(57)【要約】本発明は、アンモニア酸化細菌の存在下でアンモニアリッチ水性培地を生物学的に処理する方法であって、上記水性培地に二酸化窒素（ＮＯ2）を供給し、それにより硝化及び脱窒素に効果をもたらし、さらに一酸化窒素（ＮＯ)は、ＮＯ：ＮＯ2の比が１：２〜１：５００（ｖ／ｖ）の範囲であるように上記培地に供給される方法に関する。さらに、ＮＯ及びＮＯ2の存在下で培養される微生物に加えて、この方法における排ガスの使用も開示される。
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【特許請求の範囲】
【請求項１】
アンモニア酸化細菌の存在下で高アンモニウム水性培地を生物学的に処理する方法であって、ガス状二酸化窒素（ＮＯ2）を前記培地に供給し、それにより硝化方法及び脱窒素方法に効果をもたらし、さらに一酸化窒素（ＮＯ）は、ＮＯ：ＮＯ2の比が１：２〜１：５００（ｖ／ｖ）であるように前記培地に供給される前記方法。
【請求項２】
前記ＮＯ／ＮＯ2比は１：２〜１：１００、好ましくは１：２〜１：２５、より具体的には１：３（ｖ／ｖ）である、請求項１に記載の方法。
【請求項３】
前記培地中のアンモニアに対する前記ＮＯ2の比は、１：２００〜１：２０００の範囲、好ましくは１：５００（ｖ／ｖ）である、請求項１又は２に記載の方法。
【請求項４】
前記培地中の前記ＮＯ2の濃度は、１〜５００ｐｐｍ（ｖ／ｖ）の範囲に調整される、請求項１〜３のいずれか１項に記載の方法。
【請求項５】
前記培地中の前記ＮＯ2の濃度は、２５〜２５０ｐｐｍ（ｖ／ｖ）の範囲、好ましくは７５ｐｐｍ（ｖ／ｖ）に調整される、請求項４に記載の方法。
【請求項６】
前記培地中の前記ＮＯの濃度は、１〜１００ｐｐｍ（ｖ／ｖ）の範囲に調整される、請求項１〜５のうち１項以上に記載の方法。
【請求項７】
前記培地中の前記ＮＯの濃度は、１０〜５０ｐｐｍ（ｖ／ｖ）の範囲、好ましくは２５ｐｐｍ（ｖ／ｖ）に調整される、請求項６に記載の方法。
【請求項８】
前記生物学的処理に必要とされる前記ＮＯ／ＮＯ2ガス量は、硝化工程からのＮＯx放出の関数として制御される、請求項１〜７のうち１項以上に記載の方法。
【請求項９】
前記方法は、汚泥滞留を伴わずに達成される、請求項１〜８のいずれか１項に記載の方法。
【請求項１０】
前記方法は、汚泥滞留を伴って達成される、請求項１〜８のいずれか１項に記載の方法。
【請求項１１】
前記ＮＯガス及び／又はＮＯ2ガスは、化石燃料の燃焼により産出される排ガスに由来する、請求項１〜１０のいずれか１項に記載の方法。
【請求項１２】
排ガスの使用であって、請求項１〜１１のいずれか１項に記載の方法において、化石燃料の燃焼により産出される排ガスの使用。
【請求項１３】
二酸化窒素及び一酸化窒素の存在下で培養される、ニトロソモナス属の微生物。
【請求項１４】
二酸化窒素及び一酸化窒素の存在下で培養される、前記ニトロソモナス属の微生物の使用であって、高アンモニウム水性培地を生物学的に処理する方法における活性汚泥としての、ニトロソモナス属の微生物の使用。
【発明の詳細な説明】
【技術分野】
【０００１】
本発明は、高アンモニウム水性培地を生物学的に処理する方法に関する。
【０００２】
より具体的には、本発明は、アンモニア酸化細菌の存在下で、ガス状の二酸化窒素を上記水性培地中へ供給することにより、硝化及び脱窒素方法に効果をもたらす、高アンモニウム(ammonium-rich)水性培地を生物学的に処理する方法を目的とする。
【背景技術】
【０００３】
アンモニア酸化細菌、例えばニトロソモナス属の生物は、水、とりわけ廃水中に溶解されているアンモニアの除去に使用され得ることは、既知の事実であることが認められている。酸素分子が亜硝酸塩を形成する酸化化合物として使用されるような方法の第１工程で行われるアンモニアの酸化は、有酸素条件に制限される。第２工程では、別の微生物群（例えば亜硝酸塩酸化ニトロバクター属）により、有酸素条件下で亜硝酸塩は、さらに硝酸塩に酸化される。廃水中のアンモニアの生物学的処理の目的は、亜硝酸塩及び硝酸塩を形成することではないため、脱窒素と称されるさらなる工程によって、亜硝酸塩及び／又は硝酸塩をガス状二窒素分子（Ｎ2）に変換する必要がある。通常、脱窒素は、１箇所で（無酸素ニッチ(anoxic  niches)、例えば凝集塊中）又は分離隔室(separated  compartment)で、無酸素条件のもと行われる。この反応を触媒する脱窒菌と称される生物は、例えば、既に廃水中で利用可能な有機化合物や、メタノール等の外因性炭素源を必要とする。このような方法は、例えばＥＰ−Ｂ−０  ８２６  ６３９に開示されている。
【発明の開示】
【発明が解決しようとする課題】
【０００４】
硝酸塩の形成には、亜硝酸塩の形成よりも約２５％多い酸素を必要とし、硝酸塩からＮ2への形成には、亜硝酸塩の変換よりも約４０％多い有機化合物を必要とする。そのため、現在、廃水処理における目的は、硝化工程において亜硝酸塩酸化微生物による硝酸塩の形成を阻止することにある。
【０００５】
序文で示してきたような方法は、ＤＥ−Ｃ−１９  ６１７  ３３１より知られている。この既知方法によると、二酸化窒素は、水性培地に存在するアンモニウムに対する酸化剤として使用される。上記方法の利点は、二酸化窒素を付加することにより、ヒドロキシルアミンが酸化されて形成する還元等価物を、アンモニアの酸化に、部分的に、再度使用してはならないが、形成された亜硝酸塩の還元に対しては利用可能であるという事実により評価されるべきであると述べられている。
【０００６】
さらに、アンモニアの酸化が、酸素の代わりに外部から供給される二酸化窒素で作用されると、還元等価物は消費されず、結果としてヒドロキシルアミンの亜硝酸塩への変換で産生された還元等価物が、エネルギーの生成に使用され得ることが述べられている。
【０００７】
この方法のさらなる研究で、該方法の技術的な実現が、当業者により容易に再現することができないという結果から、ＤＥ−Ｃ−１９  ６１７  ３３１での仮説が正しくないことがわかった。
【課題を解決するための手段】
【０００８】
上記研究の間、目下驚くべきことに、硝化工程において一酸化窒素（ＮＯ）及び二酸化窒素（ＮＯ2）の両濃度を介して、より具体的には硝化工程においてＮＯとＮＯ2とのある特定の割合を維持することで、アンモニア酸化細菌の代謝活性が制御可能であることが見い出された。
【０００９】
本発明は、この発見を目的とするものであり、したがって上述したような方法に関する。この方法は、ＮＯ：ＮＯ2の比が１：２〜１：５００（ｖ／ｖ）であるように、さらに一酸化窒素（ＮＯ）が上記培地に供給されることを特徴とする。
【００１０】
したがって、本発明の方法は、ＮＯ／ＮＯ2比の制御により、廃水及び排ガスからのアンモニア、亜硝酸塩及びＮＯxの複合除去を実現することが可能となる。このことは、アンモニア酸化細菌の代謝活性、すなわち硝化菌による脱窒素の活性化及び亜硝酸塩酸化細菌（以後、「亜硝酸塩酸化性菌」と称することもある）による亜硝酸塩酸化の（かなりの）不活性化が制御され、それにより処理方法を最適にすることができるという事実から、獲得され得る。
【００１１】
上記の水性培地中のＮＯ／ＮＯ2比は、１：２〜１：１００が好ましく、１：２〜１：２５がより好ましく、より具体的には１：３（ｖ／ｖ）である。
【発明の効果】
【００１２】
ＮＯxの付加が、いくつかのアンモニア酸化微生物（以後、「アンモニア酸化性菌」と称する）の代謝活性に影響を与え、窒素除去方法が最適化且つ促進され得る。ＮＯ2の存在下で、アンモニア酸化性菌はアンモニアを酸化するのに、この付加的な酸化剤を使用する（式１）。酸化剤としての酸素によるアンモニアの酸化（ΔＧ0’−１２０ｋＪ  ｍｏｌ-1）と比較して、ＮＯ2による酸化（ΔＧ0’−１４０ｋＪ  ｍｏｌ-1）の方がエネルギー的により効率がよい。アンモニアの酸化は、ＮＯ2の存在下により促進され、したがって単位時間当たり及び単位容積当たり、より多くのアンモニアが消費され、アンモニアを含有する廃水の処理を最適化することができる。ヒドロキシルアミンからの亜硝酸塩への酸化は、以前の研究成果と一致する（式２）。
【００１３】
【数１】
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【００１４】
驚くべきことに、アンモニア酸化性菌は、ＮＯ（ＮＯ2を用いたアンモニア酸化の生成物（式１））の、ＮＯ2への（再）酸化を触媒することが可能である（式３）、ということが今回、明らかになった。アンモニア酸化性菌は、ＮＯから酸化剤であるＮＯ2を再生成することが可能であり、そのためアンモニアに応じて化学量論的に１：２でＮＯ2を付加する（式１）必要はない。ＮＯ2／アンモニア比は、１：２００〜１：２，０００で十分であることが示された。最適な実験結果は、約１：５００の比で確立されうる。
【発明を実施するための最良の形態】
【００１５】
本発明の方法の適切な一実施態様によれば、水性培地中のＮＯ2濃度が１〜５００ｐｐｍ（ｖ／ｖ）、好ましくは２５〜２５０ｐｐｍ（ｖ／ｖ）、より具体的には７５ｐｐｍ（ｖ／ｖ）に調整される。
【００１６】
一方、ＮＯ濃度は、１〜１００ｐｐｍ（ｖ／ｖ）、好ましくは１０〜５０ｐｐｍ（ｖ／ｖ）、より具体的には２５ｐｐｍ（ｖ／ｖ）に定められるのが適切である。
【００１７】
本発明の方法の別の驚くべき結果としては、ＮＯがアンモニア酸化性菌の代謝活性に影響を与えることがあった。ＮＯは、多くの微生物にとっては、毒性化合物として知られているが（１ｐｐｍ（ｖ／ｖ）でも多くの微生物にとっては致命的である）、それにもかかわらず、アンモニア酸化性菌は、ＮＯに対して高い耐性があり、５００ｐｐｍ（ｖ／ｖ）を上回る濃度に対して耐えることが今回、明らかとなった。さらに驚くべきことに、アンモニア酸化性菌の代謝活性は、ＮＯ濃度を介して制御することができた。
【００１８】
本発明者(applicant)は、いかなる理論にも束縛されるつもりはないが、一酸化窒素（ＮＯ）は以下の種々の方法に対しても履行能力があるものと考えられる。
【００１９】
ａ）アンモニア酸化性菌の脱窒素活性を引き起こすのに、ＮＯを使用することができる。その結果、アンモニア酸化性菌は、十分な有酸素条件下で亜硝酸塩を消費し始める。したがって、硝化及び部分的脱窒素（最大６６％）の組み合わせは、１工程システムで１群の細菌（好気性アンモニア酸化性菌）のみにより触媒されることが可能である。
【００２０】
ｂ）アンモニア酸化性菌の脱窒素活性は、有機化合物には依存しない。古典的な脱窒素に必要な有機化合物は、ここではアンモニアで置換される。ＮＯの効果により、有機化合物の全面的な必要性が低減する。廃水のＣＯＤが、残留亜硝酸塩（アンモニア酸化の際に、脱窒素されない）の除去が十分でない場合には、古典的な無酸素脱窒素工程（脱窒素前、脱窒素後）において、より少量（最大４０％）の有機化合物を付加しなければならない。
【００２１】
ｃ）アンモニア酸化性菌とは対照的に、亜硝酸塩酸化性菌は、ＮＯに対して高い感受性がある。ＮＯが付加されると、亜硝酸塩酸化性菌の活性は抑制され、その細菌の細胞数は減少するため、硝化工程において硝酸塩はほとんど形成されない。したがって、ガス状二窒素分子（Ｎ2）に加えて、亜硝酸塩が硝化工程の主要な生成物となる。大部分の亜硝酸塩はＮ2へと変換されなくてはならないため、脱窒素工程における有機化合物の消費は減少する（最大４０％）。有機化合物の全量を、硝酸塩を介した古典的な硝化／脱窒素と比較して、最大８０％減少させることができる。この減少は、古典的な硝化／脱窒素方法と比較して、産生される余剰汚泥量の減少（最大８０％）を引き起こす。過剰の有機化合物が、前沈殿及び前空気混入といった前処理により除去される場合、より少量の生物汚泥(biosludge)が形成されるときには、存在する硝化／脱窒素廃水処理プラントでの汚泥滞留時間（ＳＲＴ）は増加し得る。処理プラントの最大窒素処理能力はＳＲＴによりしばしば制限されるので、活性汚泥産出の減少及びそれに続くＳＲＴの増加により処理プラントの窒素処理能力を増大させることができる。さらに、新たなプラントのＮ除去のためのため池(basin)は、極めて小さく（最大８０％、通常は５０％）設計され、且つ建造され得る。
【００２２】
このように、本発明の方法は、通常、汚泥滞留を伴わずに達成されることができるが、好ましい実施態様によれば、汚泥滞留を伴う方法で達成することが可能である。
【００２３】
さらに驚くべきことに、ＮＯ／ＮＯ2を高アンモニウム水性培地に供給することにより、硝化工程の排ガス中のＮＯ及びＮＯ2濃度が、かなり減少する（最大５０％）という結果に至ることが見い出された。これは、アンモニア酸化性菌の硝化活性が最適化されることで、より少量のＮＯが生成するという事実に起因する。さらに、脱窒素細菌（温室ガスの排出にも寄与する）は、ＮＯの存在下で抑制（不活性）される。しかしながら、このような排ガスは、本発明の方法に必要であるＮＯ／ＮＯ2ガス量を決定するのに使用される。
【００２４】
したがって、本発明は、前に示したような好ましい実施態様による方法に関するものであって、生物学的処理に必要であるＮＯ／ＮＯ2ガス量は、硝化工程からのＮＯx排出の関数として制御される。
【００２５】
本発明の方法に必要であるＮＯ及びＮＯ2ガスは任意の供給源から供給されることができるが、化石燃料の燃焼（エンジン）により産出される、又は火力発電所から産出される排ガスを使用するのが好ましい。
【００２６】
さらに驚くべきことに、ＮＯを付加することにより、活性汚泥凝集塊の構造変化をもたらすことが見い出された。ＮＯの存在下で、微生物は、改善された沈殿特性及びろ過特性を有する非常に緻密な凝集塊を形成する。
【００２７】
したがって、本発明はまた、ＮＯ及びＮＯ2の存在下で培養された微生物、特にニトロソモナス属に関する。
【００２８】
また、非硝化細菌及び亜硝酸塩酸化性菌の増殖速度は、本発明の方法に使用する場合、ＮＯの存在下で減少することが観察された。したがって、多含有量のアンモニア酸化性菌を有する少量の活性汚泥が形成され、当然の結果として、より高特異的アンモニア酸化活性を提供する。
【００２９】
したがって、本発明はまた、高アンモニウム水性培地を生物学的に処理する方法における活性汚泥として、二酸化窒素及び一酸化窒素の存在下で培養される、ニトロソモナス属の微生物の使用に関する。
【００３０】
上記の利点の結果として、分離ユニット（例えば、沈殿タンク、ラメラ分離機(lamellae  separator)又は膜系）によるバイオマス滞留は容易に最適化され得る。最大５０％まで小さな沈殿タンク、ラメラ分離機及びより高い膜フラックスで実行できる。
【００３１】
次に、図面を参照して、本発明による方法の好ましい実施態様を示す実施例を用いて、本発明を説明する。
【実施例】
【００３２】
バイオマス（活性汚泥）を、３．５ｌの培地で、バイオマス滞留を伴わずに５ｌの研究室規模の反応器中で増殖した。４つのマスフローコントローラーを用いて、反応器を、圧縮空気、アルゴン、ＮＯ2（０〜５００ｐｐｍ）及びＮＯ（０〜５００ｐｐｍ）の可変混合物で曝気した（０．１〜２  ｌ  ｍｉｎ-1）。新鮮なガス（入気口）と排ガス（排気口）におけるＮＯ及びＮＯ2の濃度を持続的に測定し、レベル、温度、溶存酸素（ＤＯ）及びｐＨ値を測定し、定期的に制御した。温度を２２℃、ＤＯを０．０４〜６ｍｇ  ｌ-1に維持した。ｐＨ値を、２０％Ｎａ2ＣＯ3溶液を用いて７．４に維持した。アンモニウム、亜硝酸塩、硝酸塩及びＮＯxの濃度のオフライン決定におけるサンプルを、定期的な時間間隔で採取した。希釈率は、０．００２（開始）〜０．１ｈ-1で変化させた。培地は、１リットル当たり１５０〜３，０００ｍｇのＮＨ4+−Ｎを含有した（１０〜２００ｍＭ  ＮＨ4+）。排出液を回収し、後ほどの分析測定用及びバイオマス組成物の分析用に４℃で保存した。反応器に４００ｍｌの活性汚泥を播種した（Ｂ工程）。対照実験については、Ｎ．ｅｕｔｒｏｐｈａ、無細胞培地及び熱滅菌細胞懸濁液（活性汚泥）を用いて実施した。
【００３３】
この実験の結果を、図１に示す。より具体的には、０、５０又は１００ｐｐｍＮＯxを供給することによる、硝化工程の排ガス中のＮＯ及びＮＯ2濃度への効果を示す。系に供給されたＮＯxは、ＮＯ／ＮＯ2が１：３（ｖ／ｖ）の比からなる。図２は、（汚泥滞留以外は）同様の実験において、バイオマスの汚泥容量指標（沈殿特性）に対する、０又は１００ｐｐｍＮＯxの供給による効果を示す。汚泥容量指標（ＳＶＩ）は、バイオマスの沈殿特性に関する尺度であると考えられる。ＳＶＩの値がより低いと、良好な沈殿特性を有するより緻密又は高密度のバイオマスを示す。
【００３４】
バイオマスのＳＶＩに対する、高アンモニウム水性培地を生物学的に処理する方法におけるＮＯ／ＮＯ2付加の良好な効果は、図２から明瞭に現れている。排ガス中のＮＯx濃度は、両方の実験結果の際の、その系によるＮＯxの消費量の目安として使用された。入気口と排気口のＮＯxの濃度差は、この方法を制御するのに使用される。
【００３５】
上述の実験結果は、研究室規模で達成されているが、匹敵する結果が試験工場で得られたので、フルスケールの廃水処理プラントでも期待されることが考えられる。
【００３６】
さらに、生物学的処理工程後、バイオマスと流出水は、バイオマス分離工程で、例えば沈降槽、膜（例えばマイクロメンブレン若しくはウルトラメンブレン）又は気泡浮上分離法（ＤＡＦ）で分離することができるということがわかる。バイオマスは、本発明の生物学的処理方法に再利用（汚泥滞留）することができるか、又は系から除去することができる。硝化に要求される最小汚泥滞留時間（ＳＲＴ）が、水理学的滞留時間（ＨＲＴ）以下である場合、汚泥の滞留／分離をする必要はない。そこで、バイオマスを含む排出液を、生物学的処理方法から直接放出することができる。
【図面の簡単な説明】
【００３７】
【図１】排ガスにおけるＮＯx濃度に対するＮＯ／ＮＯ2供給の効果を示す。
【図２】汚泥容量指標に対するＮＯx供給の効果を示す。
【図１】
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【図２】
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【国際調査報告】
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