海洋水族館を対象とした循環システムにおける生物学的窒素除去技術の開発
水圏土壌環境制御研究室

学籍番号 08328487 氏名 小野 心也
指導教員 山口 隆司

1. はじめにョンポンプを設置した。

現在，水族館において利用されている循環システム

UASB 槽の植種汚泥には塩濃度 3.0 %の人工海水では，魚類など水生生物由来の窒素成分の除去が十分に馴養した脱窒汚泥，メタン発酵汚泥，グラニュール汚行われないと言った問題が残っている。槽内に蓄積す泥を混合したものを用いた。DHS 槽の植種汚泥には活る窒素成分のうちアンモニア態窒素，亜硝酸態窒素は性汚泥を用いた。UASB 槽の HRT は，5.0 h (処理水量低濃度で水生生物に有害となる。また，硝酸態窒素は48 L/日)から開始し，段階的に短縮させた。DHS 槽の亜硝酸態窒素へ還元するおそれがあり，窒素成分除去HRT は，0.09 h とした。また，水槽内の温度条件はは必須である。海洋水族館では，窒素成分除去手段と25 ℃とした。

して新鮮な海水による飼育水の希釈が行われているが，周囲に海域が存在しない場合や大規模な施設においては海水の移送費や熱交換など水質管理に多くのコストがかかる。そのため，希釈水量の低減が可能な窒素成分除去技術が求められる。
そこで本研究では，循環システムにおいて，DHS槽による硝化槽と UASB 槽による脱窒槽を組み合わせた無希釈型の生物学的窒素除去プロセスの開発を目的とした。
本研究は，生物学的処理は廃水の組成や濃度に影響

図 1 実験装置
表 1 運転条件を受ける場合があるため，人工海水を飼育水として用い，知見の尐ない塩分条件下においても使用可能な処理プロセスの開発を目指し，硝化槽および脱窒槽の処理性能の評価を行った。
2. 実験方法
2.1 実験装置
図 1 に実験装置図，表 1 に運転条件を示す。実験装2.2 基質組成
人工飼育水は人工海水を用い，塩濃度 3.0%となるよ

置は，魚飼育を想定した水槽 200 L，UASB 槽 10 Lうに調整した。また，水槽内には魚体 3 kg/ m3 から発および DHS 槽 34 L(スポンジ容積 18 L)で構成した。

生するアンモニア態窒素を想定し，塩化アンモニウム

DHS 槽へは，水槽内の全水量 200 L が 1 時間で入れ替を 1.24 mg-N/L/day となるように添加した。水槽内のわるように 1 日あたり飼育水を 4800 L 流入させ，処理pH は，8.0 となるように塩酸を用いて調整を行った。

水を再度水槽内に返送した。UASB 槽へも水槽内の飼UASB 槽の脱窒に必要な電子供与体には酢酸ナトリウ育水を流入し，UASB 槽処理水は，DO 回復・SS のトム(g C/g N = 3.0)を用いた。

ラップのため，DHS 槽へ流入させた。水槽内には，十2.3 菌叢解析分に硝化を行えている条件で脱窒性能を評価するた試験開始 60 日目に UASB 槽内から汚泥を採取し，め，エアレーションポンプを設置し，曝気を行った。

菌叢解析を行った。75 クローンに対して greengenes

しかし，DHS のみで硝化に十分な酸素を供給できる可の BLAST 解析によりリアクター内細菌群の優占種を能性が考えられたため，70 日目からエアレーションポ特定した。

ンプを取り外し，運転を行った。85 日目からは DHS

3. 実験結果のみでの硝化性能が確認できたため，再びエアレーシ

3.1 DHS の硝化性能
図 2 に窒素濃度の経日変化を示す。水槽内におけるアンモニア態窒素，亜硝酸態窒素の平均濃度はそれぞが見られなくなった(検出限界 0.1mg-N/ L)。その後，

れ 0.1 (±0.31) mg-N/ L，0.02 (±0.02) mg-N/ L であり水109 日目に再び硝酸態窒素の蓄積が見られ始めた。こ

槽内へのアンモニア態窒素，亜硝酸態窒素の顕著な蓄れは連続実験終了後の運転中に有機物供給ポンプか積は確認されなかった。

ら液漏れが発生していたため，硝酸態窒素の蓄積が生エアレーションポンプを設置していた RUN 1, 2, 5の DO の平均値が 7.38 (±0.18) mg/ L に対し，エアレじ始めた期間に有機物が不足したためであると考えられる。

ーションポンプを取り外した RUN 3～4 の DO の平均値は 7.35 (±0.15) mg/ L となり大きな差は見られなかった。また，RUN 3～4 の硝化反応に関しては，70 日目に水槽内のアンモニア態窒素濃度が 2.1 mg-N/ L となったが，それ以降は 0.1～0.2 mg-N/ L となった。アンモニア態窒素濃度が上昇した理由としては，UASB槽処理水からアンモニア態窒素 4.4 mg-N/ L が検出されことから，UASB 槽内でアンモニア態窒素が生成したことや水温の低下により硝化が起こりにくくなったことが考えられる。RUN 3～4 での水槽内の亜硝酸態窒素濃度は，0.00～0.02 mg-N/ L となり亜硝酸態窒素の蓄積は確認されなかった。

図 2 窒素濃度の経過日変化
3.3 菌叢解析結果
表 2 に UASB 槽の菌叢解析結果を示す。UASB 槽において Proteobacteria 門に属する細菌が全体の 96 %を

これらの結果から， DHS 槽ではエアレーションポ

占 め ， そ の 中 で も Bataproteobacteria 綱 に 属 す る

ンプによる曝気と同等の DO の供給が可能であり，高Thauera 属 が 30%を占めて いたことが分 かった 。

い硝化能力を確認できた。

Thauera 属は好塩性細菌ではないが，酢酸資化性脱窒

3.2 UASB の脱窒性能細菌として知られ，脱窒脱窒性能は，UASB 槽により硝酸態窒素が各 HRTでの処理水量で除去された場合の理論収束濃度を菌が塩分環境に順応でき

表 2 菌叢解析結果たことや，
UASB が汚泥求め，理論収束濃度まで収束するかで評価を行った。 を高濃度に保持することが可能なため良好な
図 2 に窒素濃度の経日変化を示す。HRT 5 h では，硝酸態窒素濃度が 5.4 mg/ L 程度まで収束する。実性能が得られたのだと

験開始から 33 日目に硝酸態窒素濃度は 4.4 mg-N/ L考えられる。

となり理論収束濃度以下まで低下した。

4. まとめHRT 2.5 h では，硝酸態窒素濃度が 2.7 mg-N/ L 程(1) 水槽内におけるアンモニア態窒素，亜硝酸態窒素度まで収束する。80 日目に硝酸態窒素濃度は 1.8の平均濃度はそれぞれ 0.1 (±0.31) mg-N/ L，0.02 (±mg-N/ L となり理論収束濃度以下まで低下した。

0.02) mg-N/ L であり，DHS 槽を硝化槽として用いる

HRT 5 h ，2.5 h において有機物量は，g C/g N= 3 とことができた。

なるように一定にしていたため，硝酸態窒素濃度の減(2) UASB 槽において HRT 1.2 h まで短縮することが尐に伴い調整した。しかし，HRT 1.2 h では処理水量できた。また，UASB 槽内には酢酸資化性脱窒細菌の増加に伴い水槽内の DO が多く供給される。そのたとして知られている Thauera 属が全体の 70%を占めめ，有機物が酸素によって消費されることによるていた。

UASB 槽の ORP 低下が懸念された。そのため，実験開(3) DHS による硝化槽と UASB による脱窒槽により，始 94 日目から有機物の酸素消費分を考慮し，有機物塩濃度 3.0 %の条件下において窒素成分の除去が可添加量が g C/g N= 5 となるようにした。

能であった。このことから，本処理プロセスが海洋

HRT 1.2 h では硝酸態窒素濃度が 1.3 mg-N/ L 程度まで収束する。しかし，103 日目に硝酸態窒素の蓄積

水族館を対象とした無希釈型の循環システムとして用いることが可能であると示された。