JP4948648B2 - 従属栄養アンモニア酸化バクテリアを用いて汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法 - Google Patents

Description

本発明は、汚染水を処理する方法に関し、特に生化学方法を用いて汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法に関する。

水系中に存在する各種の有機性炭素、窒素と無機性窒素、リン素などの酸素消耗汚染物及び栄養物は、天然水系の機能を喪失する主な汚染物である。活性汚泥法で有機性炭素汚染物（ＣＯＤまたはＢＯＤ）を除去する生化学的方法、即ち二段階生化学的汚染水処理システムは、1898〜1914年に発見され、有機性炭素を大量に除去する（９０〜９５％）ことを目的とする生物的処理システムであり、現在この方法は既に世界各国に広く応用されている。汚染水の二段階生化学的処理において、有機物は従属栄養微生物による酸化、分解で、その中の一部分の炭素、窒素、リン、硫黄などは同化により微生物の細胞組成部分に合成され、余剰汚泥の形式で排出される。その他の大部分の有機性炭素は微生物の異化により二酸化炭素に酸化され、除去される。その過程に生成したエネルギーが従属栄養微生物の成長、代謝にとって必須である。余剰の無機性栄養物質、例えば、窒素、リン、硫黄などの栄養元素はＮＨ₃（ＮＯ₂ ^-、ＮＯ₃ ^-）、ＰＯ₄ ^3-、ＳＯ₄ ^2-などの形式で水と一緒に排出する。

有機性炭素汚染物（ＣＯＤ）を除去することを主な目的とする生化学的汚染水処理の従来技術は、アンモニア性窒素を理想的に除去する目標を達成し難い。二段階生化学処理した汚染水は、炭素、窒素、リンの３種類元素の総比率はＣ（ＢＯＤとして計算）：Ｎ：Ｐ＝１００：５：１程度である。よって、二段階生化学処理した後の汚染水は、ＢＯＤが９５％以上除去されるが、窒素はたったの20〜30%しか除去されない。残った７０−８０％の水溶性窒素の排出は、水系の富栄養化の重要な原因の一つである。

アンモニア性窒素汚染による水生態系への悪影響がＢＯＤに次ぎ、第２位となっている。都市廃水の大型処理工場を次々と建設・運転し、ＢＯＤの汚染による悪影響を除去しているが、アンモニア性窒素汚染が依然として無視できないことはよく知られている。

生化学的処理法が有機性炭素の除去に有効であることは既に証明されている。有機性炭素汚染物を除去すると同時に、如何に窒素を安価且つ有効的に除去するかということは、理論上も工業化上も、ずっと探求されている。
従来の生化学的方法での廃水処理による炭素、窒素汚染物を除去する微生物学的な原理とプロセスの原理は、従属栄養バクテリアでの“アンモニア化成”反応によって炭素を離脱し、独立栄養バクテリアでのアンモニア酸化と亜硝酸酸化といった“硝化（硝酸化成）”反応、（通性）嫌気的従属栄養バクテリアでの“脱硝化”によって窒素を離脱する工程の組合せである。以下のように簡単に記述できる、

三つの段階に利用される微生物の特性、分類の地位及び定義は夫々異なる。
１．多属種の従属栄養微生物の成長を利用して有機性Ｎを無機性Ｎに転化することを完了 する、すなわちアンモニア化成作用。
２．絶対好気的独立栄養微生物が好気的条件下で成長することを利用してＮＨ₃−Ｎ酸化 及びＮＯ₂ ^-−Ｎ酸化を完了することを総称として硝化作用（硝酸化成）という。 その二つの独立過程は、主にニトロソモナス属（Ｎｉｔｒｏｓｏｍｏｎａｓ）とニトロバクター属（Ｎｉｔｒｏｂａｃｔｅｒ）を代表的な独立栄養バクテリアとし、それらによって個別に完了できる。
３．多属種の従属栄養微生物によって酸化態窒素をＮ₂ガスに還元する脱窒過程を利用す る、すなわち通常の脱硝化作用のこと。
簡単にいうと、微生物学の観点から見ると、生化学的に炭素、窒素汚染物を除去する方法は、“従属栄養”→“独立栄養”→“従属栄養” バクテリアを利用するモードである。

従来の活性汚泥方法による炭素、窒素汚染物の除去において、有機物の除去とアンモニアの酸化は同一反応器の中で行われる。これを窒素汚染物の除去の面から見ると、活性汚泥方法の一段階硝化プロセスと呼ぶことができる。上記のバクテリア利用モードに基づき、硝化を行う微生物が主に“独立栄養”型バクテリアであり、有機性炭素化合物の酸化を行う微生物が主に“従属栄養” 型バクテリアである。従って、一段階硝化反応器で、有機物が存在する場合に、酸素及び栄養物質に対する競争能力は、独立栄養型バクテリアは従属栄養型バクテリアより明確的に弱く、その成長は容易に従属栄養型バクテリアに超えられ、そのため硝化における作用が発揮し難い。

このような現象は通常の汚染水の二段階生化学的な処理過程にしばしば観察されている。これは、従来の活性汚泥方法がアンモニア性窒素汚染物を有効に除去できないことを説明できるし、“硝化バクテリア”の独立栄養生理の特徴も証明している。炭素、窒素汚染物を除去することを目的とする汚染水処理において、典型的なアンモニア酸化反応の独立栄養微生物の生理特性は、一般的に“有機質の存在がその成長及び生理行為に有害性を与えること”の同義語と思われ、これに対して疑いもない。

そのために、炭素、窒素汚染物を除去するプロセスについて、一つの方法は、複数の工程に分けて有機物の除去と脱窒素過程を完了する、即ち有機物が硝化に与える不利な影響を無くすためである。一般的にプロセス上廃水のＣＯＤ除去と硝化または脱硝化・脱窒素は、２つまたは３つの独立反応器にて行い、二段階または多段階処理システムを採用する。但し、多段階処理システムは高い投資と高い運転コストのために実際は広く利用されていない。

新しい原理が解明されるまでは、エンジニアと設計技術者らの認識と想像に基づき、各種類の改良した一段階汚泥脱窒素システムが現れていたと理解しても良い。そのシステムは好気的硝化区域と酸素欠乏の脱硝化区域を一つのシステムに結合して、汚染水の脱窒素の目的を達成する。ＰＨＯＲＥＤＯＸ（Ａ／Ｏ法）プロセス、Ａ²／Ｏプロセス、ＵＣＴ（またはＭＣＵＴ）プロセスとＶＩＰプロセスなどの複雑プロセスの組合せ及びその変形が次々と開発され、上記の各プロセスは炭素、窒素の除去に関して一定の積極的な効果があったが、その運転操作が非常に煩雑だという欠点がある。

炭素、窒素汚染物の処理効率のキーポイントは、硝化反応器中の硝化微生物の生化学的な特性である。硝化の作用の発生が独立栄養型バクテリアの成長過程の生理代謝から由来する理論の指導を受けて、実際の運転において以下に示された問題が多く発生している。1.硝化バクテリア群の増殖速度が遅く、汚泥の沈降性が悪く、同時に汚泥の産出量が少なく、高い生物濃度を維持できない。２．多くの活性汚泥の過程に硝化作用が欠けて、特に冬の時期（１５℃以下）に発生出来ないので、システムの水理学的な滞留時間（ＨＲＴ）が長くなり、有機負荷が相対的に低い。３．高い生物濃度と脱窒素効果を維持するために、汚泥と硝化液を同時に循環しなければならない。４．塩基性物質を投入するため物質消耗を大きく起こす。５．従来の硝化プロセスにおいて、アンモニア酸化が全く発生しないか、その酸化が発生し、完全にＮＯ₃ ^-に転化してしまう。６．２００mg/Ｌより高いアンモニア性窒素濃度の汚水に対して、特に処理し難い。

つまり、従来の硝化―脱硝化プロセスには重大な欠陥が存在しており、益々重くなる環境への窒素汚染圧力を除けていない。
そのために、近年、先進国の国々は生物による脱窒素の研究を強化し、理論と技術の両方に一連の突破があって、Ｓｈａｒｏｎを代表的とした新型の脱窒素技術が続々と出て来て、廃水の脱窒素効率がある程度上がり、運転コストを低減できた。

次に、ＳｈａｒｏｎR（Ｓｉｎｇｌｅ ｒｅａｃｔｏｒ Ｈｉｇｈ ａｃｔｉｖｉｔｙ Ａｍｍｏｎｉａ Ｒｅｍｏｖａｌ Ｏｖｅｒ Ｎｉｔｒｉｔｅの頭文字から取った略称）プロセス、即ちショートカット硝化−脱硝化プロセス（ＥＰ０８２６６３９Ａ、ＣＮ１３１０６９２Ａ）を例として説明する。
従来の硝化プロセスでは、アンモニアを硝酸塩に完全に酸化して（ＮＨ₄ ⁺→ＮＯ₂ ^-→ＮＯ₃ ^-、“全硝化”という。）、その主な目的は窒素の酸素消耗能力を根絶すること並びに亜硝酸塩の生物への毒害作用を避けることにある。但し、廃水の脱窒素において全硝化が必ずしも必要ではなく、アンモニアを亜硝酸塩（ＮＨ₄ ⁺→ＮＯ₂ ^-）に酸化しても同じ効果を得られる。生物的脱窒素にとって、硝化過程中の“ＮＯ₂ ^-→ＮＯ₃ ^-”と脱硝化過程中の“ＮＯ₃ ^-→ＮＯ₂ ^-”は硝化―脱硝化プロセスから省略できる。アンモニア酸化を亜硝酸塩の段階にコントロールする硝化作用をショートカット硝化（ＳＨＯＲＴ−ＣＵＴ ＮＩＴＲＩＦＩＣＡＴＩＯＮ）という。1997年オランダＤＥＬＦＴ工業大学がショートカット硝化−脱硝化プロセスを開発して、都市汚水処理場のような余剰汚泥の嫌気的消化液中にある高窒素濃度の処理難題をある程度解決できた。

Ｓｈａｒｏｎ技術の核心がプロセス条件の最適化であり、独立栄養型バクテリアのニトロソモナスＳＰ（Ｎｉｔｒｏｓｏｍｏｎａｓ SP）、特にニトロソモナス・ユーロピア（Ｎｉｔｒｏｓｏｍｏｎａｓ ｅｕｔｒｏｐｈ）を反応器中の優勢種属にさせる。前記特許に記載の条件で、アンモニアをＮＯ₂ ^-に転化するバクテリアは充分な成長速度を有し、ＣＳＲＴ反応器中の汚泥損失を補填できるが、ＮＯ₂ ^-をＮＯ₃ ^-に転化するバクテリア、例えば、ニトロバクター（Ｎｉｔｏｒｏｂａｃｔｅｒ）属の独立栄養型バクテリアは、反応器中において充分な成長速度を維持できない、且つ反応器から洗い出され、そして、ＮＨ₄ ⁺−Ｎ酸化をＮＯ₂ ^-−Ｎ段階までに抑制できて、並びにＮＯ₂ ^-−Ｎを培地として脱硝化を行う。Ｓｈａｒｏｎ技術の典型的な特徴を以下に示す。１．ショートカット硝化と脱硝化が同じ反応器中に行われ、プロセスフローが短い。２．反応器内に活性汚泥が滞留せず装置の構造が簡単である。３．運転温度が相対的に高く（３０〜４０℃）、処理効率が相対的に良い。４．脱硝化作用によるＰＨ値を調整して（ＰＨ７〜８）、塩基性物質を添加して中和する必要がない。

従来の脱窒素技術に比べて、Ｓｈａｒｏｎ技術は、投資と運転コストが低く、化学的な副生成物がないので、起動と運転が易く、保全が簡便などの利点を有する。但し、この技術には自身の固有欠陥もある。Ｓｈａｒｏｎ技術は依然として独立栄養型硝化理論を基礎にして、従来の硝化−脱硝化理論を本質的に変えていない。プロセスのフローから見ると、汚水から炭素除去、硝化−脱硝化による脱窒素が汚泥処理と高度に分離している。当該プロセスの温度設計値が高く過ぎ（３５℃）、大量の低濃度アンモニア性窒素の汚水を処理できなく、且つ反応器に対する要求が非常に厳しく、一般のバッチ式反応器にて実現できなく、脱硝化の水理学的な滞留時間ＨＲＴ（相対的な硝化速度）が明確的に長過ぎ、余剰汚泥を排出する必要がある。

汚水の生化学的な処理過程は、主にバクテリア代謝の多様性を利用して分解、汚染物除去の目的を達成する。ＳｈａｒｏｎRを代表にした新しい生物脱窒素の技術を含む従来の生化学的方法は、全てＭｏｎｏｄが提唱した微生物成長と炭素、窒素培地の除去との関係を理論の基礎にしたものである。Ｍｏｎｏｄ理論の基本的な考えは、細胞成長が炭素、窒素栄養培地を同化することと、余剰物を分解し生理行為を完了することとの二つの過程は同時に発生する。この理論は現在の微生物生理学の主流であり、汚水から炭素、窒素汚染物を除去することを含む大量の産業活動を指導し、特に反応器の構造、プロセスフローの設計、運転管理などに強く影響している。

Ｍｏｎｏｄ理論には、培地転化の動力学問題、即ち細胞成長と培地の除去速度との関係は、廃水の生物処理過程において、培地転化速度とバクテリア成長速度との関係が下記の式で示されている。

式中、ｄｓ／ｄｔが培地転化速度、Ｙが細胞生成率（即ち、消耗した培地１単位当たり生成したバクテリアの数量）、Ｘがバクテリアの濃度である。上記式から、バクテリアの成長速度が培地の転化及び除去と直接的に関係して、バクテリアの成長速度を上げれば、培地の転化速度を上げることができる。

従来の“従属栄養”→“独立栄養”→“従属栄養” バクテリア利用モードの３つ基本段階には、“独立栄養”バクテリアが無機の還元形式のＮＨ₄ ⁺の転化は、Ｍｏｎｏｄ理論により、その細胞生成率または培地の転化速度は極めて低い。細胞生成率の理論計算値はそれぞれ０．２９ｇ／ｇ（ＶＳＳＮＨ₄ ⁺−Ｎ）と０．０８４ｇ／ｇ（ＶＳＳＮＯ₂ ^-−Ｎ）である（ＭｃＣａｒｔ ｐＬ、１９６４年）。尚、実験測定値が理論計算値より明確的に低いので、細胞生成率の実際の実験測定は、それぞれ０．０４〜０．１３ｇ／ｇ（ＶＳＳ ＮＨ₄ ⁺−Ｎ）と０．０２〜０．０７ｇ／ｇ（ＶＳＳ ＮＯ₂ ^-−Ｎ）である。従属栄養バクテリアの細胞生成率係数と比べて、独立栄養バクテリアが硝化作用の過程における細胞生成率係数または培地の転化速度は従属栄養の１／１０〜１／１００程度である。特に独立栄養バクテリアの低い細胞生成率または培地の転化速度は、脱窒素の“ネック”になり、脱窒素反応器において窒素転化率に影響を与える最大制約要因である。

上記の理論を実践に用いるとき、バッチ式反応器中で行うため、栄養培地の消耗と生成物、特に有毒な生成物の蓄積は栄養条件及び環境条件の悪化（過度酸性抑制若しくは過度アリカリ性）になり、細胞の対数成長期間が維持できなくなり、細胞の死亡に至る。このような悪影響を除くために、産業上の生化学的な反応器の設計は“連続的な培養”方式を採用し、栄養物質の補充に新鮮な培地を連続的に添加する一方で、等量の混合液（バクテリア体及び有毒物）を排出して、反応器中の細胞総数量を減少し、有毒物の濃度を低減し、細胞の対数成長期間が維持されるし、培地が安定的に除去される。

上記原理は現在の廃水中炭素、窒素の除去の主な技術・プロセスを指導しているが、反応器の構造を決めれば、連続攪拌池式の反応器（ＣＳＴＲ）、連続流操作式のようなものをほぼ利用した。特に廃水中炭素、窒素汚染物を除去する同時に、反応器中のバクテリア体細胞、すなわち余剰汚泥を連続的に排除しなければならないので、汚泥の生成と排出はこのような従来技術においては必然なことである。
よって、汚泥の処理または処置の困難は従来の生化学的な汚水処理の欠点の一つである。汚水の生化学的な処理で生成した汚泥が従来技術の必然な産物であり、汚泥の処理は今まで解決し難い重要な技術的な問題点である。

従来技術は、硝化バクテリアが“独立栄養”型バクテリアであるという認識に基づくため、有機質の存在が硝化バクテリアの成長及び生理行為に有害であることは必然な結論といえる。このために、炭素、窒素汚染物の除去の生化学方法にどの改善をしても従来の技術から脱離することができず、その欠点を克服することができない。

本発明者は、ＮＨ₄ ⁺−ＮをＮＯ₂ ^-−Ｎに酸化するのが従属栄養バクテリアの生理行為であることを認識し、独立栄養理論と全く異なる方法を利用し、アンモニア酸化活性のある従属栄養バクテリアを分離することに成功し、純粋培養条件において一部の菌種はＮＯ₂ ^-−Ｎを非常に多く蓄積できることを提案した（中国特許03118598.3、“従属栄養型硝化微生物の分離及び同定方法”）。更に、本発明者は研究を重ねて、高活性の従属栄養型硝化バクテリアの培養方法及び水系に脱窒素への応用を提案し（中国特許03118597.5、“従属栄養型硝化バクテリアの培養方法及び応用”）、また、２種類の異なったアンモニア性窒素の除去方法（中国特許03118599.1、“脱窒素バクテリア組成物及び応用”及び中国特許200410005158.4、“アンモニウム窒素廃水における生物的脱窒素の方法及びその微生物”）を提案した。

但し、上に述べた研究の多くは単一の培養物を接種物とし、特に“成長”理論に基づき一回のバッチ式反応を行い、アンモニア酸化及び脱窒素の効率は伝統的な独立栄養アンモニア酸化及び脱硝化の効率より著しい効果を示していなかった。更にもう一つの欠点として、高活性の従属栄養微生物が15℃以下での成長は難しく、アンモニア酸化活性が現れ難く、関連技術も低温での窒素汚染物の除去問題を解決出来なかった。

本発明は、硝化バクテリアの独立栄養理論に替わり、従属栄養型バクテリアを利用して汚水の炭素、窒素汚染物を除去する方法を提供するものであり、従来方法のアンモニア性窒素を有効に除去できない、汚泥の排出が回避できない、高いエネルギー消耗、低い効率などの欠点を克服することができた。

本発明は、有機質が窒素汚染物の除去に有害であるとする発想の偏見を乗り越え、従属栄養型アンモニア酸化バクテリアの生理的特徴及び炭素、窒素の分解代謝原理に基づき、非細胞の成長条件において炭素、窒素汚染物を同時に除去することを実現できる。
本発明は、各種の汚水処理の全過程において汚泥の排出の必要がない、伝統的な活性汚泥法での余剰汚泥が処理し難いことを基本的に解決できる。
本発明は、従来の二段階の生化学的な処理システムを利用して、炭素、窒素汚染物の除去を完了でき、新しい反応器を構成する必要がなく、単一の反応器においても、炭素、窒素汚染物の除去目的を達成できる。
本発明は、“成長”理論が指導した炭素、窒素汚染物の除去にあたる温度制限を克服し、特にＳｈａｒｏｎ技術に３０〜４０℃においてショートカット硝化を行う厳しい条件を克服できる。本発明は、各種類の廃水が６〜４０℃の広い温度範囲においても、ショートカット硝化と脱硝化を比較的理想的に実現できる。
本発明は、炭素源の制御により、好気的または嫌気的な条件においてアンモニア性窒素のショートカット硝化、ショートカット脱硝化を何れでも比較的理想的に実現できる。

本発明は、以下に示した技術案を利用した：
従属栄養アンモニア酸化バクテリア（HAOB）を用いて汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法であって、
Ａ）従属栄養アンモニア酸化バクテリアを含有する天然土壌を有機性炭素、窒素物質及び/または無機性アンモニア性窒素を含有する従属栄養バクテリアの培地に接種し、反応器中で曝気し、培地にアンモニア性窒素が存在した場合には、PH値を６．５〜８．５になるように、数回分けて有機性炭素源を前記反応器に投入し、アンモニア性窒素が≦３ｍｇ／Ｌになり、且つＮＯ₂ ^-−Ｎの蓄積が最大値になった場合には、曝気を停止し、系の中においてＮＯ₂ ^-−Ｎ、ＮＯ₃ ^-−Ｎの総量が＜１ｍｇ／Ｌになるまで嫌気的状態を維持し、有機性炭素源を投入して、脱硝化を行うという従属栄養アンモニア酸化バクテリア活性汚泥の培養工程、及び、
Ｂ）工程Ａで得られた活性汚泥を有機性炭素、窒素汚染物質及び/または無機性アンモニア性窒素汚染物を含有する汚染水の生化学反応器に接種し、曝気を行い、汚染水中に有機性炭素を含有しない場合には、有機性炭素源を投入し、アンモニア酸化反応を行い、ＮＯ₂ ^-−Ｎが蓄積になる場合には、ＮＯ₂ ^-−Ｎの蓄積を無くすまでに曝気を停止し、嫌気的状態を維持し、有機性炭素源を投入して、脱硝化を行うという汚水中の炭素、窒素汚染物の除去工程を含み、
前記従属栄養アンモニア酸化バクテリアは、窒素代謝過程中に、アンモニア化成→アンモニア酸化→亜硝酸または硝酸還元による脱硝化、脱窒素の機能を持つ従属栄養バクテリア類であり、ＰＭ平板で成長できて、且つグリース試薬（Griess Reagent）で陽性を示し、有機性炭素源の存在下、好気的条件でアンモニアを窒素、ＮＯ₂ ^-またはＮＯ₃ ^-に直接に酸化でき、好気的状態または嫌気的状態で主にＮＯ₂ ^-またはＮＯ₃ ^-を電子受容体とし、ＢＯＤを電子供与体とし、脱硝化脱窒素を実現することを特徴とする汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。

本発明の核心は、アンモニア酸化に参与する微生物が独立栄養型バクテリアではなく、従属栄養型バクテリアである。この突破的な認識を基本にして、技術上従属栄養型バクテリアを培養して利用する。アンモニア酸化バクテリアの本質及びその代謝特性を新に認識して、硝化バクテリアの独立栄養理論を批評することにより、本発明は従属栄養アンモニア酸化バクテリアの概念を提案した。

伝統的なアンモニア酸化及び亜硝酸酸化から構成された硝化反応過程における独立栄養微生物に対する認識は、1890年Ｗｉｎｏｇｒａｄｓｋｙが特異な独立栄養型バクテリアを発見したことから由来した。１．ＮＨ₄ ⁺酸化またはＮＯ₂ ^-酸化より唯一のエネルギーを得る。２．ＣＯ₂を唯一の炭素源とし、細胞を同化する。３．有機物の存在は硝化バクテリア細胞の成長を有害し、特に独立栄養の硝化バクテリアが伝統な寒天培地プレート上に成長できない。
独立栄養理論が自然界の各種な矛盾現象を説明できないが、本発明人より前に高い活性の従属栄養型亜硝酸バクテリを発見できなく、独立栄養理論が微生物学及び産業実践を指導する主流になってきた。

更に、アンモニア酸化、亜硝酸酸化が独立栄養バクテリアの生理代謝の従来の観点に束縛されて、アンモニアの酸化過程においてＮＯ₂ ^-またはＮＯ₃ ^-の二つ極端な代謝生成物しか存在しないと思い込み、代謝過程中の窒素酸化物の多様性を無視した。本発明者が指摘したように、実際に機能性微生物が窒素の代謝過程において、アンモニア化成作用（有機性窒素の分解よりＮＨ₃を生成する）もあるし、その他の条件でアンモニア酸化過程にＮＯ₂ ^-またはＮＯ₃ ^-の蓄積もあるし、若しくは窒素ガスの放出などの代謝生成物もある。このような現象を発生する分類地位がお互い異なる多数の従属栄養型バクテリアが広く存在しており、詳しくは「Bergey's Manual of Systematic Bacteriology、バージェイズ・マニュアル・オブ・デターミネイティブ・バクテリオロジー」を参照できる。

表１に示された実験データからこのようなバクテリアの生理的な窒素代謝特性の異同をわかる。

１．従属栄養成長及びアンモニア作用、亜硝化作用を示す。“+”が亜硝化活性、即ちＮＯ₂ ^-−Ｎ累積量（ｍｇ／ｌ）と意味する。“＋”が０．５ｍｇ／ｌと相当し、“＋＋”が１．０〜２．５ｍｇ／ｌと相当し、“＋＋＋”が２．５〜５．０ｍｇ／ｌと相当し、“＋＋＋＋”が５．０〜１０．０ｍｇ／ｌと相当する。
２．ＮＨ₃＋Ｏ₂→Ｎ₂過程の脱窒素を発生することを示す。
３．適切な炭素源（例えば、ピルビン酸）が存在する際、バッチ式1回の培養でＮＨ₃＋Ｏ₂→ＮＯ₂―の亜硝化現象を示す。
４．ＮＯ₂―＋Ｏ₂→ＮＯ₃―の硝化現象を示す。
５．ＮＯ₂―−ＮまたはＮＯ₃―−Ｎを電子供与体とし、ＣＯＤなどは電子受容体として好気的または嫌気的での反硝化による脱窒素、ＮＯ₂―＋ＣＯＤ→Ｎ₂―↑+ＣＯ₂↑を示す。

このような従属栄養型バクテリアは以下に示された特徴を共通することが分かる。ＰＭプレートに成長できる、且つグリース試薬(Griess reagent)で陽性を示す。有機炭素源の存在、好気的条件でアンモニアを窒素ガス、ＮＯ₂ ^-またはＮＯ₃ ^-に直接的に酸化できる。好気的または嫌気的条件で、主にＮＯ₂ ^-またはＮＯ₃ ^-を電子受容体とし、ＢＯＤを電子供与体として脱硝化脱窒素を実現する。数がそれほど多くない菌種、例えば、バチルス・シュードファーマス（Ｂａｃｉｌｌｕｓ ｐｓｅｕｄｏｆｉｒｍｕｓ ＮＨ−２）とアースロバクター・グロビフォルミス（Ａｒｔｈｒｏｂａｃｔｅｒ ｇｌｏｂｉｆｏｒｍｉｓ ＷＲ−２）は非常に高い亜硝化活性を有し、前の菌種が更に相対的に強い硝化活性を有する。この発見は、所謂“硝化作用”が二つ独行する独立栄養のリレー式によるアンモニアの完全酸化でＮＯ₃ ^-に変化することではないと一定程度にあらわしている。

そして、従属バクテリアにより−３価のＮ（ＴＫＮ）を各形態の窒素酸化物に酸化する全過程のアンモニア酸化作用は、独立栄養酸化の概念と全く異なる。本発明者は、窒素代謝過程において、アンモニア化成→アンモニア酸化→亜硝酸または硝酸の還元反硝化脱窒素の機能を有するバクテリア属を“従属栄養アンモニア酸化バクテリア”と定義する。本発明者が説明する必要のこととして、このような菌属が分類学の定義ではなく、炭素、窒素の連合的な酸化エネルギーの結合機構を有し、有機炭素、無機窒素の連続的な酸化によるエネルギーを生成し、代謝する方式で、その生理行為を関する微生物群と指す。

本発明者は、従属栄養型アンモニア酸化バクテリアの概念から、従属栄養型アンモニア酸化バクテリアの炭素、窒素の連合的な酸化理論を構築し、連合的な酸化のエネルギー結合機構と電子移動過程を説明し、その中、電子担持体のＮＡＤ⁺を炭素、窒素の連合的な酸化と電子移動の共同な担持体にし、アンモニア酸化過程の各工程に対して生化学熱力学の計算を行う。

クエン酸の循環とアンモニア酸化結合の炭素、窒素の連合的な酸化を例にして、その電子移動過程を図４に示す。

アンモニア酸化過程と関連する熱力学の計算を表２に示す。

電子流の移動モード及び関係する標準自由エネルギーの変化量の計算により、生物系のアンモニア酸化が担持体ＮＡＤ⁺で電子を移動し、脱水素で還元力を生成するＮＡＤの非同化代謝過程において、ＮＨ⁺＋ＮＡＤ⁺→Ｎ₂+ＮＡＤＨの過程が自発可能（△Ｇ^0'＜０）である以外に、アンモニア酸化でその他の酸化物に酸化し、還元力ＮＡＤＨを生成するその他の過程が全て非自発的な過程（△Ｇ^0'＞０）であることがわかる。即ち、独立栄養バクテリアは、硝化作用により同化細胞の必要なＮＡＤＨを生成する能力がない。更に言うと、カルビン（Ｃａｌｖｉｎ）循環により、ＮＡＤＨの酸化でエネルギーを生成する過程及び二酸化炭素を同化し細胞を合成する独立栄養生物の生長過程の自体は、巨大なエネルギー（例えば、太陽エネルギー、ＡＴＰ）を消耗することを代価にして実現する。

熱力学の第二法則の理論及びロジックな分析から、無効性原則に基づく、“アンモニア酸化によるエネルギーを唯一なエネルギーとし、二酸化炭素を主な炭素源にする”という独立栄養生物バクテリアの存在が不可能である。

公知な関係知識によって、生物系が恒温、恒圧の条件下作動して、生物系内に発生した反応自由エネルギー変化は、反応において得られる最大な正味の有効な仕事の尺度である。生物系の活動を満足する仕事が主に細胞成長に用いる生物合成仕事、細胞運動に用いる機械仕事、生きている細胞のある種の生理特性、例えば細胞の浸透圧を維持するための細胞の内と外との電解質Ｎａ⁺とＫ⁺の濃度差または水素陽イオンの濃度差による水素陽イオン運動を維持するための浸透仕事などを含む。

例として、その中の生物合成仕事は、細胞成長による自由エネルギー減少する反応の主な効用の一つであり、細胞成長時に自由エネルギーが増加する反応に自由エネルギーを提供する。生物系の全体をこのようなエネルギーの結合機構による有効な仕事を最大に発生し、成長及びその他の生理活動を自発的に維持する。

実際に生物系において、このようなエネルギー生成の代謝とエネルギー消耗の反応とのエネルギー結合関係は限定できないでもないが、この二つ反応には共同の反応物または生成物がある場合のみ限定できる。

上記の原理に基づき、炭素、窒素の連合的な酸化理論モードに示したように、本発明者は、伝統的認識としての炭素酸化またはアンモニア酸化を行う関連のない二つ反応物または生成物を有機的に関連させて、有機炭素の酸化（クエン酸の循環）とアンモニア酸化のエネルギー結合との関係を、炭素、窒素の連合的な酸化に参加する共同反応物または生成物である電子担持体のＮＡＤ⁺によって、炭素の酸化と窒素の酸化の二つの過程を関連させる。結果的に上記過程を実行する微生物が根本的に従属栄養型であることと証明する。

前記理論モード及び分析から、従属栄養型バクテリアの好気的アンモニア酸化過程及び生成物の炭素源制御の原理を解明できる。
１、好気的アンモニア酸化過程中の最大出力仕事の計算
上の図に示した電子移動モード及びその関係する熱力学の計算に基づき、アンモニア酸化過程のＮ₂Ｏ、ＮＯ又はＮＯ₂などガス状態の中間生成物の損失を略して、窒素ガスＮ₂、ＮＯ₂ ^-またはＮＯ₃ ^-をアンモニア酸化の最終生成物と見なし、その中窒素ガスＮ₂がアンモニア酸化の必然な生成物の一つである。アンモニア酸化過程の物質バランスとエネルギーバランスにより、下記の式に簡略できる：

上記の式の中、a、b、c、dとｅが上記反応において、アンモニア酸化反応の出発物、中間生成物、最終生成物の物質量を夫々指す。物質バランスの関係式が以下である。

上記の式の中、ΔＧ^O' _N1、ΔＧ^O' _N3、ΔＧ^O' _N2とΔＧ^O' _N4が上記過程中、それぞれ標準自由エネルギーの変化量を指す。その中、ΔＧ^O' _N1＝+22KJ/mol、ΔＧ^O' _N2＝-190KJ/mol、ΔＧ^O' _N3＝-267KJ/mol、ΔＧ^O' _N4＝-60KJ/mol。
そして、アンモニア酸化の必須な中間生成物ＮＨ₂ＯＨ、及び最終生成物Ｎ₂、ＮＯ₂ ^-またはＮＯ₃ ^-の総自由エネルギー変化量△Ｇ⁰'_N総が以下の式に表すことができる。

生物的なアンモニアが中間生成物ＮＨ₂ＯＨ（中間生成物であることを既に実験による証明されている。ここで、非生物的な化学酸化または生物的な酸化のどちらでも）に酸化するにはエネルギーが必要であるので、ＮＨ₂ＯＨ酸化の後の各過程を完了するように、この過程を乗り越えるにはある外部源の酸化生成エネルギーの助けを借りる必要がある。ある種の有機性炭素が参加するアンモニア酸化過程は、即ち従属栄養アンモニア酸化バクテリアが炭素、窒素の合同酸化で生成した総正味仕事、△Ｇ⁰'_総を下記のように表示できる。

上記の中に、△Ｇ⁰'_C総はある種の有機性炭素源が存在下、酸化より生成したエネルギーであって、△Ｇ⁰'_N1であるアンモニア酸化反応に要求する刺激エネルギーを供給する。その中、△Ｇ⁰'_C総=n△Ｇ⁰'_C。

そして、上記の式を更に下記のように表示できる。

その中、ｎがアンモニア酸化に参加するある種の有機性炭素源又はエネルギー生成物質の“物質の量”と指す。
−a△Ｇ⁰'_N1＝n△Ｇ⁰'_C＝−22KJの時、即ち、有機性炭素源の酸化生成エネルギーがアンモニアをＮＨ₂ＯＨに酸化する必要なエネルギーを満足する場合には、△Ｇ⁰'_N1+n△Ｇ⁰'_C＝0。
よって、従属栄養型アンモニア酸化の炭素、窒素共同酸化の最大正味仕事△Ｇ⁰'_maxは以下の一般式に表示できる。

アンモニア酸化過程において、炭素、窒素の共同酸化で生成した最大正味仕事が本発明に記述した活性汚泥中の優勢な従属栄養アンモニア酸化バクテリアの種類と関係することが明確である。

２、従属栄養バクテリアの好気的アンモニア酸化過程及び生成物組成の炭素源の制御
Ａ）活性汚泥中に、優勢な菌種としてアンモニアをＮＯ₃ ^-またはＮ₂に完全に酸化できる従属栄養型アンモニア酸化バクテリア、例えば、本発明に挙れたバチルス・シュードファーマスを用いる。
１）アンモニアをＮ₂とＮＯ₃ ^-に完全に酸化する時、2c+d+e=1mol、d=0 mol。

アンモニア酸化平行反応にＮ₂とＮＯ₃ ^-を生成する時のエネルギーが同じとすると、即ち、

それぞれの数値を入れて、この種類バクテリアの炭素、窒素合同酸化の最大正味仕事△Ｇ⁰'maxは−239KJであり、且つアンモニア酸化生成物のＮ₂−NとＮＯ₃ ^-−Nの量はぞれぞれ0.36molと0.32 molであることを算出した。

２）当該優勢菌はアンモニアを最終生成物とするＮ2とＮＯ2-に完全に酸化し、ＮＯ3-の蓄積がない時、2c+d+e=1mol、e=0 mol。そして、n△Ｇ⁰'_C=−43.4KJ。
この結果は、炭素源の酸化生成エネルギーが≧+43.4KJの時に、アンモニア酸化をＮＯ₃ ^-の蓄積ないショートカット硝化段階に制御できると説明している。

３）当該優勢菌はアンモニアを唯一の最終生成物とするＮ₂に完全に酸化し、ＮＯ₂ ^-またはＮＯ₃ ^-の蓄積がない時、2c+d+e=1mol、d=e=0 mol。そして、n△Ｇ⁰'_C=−71KJ。
炭素源の酸化生成エネルギーが≧+71KJの時に、アンモニアを唯一の生成物とするＮ₂に完全に酸化できることが分かる。

Ｂ）活性汚泥中に、優勢な菌種としてアンモニアをＮＯ₂ ^-またはＮ₂に完全に酸化できる高い亜硝化活性の従属型アンモニア酸化バクテリア、例えば本発明に挙れたバチルス・サーキュランス（Bacillus circulans）を用いる。上記の原理により、有機炭素の酸化よりエネルギーを生成する時に、当該優勢種の炭素、窒素合同酸化に生成した最大の正味仕事及びアンモニア酸化生成物ＮＯ₂ ^-とＮ₂の比例を同様に算出できる。同様に、１モルアンモニア性窒素の酸化あたり、
１） n△Ｇ⁰'_C= −22KJの場合には、N₂−N : NO₂ ^-−N =0.58:0.42；
２）−22KJ<n△Ｇ⁰'_C<0の場合には、生成したN₂ −N <0.58mol,但しNO₂ ^-−N >0.42mol；
３）n△Ｇ⁰'_C<−22KJの場合には、生成したN₂−N >0.58mol,但し NO₂ ^-−N <0.42mol；
４）同様に、n△Ｇ⁰'_C= 0 KJの場合には、前記アンモニア酸化の全ての過程が発生できない。

好気的アンモニア酸化の過程に必要な有機性炭素源は、各種由来の汚水に存在してもよいし、外部源より投入した有機性炭素源でもよい。一部の特殊な廃水に関して、例えばＢＯＤが欠乏して、無機性アンモニア性窒素が多い廃水、脱窒素は重要な意味を有し、好気的段階に有機物の投入により、異なるアンモニア酸化生成物らの比例を制御できる。本発明は、望ましく上記手段によりアンモニア酸化生成物を、ＮＯ₃ ^-−Nの濃度がＮ₂−Nのより大きい“ショートカット硝化”のレベルに制御する。

ここで強調しなければならないことは、本発明が基づいた科学原理と技術方案は、最近１０数年の理論、汚水処理プロセスに関する“同時硝化―脱硝化(Simultaneous Nitrification Denitrification Process、“SND”と略称する。)”とは根本的に異なる概念と制御・調整技術である。本発明では、好気的条件で有機物が存在下、Ｎ₂は従属栄養バクテリアのアンモニア酸化の直接的なまたは必然な生成物であり、アンモニア酸化生成物ＮＯ₂ ^-またはＮＯ₃ ^-が電子受容体とする間接的な好気的脱硝化生成物ではない。

３、従属栄養バクテリアの好気的アンモニア酸化に要求の有機性炭素源の量の計算

（その中、Wc、Mcはそれぞれアンモニア酸化反応に参加するある種の有機性炭素源の質量、モノル量を示す）により、

上記の式から、従属栄養バクテリアの好気的アンモニア酸化に生成した異った生成物とその比例に要求の有機性炭素源の量を求める。
例えば、ＢＯＤが欠乏して、無機性のアンモニア性窒素が豊富である汚水に対して、ピルビン酸（CH₃COCOOH）又は無水酢酸ナトリウム（NaAc）を外部投入炭素源として、アンモニア酸化生成物の計算結果は表３に示した。

上記に得られた有機炭素源の酸化より生成したエネルギーの値を、公知的な方法でＣＯＤまたはＢＯＤ値、若しくは具体的な有機炭素源物質の量に換算できる。
前記の従属栄養アンモニア酸化バクテリア及びその代謝メカニズムを産業上に応用することは、汚水から炭素、窒素汚染物を除去する技術に突破的な発展を導く。

本発明の目的を実現するために、工程Ａ）（従属栄養アンモニア酸化バクテリア活性汚泥の培養）において、天然土壌を有機性炭素、窒素物質及び/または無機性アンモニア性窒素を含有する従属栄養バクテリアの培地に接種し、曝気／曝気停止で培養する。硝化バクテリアの独立栄養理論との違う点は、本発明が従属栄養バクテリアの培地を利用して、培養過程中で有機性炭素源を連続的に投入することである。有機性炭素源の例として、酢酸、酢酸ナトリウム、ピルビン酸のような有機酸またはその塩、またはその組み合わせが挙げられるが、それらに限定されるものでない。投入する有機性炭素源は従属栄養アンモニア酸化バクテリア、特に高い活性の従属栄養亜硝化バクテリアの生理代謝に必要なものである。

培養過程において、曝気段階のバクテリアが成長する時には、アンモニア酸化によりＮＯ₂ ^-−Nを生成し蓄積する。曝気停止の酸素欠乏段階で、脱硝化が行い、ＮＯ₂ ^-−Nは基本的になくなり、大量の微小気泡の迅速な上昇と汚泥の浮べを観察できる。

従属栄養アンモニア酸化バクテリア活性汚泥の培養過程において、基質のアンモニア化成、タンパク質分解により反応器のＰＨ値を上昇させたり、アンモニア酸化でＮＯ₂ ^-−Nを生成した時、ＰＨ値を低下させる。そして、反応器中の変化状況によって、毎日数回分ける方式で、反応器に有機酸若しくは他の有機性炭素源を投入して、反応器のＰＨ値が安定した状況で、従属栄養アンモニア酸化バクテリア活性汚泥の成長を促進する。活性汚泥の成長過程において、系内のアンモニア性窒素が曝気時間に伴い低下し、生成したＮＯ₂ ^-−Nが蓄積する。系内に有機性炭素源を投入して、好気的条件で、投入した有機性炭素源は系内に好気的脱硝化させる。その中、蓄積したＮＯ₂ ^-−Nが一時的に消失し、その後ＮＯ₂ ^-−Nが再度に蓄積し、その濃度が少しずつ増加する。このようなことは、数回分けて有機性炭素源を投入することを繰り返して、系内のアンモニア性窒素は基本的に消失まで行い、系内に蓄積したＮＯ₂ ^-−Nが最大値に到達する。これは従属栄養アンモニア酸化バクテリアの成長が最大量になり、活性も十分であり、優勢種群になると意味する。

上記の操作手順で混合系内の従属栄養アンモニア酸化バクテリアの成長を最大値にすることができて、更にその中の亜硝化活性のバクテリア、例えば、バチルス・シュードファーマス（Ｂａｃｉｌｌｕｓ ｐｓｅｕｄｏｆｉｒｍｕｓ ＮＨ−２）とアースロバクター・グロビフォルミス（Ａｒｔｈｒｏｂａｃｔｅｒ ｇｌｏｂｉｆｏｒｍｉｓ ＷＲ−２）を優勢な種群にする。これは中国特許０３１１８５９８．３の方法で培養の活性汚泥中の従属栄養アンモニア酸化バクテリアを計数し、分離しと同定することによる証明されていた。培養過程中の単位時間あたりＮＯ₂ ^-−Nの容積蓄積量（ＮＯ₂ ^-−N ｍｇ／Ｌ*ｍｉｎ）により確定してもよい。

従属栄養アンモニア酸化バクテリアの成長とアンモニア酸化活性（ＮＯ₂ ^-−Nの生成が指標として）は特別な炭素、窒素合同酸化よりエネルギーを生成代謝する規律を有し、細胞成長段階にも非成長段階にも基質のアンモニア性窒素の消失またはＮＯ₂ ^-−Nの大量な蓄積を示し、かつ投入した炭素源の種類と量と関係する。ＮＯ₂ ^-−N蓄積を指標として、培養の詳細は天然接種土壌の従属栄養アンモニア酸化バクテリアの優勢種属に応じて適当に調整して、培養過程中の炭素、窒素基質の利用違いによるＰＨ値の大幅な変化に伴う不利な影響を直ちに除去しなければならない。
そして、曝気（若しくはアンモニア酸化）と曝気停止（脱硝化）過程は以下に示した制御原則を利用できる。

本発明方法が幅広く応用でき、種々の条件、汚染濃度または汚泥由来などに適用できるので、本発明は、曝気過程のＰＨ値またはＮＯ₂ ^-−Nの蓄積濃度により制御され、一般的に曝気（またはアンモニア酸化）過程のＰＨ値を６．５〜８．５の範囲に制御する。その範囲を制御する理由として、ＰＨ値が６．５より小さい時、亜硝化速度が著しく低下し、全窒素の除去効率に不利である。一方、高濃度ＨＮＯ₂の存在がその他のバクテリアの成長を抑制することに有利であり、特に糸状バクテリアの成長を抑制でき、結果的に汚泥の膨張を克服し、系中の高い活性の優勢な種群の存在を確保できる。脱硝化によりアリカリ性になり、系のＰＨ値を上昇させる。ＰＨ値が９以上になると、細胞が容易に死亡してしまう。よって、適宜なＰＨ値範囲が６．５〜８．５である。有機性炭素源の投入によりＰＨ値を制御する以外に、必要に応じて酸またはアリカリを加えてＰＨ値を調整する。系のアンモニア性窒素が３ｍｇ／Ｌ以下とＮＯ₂ ^-−Nの蓄積が最大値になった時点に曝気を停止し、酸素欠乏状態を維持し、有機性炭素源を投入し、脱硝化反応を行う。アンモニア性窒素がＮＨ₃ ^-−NとＮＨ₄ ⁺−Nの合計と指す。ＰＨ値またはＨＮＯ₂濃度に応じて、反応器の曝気、曝気停止時間を制御することは、反応器を知能的に制御することに有利である。

従属栄養アンモニア酸化バクテリアの活性汚泥の培養が常温、例えば、２０〜４０℃の温度で行われる。１５℃より以下の温度で連続的な培養を行うと、汚泥の増加が遅く、かつアンモニア性窒素の濃度の低下が遅く、ＮＯ₂ ^-−N、ＮＯ₃ ^-−Nは全く蓄積しない。これは成長理論によると、低温での細胞成長が遅いことを示す。但し、本発明の一つ特徴として、常温にて汚泥を培養し、低温で使用することである。この特徴は本発明が利用する非細胞成長下の炭素、窒素の生化学的な除去原理から由来して、詳細は後に説明する。

従属栄養アンモニア酸化バクテリア活性汚泥の培養過程を完了した後、工程Ａ培養で得られた従属栄養アンモニア酸化バクテリア活性汚泥を接種物にし、有機性炭素、窒素物質及び/または無機性アンモニア性窒素を含有する汚水の生化学的な反応器に接種する。もし汚水に有機性炭素が含有しないならば、有機性炭素源を投入し、曝気して、アンモニア酸化反応を行う。ＮＯ₂ ^-−Nが蓄積すると、曝気を停止し、有機性炭素源を投入し、酸素欠乏状態を維持して、ＮＯ₂ ^-−Nの蓄積がなくなるまで脱硝化反応を行う。

工程Ｂにおいて、炭素、窒素汚染物の除去が、好気的と嫌気的過程により完了する。好気的と嫌気的環境が曝気／曝気停止で実現する。好気的過程は、ＣＯＤの除去と従来技術に類似する硝化作用を完了し、窒素汚染物が従属栄養バクテリアの作用によリアンモニア酸化を行い、窒素及び／またはＮＯ₂ ^-−ＮＯ₂ ^-−N蓄積が発生する。嫌気的過程は従来技術の脱硝化過程と類似し、ＮＯ₂ ^-−N蓄積が所定の量になると、有機性炭素源を投入し、酸素欠乏状態を維持し、ＮＯ₂ ^-−Nの蓄積がなくなるまで脱硝化反応を行う。従来技術と全く異なることは、本発明の炭素、窒素汚染物の除去が全て従属栄養バクテリアにより実現する。

本発明は種々の窒素含量の汚水に適用し、例えば、ＴＫＮ濃度が約２０〜８０ｍｇ／Ｌの都市廃水、またはＴＫＮ濃度が約４００〜５００ｍｇ／Ｌの高濃度の有機性廃水、例えば、コークス化工廃水、またはＴＫＮ濃度が約１０００〜２０００ｍｇ／Ｌの産業廃水、例えば化学肥料もしくはグルタミン酸ソーダの廃水。工程Ｂのアンモニア酸化反応過程中のＮＯ₂ ^-−Nが蓄積し、窒素含量によって反応器中のＮＯ₂ ^-−N濃度を０．５〜１２５ｍｇ／Ｌの範囲内に制御できる。ＮＯ₂ ^-−N蓄積が制御値になると、いわゆる嫌気的脱硝化を行う。工程Ｂにおいて、汚水の窒素含量によって、汚水中の炭素、窒素汚染物を基本的に除去するまで（例えば、アンモニア性窒素濃度が３ｍｇ／以下。）、いわゆるアンモニア酸化反応と脱硝化反応を繰り返して行う。

従来の炭素、窒素の生化学的な除去方法の欠点を克服し、及びアンモニア酸化バクテリアの生成率と基質の転化効率が脱窒過程の“ネック”問題を解決するために、本発明は非細胞成長下の炭素、窒素の生化学的な除去技術を利用する。

上に既に記述したように、従来の汚水処理分野において、細胞成長と基質除去のＭｏｎｏｄ理論をほぼ利用した。一方、汚泥を大量に排出する必要がある。もう一方、低温の条件下、本発明に記載した従属栄養アンモニア酸化バクテリアの成長も遅い、同化アンモニア性窒素のレベルが低く、アンモニア酸化の生成物ＮＯ₂ ^-−Nの蓄積量が非常に少ない。

汚水中の炭素、窒素物質の除去に関する生化学的な原理の根拠は熱力学原理及び酵素促進の動力学過程であることは周知な知識である。すなわち細胞成長下での酵素促進の生化学的な反応である。本発明の根拠になる基本原理が伝統な酵素触媒理論の原理とは矛盾しない。すなわちアンモニア酸化活性を有する細胞の成長が最大値になる時に、その酵素の合成と発見が充分に実現し、炭素、窒素汚染物の除去が成長とは無関係で、酵素の活性と酵素の量と関係している。本発明の工程Ａの培養で得た従属栄養アンモニア酸化バクテリアの活性汚泥は、そのアンモニア酸化活性が既に充分に発見して、種々の温度条件下使用できて、その微生物機能を完了する。なおバクテリア成長モデルの反応器中バクテリア体細胞、すなわち余剰汚泥を連続的に排出しなければならないことと違い、本発明が利用した非細胞成長下の酵素促進の生化学原理は、炭素、窒素汚染物除去プロセスにおいて、従属栄養アンモニア酸化バクテリアの活性汚泥が生化学的な反応器に完全に保留され、汚泥を排出する必要がない。

そして、本発明の関連概念は伝統な活性汚泥法に記述したのとは異なっている。例えば、泥齢（ＳＲＴ、汚泥滞留時間、固体滞留時間）が以下に定義されている：反応器内にある顆粒物の総量と単位時間当たりに顆粒物質の排出量との比である。すなわち処理系中の汚泥量（Ｍ_x）と汚泥産量（Ｆ_sp）（単位時間当たりに系内から引き抜く汚泥量）との比である。ＳＲＴ＝Ｍ_x／Ｆ_sp。本発明のプロセスにおいて泥を全く排出（引き抜く）しないので、Ｆ_sp=０、ＳＲＴ→∞、そしてＳＲＴ＞＞ＨＲＴ。これは本発明の炭素、窒素汚染物分解代謝の酵素学原理を充分に反映し、伝統な成長理論の記述した基本概念と完全に異なる。これによって、本発明は、通常の汚水処理プロセスには大量の汚泥を排出する困難点を克服し、汚泥の排出とその後の処理困難の問題を解決できた。

上に記載した非細胞成長下の炭素、窒素の生化学的な除去原理に基づき、本発明の工程Ａで得た従属栄養アンモニア酸化バクテリアの活性汚泥は低温での使用が可能であり、すなわち常温で泥を培養し、低温で使用し、成長理論が指導した技術が存在する問題点を克服できる。そして、本発明の工程Ｂが６〜４０℃の温度範囲内で行うことができ、アンモニア酸化と脱硝化を相対的に理想的に実現できる。

さらに、本発明は活性汚泥の濃度の増加、酸素物質移動効率の改善などの手法を利用して、アンモニア酸化の効率を著しく上昇させる。これは本発明の記述した非成長状態下の炭素、窒素汚染物の除去に関する酵素促進の生化学原理を一段と証明した。

前記工程Ｂにおいて、その汚泥量及び曝気条件は従来技術を選択してもよい。通常、活性汚泥量を増加することが種々の廃水の処理効率を明確に高めて、総水理学的な滞留時間、曝気時間および曝気停止時間を大きく短縮することができる。同様に曝気量の増加と曝気条件の改善も処理効率を高めて、総水理学的な滞留時間、曝気時間および曝気停止時間を明確に短縮できる。

本発明において、前記工程Ｂが各種類の生化学反応器に広く応用される。生化学反応器として例えば懸濁式または付着式の単一バッチ式反応器または連続式反応器またはそれらの組合せを挙げられる。

特に本発明の活性汚泥を採用し、伝統なニ段階生化学的な処理システムを利用し、炭素、窒素汚染物の除去を完了できて、新しい反応器を構築する必要がない。本発明に記載された従属栄養アンモニア酸化バクテリアの生物学な特性は、単一反応器で汚水中の炭素、窒素汚染物を同時に除去することを決める。全過程には一つのバッチ式反応器（ＳＢＲ）で行わればよいが、連続流式の反応器で行うことでもよい。曝気時間を簡単に制御し、好気的と嫌気的環境を人為的に作ることにより、汚染物の除去目的を達成できる。反応装置の設置を最大限で低減し、伝統な運転に反応器を多数設置するなどの種々な問題点を克服し、操作手続きを簡略にできる。

単一ＳＢＲ反応器にける炭素、窒素汚染物の除去するプロセスは、図１を参照できる。図1に示したように、従属栄養アンモニア酸化バクテリアの活性汚泥をＣＯＤとＮＨ₃−Ｎを含有する汚水に接種し、曝気／曝気停止の操作で、汚水を同一ＳＢＲ反応器にＩ―好気的段階とＩＩ―嫌気的段階を経過し、反応器の汚水温度が６−４０℃にし、Ｉ―好気的段階でＣＯＤの除去を完了し、窒素汚染物が従属栄養バクテリアによりアンモニア酸化を行い、Ｎ₂及び／又はＮＯ₂ ^-−Nを蓄積させる。ＮＯ₂ ^-−Nの蓄積量が所定の値になると、曝気を停止して酸素欠乏状態を維持し、ＩＩ―嫌気的段階処理を行い、ＮＯ₂ ^-−Nの蓄積を無くすまで有機性炭素源を投入して脱硝化を行う。汚水中の炭素、窒素汚染物を基本的に除去するまでに（例えばアンモニア性窒素濃度が３ｍｇ／Ｌ以下。）、上記のＩ―好気的段階とＩＩ―嫌気的段階のサイクルを繰返して行う。

上に記述したフローにおいて、段階Ｉと段階ＩＩの間に泥水の分離の必要がないので、
沈殿装置を設置しない。さらに説明する点として、嫌気的段階で脱硝化により脱窒を行う時、Ｎ₂の脱出よる汚泥が上昇する。この現象が脱硝化プロセスによく見られて、本発明はこの現象を利用して、汚泥の上昇により固―液分離を自発的に行い、同時に水の重力を利用して、反応器の下部から自発的に排出し、余計の電力消耗を低減し、二次沈殿池の設置と汚泥または混合液の還流などの操作も不要になる。

上の記述に掲示した従属栄養バクテリアの好気的アンモニア酸化過程及び生成物組成の炭素源制御原理の議論から、工程Ｂに好気的条件下で生化学的な反応器に存在する有機性炭素源の量がアンモニア酸化反応の生成物を制御できることが分かる。生化学的な反応器に存在する有機性炭素源は汚水中に既に存在している有機性炭素（CODまたはＢＯＤ）を含み、汚水系に応じて外部から投入する有機性炭素源も含む。そして種類、濃度が異なる有機性炭素源（BOD）の投入と酸素の供給により、アンモニア酸化生成物を異なるレベルまで制御できる。従って、炭素源の調整と酸素の適時の供給は、好気的条件下の炭素、窒素を同時に除去でき、且つプロセス条件を最適化できる。

それによって、工程Ｂに反応をショートカート硝化段階に制御すると望ましい。適量のある有機物の存在でアンモニアをＮ₂とＮＯ₂ ^-の二つロートが並存する。ＮＯ₂ ^-−Nの蓄積量をＮ₂生成量より多く、過程にＮＯ₂ ^-−Nを蓄積しないように制御することにより、反応をＮＯ₂ ^-−N蓄積のショートカート硝化段階に制御できる。この過程は主に高い亜硝化活性の従属栄養アンモニア酸化バクテリア、例えば、本発明が記載したバチルス・シュードファーマス（Ｂａｃｉｌｌｕｓ ｐｓｅｕｄｏｆｉｒｍｕｓ ＮＨ−２）とアースロバクター・グロビフォルミス（Ａｒｔｈｒｏｂａｃｔｅｒ ｇｌｏｂｉｆｏｒｍｉｓ ＷＲ−２）により完了する。

ＣＯＤが存在する時、一部のアンモニア性窒素がＮ₂の酸化形態として離脱し、酸素の供給量を部分的に低減できて、エネルギー消耗を低減できる。ＳＨＡＲＯＮの反応原理と同じ、嫌気的段階の脱硝化から生成したアリカリがアンモニア酸化過程の生成した酸性を中和し、アリカリ性物質の投入を最大限に抑える。

一般意味のアンモニア性窒素除去（酸化）の独立栄養成長原理と異なることは、成長した従属栄養型細胞が異なる温度の条件下でその生物的な活性を表現できて、炭素、窒素汚染物を除去する目的を達成できる。その特徴として、異なる温度条件の反応器にてその使命を尽くし、アンモニア性窒素をＮＯ₂ ^-−N段階までに安定に酸化し、そしてＰＨ値制御、溶存酸素量制御、温度制御または遊離アンモニア制御などの操作上の複雑性を避けて、特にＳＨＡＲＯＮ反応器が高温での運行に伴う大量の汚水のアンモニア性窒素が除去できない困難性、冬時期の運行に高い熱エネルギーが必要である問題を解決できた。さらに種々の汚水の炭素、窒素汚染物を効率的に除去することには広く簡単に適用する。

要するに、伝統な技術及びＳＨＡＲＯＮなどの従来技術に比べて、本発明は以下に示した技術優勢がある。
１）従属栄養アンモニア酸化バクテリアの生理特性と炭素、窒素の分解代謝原理に基づ き、非細胞の成長条件下で炭素と窒素汚染物の同時除去を実現できる。
２）種々の汚水処理の全過程において汚泥を排出する必要がない、伝統な活性汚泥法で の余剰汚泥の後処理の困難性を基本的に解消した。
３）本発明の活性汚泥を使用し、伝統な活性汚泥法の二段階生化学的な処理システムに おいて、炭素、窒素栄養物を除去できて、新たに反応器を構築する必要がなく、汚水処理の建設投資コストを最大限に低減し、単一の生化学的な反応器にて、本発明の目的を実現し、且つ現行の種々の生化学的な反応器に適用する。
４）いわゆる“成長”理論で指導した炭素、窒素廃水除去方法に関する温度制限を克服 できる。特にＳＨＡＲＯＮ法の３０〜４０℃でショートカット硝化の厳しい条件を緩和し、本発明では種々の廃水が６〜４０℃の温度範囲内にショートカット硝化と脱硝化の何れも理想的に実現できる。
５）炭素源の制御により、好気的または嫌気的条件下で、アンモニア性窒素のショート カット硝化とショートカット脱硝化何れかをよく制御できる。
６）ＳＨＡＲＯＮ法に比べて、本発明は非常に高いショートカット脱硝化速度を有し、 従来脱硝化方法に、ＮＯ₂ ^-−Nが３０ｍｇ/L以上なると、脱硝化を抑制するという問題を同時に解消できる。
７）本発明は酸素の供給量と脱硝化に必要する有機物質を最大限に節約できる。
８）活性汚泥を容易に、大規模的に速く培養できて、反応器の起動時間が短く、作業自 由度が高く、制御が簡単である。
９）汚泥の膨張が発生しなく、汚泥を沈殿する必要がなく、泥水の分離目的を達成でき る。

以下に具体的な実施形態を参照しながら本発明をより詳細に説明する。本発明の範囲は、記載された具体的な実施形態に限定されるものではなく、請求項の範囲に限定されるものである。

以下の具体的な実施例に、利用した接種土壌及び基本物性が以下のように記載される。本発明の実施は、如何なる特定した地域または特殊な性質の土壌に限定されない。
（１）沈泥土壌
土壌分類の名称：粘土質(clay loam)の黄潮土（yellow fluvo−aquic soil）
採取箇所：河南省封丘県趙崗郷の農田農耕層土壌、ＧＰＳ：北緯３５^.２' 、東経１１４^.５'。
接種物の主な物性を表４に示す。

（２）烏柵土壌（Wushan soil）
土壌分類名称：中性のグライ質水田土壌（Gleyic Anthraquic soil）
採取箇所：江蘇省常熟市新庄郷の農田農耕層土壌、ＧＰＳ：北緯３１^.３３' 、東経１２３^.３８'。
接種物の主な物性を表５に示す。

試験用土壌を培養する前後の微生物計数の比較結果を表６に示す。

下記の具体的な実施例に、使用している種々の炭素、窒素汚染水及び汚染物の主な組成が以下のように記載される。本発明の実施は、如何なる組成または濃度の汚水に限定されない。

（１）模擬高濃度の有機性炭素、窒素廃水の構成と主な性質。
酵母エキス トリプトン (ＮＨ₄)₂ＳＯ₄
２．３６ｇ ２．３６ｇ ２．５０ｇ
水道水で配合し、加熱で有機性物質を溶解し、容量２５００ｍｌの一定の容器に定量し、ＰＨ値を7.0〜７．２に調整する。CODcr=1.99×10³mg/L，TKN=424 mg/L，NH₄ ⁺−N=212 mg/L。
（２）模擬都市廃水の構成と主な性質。
（１）に得た汚水を１０倍希釈する。CODcr=1.99×10²mg/L，TKN=42.4 mg/L，NH₄ ⁺−N=21.2 mg/L。
（３）模擬高濃度の化学肥料工場廃水。
尿素および(ＮＨ₄)₂ＳＯ₄で化学肥料工場廃水を調合し、ＴＫＮ＝１０００Ｎ ｍｇ／Ｌ、その中、尿素−Ｎ＝ＮＨ₄ ⁺−N＝５００ ｍｇ／Ｌ、水道水で配合し、ＰＨ値が約７．０、殺菌の必要がない。
（４）産業排水―グルタミン酸ソーダ廃水試料の由来及び主な汚染物の組成
廃水試料は江蘇省××市××会社（Ｇｒｏｕｐ）のグルタミン酸ソーダ工場の製造廃水（高濃度の元廃水）から採取される。それをＳＢＲ生化学的な反応器に入れて処理する。その廃水の主な汚染物の組成を表７に示す。

本発明がこの元廃水を、ＮＨ₄ ⁺−N濃度がそれぞれ約５００〜６００ｍｇ／Ｌと１５００〜１８００ｍｇ／Ｌになるように希釈して、本発明の記述したＳＢＲ生化学的な反応器にいれる。

（５）産業廃水：コークス化工廃水の由来と主な汚染物の組成
この産業廃水が、江蘇省南京市××製鉄（Ｇｒｏｕｐ）化工公司の汚水処理場に生化学的な処理する前の調節池から採取した、ある月の汚染物の平均組成が表８に示す。

下記の実施例に、ＳＢＲに類似するバッチ式反応器を使用し、使用する反応器の構築が以下に示す。
実験室の小規模反応器の構築
図２に示したように、ビーカー一つ（３Ｌ）を反応器にし、有効容積が２．５Ｌで、電磁気式攪拌器で攪拌する。市販の酸素供給ポンプ（仕事率２．５Ｗ）を焼着き砂中子の曝気ノズル一つと接続して空気を供給する。恒温槽：SDC−6恒温槽で、反応器を２８±０．５℃または１５±０．５℃に制御する。

中規模の反応器
ＰＶＣ材質のバケット一つ（１５０Ｌ）を反応器にし、泥水の有効容積が１００Ｌで、機械攪拌機で６０ｒｐｍの回転速度で攪拌する。曝気時に、電磁気式空気圧縮機で焼着き砂中子の曝気ノズル六つにより４０Ｌ／ｍｉｎの速度で空気を反応器に続けて供給する。季節によって室温の１５±２℃または３０±２℃にて実験を行う。

実施例に使用する種々の単位は、中国国家基準があるものならば国家基準を使用する。国家基準がなければ業界基準を使用する。例えば、亜硝酸塩の濃度６０．０ｍｇＮＯ₂ ^-−NＬ^-1は１リットル溶液に６０ミリグラム亜硝酸態窒素を含有すること指し、硝酸塩の含量０１８ｍｇNＬ^-1は１リットル溶液に０．１８ミリグラム硝酸態窒素を含有することを指す。

下記の実施例には具体的な実験方法と条件を記載していない場合は、通常の条件と方法に準じて行う。例えば、日本土壌微生物研究会編、葉維青ら訳、「土壌微生物実験法」、１９８３年（科学出版社）；許光輝ら編、「土壌微生物分析方法ハンドブック」、１９８６年（北京農業出版社）；中国科学院南京土壌研究所微生物研究室編、「土壌微生物研究法」、１９８５年（科学出版社）；日本工業用水協会編、陳履安訳、「水質試験法」、１９９０年（中国環境科学出版社）などの本に記載され、またはメーカーの推奨した条件と方法に準じる。

実施例１
本実施例は烏柵土壌を接種物として活性汚泥の培養を行う。
活性汚泥の培養に使用する有機性従属栄養酸化バクテリアの予培地基質の組成が以下である。
酵母エキス トリプトン (ＮＨ₄)₂ＳＯ₄ NaH₂PO₄ K₂HPO₄
２．３６ｇ ２．３６ｇ ２．５０ｇ ０．63ｇ １．８０ｇ
FeSO₄・7H₂O MnSO₄・H₂O MgSO₄・7H₂O
０．０３ｇ ０．０３ｇ ０．０９ｇ
上記の予培地は水道水で配合し、加熱で有機性物質を溶解し、容量２５００ｍｌの容器に定量し、ＰＨ値を約７．０〜７．２に調整する。殺菌処理する必要がない。CODcr=1.99×10³mg/L、TKN=TN=424 mg/L、有機性窒素(orgN)：無機性窒素(inorganN)＝１：１。

活性汚泥の培地基質（TKN=424 mg/L）２５００ｍＬの中に、烏柵土壌（乾燥分）２．０ｇ／Ｌを接種し、２８℃にて連続的に曝気して培養する。曝気を２日間して、ＮＯ₂ ^-−N濃度が約０．５〜１．０ｍｇ／Ｌになる時から、有機性炭素源の酢酸または等量の酢酸ナトリウムを一日２回（１２時間毎に）投入する。毎回は0.28ｍL無水HAc/L（または０．４０g無水NaAc/L）で、ＣＯＤに換算すると、毎回３１６ｍｇＣＯＤ/Ｌで投入する。培養液のＰＨ値の変化により、酢酸または酢酸ナトリウムを交替に投入して、炭素源を提供する同時に、反応器のＰＨ値を６．５〜８．５の範囲に制御する。

曝気しながら炭素源を12回投入した後、反応器中のＮＯ₂ ^-−Nが蓄積し始め（≧５ｍｇ／L）、炭素源を引き続き投入する（計9日間、18回）。9日間目の第二回に炭素源を投入した12時間後、ＮＯ₂ ^-−Nの蓄積量が７５ｍｇ／L以上になる。ここまで、投入したＣＯＤ（基質を含む）の合計が約７６８８ｍｇ／Ｌで、曝気が計11日間である。

酸素欠乏状態の脱硝化段階を起動する。すなわち曝気を停止する。ＮＯ₂ ^-−Nの濃度によりＣＯＤ：ＮＯ₂ ^-−N＝２．４：1(試験値)の化学計量関係（理論値１．７１：１）でメタノールまたは酢酸ナトリウムを投入し、攪拌しながら脱硝化を発生させる。投入の質量比率は、ＣＨ₃ＯＨ：ＮＯ₂ ^-−N＝２．４：１（試験値）またはＮａＡＣ：ＮＯ₂ ^-−N＝４．５７＝１（試験値）である。大量の小さい気泡が速く上昇し、汚泥が上へ浮べることと観察できる。ＮＯ₂ ^-−Nの測定値が０．５ｍｇ／Ｌより以下になると、脱硝化過程が終了する。

もし系中のＮＨ₄ ⁺−Nが依然残留している場合、曝気を継続し、ＮＨ₄ ⁺−NをＮＯ₂ ^-に完全に酸化する。この場合に、有機性炭素源を投入しない。ＮＯ₂ ^-が所定の量に蓄積すると、上記の脱硝化操作を繰り返して、系中のＮＨ₄ ⁺−N、ＮＯ₂ ^-およびＮＯ₃ ^-が１ｍｇ／Ｌ以下になるようにする。すなわち活性汚泥の選択培養を完了する。得た汚泥を種々の廃水処理に使用する。
前記の培養は実験室の小規模反応器を用いて行う以外に、中規模の反応器を用いても同様な正常運行結果を得た。綿状の汚泥が形成され、沈降性もよい。

比較例１
本比較例は、異なる培地と温度で、一回のみのバッチ式培養、いかなる有機性物質を投入しない状態に、アンモニア酸化バクテリア活性汚泥の窒素転化の活性を比較する。
２種類の天然土壌試料２．０ｇ／Ｌ（乾燥分に換算）を実施例１の本発明の活性汚泥予培地基質（すなわち表９、表１０のＨ）と完全に無機性で改良されたスティーヴンソン培地基質（すなわち表９、表１０のＡ）に接種し、２８℃で、同じ反応器、同じ反応条件で一回のみのバッチ式培養を行い、途中でＮａＯＨを加えてＰＨ値を調整する以外に、いかなる有機性物質を投入しない。
改良されたスティーヴンソン培地の組成を以下に示す。培地中のＴＮ＝ＮＨ₄ ⁺−N＝４００ ｍｇ／Ｌ、殺菌しない。
(ＮＨ₄)₂ＳＯ₄ NaH₂PO₄ K₂HPO₄ MgSO₄.7H₂O MnSO₄.H₂O FeSO₄.7H₂O
５．０ｇ ０．６２５ｇ １．８７５ｇ ０．０７５ｇ０．０２５ｇ ０．０２５ｇ
水道水 ＰＨ値
２５００ｍＬ ７．０〜７．２
２種類の接種物が異なる培地基質における窒素転化状況を比較した結果を表９に示した。

上記の結果から、従属栄養培地基質を利用して培養を行う時、硝化速度と脱硝化速度のいずれも独立栄養培地による培養の結果より大きい、かつ汚泥が綿状であるが、独立栄養培地による培養の汚泥顆粒が小さく、沈降性もきわめて悪く、従来の開示結果と同じであることがわかる。
同様な操作を１５℃で行い、３５日間培養した後の結果を表１０に示した。

この表のように、低温で、独立栄養培地でも従属栄養培地でも細胞の成長が極めてよくなく、顆粒が緩く、ＮＯ₂ ^-−N、ＮＯ₃ ^-−N蓄積のない硝化作用が発生する。

以上の２つの結果から、無機性もしくは有機性培地のいずれを利用しても、一回のみのバッチ式培養において、硝化速度がきわめて遅く、活性汚泥を得られなく、国内と外国で報告した結果と一致していることがわかる。

実施例２
本実施例は、実施例１で得た烏柵土壌の活性汚泥を用いて模擬高濃度有機性炭素窒素廃水を処理する。
実施例１で得た活性汚泥を接種物として、図１のプロセスフローを利用して、模擬高濃度有機性炭素窒素廃水に対して処理を行う。アンモニア性窒素濃度が３ｍｇ／Ｌ以下になる時点に（ＮＯ₂ ^-−N、ＮＯ₃ ^-−Nが蓄積しない）反応を中止し、水を捨て泥を残して、次の処理過程に入る。このように繰り返しを行う。１２ケ月間連続した過程に、汚泥を全く排出していない。関連条件および結果を表１１に示した。

表１１では、２８℃で初期の汚泥接種量は２０００ｍｇ／Ｌであり、単一曝気ノズルで模擬高濃度有機性炭素窒素廃水を連続的に処理して、最初は、連続処理の回数に伴い、総水理学的な滞留時間、曝気時間と曝気停止時間のいずれもが著しく短縮し、汚泥の体積が多少増えているが、第四回の連続処理後、ほぼ安定になる。約２２．２％のアンモニア性窒素が酸化過程中でＮ₂の形式で離脱し、その他のアンモニア性窒素が脱硝化過程中除去される。
表１２は模擬高濃度有機性炭素窒素廃水の処理前後の状況である。

表１２から、流出水にある種々の汚染物の指標値が著しく低下して、本発明の方法が汚水中の炭素、窒素汚染物を有効的に除去したことがわかる。

実施例３〜５
実施例３〜５は、実施例２の方法と同じ、烏柵土壌の活性汚泥を用いてグルタミン酸ソーダ廃水、模擬化学肥料工場廃水と模擬都市廃水を連続的に処理する。
表１３には、表11において第五回目処理後の全部の活性汚泥が単一曝気ノズルで異なる温度における前記汚水を処理した条件と結果を示した。

ＮＯ₂ ^-−Nの蓄積を指標としたアンモニア酸化はいずれもすばやく発生し、種々の廃水を有効に処理でき、特に温度を２８℃から１５℃に降下した時、ＮＯ₂ ^-−Nの蓄積を指標としたアンモニア酸化も同様に発生でき、但し、酸化速度が明確に低下している。でも処理回数の増加に伴って、従属栄養酸化バクテリアが低温環境をすばやく適応し、総生化学的な反応速度が逆に速くなり、安定に至る。

実施例６〜１０
実施例６〜１０によって本発明に適用する温度および活性汚泥の接種量を説明する。
実施例２〜５では、初期汚泥の濃度が２０００ｍｇ／Ｌであった。実施例６〜１０で用いた試験条件は実施例２〜５に比べて、初期汚泥の濃度が６０００ｍｇ／Ｌである以外は同じである。
表１４に、単一曝気ノズルで、異なる温度の条件で、活性汚泥接種量を増やして種々の廃水の炭素、窒素汚染物を連続処理する結果を示した。

表１４、表１１および表１３の結果を比較すると、活性汚泥接種量を増加するることは種々の廃水の処理効率を明確的に上昇でき、総水理学的な滞留時間、曝気時間と曝気停止時間を大きく短縮できる。低温で模擬都市廃水を連続的に処理しても、短期間の適応時間を経過してから、処理速度が明確的に速くなり、２８℃での処理効率に近くなる。この結果は、本発明の記述した非成長条件下の炭素、窒素汚染物を除去する基本原理を十分に反映した。
表１５および表１６は、２８℃で、単一曝気ノズルで、異なる汚泥濃度の模擬高濃度の有機性炭素、窒素廃水と模擬化学肥料工場廃水を処理した結果の比較を示した。

上記の２つの表の結果を比較すると、以下のことが明らかになる。模擬高濃度の有機性炭素、窒素廃水と模擬化学肥料工場廃水のいずれを処理する時、接種汚泥の量を増加すると、総水理学的な滞留時間、容積の全窒素転化効率および亜硝酸化時間は明確的に短縮するが、汚泥の全窒素転化活性および汚泥のアンモニア酸化活性が著しく低下した。
同様に、表17に１５℃で、異なる汚泥濃度で模擬高濃度の都市廃水を処理する結果を示した。

汚泥接種量を増加すると、総水理学的な滞留時間（HRT）、容積の全窒素転化効率と亜硝化時間が明確的に速くなり、且つ汚泥の増加量と正比例になるが、汚泥アンモニア酸化活性および汚泥の全窒素転化活性が少々低下する。

実施例１１〜１２
異なる温度での水の飽和溶存酸素量を考えて、その結果を表１８に示した。

温度の低下に伴い、水の飽和溶存酸素量が著しく増えることがわかる。低温での飽和溶存酸素量の増加により、実施例６〜１０に記載した２種類の汚泥濃度での汚泥の全窒素転化活性および汚泥アンモニア酸化活性の差が大きくない。

比較の結果により、高い汚泥量で酸素の物質移動効率の低下が汚泥の全窒素転化活性および汚泥アンモニア酸化活性の低下を引き起こす根本的な原因であると分かる。プロセスでは曝気量の増加、効率的な曝気ノズル（パイプ）の使用などの方法により酸素の物質移動効率および溶存酸素量を改善して水系の炭素、窒素汚染物を効率的に除去する目的を達成する。
実施例１１には、異なる曝気量で、異なる濃度の活性汚泥の接種で、模擬高濃度の有機性炭素、窒素廃水を処理することを比較して、その処理結果を表１９に示した。

実施例１２には、異なる曝気量で、異なる濃度の活性汚泥の接種で、模擬化学肥料工場廃水を処理することを比較して、その処理結果を表２０に示した。

表１９と表２０は、異なる曝気条件下で、模擬高濃度の有機性炭素、窒素廃水および模擬化学肥料工場廃水の処理状況をそれぞれ示した。曝気条件の改善は、処理効率を著しく高めることができて、総水理学的な滞留時間、曝気時間と曝気時間を明確的に短縮できて、アンモニア酸化をＮＯ₂ ^-−Nの蓄積状態に安定的に制御できる。

表２１と表２２は、異なる曝気条件および異なる汚泥接種量による模擬高濃度の有機性炭素、窒素廃水および模擬化学肥料工場廃水をそれぞれ処理した時の全窒素転化効率、汚泥の全窒素転化活性と汚泥アンモニア酸化活性の結果を比較した。

前記の二つの表の結果より、曝気条件を改善した後、汚泥の全窒素転化活性と汚泥アンモニア酸化活性を基本的に変えない時、高濃度の活性汚泥は、総水理学的な滞留時間と亜硝酸化時間を大きく短縮できて、容積の全窒素転化効率を大幅に高めることが明らかになった。

実施例１３
一、沈泥土壌を接種物にする活性汚泥の培養
沈泥土壌を接種物にする活性汚泥の培養は実施例１に記載した方法と同様に行うことができる。但し、沈泥土壌と烏柵土壌との二種類土壌は、理化性質、微生物の組成に区別があり、特に高い亜硝化活性の従属栄養アンモニア酸化バクテリアの種類が違うため（沈泥土壌には主にバチルス・シュードファーマス（Ｂａｃｉｌｌｕｓ ｐｓｅｕｄｏｆｉｒｍｕｓ ＮＨ−２）であり、烏柵土壌が主にアースロバクター・グロビフォルミス（Ａｒｔｈｒｏｂａｃｔｅｒ ｇｌｏｂｉｆｏｒｍｉｓ ＷＲ−２）である。）、培養時間、投入した炭素源量が少々違う。
二、沈泥土壌活性汚泥接種により模擬高濃度の有機性炭素、窒素廃水を連続低処理する
前記の培養方法より１５℃、中規模試験条件で、沈泥土壌を23日間連続的に培養して、ろ過して得た汚泥を接種物として、模擬高濃度の有機性炭素、窒素廃水を連続的処理し、その実施した結果は表２３を参照する。

この表により、１５℃で従属栄養アンモニア酸化バクテリアの成長が相対的に悪いため、２８℃にてさらに馴化するとき、一回目が主に細胞の成長であるので、ＮＯ₂ ^-−Nの蓄積が相対的に少ない。この操作を６回平行し行う。

実施例１４〜１８
同様の方法で、実施例１３の汚泥をろ過して、汚泥接種量４０００ｍｇ／Ｌで種々の廃水を連続的に処理し、その結果を下の表に示した。

ここに特に指摘したいことは、沈泥土壌の活性汚泥は、ＮＨ₃−Ｎ濃度が５００〜６００、１５００〜１８００ｍｇ／Ｌのような高濃度のグルタミン酸ソーダ廃水と、１０００ｍｇ／Ｌの模擬化学肥料工場廃水を処理できるが、伝統な方法で処理した場合にあった高濃度のＮＨ₃−Ｎによるアンモニア酸化を抑制する現象は見られないことである。

実施例１９〜２０
実施例１４〜１８において最終処理した後、ろ過して得た汚泥を接種物として、温度と接種量を変化させて、模擬都市廃水と模擬高濃度の有機性炭素、窒素廃水を処理した結果を表２５に示した。

以上の実施例においては、沈泥土壌の活性汚泥が種々の廃水を処理した状況を示した。結果は、それらの処理効果が烏柵土壌活性汚泥のと同様のレベルまたはそれ以上であったということである。汚泥濃度が大きくなると、それによる酸素物質移動効果の低下も曝気条件の改善で克服でき、炭素、窒素汚染物を効率的に除去するという目的を達成できる。

実施例２１
本実施例は、本発明の記載の方法に従って、コークス廃水を生物学的な脱窒処理を行う。
コークス廃水が特殊な産業廃水であり、CODが高く、ＮＨ₃−Ｎが高いことを特徴とする。上に記述した種々の廃水処理方法を完全に用いて、ＮＨ₃−Ｎの除去目的に達成できない。
江蘇省南京市にある製鉄グループ化工会社は、通常の活性汚泥法を利用して、抽出によるフェノールの除去とアンモニアの蒸発を行ったコークス廃水を処理し、水理学的な滞留時間が１２時間以上、廃水が曝気処理を行った後の汚染物の除去実態を表２７に示した。

国内のその他の企業の報告と同じ、フェノール、シアン基が基準にほぼ満足できるが、ＣＯＤ、ＮＨ₃−Ｎが基準を超えてしまう。なお反応器中亜硝化または硝化の過程が発生しないため、ショートカットまたはフルカット硝化―脱硝化による脱窒プロセスが利用することができなくなり、アンモニア性窒素を除去できない。

以上のことが発生する主な原因が以下である：
１．活性汚泥法の自体がＢＯＤを除去することを主要な目的にする生化学的な処理方法で あるため、生分解可能のフェノール、シアン、チオシアン酸塩を処理することには有効である。生分解の難しい複雑な有機物の除去に向いていないことが理解できる。
２．活性汚泥法には、ＮＨ₃−Ｎの除去率が２４．４％であり、実際に有機物を除去する と同時に、従属栄養アンモニア酸化バクテリアの非成長過程中の従属栄養アンモニアの酸化は、Ｎ₂として脱出するが、通常に思われるＮＨ₃として揮発する物理化学の 吹き出しではない。

生化学池（槽）に入る前に、フェノールの除去、アンモニアの蒸発を行ったコークス廃水の原水に対して、２８℃で、連続的に曝気して、本発明の記載した活性汚泥を接種物にし、揮発性フェノールが基準値（ＮＨ₄ ⁺−Nの除去率が２４％程度であること）になると、系のＰＨ値がますます低下するが、ＮＨ₄ ⁺−Nの除去が依然に発生しない。その時、フェノールナトリウム溶液（分析純度のフェノールと水酸化ナトリウムでＰＨ値７・０〜７・５に調整する）を、反応器に１２時間毎に１回投入し、連続的に１３日間曝気して、ＮＨ₄ ⁺−Nが完全に除去さて、ＮＯ₂ ^-−N、ＮＯ₃ ^-−Nの蓄積を検知できない。プロセスの面から従属栄養バクテリアがＮＨ₄ ⁺−Nを直接にＮ₂に酸化する可能性を証明した。一方はこの形式のアンモニア性窒素の除去効率が極めて低いことを説明した。長時間、大きな酸素需要量、高いエネルギー消耗、断続ではないＣＯＤの投入のため、コークス廃水のアンモニア性窒素の除去にとって利用するべきではない方法である。

活性汚泥方法に亜硝化または硝化が発生しないことは、有機物質が独立栄養バクテリアのアンモニア酸化を抑制しているとよく思われる。特にＣＮ^-、ＳＣＮ^-などの抑制物質の存在が硝化（または伝統的な意味上のアンモニア酸化）を抑制するが、ＣＮ^-、ＳＣＮ^-などの抑制物質は充分に除去された後に、ＮＯ₂ ^-−NまたはＮＯ₃ ^-−Nの蓄積を指標にした硝化作用は意外にも発生しない。

活性汚泥法によるコークス廃水のＮＨ₄ ⁺−Nを除去し難い根本な原因に関して、本発明者が以下のように認識している。系に従属栄養アンモニア酸化バクテリア、特に高い活性の従属栄養亜硝化バクテリアの生理代謝に必要な炭素源の不足であるため、アンモニア酸化が継続的行うことができなくなる。そして、本発明者は活性汚泥法とＳＢＲ反応器との組合せしたプロセスを提案し、そのプロセスフローを図３に示す。

前記プロセスにおいて、フェノールの除去、アンモニアの蒸発を行ったコークス廃水１を、伝統的な活性汚泥法によりフェノール、シアン、チオシアン酸塩などの汚染物質を除去し、泥水を分離した後のアンモニア性窒素含有廃水２をＳＢＲ反応器の流入水にし、それから異なる濃度の従属栄養アンモニア酸化バクテリアの活性汚泥に接種する。このプロセスの特別な点は、好気的段階にて少なくとも２００ｍｇ／Ｌの有機炭素源３を投入し、曝気を起動し、アンモニア酸化が順調に発生し、ＮＯ₂ ^-−Nのショートカット硝化段階に留めて、同時に曝気を停止し、脱硝化打脱窒を完了することである。
処理効果を表２８に示した。

上記の脱窒処理を経過したコークス廃水のＣＯＤが３００ｍｇ／Ｌであり、国家規格の規定数値（１５０ｍｇ／Ｌ）を約1倍超えていた。本発明では、生化学の流出水をフェントン試薬（Ｆｅｎｔｏｎ Ｒｅａｇｅｎｔ）の処理技術により、残留のCODを除去し、さらにＦｅ²⁺とＨ₂Ｏ₂（３０％）を添加し、廃水中のＨ₂Ｏ₂をそれぞれ、６００ｍｇ／Ｌと９９００ｍｇ／Ｌにして、流出水のCODを１７５．７ｍｇ／Ｌ、１３０．５ｍｇ／Ｌまでに低下でき、国家規格にほぼ満足できる。
以上の各実施例をまとめて、本発明に適用し、種々の廃水を処理した炭素、窒素汚染物の除去効果を次の表２９に示した。

本発明の優勢をさらに説明するため、以上の実施例に開示した処理結果に基づき、本発明の嫌気的ショートカット脱硝化プロセスおよび好気的な同時硝化脱硝化脱窒プロセス（SND）を比較する。
好気的な同時硝化脱硝化脱窒プロセス(SND)は、曝気と攪拌の条件下で、ＮＨ₃−NをＮＯ₂ ^-−Nに酸化し、かつＮＯ₂ ^-−Nが一定量（３０〜５０ｍｇ／Ｌ）に蓄積した時、グリース試薬の反応が陰性（ＮＯ₂ ^-−Nが０．５ｍｇ／Ｌ以下、好気的脱硝化が発生する意を表す。）と示すまで適量の炭素源（例えば無水酢酸ナトリウム）を投入する。炭素源投入量は、ＮＯ₂ ^-が完全に消失した後から５〜１０分で、グリース試薬の反応が陽性（ＮＯ₂ ^-−Nが０．５ｍｇ／Ｌ以上）と示した時点として計上して、好気的脱硝化に必要な時間も記録する。このような上記の運転操作を繰り返し、最終にはＮＨ₃−N、ＮＯ₂ ^-−Nがそれぞれ３ｍｇ／Ｌと０．５ｍｇ／Ｌ以下になった時、反応を停止し、無水酢酸ナトリウムの総消耗量とショートカット脱硝化脱窒時間を合計する。

本発明が記載した２種類の活性汚泥を接種物とし、異なる２種類の操作方法よりグルタミン酸ソーダ廃水を処理した比較結果を以下に示した。
烏柵土壌の活性汚泥を接種物とし、接種量が４０００ｍｇ／Ｌ以下、２８℃、単一曝気ノズルで運転して、グルタミン酸ソーダ廃水（ＮＨ₄ ⁺−N＝５００ｍｇ／Ｌ）を処理したショートカット脱硝化脱窒の比較結果を表３０に示した。

沈泥土壌の活性汚泥を接種物とし、接種量が４０００ｍｇ／Ｌ以下、２８℃で、単一曝気ノズルで運転して、グルタミン酸ソーダ廃水（ＮＨ₄ ⁺−N＝５００ｍｇ／Ｌ）を処理したショートカット脱硝化脱窒の比較結果を表３１に示した。

表３０、表３１から、烏柵土壌の活性汚泥を接種物とし、好気的なＳＮＤ脱硝化脱窒プロセスを利用して、ＮＯ₂ ^-−Nの総蓄積量の単位あたり、脱硝化に必要な炭素源の量が本発明の３．７４倍であり、容積あたり脱消化脱窒素の効率が本発明の２５．７％しかない。沈泥土壌の活性汚泥を接種物とし、好気的なＳＮＤ脱硝化脱窒プロセスを利用して、ＮＯ₂ ^-−Nの総蓄積量の単位あたり、脱硝化に必要な炭素源の量が本発明の２．８８倍であり、容積あたり脱消化脱窒素の効率が本発明と同じ程度であり、烏柵土壌の活性汚泥が接種されるときの脱消化脱窒素効率より明確的に大きい。この両方の間の差がそれぞれの微生物種属と関係している。
つまり、本発明と比べて、好気的なＳＮＤ脱硝化脱窒プロセスが利用される場合は、投入に必要な炭素源の量が大きく、曝気のエネルギー消耗が大きく、速度が遅い。

単一ＳＢＲ反応器による炭素、窒素汚染物の除去プロセスの略図 小規模の実験装置の略図 コークス化工廃水の活性汚泥法―ＳＢＲの組み合わせプロセスの略図 電子移動過程

Claims (15)

1. 従属栄養アンモニア酸化バクテリア（HAOB）を用いて汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法であって、
   Ａ）従属栄養アンモニア酸化バクテリアを含有する天然土壌を有機性炭素、窒素物質及び/または無機性アンモニア性窒素を含有する従属栄養バクテリアの培地に接種し、反応器中で曝気し、培地にアンモニア性窒素が存在した場合には、PH値が６．５〜８．５になるように、数回に分けて有機性炭素源を前記反応器に投入し、アンモニア性窒素が≦３ｍｇ／Ｌになり、且つＮＯ₂ ^-−Ｎの蓄積が最大値になった場合には、曝気を停止し、系の中においてＮＯ₂ ^-−Ｎ、ＮＯ₃ ^-−Ｎの総量が＜１ｍｇ／Ｌになるまで嫌気的状態を維持し、有機性炭素源を投入して脱硝化を行うという従属栄養アンモニア酸化バクテリア活性汚泥の培養工程、及び、
   Ｂ）工程Ａで得られた活性汚泥を有機性炭素、窒素汚染物質及び/または無機性アンモニア性窒素汚染物を含有する汚染水の生化学反応器に接種し、曝気を行い、汚染水中に有機性炭素を含有しない場合には、有機性炭素源を投入し、アンモニア酸化反応を行い、ＮＯ₂ ^-−Ｎが蓄積になる場合には、ＮＯ₂ ^-−Ｎの蓄積を無くすまでに曝気を停止し、嫌気的状態を維持し、有機性炭素源を投入して、脱硝化を行うという汚染水中の炭素、窒素汚染物の除去工程
   を含み、
   前記従属栄養アンモニア酸化バクテリアは、窒素代謝過程中に、アンモニア化成→アンモニア酸化→亜硝酸または硝酸還元による脱硝化、脱窒素の機能を持つ従属栄養バクテリア類であり、ＰＭ平板で成長できて、且つグリース試薬で陽性を示し、有機性炭素源の存在下、好気的条件でアンモニアを窒素、ＮＯ₃ ^-またはＮＯ₃ ^-に直接に酸化でき、好気的状態または嫌気的状態で主にＮＯ₂ ^-またはＮＯ₃ ^-を電子受容体とし、ＢＯＤを電子供与体とし、脱硝化脱窒素を実現することを特徴とする汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
2. 前記従属栄養アンモニア酸化バクテリア活性汚泥に、優勢な菌種として高い亜硝化活性を有し、寄託登記番号がＣＣＴＣＣ Ｍ２０３１０１であるバチルス・シュードファーマス ＮＨ−２（Ｂａｃｉｌｌｕｓ ｐｓｅｕｄｏｆｉｒｍｕｓ ＮＨ−２）を用いることを特徴とする請求項１に記載の汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
3. 前記従属栄養アンモニア酸化バクテリア活性汚泥に、優勢な菌種として高い亜硝化活性を有し、寄託登記番号がＣＣＴＣＣ Ｍ２０２０４３であるアルスロバクター・グロビフォルミスＷＲ−２(Ａｒｔｈｒｏｂａｃｔｅｒ ｇｌｏｂｉｆｏｒｍｉｓ ＷＲ−２)を用いることを特徴とする請求項１に記載の汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
4. 前記工程Ａの従属栄養アンモニア酸化バクテリア活性汚泥の培養が、２０〜４０℃で行われることを特徴とする請求項１に記載の汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
5. 前記工程Ｂのアンモニア酸化反応において、反応器中のＮＯ₂ ^-−Ｎの蓄積濃度が、０．５〜１２５ｍｇ／Ｌの範囲であることを特徴とする請求項１に記載の汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
6. 前記工程Ｂにおいて、汚染水中の炭素、窒素汚染物が除去されるまで、前記アンモニア酸化反応と脱硝化を繰返して行うことを特徴とする請求項１〜５のいずれかに記載の汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
7. 前記工程Ｂの汚染水中の炭素、窒素汚染物の除去が、６〜４０℃で行われることを特徴とする請求項１に記載の汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
8. 前記工程Ｂにおいて、前記生化学反応器が、懸濁式または付着式の単一バッチ式反応器または連続式反応器またはそれらの組合せであることを特徴とする請求項１に記載されている汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
9. 前記従属栄養アンモニア酸化バクテリア活性汚泥が、前記生化学反応器に保たれることを特徴とする請求項１に記載の汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
10. 前記生化学反応器において、泥―水が自発的に分離し、処理後の汚染水が前記生化学反応器から直接に排出されることを特徴とする請求項１に記載の汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
11. 前記工程Ｂの有機性炭素源の存在下、好気的条件下で生化学反応器中の有機性炭素源の量によってアンモニア酸化の生成物を制御することを特徴とする請求項１に記載の汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
12. アンモニア性窒素１ｍｏｌを酸化することを基準にし、前記好気的条件の生化学反応器中の有機性炭素源は、その酸化生成エネルギーが２２ＫＪ/ｍｏｌである場合には、アンモニア酸化の生成物がＮ₂−ＮとＮＯ₂ ^-−Ｎとなり、モル比が58:42で、その酸化生成エネルギーが２２ＫＪ/ｍｏより小さい場合には、アンモニア酸化の生成物中にＮＯ₂ ^-−Ｎのモル％比が４２〜９９％で、その酸化生成エネルギーが２２ＫＪ/ｍｏより大きい場合には、アンモニア酸化の生成物中にＮ₂−Ｎのモル％比が５８〜９９％であることを特徴とする請求項１１に記載の汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
13. 前記工程Ｂのアンモニア酸化反応はＮＯ₃ ^-−Ｎを全く蓄積しないように制御されることを特徴とする請求項１２に記載の汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
14. アンモニア性窒素１ｍｏｌを酸化することを基準にし、前記好気的条件の生化学反応器中の有機性炭素源の酸化生成エネルギーが４３．４ＫＪ/ｍｏｌ以上であることを特徴とする請求項１３に記載の汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。
15. 当該方法がコークス化工の汚染水処理に用いることを特徴とする請求項１に記載の汚染水中の炭素、窒素汚染物を除去する方法。

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