グラニュール式脱窒装置の開発(その1)Development

of

a

type

granuledenitrification(No. 1)system(環)製品開発室野中信

Shinichi

Denitrification

SystemA

denitrification

granuleanapplication
formed
out

be

had
from

i

ま

え

type

NO3‑N

Using

Granules

PANBIC‑G,aofmethanegranulescapacity

has beensystemortreating

of

UASB

type

developedtoremovetreatment

anaerobic

withintwo

weeks･

20kg/m3･d

and

could

A

in wastewater.

nitrateDenitrifying

system･bench‑scale

test

NOB‑N

concentration

reduceprovedThis

granules

is
can

that

the

systemdown

to

2 mg/L

2500mg/L.

がき

1.グラニュール式脱窒法の概要

近年,海域の有機物汚濁(COD)は下水道の整備や排水1.原理

規制強化等により改善傾向にあるが,植物プランクトンが増殖し,水質が悪化する富栄養化の問題は,東京湾の赤潮

グラニュ‑ル式脱窒法は脱窒菌が高密度に固定化された
グラニュ‑ル状の汚泥を用いる方法であり,硝酸･亜硝酸

発生件数が槙這い傾向で移行しているように改善されてい性窒素を除去対象とする｡グラニュール状汚泥は緩やかなない｡

携拝を与えることによって,菌体自身が持っ自己集塊作用

富栄養化防止のためには,その主要原因物質である窒素･リンを削減する必要がある｡至芭琶湖等富栄養化の進行が著により懸濁汚泥から形成することが出来る｡また,菌体付着の核となる担体や,メタングラニュ‑ルを投入することしい湖沼では既に1985年から窒素･リンの排水規制が行われてきたが,湖招に続いて海域の富栄養化防止のため,水の報告がある｡1)形成されたグラニュ‑ルは汚泥濃度とし質汚淘防止法の一部改正等,関係法令が整備され1993年10て8‑10kg/m3に達し,沈降性も非常に優れている｡

月より窒素･リンの排水規制が開始された｡窒素の一般排水基準値は最大120mg/1,

PANBIC‑Gを応用したグラニエール式脱窒リアククーの模式図を第1園に示す｡原水は下部から流入し,グラニュー

な暫定基準が5年間経過措置として適用される｡なお,東京湾や瀬戸内海等汚染の著しい海域では一般基準よりさら

ルベッド層を通過する間に処理されて,上部から流出する｡
グラニエールベッド層は脱窒反応で発生したガスによって膨脹し,一部気泡が付着したグラニュールが上部まで上昇

Ej間平均60mg/1であるが,この基準への対応が著しく困難な業種については,より援やかに厳しい上乗せ基準値が適用される予定である｡
前述の排水基準は環境基準の類型指定を受けた海域,及i

Nonakaによって,より短期間で脱窒グラニエールを形成出来るとするが,リアククーの中間部に設けたGSS(Gas･Solid

びこれに流入する公共用水域に排水を排出する特定事業所であって,平均排水量が50m3/d以上のものに適用される｡

B iogas

この窒素の排水規制によって,従来は中和処理程度で放流出来た無機系のアンモニア,硝酸性窒素含有排水を排出す玩る工場等,多くの事業所で窒素除去対策が必要となる｡
排水中の窒素を除去する技術は生物学的方法や物理化学的方法等各種あるが,経済性の面から生物学的方法が採用されることが多い｡生物学的方法は(a)浮遊法,(b)固定
床法, (c)流動床法,(d)生物床法等に分類出来るが,こEffluent

()
(〕

(〕

o†

れまでは(a)に属する活性汚泥法が主として適用されてき

ー

▼

●ー

の容易性といった点が要求され,これらに主眼をおいた(b)‑(d)法の開発が行われている｡●●●

た｡しかし,最近は特に設置スペースの低減化,維持管理●

Granulebed

Granule[1‑ 2 mrn]

Influent

当社では高濃度の菌体保持が可能な(d)法に着目し,メタン発酵処理の分野に実績のあるPANBIC‑G(当社商品名)を応用したグラニュール式脱窒装置の開発に着手した｡本報では,脱窒グラニエールの形成方法及び処理性能に関す

第1図
Fig･

グラニエール式脱窒リアククーの概念図
1

る基礎実験結果を報告する｡
Vol.

40

No.

1

(1996/9)

Schematic

diagramof granule

type

denitrification

reactor

神鋼パンテツク技報J∂Separator)によってガスが分離され,グラニュ‑ルはベッ

1.2

ド層に戻る｡このため,汚泥返送等の操作なしに高濃度の菌体を保持出来る｡( 1 )高負荷処理,設備面積の低減化

グラニエール式脱窒法の特長を次に示す｡

生物学的な硝酸の除去では水素供与体が必要であるが,グラニエール化により,リアククー内に高濃度の脱窒

それには排水中の有機物(BOD)が利用され,不足する場
合は一般にメタノールが添加される｡メタノールを水素供与体に用いた反応は(1)式で表される｡*&

菌を保持出来るため,容積負荷は第1表に示すように従来法の5‑10倍高くとれる｡このため,設備面積を大幅NO3￣はN2ガスにに低減出来る｡(2)幅広い適用と低レベルの処理水質

還元され,反応に伴ってOH￣が生成するため処理水pHが上昇する｡

グラニエールは膨張沫を形成するため,原水と汚泥の液･固接触効率が高く,高濃度排水でも低濃度排水と同

6NO3＋5CH30H‑3N2＋5CO2＋7H20＋60H￣

(1)

･.･

じレベルまで処理出来る｡の排水に適用可能で,が出来る｡(1)式から,理論的には硝醸性窒素1g当たり1.9gのメタ( 3 )運転管理が容易

ノールが必要となる｡しかし,実用上は溶存酸素(DO)や菌体合成に使用される分を加味した(2)式より所要メタノー

グラニエールは極めて優れた沈降性を有しているため,

ル量を算出することが多い｡
CH30H

リアククーの中間部に設けたGSSによって容易に気･液･国分離ができ,特別な管理なしに汚泥濃度を維持出(2)

1.53NO2＋0.87DO‑2.47NO3＋

NO3‑N濃度50‑2500mg/L

1mg/L以下の処理水を得ること来る｡固定沫法で生じる閉塞や,流動床法で生じる担体流出の問題がなく,運転管理が容易である｡

第1表

生物脱窒技術の比較

Table

1

Comparisonor conventional

methodandGranulemethod
NOB‑N

granulemethodActivatedsludgemethod

Fixedbedmethod

20

2.1

4.2

VSSconcentration(mg/L)

50000

3000

25000

Sludgecontrol

Non

Sludgereturn

(1

(10

Roadingrate(kg/m3･d)TreatedqualityNO3‑N(mg/L)

Periodicalbackwashing(10(無機NO｡‑N排水を対象とした当社実験データ)

CB30H

tank

(ラ

H2SO,1
tank

Seal

Gas

pot

栄

Gas

meter

ITeated

water

tank

//＼

P口IC

#

1nfluent

第2国
Fig.

14

Granule type
denitrificatlOn

tank

Effluenttankreactor

グラニュール式脱窒実験フローシート
2

Flow

sheet

ofgranuletype

columntest

神鋼パンテツク技報

Vol.

40 No.

1(1996/9)

第

表

2

Table

実験原水の組成2Compositionof artificial

wastewater

Concentration

Concentration

Substance

Substance

mg/L

mg/L

･NaNO350‑2500(asN)･MnSO4･H20･KH2PO4

45‑200(asp)･NaMoO4･2H20

0.06‑0.36･MgSO4･7H20

6‑36･ZnC12

0.2‑1.2･CaC12･2H20

2‑12(asCa)･FeC12

0.12‑0.72･CuSO4･5H20

0.4‑2.4･CoC12･6Ii20

0.01‑0.06

0.08‑0.48( 4 )不定期運転が可能

酸生成菌等の嫌気性菌で構成されており,脱窒能力を有運転を長期間停止しても,グラニエールは壊れることする菌は僅かしか存在しない｡したがって,なく形状を維持出来るため,運転再開時は短期間で元の①の条件を満たすためには,脱窒菌が多量に存在する下水処理場の処理性能を得ることが出来る｡

活性汚泥をメタングラニエールに混ぜて投入するのが効

2.基礎実験

果的と考えられる｡メタングラニエールと活性汚泥の混合割合を5段階に変化させて実験を行い,その効果なら本装置の開発では脱窒グラニュールを2週間程度の短期間で形成することを目標に置き,メタングラニュ‑ルを種汚泥に用いることでその達成を試みた｡基礎実験では脱窒

びに最適値を調査した｡
一方, ②に関する因子としては通水LVと原水NO3‑N

グラニエールの早期形成方法及び処理性能(最大容積負荷,

濃度が考えられる｡

メタノール添加量の影響等)に関する基礎的な技術を調査として実験を行い,その影響を調査した｡
実験期間は,いずれも2週間を基本とし,終了後のグした｡

2.1実験装置

NO3‑N濃度を3条件

ラニエールのNO3‑N除去速度,及びグラニュールの粒
径分布,保持量等を基準として評価した｡

実験には,中間部にGSSを有するUASB型リアククーを使用した｡リアククーの寸法は内径100Ⅶm,高さ1040(4)処理性能に関する調査法

GSS￣F部5.5Lである｡(本報

mmであり,容積は全体7.7L,ではNO｡‑N容積負荷はGSS下部容積を用いて計算する)i

LVを4条件,

前述の実験で得られた最適条件で長期間運転し,脱窒
グラニュ‑ル形成過程におけるNO3‑N除去能力の上昇

リアククーの外周部にはウォクージャケットを設け,ここ速度を調査するとともに,形成された脱零グラニエールに温水を流すことによって内部の液温を一定にコントロー

を用いて最大NO3‑N負碕,メタノール添加量の影響等ルした｡実験の処理フローを第2図に示すが,リアククーの下部には,原水と一定のLVを確保するための循環水及びメタノールが流入する｡処理水は上部から流出するが,を調査した｡その他,グラニュ‑ルの保持に対するLVの影響,原水NO3‑N濃度の適用範囲について調査した｡(5)分析方法

脱窒反応で発生したガスは中間のGSS部より引き抜かれ,NO3‑N:

湿式ガスメータに導入される｡
2.2
実験方法

グラニエール:ラニエール,通過したものを懸濁汚泥と称する.

種汚泥には食品系排水を中温メタン発酵処理している
メタングラニュールと,下水処理場の活性汚泥の2種類
を用いた｡
(2)原水

3.実験結果及び考察
3.

1脱窒グラニュ‑ル形成方法に関する調査( 1 )投入汚泥の影響
種汚泥にメタングラニエールと活性汚泥を用いて,そ

実験原水には第2表に示す組成の合成排水を使用した｡
NO3‑N源には硝酸ナトリウムを用い,実験日的によってNO3‑N濃度を50‑2500mg/Lの範囲で変化させた｡
その他の成分としてリン及び重金属類を添加したが,これらは第2表に示す範囲で濃度を変化させた｡本排水のした｡水素供与体にはメタノールを使用し,溶液を所定量原水ラインに注入した｡

10‑20%

脱窒グラニュ‑ルを早期形成するためには①初期投入
脱窒商量と②グラニエール化を促進するリアククー内環
境が重要と考えられる｡メタングラニエールはメタン菌,
1(1996/9)50,

80,

100%の5段階として実験した｡通水LVを1m/也,原
水NO3‑N濃度を200mg/Lとして2週間処理を行い,終了後にリアククーから汚泥を全量引き抜き,保持汚泥量
同時に,グラニエールのNO3‑N除去速度を回分試験に(3)脱窒グラニュ‑ル形成方法に関する調査法

No.

の合計量がGSS下部容積に対しVSS濃度20000mg/Lに20,なる量を投入し,活性汚泥の投入割合を0,をグラニュ‑ルと懸濁汚泥に分けてそれぞれ測定するとpHは5‑6となるが,脱窒反応によりpHが上昇するため,硫酸を添加して処理水pHが7.5‑8になるよう調整

40

イオンクロマトグラフ法

JISKOIO2

14.5強熱減量
注)汚泥の中,臼幅0.25mmの節に残留したものをグ(1)種汚泥Vol.

JISKOIO243.2.5より求めた｡これらの測定結果を第3表に示す｡
保持汚泥量測定の結果,投入した活性汚泥は,いずれの場合もその約10%がグラニエール化して残留するが,残りの約90%は処理水に流出した｡グラニュ‑ルのNO3‑N除去速度は活性汚泥の投入割合が高いほど大きかったが,これはグラニュ‑ル中の脱窒菌量の差による

神鋼パンテツク技報

15

第

3

真

Table

実験終了後のグラニュールのNO31N除去能力3

Testof denitrification

results｢コ篭formation

granule

100

2.5

′ーー

tW

亘

,i

Activated

GranuleNOB‑N

sludgecontent
inseedsludge

concentration

reductionrate

mgVSS/L

mgN/gVSS･h

100%

1780

Reactorperfor‑

reduction〔T3

Loading

bA

‑十

22.1

39.3

=

Removal

1.5

｢:⊃
ぐG
⊂)

>

80

2

q)

manceofNO31N

U

l=

rate

･害
≡
q)

60

efficiency‑‑‑‑‑‑‑

(勺
>
○

U

lj=

1

≡
Q)

q)

80%

6170

6.99

l‑

≡
=

43.1

Z

⊂)

2〔)

0.5

>

(⊃
≡

写

50%

11360

4.6

52.3

20%

17550

3.59

63.0

0%

18040

2.48

44.7

⊂)
Z

5

第3図
3

Changecationものと考えられる｡保持グラニエール量とその脱窒速度

タングラニエール100%の場合は活性汚泥50%の次に能力が高かった｡

NOB‑N

of

with

granuleloadingrate

and(Examination
formation)ofremovaldenitrifi‑

2

andover

time

望1

100

⊂コ
(⊃
▲こ;
コ

80

･E

60

因

Dlrn

Eコ1,0‑2,0E∃ 0.5‑mm

1.0 rnTD⊂] 0.25‑0.5Ⅱ】m匡∃Under

0.25

mm

･B

実験2週間のNO｡‑N容積負荷とNO3‑N除去率の経時

q)
N

40

一読

変化の一例を第3図に示すが,負荷は0.3kg/m3･dから開始して1.3kg/m3･dまで高めた｡除去率は開始1‑2日
目は80‑90%であったが,(脱窒グラニュール形成実験)
efficiency%の時がもっとも高かった｡活性汚泥0%,すなわちメ[days+

NO｡‑N負荷とNO｡‑N除去率の経時変化

Fig.

からリアククーの単位容積当たりのNO3‑N除去能力を求めると,第3表に示すように,活性汚泥の割合が20

15

10
Time

U

20

･3U
(13

ロ→

3日目以降は99%以上となっ

Start

LV=1

up

LV=0.2た｡いずれの混合割合でも負荷及び除去率は,第3図と第4囲

はぼ同様の結果であった｡なお,後述の通水LV,原水

LV=2

LV‑4

0
m/h

m/h

脱窒グラニエール形成時のLVの影響

Fig.

NO3‑N濃度の影響調査においても負荷条件及び除去率
は第3図とほぼ同様であった｡

m/h

m/h

4

Influence
granulelinearofformation

denitrificationonvelocity(2)通水LVの影響
1, 2, 4m/hの4条件として実験を
通水LVを0.2,行った｡種汚泥の投入割合はメタングラニュール80%,

でも問題なくグラニュールを形成出来ると言える｡(4)まとめ活性汚泥20%とし,原水NO3‑N濃度は200mg/Lとした｡
実験期間中の処理水SS濃度と終了後のグラニュールの

このように,計12回メタングラニエールを種汚泥に用いた脱窒グラニュ‑ル形成実験を行ったが,いずれも
NO3‑N容積負荷を2週間以内に1.3kg/m3･dまで上昇出来た｡このことから,脱窒グラニエールは比較的短期間

保持量及び粒径分布からLVの影響を評価した｡
処理水SS濃度はLVO.2m/hと1m/hの場合は概ね
230mg/L以下であったが,m/hでは50‑400mg/Lに上昇し, 4m/hrでは最大7000mg/Lに達した｡グラニュ‑
ルの保持量はLVO.2,
増加したが, LV2,で形成出来ると言える｡より高い脱窒能力をもった脱窒
グラニュ‑ルを形成し,より多くリアククーに保持する

1

ためには次の運転条件が適切と考えられる｡

m/hの場合には初期投入量より4m/hでは15‑30%減少した｡一
LVO.2,
方,粒径分布は第4園に示すように,
1m/hで汚泥の混合比:メタングラニエールに活性汚泥を混合(活性汚泥の割合20 %程度)

は粒径0.25mm以上のグラニエールが90%以上あったのに対して, 2m/hと4皿/hは70%に減少していた｡以上の結果から,メタングラニュールから脱窒グラニエー
ルを形成する初期のLVは,小さい方が望ましいと考え
られる｡

2.

1

NOB‑N除去速度( 1 )NOB‑N除去速度の上昇過程を行い,グラニエールのNO3‑N除去速度の上昇過程を

種汚泥の投入割合をメタングラニエール80%,活性調査した｡通水LVは1m/h,原水NO3‑N濃度は200

汚滝20%,通水LVを1m/hとして,原水NO3‑N濃度200,

800皿g/Lの3条件として実験を行った｡
実験終了後の保持汚泥量は,いずれも投入量より増加

しており,特に原水濃度の影響は認められなかった｡
2週間経過した時点のNO3‑N容積負荷は1.3

kg/m3･d

で,原水NO3‑N濃度50mg/Lの場合の水理学的滞留時間は0.9hrであったことから,
1hr以下の短い滞留時間
163.

新たに初期立ち上げから開始し,長期間連続処理実験(3)原水NO3‑N濃度の影響

を50,

2

通水LV:
1m/h程度(2m/h以下)
処理性能に関する調査

3.

mg/Lとした｡除去速度は単位VSS量当たりの除去NO｡一N量(kgN/kgVSS･d)で表し,
NOB‑N容積負荷を段階的に増加すると同時に,定期的にリアククー内の保持
VSS量を測定することによって求めた｡
NO3‑N除去速度の経時変化を第5図に示すが,除去速度は日数の経過に伴って上昇した｡メタングラニエールのNO3‑N除去
速度は約0.01kg/kg･dと非常に小さいが,30日後には約

神鋼パンテツク技報

Vol.

40

No.

1

(1996/9)

0.35kg/kg･dに達した｡最大NO｡‑N除去速度は後述のベると10倍以上大きい値である｡これは本脱窒グラニエー

ように約0.8kg/kg･dであったが,第5図から約2カ月

ルは脱窒菌の集積密度が高いためと考えられる｡
容積負荷20kg/m3･dの場合,リアクタ‑にグラニュ‑ルで最大値に達すると予測される｡脱窒グラニエールの形
城過程は写真1,
2に示すように,当初はメタングラニエー

量を24400mgVSS/L以上保持すればばぼ100

ルの表面に部分的に脱窒菌が付着する｡そして,約1カ
月後には全体が透明なゼラチン状物質で被われ,中JL､部

NO3‑N%のNO3‑

N除去率を得ることが出来る｡
3. 2. 2
グラニエール保持に対するLVの影響
脱窒グラニエールの形成初期は,通水LVは2m/h以に黒色のメタングラニュ‑ルが隠れて見えるようになる｡
メタングラニエールを構成する嫌気性菌は次第に死滅･減少するものと考えられる｡さらに処理を継続し,ほぼ脱窒菌で占められるようになると写真3に示すような粒￣Fにするのが望ましいという3.
たが,1(2)項の実験結果であっLVを大きく取れないと処理水量が制限されることになり,低濃度排水では本法の特長である高負荷処理が十分に生かされない｡

径1‑2mmの凹凸形状のグラニエールに変化する｡( 2 )最大NO3‑N除去速度

5カ月以上処理を継続した脱窒グラニュ‑ルを用いて,処理を5カ月以上継続し,はぼ脱窒菌で構成されるとLVの影響を調査した｡実験のNO3‑N容積負荷は10kg/m3･考えられる脱窒グラニュールを用いて,最大NO｡‑N除去速度を調査した｡実験はNO3‑N容積負荷を20kg/m3･d一定とし, LVは3m/hから開始して,その後4,と順次大きくした｡各LVの期間は約3週間とし,それぞ

d一定として,リアククー内のグラニュ‑ル量を変化され終了後にグラニエールの粒径分布を測定して評価した｡

せて行った｡

グラニエールの粒径分布を第7園に示すが,粒径0.25

第6園にNO3‑N汚泥負荷とNO3‑N除去率の関係を示

i

8m/h

mm以上のグラニエールの割合はLV8m/hでも減少することなく,むしろ増加している｡本実験により,十分に形成すが,汚泥負荷0.6kg/kg･d以下では99%以上の除去率が得られた｡脱零グラニエールの最大NO｡‑N除去速度
を汚泥負荷0.95kg/kg･dにおける除去率86%から求めされた脱窒グラニュールはLVが人きくてもグラニエール

ると0.82kg/kg･dが得られる｡この値は下水を対象とし3.2.3

を高濃度に保持出来ることが明らかとなった｡
メタノール添加率の影響
1項に示したように,生物脱窒反応に必要な理論メ2.

た窒素除去設備の設計計画で一般的に用いられる値と比

10

●

′

･￣＼l‑‑＼

亘

｢:コ
リつ

芳

>.

●＼
汚

U

l=

̲5d

､￣6L)

qJ

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宏
d)

60

(じ

(ち;

【勺
>
○

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⊂)

てコ

≡

U

(U

コ
｢コ

40

ゝ一

S

V

Z

(⊃
Z

⊂)

2()

Z

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

60

55

〉0
Time

第5図
i

Fig.

Change

of

NOB‑N

第6園
reduction

rate

with

time

of

Fig.

Photo.

1

脱窒グラニエール(形成初期)
[×40]

写真

Denitrification

Photo.

(Start

Vol.

40

No.

1

up)

(1996/9)

granule220,6

sludgeloading

0.8
rate

1

1.2

[kg/kgVSS･d]

NO｡‑N汚泥負荷とNO｡‑N除去率の関係
6

granule

写真1

0.4

NO3‑N

NO3‑N除去速度の経時変化
50.2[dayslRelation

betweenremovalefficiency

NO3‑N

脱窒グラニエール(1ケ月経
過)写真

Denitrification

Photo.

(After 1 month)

神鋼パンテツク技報

granulesludgeloadingrateand

脱窒グラニエール(5ケ月以上経過) [×40]33Denitrification
granule(After 5 monthes)

17

望1

国2

1〔)0

mm
and
Eヨ1.0‑2,0

亡

匡∃O.5

80

=c)

over
nm

1.0 lnnl‑□ 0.25‑0.5m

コ

宅層Under60

葛

0.25 mm

q.)

4〔)

I;
C,)

20

･B
ト
ct3

βJ

Start up
LV=2

第7図
Fig.

LV=3

0

LV=8

m/h
LV=4

rn/h

m/h

m/h

グラニュール化に対するLVの影響(NO,‑N負碕‑10kg/m3･d)7

Inrluenceof linear
veloclty On
granulation
loading
10 kg/m3･d)rate(NO31N

‑

4

写真

/

亘

Photo.

パイロット実験装置
4

Pilot

test

apparatus

●●
●
U

⊂:

･害
≡

●

●
●

/
ル量が少なくなったものと推定される｡メタノールを全く添加せずに内生呼吸脱窒速度を測定した結果,
0.08gN/g
VSS･dが得られた｡

/

q)

ち
こ⊃

≡
q)

/

S
(=)
Z

./●

3.

0

0.5

1

Methanol

第8囲
Fig.

1.5

injectionratio

2

Efrectofmethanol

injectionon

原水NO｡‑N濃度の適用範囲
実排水は業種によって異なるが,

2.5‑2500mg/Lの範囲の実験結果を第4表に示すが,いずれも処理水NO31N2mg/L以下を得ることが出来た｡上記濃[g/ g NO3‑N]

メタノール添加率とNO3‑N除去率の関係
8

4

NOB‑N濃度が数十か
ら数万mg/Lに達するものまである｡原水NO｡‑N濃度200

1.9
)

2.

度の排水では無希釈で処理が可能である｡
NO3‑N

remov‑

al efficiency

4.パイロットテスト機による実証実験
基礎実験に続いて,大型のテスト機による処理技術の確
立と性能確認を目的として,実排水を用いた実証実験を行

第 4

表

Table

4

原水NO｡‑Nと処理水NO｡‑N濃度(NOB‑N)qualityof influent

うことにした｡脱窒リアクターは内径0.8m,全高3.5m

Water

and

effluent

Testconditions
Influent

Effluent'1
Loadingrate

mg/L

mg/L

200

(0.2

Retentiontime

kg/m3･d
7

hrh

0.7

GSS下部容積は1m3である｡テスト機の外観を写真4に示す｡実験は神鋼鋼線工業(株)殿のご協力を得て,覗
在泉佐野工場内にて実施中であるが,その結果についてはで,第2報で紹介する予定である｡
む
すび
本稿では,グラニエール式脱窒法の概要と基礎実験結果を紹介した｡基礎実験では短期間で脱窒グラニエールを形
成でき,また,NOB‑N容積負荷20kg/m3･dの高負荷処理

1000

(0.5

12

2.0

1500

(1

20

1.8

なる種グラニュールのメタングラニエールは,当社にて数

2500

(2

14

4.3

タン発酵装置ケ所の納入実績を有するUASB式メPANBIC‑Gから容易に入手出来るため,この点実用化において有利と考えられる｡

が出来るなど優れた性能を確認出来た｡本法のポイントと*1機器の定量下限値×測定希釈倍率

なお,本法は無機性のNO｡‑N含有排水を対象としたもタノール量は1.9g/gNO3‑Nであるが,メタノールが不足のであるが,

した場合のNO3‑N除去率に及ぼす影響を調査した｡ては別途開発中の高効率硝化リアクターと組み合わせたプ
5年間の猶予期間を経て'98年
ロセスで対応可能である｡

メタノール添加率とNO3‑N除去率の関係を第8園に示すが,添加率0.5‑1.6
g/gNO3‑Nの範囲では添加量に比例した除去率が得られることが判る｡図の直線を延長して除去率100 %と交差する点は概ね(1 )式の理論値と一致する｡

しかし,この結果は菌体増殖等に使用されるメタノール量を考慮しなくて良いということを示している｡本実験では内生呼吸脱窒が一部生じているため見かけ上の所要メタノー
18

NH｡‑Nを含有する無機･有機性排水に対しから本格的な窒素の排水規制が行われることになるが,各種の排水条件に対処出来るよう今後さらに研究を進める所存である｡〔参考文献〕
1)孔海南,稲森悠平ら:用水と廃水,p.

神鋼パンテツク技報

Vol.

34

No.

40

No.

1

10(1992),

25‑31

Vol.

(1996/9)