体
以上であり、特にＰＥＧ包括固定化担体の場合には５０
０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上となり、極めて高い硝化
速度を得られた。このように、高い硝化速度が得られた
理由としては、担体あたりのアンモニア性窒素負荷を６
００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上で行ったことにより、
ＡＨ菌が高濃度に繁殖したためと考えられる。実際にN
o.１〜No.４の担体中の菌数を測定したところ、いずれ
の担体もＡＨ菌が１０9 〜１０10ｃｅｌｌ／ｃｍ3 −担
体と高濃度であった。また、No.１〜No.４で硝化速度が
異なるのは担体の種類や充填率が異なる為と考えられ
る。
【００３３】 （ ）内は担体充填率 ここで、NO.１の担体を用いて回分処理を行った結果を
図９に示す。図９から分かるように３０時間曝気しても
処理水のアンモニア性窒素濃度は２００mg／ｌ以下に下
がらなかったが、これは高濃度では活性があるが低濃度
では活性がなく処理能力がなくなるＡＨ菌の特徴と考え
られる。 （実施例２）実施例２は高濃度アンモニア性窒素廃水の
２段処理及び３段処理の例である。
図９に示す。図９から分かるように３０時間曝気しても
処理水のアンモニア性窒素濃度は２００mg／ｌ以下に下
がらなかったが、これは高濃度では活性があるが低濃度
では活性がなく処理能力がなくなるＡＨ菌の特徴と考え
られる。 （実施例２）実施例２は高濃度アンモニア性窒素廃水の
２段処理及び３段処理の例である。
【００３４】実施例２でも、活性汚泥２％で実施例１と
同様に固定化した担体を作製した。この担体を前記した
図６〜図８に示すアンモニア性窒素の生物学的酸化装置
に投入し、第１実施例と同様な試験を行った。表２は図
７の装置を使用して３槽に固定化担体を投入して３段処
理した結果を示したものである。運転条件は、廃水原水
のアンモニア性窒素濃度が５００ｍｇ／ｌ、曝気槽が１
槽目４リットル・２槽目４リットル・３槽目４リットル
の合計１２リットル、滞留時間が１槽目４時間・２槽目
４時間・３槽目４時間の合計１２時間で行った。
同様に固定化した担体を作製した。この担体を前記した
図６〜図８に示すアンモニア性窒素の生物学的酸化装置
に投入し、第１実施例と同様な試験を行った。表２は図
７の装置を使用して３槽に固定化担体を投入して３段処
理した結果を示したものである。運転条件は、廃水原水
のアンモニア性窒素濃度が５００ｍｇ／ｌ、曝気槽が１
槽目４リットル・２槽目４リットル・３槽目４リットル
の合計１２リットル、滞留時間が１槽目４時間・２槽目
４時間・３槽目４時間の合計１２時間で行った。
【００３５】 表２から分かるように、３段処理（３槽の合計滞留時間
１２時間）を行うことにより、高速処理を行うことがで
きた。即ち、１槽目の処理水のアンモニア性窒素濃度は
２５０ｍｇ／ｌで、この時の硝化速度は４１７ｍｇ−Ｎ
／ｈ・ｌ−担体と高い値が得られた。そして、３槽目か
ら排出される処理水のアンモニア性窒素濃度は３ｍｇ／
ｌとなり低レベルまで低減させることができた。
１２時間）を行うことにより、高速処理を行うことがで
きた。即ち、１槽目の処理水のアンモニア性窒素濃度は
２５０ｍｇ／ｌで、この時の硝化速度は４１７ｍｇ−Ｎ
／ｈ・ｌ−担体と高い値が得られた。そして、３槽目か
ら排出される処理水のアンモニア性窒素濃度は３ｍｇ／
ｌとなり低レベルまで低減させることができた。
【００３６】ちなみに、単段処理（滞留時間１２時間）
では処理水のアンモニア性窒素濃度は２４０〜２８０ｍ
ｇ／ｌであり、１槽目の担体にＡＨ菌とＡＬ菌が混在し
ていた３段処理の方が格段に優れていた。また、１槽目
の硝化速度は４１７ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体で図１及び
図２のＡＨ単一菌及びＡＬ単一菌の値から予想される値
に比べて大きい値であった。１槽目を使い担体あたりの
負荷を合わせて処理水のアンモニア性窒素濃度を１５０
ｍｇ／ｌとした時の硝化速度を測定したところ、３３８
ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体であった。同じく、３００ｍｇ
／ｌのときは４２１ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体であった。
図１０は、図１及び図２に示したＡＨ菌とＡＬ菌の硝化
速度の曲線に加えて、アンモニア性窒素濃度が１５０〜
３００ｍｇ／ｌの硝化速度をプロットしたものである。
このプロットから分かるように、ＡＨ菌とＡＬ菌とが混
合繁殖したＡＨ菌・ＡＬ菌混合相の硝化速度は、相乗効
果により、ＡＨ単一菌又はＡＬ単一菌の場合の硝化速度
より高い硝化速度が得られることが分かった。
では処理水のアンモニア性窒素濃度は２４０〜２８０ｍ
ｇ／ｌであり、１槽目の担体にＡＨ菌とＡＬ菌が混在し
ていた３段処理の方が格段に優れていた。また、１槽目
の硝化速度は４１７ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体で図１及び
図２のＡＨ単一菌及びＡＬ単一菌の値から予想される値
に比べて大きい値であった。１槽目を使い担体あたりの
負荷を合わせて処理水のアンモニア性窒素濃度を１５０
ｍｇ／ｌとした時の硝化速度を測定したところ、３３８
ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体であった。同じく、３００ｍｇ
／ｌのときは４２１ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体であった。
図１０は、図１及び図２に示したＡＨ菌とＡＬ菌の硝化
速度の曲線に加えて、アンモニア性窒素濃度が１５０〜
３００ｍｇ／ｌの硝化速度をプロットしたものである。
このプロットから分かるように、ＡＨ菌とＡＬ菌とが混
合繁殖したＡＨ菌・ＡＬ菌混合相の硝化速度は、相乗効
果により、ＡＨ単一菌又はＡＬ単一菌の場合の硝化速度
より高い硝化速度が得られることが分かった。
【００３７】表３は図６の装置を使用して２段処理した
結果を示したものであり、運転条件は、廃水原水のアン
モニア性窒素濃度が５００ｍｇ／ｌ、曝気槽が１槽目４
リットル・２槽目９．５リットルの合計１３．５リット
ル、滞留時間が１槽目４時間・２槽目９．５時間の合計
１３．５時間で行った。 表３から分かるように、２段処理（合計滞留時間１３．
５時間）の場合も高速処理ができるが、前記した３段処
理に比べるとやや性能が劣った。
結果を示したものであり、運転条件は、廃水原水のアン
モニア性窒素濃度が５００ｍｇ／ｌ、曝気槽が１槽目４
リットル・２槽目９．５リットルの合計１３．５リット
ル、滞留時間が１槽目４時間・２槽目９．５時間の合計
１３．５時間で行った。 表３から分かるように、２段処理（合計滞留時間１３．
５時間）の場合も高速処理ができるが、前記した３段処
理に比べるとやや性能が劣った。
【００３８】表４は図８の装置を使用して３段処理した
結果を示したものであり、３段目の曝気槽は浮遊型の活
性汚泥装置である。運転条件は、廃水原水のアンモニア
性窒素濃度が５００ｍｇ／ｌ、曝気槽が１槽目４リット
ル・２槽目４リットル・３槽目１２リットルの合計２０
リットル、滞留時間が１槽目４時間・２槽目４時間・３
槽目１２時間の合計２０時間で行った。
結果を示したものであり、３段目の曝気槽は浮遊型の活
性汚泥装置である。運転条件は、廃水原水のアンモニア
性窒素濃度が５００ｍｇ／ｌ、曝気槽が１槽目４リット
ル・２槽目４リットル・３槽目１２リットルの合計２０
リットル、滞留時間が１槽目４時間・２槽目４時間・３
槽目１２時間の合計２０時間で行った。
【００３９】 表４から分かるように、３段目の曝気槽を浮遊型の活性
汚泥装置とした３段処理（合計滞留時間２０時間）の場
合も高速処理ができる。これは、１槽目と２槽目での処
理により３槽目に流入する流入液のアンモニア性窒素濃
度は８０ｍｇ／ｌまで低下しており、活性汚泥装置でも
充分対応できるためと考えられる。ちなみに、滞留時間
を同じ２０時間で単段処理した場合での処理水のアンモ
ニア性窒素濃度は２００〜２４０ｍｇ／ｌとなり、３段
処理することにより、各曝気槽ではアンモニア性窒素濃
度に対応した効率的な硝化反応が行われていることが実
証された。 （実施例３）実施例３は中濃度アンモニア性窒素含有廃
水を２段処理する例である。
汚泥装置とした３段処理（合計滞留時間２０時間）の場
合も高速処理ができる。これは、１槽目と２槽目での処
理により３槽目に流入する流入液のアンモニア性窒素濃
度は８０ｍｇ／ｌまで低下しており、活性汚泥装置でも
充分対応できるためと考えられる。ちなみに、滞留時間
を同じ２０時間で単段処理した場合での処理水のアンモ
ニア性窒素濃度は２００〜２４０ｍｇ／ｌとなり、３段
処理することにより、各曝気槽ではアンモニア性窒素濃
度に対応した効率的な硝化反応が行われていることが実
証された。 （実施例３）実施例３は中濃度アンモニア性窒素含有廃
水を２段処理する例である。
【００４０】活性汚泥２％で実施例１と同様にして固定
化した担体を作製した。この担体を前記した図６に示す
アンモニア性窒素の生物学的酸化装置に投入し、第１実
施例と同様な試験を行った。運転条件は、廃水原水のア
ンモニア性窒素濃度が２００ｍｇ／ｌ、曝気槽が１槽目
４リットル・２槽目７リットルの合計１１リットル、滞
留時間が１槽目４時間・２槽目７時間の合計１１時間で
行い、表５はその結果を示した。
化した担体を作製した。この担体を前記した図６に示す
アンモニア性窒素の生物学的酸化装置に投入し、第１実
施例と同様な試験を行った。運転条件は、廃水原水のア
ンモニア性窒素濃度が２００ｍｇ／ｌ、曝気槽が１槽目
４リットル・２槽目７リットルの合計１１リットル、滞
留時間が１槽目４時間・２槽目７時間の合計１１時間で
行い、表５はその結果を示した。
【００４１】 表５から分かるように、中濃度のアンモニア性窒素濃度
の廃水を２段処理（合計滞留時間１０時間）により高速
処理することができた。このように高い活性が得られた
のは担体負荷を６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上にし
たことにある。また、１槽目の処理水アンモニア性窒素
濃度が１３０ｍｇ／ｌになり、この時の担体中のＡＨ菌
とＡＬ菌はいずれも109 cell／cm3 −担体と略同等であ
った。このことから、中濃度の処理では１槽目にＡＨ菌
とＡＬ菌が同等の濃度になるように保持することが良い
ことが分かった。ちなみに、単段処理（滞留時間１０時
間）では処理水のアンモニア性窒素濃度は９０〜１００
ｍｇ／ｌまでしか低減せず、２段処理に比べて劣ってい
た。 （実施例４）実施例４は、活性汚泥からＡＨ菌を分離し
て固定化した、所謂、分離培養硝化菌固定化法の例であ
る。
の廃水を２段処理（合計滞留時間１０時間）により高速
処理することができた。このように高い活性が得られた
のは担体負荷を６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上にし
たことにある。また、１槽目の処理水アンモニア性窒素
濃度が１３０ｍｇ／ｌになり、この時の担体中のＡＨ菌
とＡＬ菌はいずれも109 cell／cm3 −担体と略同等であ
った。このことから、中濃度の処理では１槽目にＡＨ菌
とＡＬ菌が同等の濃度になるように保持することが良い
ことが分かった。ちなみに、単段処理（滞留時間１０時
間）では処理水のアンモニア性窒素濃度は９０〜１００
ｍｇ／ｌまでしか低減せず、２段処理に比べて劣ってい
た。 （実施例４）実施例４は、活性汚泥からＡＨ菌を分離し
て固定化した、所謂、分離培養硝化菌固定化法の例であ
る。
【００４２】固定化用種菌として下水処理場の標準活性
汚泥から分離したＡＨ菌を使用した。固定化は、ＡＨ菌
２重量％、ポリエチレングリコールプレポリマーが１５
重量％、Ｎ，Ｎ，Ｎ′，Ｎ′−テトラメチルエチレンジ
アミンが０．５重量％、及び過硫酸カリウム０．２５重
量％を水中で混合し、ゲル化させることにより行った。
得られたゲルは３ｍｍ角のペレットに切断して使用し
た。
汚泥から分離したＡＨ菌を使用した。固定化は、ＡＨ菌
２重量％、ポリエチレングリコールプレポリマーが１５
重量％、Ｎ，Ｎ，Ｎ′，Ｎ′−テトラメチルエチレンジ
アミンが０．５重量％、及び過硫酸カリウム０．２５重
量％を水中で混合し、ゲル化させることにより行った。
得られたゲルは３ｍｍ角のペレットに切断して使用し
た。
【００４３】３ｍｍ角の固定化ＡＨ菌担体（以下「ＰＥ
Ｇ−ＡＨ菌担体」という）を４リットルの曝気槽に投入
し、ＰＥＧ担体の充填率を２０％とした。この曝気槽の
後段には標準活性汚泥法の曝気槽と沈殿槽を設けて構成
した。そして、アンモニア性窒素濃度が５００ｍｇ／ｌ
の無機廃水を滞留時間８時間（固定化担体の曝気槽４時
間＋標準活性汚泥法の曝気槽４時間）で処理した。
Ｇ−ＡＨ菌担体」という）を４リットルの曝気槽に投入
し、ＰＥＧ担体の充填率を２０％とした。この曝気槽の
後段には標準活性汚泥法の曝気槽と沈殿槽を設けて構成
した。そして、アンモニア性窒素濃度が５００ｍｇ／ｌ
の無機廃水を滞留時間８時間（固定化担体の曝気槽４時
間＋標準活性汚泥法の曝気槽４時間）で処理した。
【００４４】また、比較例として、標準活性汚泥法（滞
留時間８時間）のみでの処理を行った。表６に結果を示
した。 表６から分かるように、本実施例の処理水のアンモニア
性窒素濃度は３ｍｇ／ｌ以下と低い値を得ることができ
た。これに対し、比較例の処理水のアンモニア性窒素濃
度は２８０〜４１０となり処理能力が劣っていた。この
ことから、ＡＨ菌を固定化した担体が高濃度のアンモニ
ア性窒廃水の硝化に大きく寄与していることが分かる。
留時間８時間）のみでの処理を行った。表６に結果を示
した。 表６から分かるように、本実施例の処理水のアンモニア
性窒素濃度は３ｍｇ／ｌ以下と低い値を得ることができ
た。これに対し、比較例の処理水のアンモニア性窒素濃
度は２８０〜４１０となり処理能力が劣っていた。この
ことから、ＡＨ菌を固定化した担体が高濃度のアンモニ
ア性窒廃水の硝化に大きく寄与していることが分かる。
【００４５】表７は上記試験におけるＡＨ菌の固定化時
の菌数と運転１か月後の菌数を比較した表である。 表７から分かるように、固定化時のＡＨ菌の菌数は１０
4 cell／cm3 −担体以上にすることが望ましく、これに
より大きな硝化速度が期待される。 （実施例５）実施例４では、活性汚泥を分離したＡＨ菌
を用いたが、実施例５では活性汚泥からＡＨ菌を集積培
養する、所謂、集積培養硝化菌固定化法の例である。
の菌数と運転１か月後の菌数を比較した表である。 表７から分かるように、固定化時のＡＨ菌の菌数は１０
4 cell／cm3 −担体以上にすることが望ましく、これに
より大きな硝化速度が期待される。 （実施例５）実施例４では、活性汚泥を分離したＡＨ菌
を用いたが、実施例５では活性汚泥からＡＨ菌を集積培
養する、所謂、集積培養硝化菌固定化法の例である。
【００４６】下水処理場で採取した標準活性汚泥をアン
モニア性窒素濃度が１００、２００、４００、５００及
び１０００ｍｇ／ｌ、負荷が０．５kg-N/m3 ・ｄの培養
液中で回分培養し、得られた汚泥を実施例４で説明した
方法で包括固定した。ゲルに包括固定した後さらに２０
日間に渡って回分培養してＡＨ菌、ＡＬ菌の菌体数の比
を測定した。結果を表８に示す。
モニア性窒素濃度が１００、２００、４００、５００及
び１０００ｍｇ／ｌ、負荷が０．５kg-N/m3 ・ｄの培養
液中で回分培養し、得られた汚泥を実施例４で説明した
方法で包括固定した。ゲルに包括固定した後さらに２０
日間に渡って回分培養してＡＨ菌、ＡＬ菌の菌体数の比
を測定した。結果を表８に示す。
【００４７】 表８から分かるように、ＡＨ菌の集積培養には、アンモ
ニア性窒素濃度が４００ｍｇ／ｌ以上が望ましく、好ま
しくは５００ｍｇ／ｌ以上が良い。ちなみに、アンモニ
ア性窒素濃度が１０００ｍｇ／ｌでは、ＡＨ菌が１００
％集積培養された。 （実施例６）実施例６は、実施例５の表８ので培養し
たＡＬ菌のみの包括固定担体とで培養したＡＬ菌とＡ
Ｈ菌が共存する包括固定担体と、で培養したＡＨ菌の
みの包括固定担体の３種類を選び、図７に示した３段処
理装置を用いて処理試験を行った。１槽目にはＡＨ菌の
みの包括固定担体を投入し、２槽目にはＡＬ菌とＡＨ菌
が共存する包括固定担体を投入し、３槽目にはＡＬ菌の
みの包括固定担体を投入した。運転条件は、廃水原水の
アンモニア性窒素濃度が１０００ｍｇ／ｌ、曝気槽が１
槽目４リットル・２槽目４リットル・３槽目４リットル
の合計１２リットル、滞留時間が１槽目５．３時間・２
槽目５．３時間・３槽目５．３時間の合計１５．９時間
で行った。表９に結果を示す。
ニア性窒素濃度が４００ｍｇ／ｌ以上が望ましく、好ま
しくは５００ｍｇ／ｌ以上が良い。ちなみに、アンモニ
ア性窒素濃度が１０００ｍｇ／ｌでは、ＡＨ菌が１００
％集積培養された。 （実施例６）実施例６は、実施例５の表８ので培養し
たＡＬ菌のみの包括固定担体とで培養したＡＬ菌とＡ
Ｈ菌が共存する包括固定担体と、で培養したＡＨ菌の
みの包括固定担体の３種類を選び、図７に示した３段処
理装置を用いて処理試験を行った。１槽目にはＡＨ菌の
みの包括固定担体を投入し、２槽目にはＡＬ菌とＡＨ菌
が共存する包括固定担体を投入し、３槽目にはＡＬ菌の
みの包括固定担体を投入した。運転条件は、廃水原水の
アンモニア性窒素濃度が１０００ｍｇ／ｌ、曝気槽が１
槽目４リットル・２槽目４リットル・３槽目４リットル
の合計１２リットル、滞留時間が１槽目５．３時間・２
槽目５．３時間・３槽目５．３時間の合計１５．９時間
で行った。表９に結果を示す。
【００４８】 表９から分かるように、３段処理（３槽の合計滞留時間
１５．９時間）を行うことにより、高速処理を行うこと
ができた。即ち、１槽目の処理水のアンモニア性窒素濃
度は５００ｍｇ／ｌで、この時の硝化速度は４７０ｍｇ
−Ｎ／ｈ・ｌ−担体と極めて高い値であった。そして、
３槽目での処理水のアンモニア性窒素濃度は１ｍｇ／ｌ
以下となり充分な低レベルまで低減させることができ
た。
１５．９時間）を行うことにより、高速処理を行うこと
ができた。即ち、１槽目の処理水のアンモニア性窒素濃
度は５００ｍｇ／ｌで、この時の硝化速度は４７０ｍｇ
−Ｎ／ｈ・ｌ−担体と極めて高い値であった。そして、
３槽目での処理水のアンモニア性窒素濃度は１ｍｇ／ｌ
以下となり充分な低レベルまで低減させることができ
た。
【００４９】尚、実施例６では、ＡＨ菌のみの包括固定
担体、ＡＨ菌とＡＬ菌混在の包括固定担体、ＡＬ菌のみ
の包括固定担体で３段処理した例で説明したが、これら
の包括固定担体とどのように組み合わせも良く、且つ処
理段数も３段に限定されるものではない。また、実施例
５では、集積培養したＡＬ菌、ＡＨ菌を用いたが、純粋
分離したＡＬ菌、ＡＨ菌でもよい。また、固定化に用い
るゲルとしては、特に制限はなく、各種の高分子物質、
例えば、ポリアクリルアミド、ポリエチレングリコー
ル、ポリビニルアルコール、寒天、カラギーナン、アル
ギン酸液等を用いることもできる。
担体、ＡＨ菌とＡＬ菌混在の包括固定担体、ＡＬ菌のみ
の包括固定担体で３段処理した例で説明したが、これら
の包括固定担体とどのように組み合わせも良く、且つ処
理段数も３段に限定されるものではない。また、実施例
５では、集積培養したＡＬ菌、ＡＨ菌を用いたが、純粋
分離したＡＬ菌、ＡＨ菌でもよい。また、固定化に用い
るゲルとしては、特に制限はなく、各種の高分子物質、
例えば、ポリアクリルアミド、ポリエチレングリコー
ル、ポリビニルアルコール、寒天、カラギーナン、アル
ギン酸液等を用いることもできる。
【００５０】また、本実施例では、各曝気槽を横に並べ
た横型の多段処理で説明したが、各曝気槽を縦に積み上
げた縦型の多段処理で行ってもよい。また、本発明のア
ンモニア性窒素の生物学的酸化方法に用いるＡＨ菌とＡ
Ｌ菌は、実装置で優先繁殖させるようにしてもよく、実
装置以外で培養したものを実装置に添加してもよい。
た横型の多段処理で説明したが、各曝気槽を縦に積み上
げた縦型の多段処理で行ってもよい。また、本発明のア
ンモニア性窒素の生物学的酸化方法に用いるＡＨ菌とＡ
Ｌ菌は、実装置で優先繁殖させるようにしてもよく、実
装置以外で培養したものを実装置に添加してもよい。
【００５１】
【発明の効果】以上説明したように、本発明のアンモニ
ア性窒素の生物学的酸化方法及び装置によれば、高濃度
のアンモニア性窒素廃水を希釈することなく高速処理す
ることができる。従って、装置のコンパクト化を行うこ
とができるので、４００ｍｇ／ｌ〜５０００ｍｇ／ｌ程
度の極めて高濃度のアンモニア性廃水が多量に発生する
例えば現像所、無機合成工場、発電所等の生物処理装置
として特に有効である。
ア性窒素の生物学的酸化方法及び装置によれば、高濃度
のアンモニア性窒素廃水を希釈することなく高速処理す
ることができる。従って、装置のコンパクト化を行うこ
とができるので、４００ｍｇ／ｌ〜５０００ｍｇ／ｌ程
度の極めて高濃度のアンモニア性廃水が多量に発生する
例えば現像所、無機合成工場、発電所等の生物処理装置
として特に有効である。
【図１】アンモニア性窒素濃度に対するＡＨ菌の硝化速
度及び菌数の関係図
度及び菌数の関係図
【図２】アンモニア性窒素濃度に対するＡＬ菌の硝化速
度及び菌数の関係図
度及び菌数の関係図
【図３】アンモニア性窒素濃度を２００ｍｇ／ｌに一定
にした場合の担体当たりのアンモニア性窒素負荷と菌数
の関係図
にした場合の担体当たりのアンモニア性窒素負荷と菌数
の関係図
【図４】アンモニア性窒素濃度を５００ｍｇ／ｌに一定
にした場合の担体当たりのアンモニア性窒素負荷と菌数
の関係図
にした場合の担体当たりのアンモニア性窒素負荷と菌数
の関係図
【図５】本発明のアンモニア性窒素の生物学的酸化装置
の単段処理する場合の構成図
の単段処理する場合の構成図
【図６】本発明のアンモニア性窒素の生物学的酸化装置
の２段処理する場合の構成図
の２段処理する場合の構成図
【図７】本発明のアンモニア性窒素の生物学的酸化装置
の３段処理する場合の構成図
の３段処理する場合の構成図
【図８】本発明のアンモニア性窒素の生物学的酸化装置
の３段処理する場合で３段目に活性汚泥法の曝気槽を配
置した構成図
の３段処理する場合で３段目に活性汚泥法の曝気槽を配
置した構成図
【図９】アンモニア性窒素濃度に対するＡＨ菌の適正範
囲を示した説明図
囲を示した説明図
【図１０】アンモニア性窒素濃度に対するＡＨ菌＋ＡＬ
菌の硝化速度及び菌数の関係図
菌の硝化速度及び菌数の関係図
１０Ａ、１０Ｂ、１０Ｃ…曝気槽 ２０…活性汚泥法の曝気槽 ３０…沈殿槽 ４０…汚泥返送ライン
───────────────────────────────────────────────────── フロントページの続き (72)発明者 能登 一彦 東京都千代田区内神田１丁目１番14号 日立プラント建設株式会社内 (72)発明者 河西 正隆 東京都千代田区内神田１丁目１番14号 日立プラント建設株式会社内 (56)参考文献 特開 平５−64799（ＪＰ，Ａ) 特開 昭63−36898（ＪＰ，Ａ) 特開 平５−177197（ＪＰ，Ａ) 特開 平５−169091（ＪＰ，Ａ) 特開 平８−141595（ＪＰ，Ａ) (58)調査した分野(Int.Cl.7，ＤＢ名) C02F 3/34,3/02
Claims (5)
- 【請求項１】液中のアンモニア性窒素濃度が４００ｍｇ
／ｌ以上のアンモニア含有液と、濃度５０００ｍｇ／ｌ
以上の高濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して
検出される硝化菌が優先繁殖した固定化担体とを好気性
雰囲気で接触させると共に、前記固定化担体の担体当た
りのアンモニア性窒素負荷が５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−
担体以上になるようにしたことを特徴とするアンモニア
性窒素の生物学的酸化方法。 - 【請求項２】液中のアンモニア性窒素濃度が１００〜４
００ｍｇ／ｌのアンモニア含有液と、濃度５０００ｍｇ
／ｌ以上の高濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養
して検出される硝化菌と濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な
硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化
菌とが混相状態で繁殖した固定化担体とを好気性雰囲気
で接触させることを特徴とするアンモニア性窒素の生物
学的酸化方法。 - 【請求項３】濃度５０００ｍｇ／ｌ以上の高濃度な硫酸
アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌と
濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で
８週間培養して検出される硝化菌とが混相状態で繁殖し
た固定化担体の担体当たりのアンモニア性窒素負荷が５
００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上、好ましくは６００ｍ
ｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上になるようにすることを特徴
とする請求項２記載のアンモニア性窒素の生物学的酸化
方法。 - 【請求項４】アンモニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上の高濃度な硫酸アンモニア溶
液中で８週間培養して検出される硝化菌 が優先繁殖した
第１の固定化担体を含有し、前記流入部から流入したア
ンモニア性窒素含有液と前記第１の固定化担体とを好気
性雰囲気で接触させる第１の反応部と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上の高濃度な硫酸アンモニア溶
液中で８週間培養して検出される硝化菌 と濃度１００ｍ
ｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週 間培養し
て検出される硝化菌とを混成繁殖した第２の固定化担体
を含有し、前記第１の反応部からの流出液と前記第２の
固定化担体とを好気性雰囲気で接触させる第２の反応部
と、から成ることを特徴とするアンモニア性窒素の生物
学的酸化装置。 - 【請求項５】アンモニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上の高濃度な硫酸アンモニア溶
液中で８週間培養して検出される硝化菌 が優先繁殖した
第１の固定化担体を含有し、前記流入部から流入したア
ンモニア性窒素含有液と前記第１の固定化担体とを好気
性雰囲気で接触させる第１の反応部と、濃度５０００ｍｇ／ｌ以上の高濃度な硫酸アンモニア溶
液中で８週間培養して検出される硝化菌 と濃度１００ｍ
ｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養し
て検出される硝化菌とを混成繁殖した第２の固定化担体
を含有し、前記第１の反応部からの流出液と前記第２の
固定化担体とを好気性雰囲気で接触させる第２の反応部
と、濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で
８週間培養して検出される硝化菌 を優先繁殖した第３の
固定化担体を含有し、前記第２の反応部からの流出液と
前記第３の固定化担体を接触させる第３の反応部と、か
ら成ることを特徴とするアンモニア性窒素の生物学的酸
化装置。
Priority Applications (8)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP20486795A JP3252887B2 (ja) | 1995-08-10 | 1995-08-10 | アンモニア性窒素の生物学的酸化方法及び装置 |
| US08/682,019 US5876603A (en) | 1995-08-10 | 1996-07-16 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
| CA 2181481 CA2181481C (en) | 1995-08-10 | 1996-07-17 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
| DE1996616216 DE69616216T2 (de) | 1995-08-10 | 1996-07-17 | Verfahren und Anlage für die biologische Entfernung von Stickstoff |
| EP19960111529 EP0761607B1 (en) | 1995-08-10 | 1996-07-17 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
| US09/046,618 US5849180A (en) | 1995-08-10 | 1998-03-24 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
| US09/161,458 US5997736A (en) | 1995-08-10 | 1998-09-28 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
| US09/205,107 US6033569A (en) | 1995-08-10 | 1998-12-03 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
Applications Claiming Priority (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP20486795A JP3252887B2 (ja) | 1995-08-10 | 1995-08-10 | アンモニア性窒素の生物学的酸化方法及び装置 |
Publications (2)
| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| JPH0947788A JPH0947788A (ja) | 1997-02-18 |
| JP3252887B2 true JP3252887B2 (ja) | 2002-02-04 |
Family
ID=16497721
Family Applications (1)
| Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
|---|---|---|---|
| JP20486795A Expired - Lifetime JP3252887B2 (ja) | 1995-08-10 | 1995-08-10 | アンモニア性窒素の生物学的酸化方法及び装置 |
Country Status (1)
| Country | Link |
|---|---|
| JP (1) | JP3252887B2 (ja) |
Cited By (1)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| WO2014017429A1 (ja) * | 2012-07-26 | 2014-01-30 | 学校法人 東洋大学 | アンモニア性窒素含有水の低温処理方法および装置 |
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| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JP4531151B2 (ja) * | 1999-03-29 | 2010-08-25 | 株式会社神鋼環境ソリューション | 硝化脱窒処理方法とその装置 |
| JP4203853B2 (ja) * | 2003-11-13 | 2009-01-07 | 株式会社日立プラントテクノロジー | 亜硝酸型硝化担体の製造方法 |
| JP6445855B2 (ja) * | 2014-12-08 | 2018-12-26 | 株式会社日立製作所 | 窒素処理方法及び窒素処理装置 |
| JP6530196B2 (ja) * | 2015-02-02 | 2019-06-12 | 学校法人 東洋大学 | アンモニア含有廃水の処理方法および処理装置 |
| JP6651298B2 (ja) * | 2015-04-14 | 2020-02-19 | 学校法人 東洋大学 | 高塩類濃度含有廃水の廃水処理方法および廃水処理装置 |
| JP6796948B2 (ja) * | 2016-05-13 | 2020-12-09 | 三菱ケミカルアクア・ソリューションズ株式会社 | 水処理方法および水処理システム |
-
1995
- 1995-08-10 JP JP20486795A patent/JP3252887B2/ja not_active Expired - Lifetime
Cited By (2)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| WO2014017429A1 (ja) * | 2012-07-26 | 2014-01-30 | 学校法人 東洋大学 | アンモニア性窒素含有水の低温処理方法および装置 |
| JPWO2014017429A1 (ja) * | 2012-07-26 | 2016-07-11 | 学校法人 東洋大学 | アンモニア性窒素含有水の低温処理方法および装置 |
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|---|---|
| JPH0947788A (ja) | 1997-02-18 |
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