Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
い、その上清を用いた。塩類混合液は、模擬浸出水の水質分析の結果を参考にし、 $ NH_{4} $ , Ca, K, Na, Fe, Mg, Mn, Zn 成分について、表 3.3 に示す試薬を用いて作製した。試験に用いた植種源は、生ゴミを処理するラボスケールのメタン発酵リアクターから採取した污泥を用いた。

塩類濃縮混合液を用いた試験では、対照として塩類混合液を添加しない系、および塩類混合液の終濃度が1,50,100,200倍となるように添加した系の合計5系を作製した。模擬浸出水40mlに、培地成分(表3.4)および塩類濃縮混合液を各濃縮倍率(1,50,100,200倍)となるように添加した後、汚泥を終濃度MLSSが13.6g/Lとなるように混合し全量を80mlとした。この混合液を100ml容バイアル瓶に投入し、気相部を窒素置換し嫌気条件にした。実験系における模擬浸出水の終濃度および濃縮液に含まれる各イオン終濃度をそれぞれ表3.5および表3.6に示す。なお、対照系として塩類混合液を添加しない系を、また各系のブランクとして、模擬浸出水の代わりに水道水を添加した系をそれぞれ作製し、これらバイアル瓶を振盪培養した(35℃,100rpm)。経時的にガスのサンプリングを行い、ガス発生量およびガスの成分組成を分析した。植種源自体から生成するガス発生量を補正するため、各実験系におけるガス発生量からブランクの系におけるガス発生量を差し引き、正味のガス発生量として算出した。累積ガス発生量は、14日までの正味ガス発生量を累積した。

Na, K, NH_{4} の各成分が微生物反応に及ぼす影響について調べるため、塩類混合液の代わりに、Na, K, NH_{4} の各成分をそれぞれ終濃度にて 5000, 8000 mg/L となるように添加した系および対照系をそれぞれ作製し、同様に試験を行った。なお、累積ガス発生量は、9 日までとした。

表 3.3 塩類濃縮混合液 ( $ \times $ 1 倍)

各成分	試薬	終濃度 (各成分含有量) mg/L
NH4	NH4Cl	110.1 (35.0)
Ca	CaCl2·2H2O	40.3 (11.0)
K	K2CO3	32.7 (18.5)
Na	NaHCO3	84.0 (23.0)
Fe	FeSO4·7H2O	2.0 (0.4)
Mg	MgSO4·7H2O	38.0 (3.8)
Mn	MnCl2·4H2O	0.5 (0.2)
Zn	ZnSO4·7H2O	1.1 (0.3)

表 3.5 各系における模擬浸出水の水質

項目	終濃度 (mg/L)
TS	4192
COD	5100
TOC	1776
TN-N	35.0
NH4-N	6.0
Ca	11.2
K	18.4
Na	22.9
Fe	0.4
Mg	3.7
Mn	0.1
Zn	0.3

表 3.4 培地成分

試薬	終濃度 mg/L
KH2PO4	270
K2PO4	1120
EDTA (EDTA·2Na)	1
MgCl2·6H2O	100
NH4Cl	530
trace nutrients
FeCl2·4H2O	10.00
CoCl2·6H2O	2.00
EDTA Na (EDTA·2Na)	1.00
MnCl2·4H2O	0.50
Ni2Cl2·6H2O	0.14
Na2SeO3	0.12
AlCl3·6H2O	0.09
H3BO3	0.05
ZnCl2	0.05
(NH4)6Mo7O24·4H2O	0.05
CaCl2·2H2O	0.04
HCl (37.7%)	0.001 ml
表 3.6 各実験系における濃縮液に含まれる各イオン終濃度（培地成分を含む）

系	NH4(mg/L)	Ca(mg/L)	K(mg/L)	Na(mg/L)	Cl(mg/L)	CO3(mg/L)	SO4(mg/L)
Ctrl	168	0	579	0	369	0	0
1	203	11	597	23	462	74	16
50	1918	550	1504	1150	5007	3710	793
100	3668	1100	2429	2300	9645	7419	1587
200	7168	2200	4279	4600	18921	14839	3174
Na5000	168	0	579	5000	369	13043	0
Na8000	168	0	579	8000	369	20870	0
K5000	168	0	5000	0	369	3836	0
K8000	168	0	8000	0	369	6138	0
NH45000	5000	0	579	0	10441	0	0
NH48000	8000	0	579	0	16706	0	0

#### 3.2.5 分析

水質分析に関しては、サンプリングした試料のpHおよび電気伝導度（EC）は現場で計器を用いて測定した。その他測定項目は試料を実験室まで運搬し行った。SSおよびTSはJIS法で、TOCはTOC計で、 $ COD_{Cr} $ 、TPおよびTNは吸光分析法で測定した。金属類はJISに従って分解し、ICP発光分光法で測定した。 $ NH_{4}^{+} $ の測定にはイオンクロマトクラフ法で測定した。なお、溶存態物質の分析には0.45μmフィルターでろ過した試料を用いた。

ガスの組成分析は、SHINCARBON STパックドカラム (2.0 m, 3.0 mm i.d., Shinwa Chemical Industries) を取り付けたTCDガスクロマトグラフ (Shimadzu, GC-2014)を用いた。

### 3.3 結果と考察

#### 3.3.1 水質変動

図3.3と図3.4にラムチャバン埋立地での降水量とサンプリング水質の経時変化を示す。マンホール浸出水において2012年12月にサンプリングした浸出水が2012年8月に比べ低いTOC、CODcr、TSおよびECを示した。これはサンプリング前に比較的に多い雨があった2012年12月の浸出水が埋立地に浸透した雨により希釈された影響であると考えられる。しかし、嫌気性酸化池においてEC、TS、CODcr、TOC、TPおよびTNは一年中大きな変動が見られなかった。一方、

図3.3 ラムチャバン市の月別降水量

好気性酸化池と調整池においては2011年12月から徐々に上昇し、サンプリング前に比較的多い降雨がみられた、2012年8月と12月でもその傾向が変わらず上昇し続けた。一般的に雨季には周囲の雨水の流入による希釈によって酸化池の水質が改善されると言われているが、本調査では逆に水質が悪くなっている。その理由としては2つが考えられる。一つは、埋立地管理上の問題で埋立終了区画や埋立中の区画において大雨で発生した浸出水が覆土のクラックや表面Runoffにより、流出しそのまま好気性酸化池や調整池に混入された可能性である。二つは、嫌気性や好気性酸化池における
△EC, ●COD_{Cr}, □TP, ▲TS, ○TOC, ■TN

図 3.4 ラムチャバン埋立地における浸出水水質

(a: 浸出水原水 b: 嫌気性酸化池, c: 好気性酸化池, d: 調整池)

浸出水の滞留時間が長いため、降雨の変動による影響が判断しにくくなったためであると推測される。したがって、酸化池による処理効果は埋立地から調整池までの水収支を明確にした上で評価する必要がある。

#### 3.3.2 前処理による膜処理負荷低減効果および毒性評価

前処理の検討として、テストセル区画浸出水と好気性酸化池処理水を用い、凝集剤の添加量を変化させて凝集沈殿処理を行った。図3.5に、pH5での凝集沈殿処理による水質変化を示す。テストセル区画浸出水と好気性酸化池処理水に対して、塩化第二鉄とポリ塩化アルミニウム添加によって、TNはほとんど除去されなかったが、COD_{cr}、TOC、TPに関しては、明確な除去が確認された。ここで、凝集剤の添加量を増加させても、ある濃度になるとそれ以上の減少が見られなかった理由として、凝集単独処理では除去できない低分子系有機物（分画分子量2000以下）が多く含まれていたためと推測される。以上より、当該埋立地の浸出水および酸化池処理水に対して、塩化第二鉄とポリ塩化アルミニウムは、凝集剤として、窒素除去には有効ではないが、有機物の除去については、共有効であることが示された。一方、曝気処理ではテストセル区画浸出水、好気性酸化池処理水ともに実質的な有機物や窒素の低減は見られなかったが、アンモニアストリッピングでは、埋立地とテストセルの浸出水においてTNはそれぞれ約72%と90%除去された。

次に、オオミジンコ（Daphnia magna）を用いた毒性評価を行った。埋立地とテストセルの浸出水では、オオミジンコに対する半数致死濃度$\mathrm{LC}_{50}$ は、それぞれ2.5%と3.3%となり高い毒性を示した。一方、嫌気性酸化池処理水の$\mathrm{LC}_{50}$ は24.2～34.3%となり、さらに好気性酸化池と調整池の処理水では、オオミジンコの致死は見られず、高い希釈倍率において48時間で遊泳異常$\left(\mathrm{EC}_{50}=4\%\right)$が確認され、酸化池処理による毒性削減効果が明らかになった。また、浮遊物質(Suspended solid)による毒性影響御を確認するため、1μmと0.45μmフィルターでろ過した埋立地の浸出水を評価したが、オオミジンコに対する毒性は変わらなかった。このことから、SSによる毒性影響でないことが分かった。図3.6には埋立地の浸出水において前処理（単体処理と連続処理）および膜処理に
図 3.5 pH5 における凝集沈殿処理水の水質（凝集剤添加量の単位：g-Fe/L または g-Al/L） (a) テストセル区画浸出水 (b) 好気性酸化地処理水

図 3.6 浸出水処理における毒性変化

図 3.7 半数致死濃度と TN 濃度の関係

よる LC_{50} の変動を示す。単体も連続処理も凝集沈殿および砂ろ過による毒性低減効果は見られなかった。これは SS による毒性の寄与が小さいためであると考えられる。一方、アンモニアストリッピング処理では単体も連続処理も LC_{50} が 7.7%と 14.8%まで上昇しアンモニア除去による毒性削減が明らかになった。単体曝気処理と連続曝気処理（凝集沈殿から曝気処理まで）では毒性の低減は見られなかった。連続曝気処理は単体曝気処理に比べ高い LC_{50} (10.6%)を示したが、これは前処理で行ったアンモニアストリッピングによる毒性低減効果が反映されたものであり、曝気処理による効果ではない。つまり、曝気処理で除去される揮発性有機物による毒性影響はないと考えられる。浸出水を直接 UF 膜 (NTU2120) および低压 RO 膜 (ES20) で処理した処理水の LC_{50} はそれぞれ 1% 未満と 16.2% であった。UF 膜ではほとんどのイオン類が除去できないため、SS による毒性のない今回の試料においては UF 膜処理を行っても原水の毒性がそのまま発現したと考えられる。多くのイオン類まで除去できる RO 膜の処理水に対しても比較的に高い毒性が見られたが、これは、栄養物質の不足による影響ではないことを確認したことから、処理水に残存するアンモニア (約 100 mg/L) による影響であると判断した (表 3.7)。これらのことから、浸出水の処理プロセスにおいて
毒性の寄与度が一番大きいパラメータはアンモニアであることがわかった。図3.7には本研究で実施したすべての毒性試験においてTNとLC_{50}の相関を示す。液体中のTN濃度が200ppmを超えると毒性が強くなり、浸出水の処理プロセスにおいてアンモニアの制御が毒性低減につながる重要なパラメータであることが明らかになった。

#### 3.3.3 膜処理による処理性能

埋立地浸出水の UF 膜（NTU2120）、低压 RO 膜（ES20）および高压 RO 膜（SWC5）透過フラックスを検討した。UF 膜と低压 RO 膜の透過フラックスは 5 分で初期膜透過フラックスの 40%までに急激に減少したが、高压 RO 膜の膜透過フラックスは比較的に緩やかに減少し、初期膜透過フラックスの 40%になるまで 1 時間要した。初期段階では高压膜の膜透過フラックスが高く維持されることが明らかにされた。膜供給水、UF 膜、低压 RO 膜、高压 RO 膜透過水の水質を比較するために運転開始後 5 時間から 6 時間までの平均水質を表 3.7 に示す。低压や高压 RO 膜では、運転開始 6 時間と 5 時間でナトリウム除去率はそれぞれ平均 98.0%と 99.7%となり、両方とも良好な脱塩性能であった。しかし、アンモニアイオンの除去率においては低压 RO 膜と高压 RO 膜でそれぞれ 92.3%と 95.5%であり、塩類より低く、平均アンモニアイオン濃度はそれぞれと 86 mg/l と 60 mg/l となり、生態毒性に影響を及ぼす濃度を上回っていた (Osada, Nemoto et al. 2011)。このことから、アンモニアによる毒性を防ぐためにはアンモニアストリッピングなどの前処理が必要であると判断される。また、Si, Al を除いた他の全ての項目において、高压 RO 膜の方が低压 RO 膜より除去率が高かった。これは膜透過フラックスの結果から、低压 RO 膜の方が高压 RO 膜よりも膜の汚れが進行していたためであると考えられる。一方、UF 膜の除去率は Ca が 19%、K、Mg、Na、Si および $ NH_{4}^{+} $ がは 3%未満となり処理水質として良好なものではないことがわかった。しかし、RO 膜の孔径を密閉する SS の除去率が高いことと、RO 膜の汚染物質となる鉄とマンガンなどの金属酸化物がそれぞれ 79.3%と 35.6%除去できることから、RO 膜処理の前処理として有効であると判断される (葛, 田中 et al. 1997)。

膜表面に付着しているファウリング物質を調べるために、乾燥したファウリング膜を0.1M HClおよび0.1M NaOH溶液で12時間抽出し、ICP発光分光法で分析した(表3.8)。0.1M HClによる抽出にお

いてSiを除く金属類ではCaが40-210 mg/L範囲で一番高く、Na、Mg、Kが約10 mg/L前後、Fe、Mn, Si, Alが5 mg/L未満であった。また、これらの金属類の濃度はUF膜の抽出液で一番高いことから、UF

表 3.7 膜処理安定運転中の平均水質（5-6 時間運転時）

Module item	UF(NTU2120)	RO(ES20)	RO(SWC5)
Feed	Permeate	R*(%)	Feed	Permeate	R*(%)	Feed	Permeate	R*(%)
SS (mg/L)	246	-	100	180	-	100	239	-	100
EC	1351	1300	3.8	1374	36.0	97.4	1611	29.14	98.2
Fe (mg/l)	2.71	0.56	79.3	4.37	0.01	99.8	4.88	0.01	99.9
Mn (mg/l)	1.47	0.95	35.6	0.53	-	100	0.10	-	100
Ca (mg/l)	141	114	19.1	82	0.15	99.8	37	0.07	99.8
K (mg/l)	906	882	2.6	892	18.87	97.9	1084	4.43	99.6
Mg (mg/l)	101	100	1.2	103	0.11	99.9	120	0.03	100
Na (mg/l)	1279	1276	0.3	1307	25.69	98.0	1529	3.90	99.7
Si (mg/l)	20	20	0	29	0.003	100	24	0.03	99.9
Al	0.06	0.05	19.9	0.11	0.01	91.2	0.09	0.01	88.5
NH4+(mg/l)	1074	1047	2.5	1121	85.75	92.3	1342	59.76	95.5

R $ ^{*} $ is removal rate of each items by membrane filtration
膜はRO膜よりCa、Mg、K、Mnなどを主とする金属酸化物によるファウリングが形成されやすいと考えられる。ただし、FeおよびSiの場合、低压RO膜の抽出液で一番高いことから低压RO膜表面ではFeとSiによるファウリングの影響が大きいと認められる。FE-SEM, EDSを用いて、ファウリング実験後の膜表面を観察した(図3.8)。UF膜は、主にFeで構成された鉄酸化物(FeO)によって表面が薄くコーティングされ、CaやClなどで構成された複雑な化合物の結晶が観察された。低压RO膜（ES20）のファウリング形態は他の膜と異なり、膜表面に多くのクラックが見られ、主なファウリング物質はCa、Na、Cl、Si、Alなどによる化合物が観察された。高压RO膜（SWC5）の膜表面には粒子の凝集体のようなクラスタが確認され、主にCaで構成された化合物が観察された。以上のことから、高压RO膜においても主なファウリング物質はUF膜や低压RO膜と同様であることが明らかになった。

表3.8 ファウリング膜抽出液中の元素一覧

items	Ca	Fe	K	Mg	Mn	Si	Al	Na
NTU2120 HCl	210.4	5.281	9.415	8.397	4.006	1.02	0.097	11.02
ES20 HCl	65.8	18.42	7.262	6.722	1.18	4.41	0.322	8.833
SWC5 HCl	40.08	2.02	1.178	1.629	0.98	0.32	0.067	1.757
NTU2120 NaOH	2.713	0.516	14.12	0.073	<0.03	1.59	0.075	2227
ES20 NaOH	3.098	0.678	13.46	0.085	0.022	3.05	0.138	2164
SWC5 NaOH	3.633	0.235	1.93	<0.01	<0.03	0.63	0.026	2305

(a)

(b)

(c)

図 3.8 SEM-EDS 観察画像 (a) UF 膜 (b) 低压 RO 膜 (ES20) (c) 高压 RO 膜 (SWC5)

#### 3.3.4 膜処理濃縮液の再循環による埋立地の安定化に及ぼす影響

膜処理後の濃縮水を埋立地に返送するにあたって、濃縮された塩類、アンモニア等の添加による安定化の遅延が懸念されることから、濃縮液添加による微生物反応に及ぼす影響並びにその要因について嫌気培養試験を用いて検討した。塩類濃縮混合液の添加による、14日までの各濃縮倍率における$\mathrm{CH}_{4},\mathrm{CO}_{2}$の累積ガス発生量の経時的変化および14日目における累積ガス発生量を図3.9並びに図3.10に示す。Ctrl系の累積ガス発生量は、217ml(CH₄ 107ml, CO₂ 110ml)となり、1,50倍濃縮液の添加では、Ctrl系と比較してほとんど差は見られなかった。一方、100倍濃縮系では、対照系と比較して、CO₂発生量については大きな差はなかったが、CH₄発生量は4割に低下し、全量(CH₄+CO₂発生量)として7割に減少した。さらに200倍濃縮になると、対照系と比較してCH₄発生量が1割と著しい低下が確認され、CO₂発生量においても6割に低下し、全量として4割に低下した。すなわち、50倍までの塩類濃縮液では、CO₂およびCH₄の生成反応には影響を及ぼさず、100倍の塩類濃縮液では、CO₂生成反応には影響を及ぼさないもののCH₄の生成反応を阻害し(4割に低下)、200倍濃縮液の添加では、CO₂およびCH₄の両方の生成反応に明確な阻害を引き起こし、特
に $ CH_{4} $ 生成への阻害影響は顕著であった。

微生物反応への阻害要因を把握するため、濃縮液中に比較的多く含まれている Na, K, $ NH_{4}^{+} $ による阻害影響を調べた。9 日目の累積ガス発生量を図 3.11 に示す。対照系の累積ガス発生量は、205 ml $ \left(\mathrm{CH}_{4}\right. $ 98 ml, $ CO_{2} $ 107 ml) となった。Na, K については、5000, 8000 mg/L の濃度とも、対照系と比較して、 $ CH_{4}, CO_{2} $ ともに累積ガス発生量について大きな差はなかった。一方、 $ NH_{4}^{+} $ に関しては、 $ NH_{4}^{+} $ 5000 mg/L の系では、ガス組成は対照系と同様であったが、累積ガス発生量は対照系と比較して6割程度に減少した。さらに、 $ NH_{4}^{+} $ 8000 mg/L については、正味の $ CH_{4} $ ガス発生は見られず、 $ CO_{2} $ 累積ガス発生量はCtrl系の2割に低下し、全累積ガス発生量は、対照系の約1割と著しく低下した。すなわち、終濃度 5000, 8000 mg/L の Na, K の添加については、微生物反応に阻害を及ぼさないが、 $ NH_{4}^{+} $ については、5000 mg/L では $ CO_{2} $ 生成およびメタン生成反応に同様の阻害影響を及ぼし (対照系の6割)、8000 mg/L まで高まると、メタン生成反応は完全に阻害され、 $ CO_{2} $ 生成も著しい阻害を受ける。図 3.12 に本試験で実施した実験系の EC (mS/cm) または $ NH_{4}^{+} $ の濃度とガス発生量の関係を示す。EC および $ NH_{4}^{+} $ の濃度が上昇するにしたがって、 $ CH_{4} $ および $ CO_{2} $ ガス発生量が減少する傾向が見られた。以上のことから、循環液の水質は、Na, K よりも、特に $ NH_{4}^{+} $ の濃度を制御する必要性が示唆された。これは、オオミジンコを用いた生態毒性評価において $ NH_{4}^{+} $ の寄与率が高いという結果と同様であるが、毒性 (阻害) を引き起こす $ NH_{4}^{+} $ の濃度は、微生物による無機化反応の方が生態毒性よりも約2オーダー程度高いことから、安定化反応は生態毒性 (オオミジンコに対する) よりも $ NH_{4}^{+} $ による阻害影響を受けにくいことが推測される。一方、EC 値の増加によっても阻害影響が増大する傾向が見られたことから、 $ NH_{4}^{+} $ 以外の塩類による阻害も考えられるが、今後詳細な検討が必要である。

図 3.9 各濃縮倍率の塩類混合液添加による $ CH_{4}, CO_{2} $ の累積ガス発生量の経時的変化

図3.10 各濃縮倍率の塩類混合液添加による CH₄，図3.11 5000, 8000 mg/L の Na, K, NH₄ 添加による CO₂ ガス発生量に及ぼす影響 る CH₄, CO₂ ガス発生量に及ぼす影響
(b)

$ CH_{4} $ 発生量

$ CO_{2} $ 発生量

図 3.12 EC(a), NH_{4}(b) と ガス発生量の関係

### 3.4 結論

本研究では、タイ王国の埋立地浸出水を対象とし、膜処理負荷軽減のための前処理および膜処理による毒性削減評価を行うとともに、濃縮液循環による微生物反応に及ぼす影響を評価した。

その結果、凝集沈殿処理は有機物の除去に、アンモニアストリッピングは窒素の除去に有効であるが、曝気処理は、有機物・窒素の実質的な除去が確認されなかった。生態毒性については、砂ろ過、凝集沈殿および曝気処理は、単体処理・連続処理ともに毒性低減には効果がないが、アンモニアストリッピングでは、高い毒性低減効果が示された。よって、浸出水中の主な毒性物質はアンモニアであることが明らかになった。また、埋立地浸出水を対象とし限外ろ過膜、低压逆浸透膜、高压逆浸透膜によるファウリング試験を実施した結果、UF膜や低压RO膜に比べ高压RO膜がファウリングによる膜透過フラックスの減少も遅く、金属類や $ NH_{4}^{+} $ の除去率においても一番高かった。膜表面付着しているファウリング物質は、膜の種類と関係なく主にCa、Fe、Si、Al、NaおよびClによって形成された化合物であることが明らかになった。以上のことから、埋立地浸出水は前処理などで $ NH_{4}^{+} $ とCa、Fe、Si、Al、NaおよびClなどの無機物質を除去し、生態毒性とファウリング影響を減らす必要がある。

濃縮液循環による微生物反応への影響については、50倍までの塩類濃縮液の添加では、微生物反応に阻害影響を及ぼさないが、100倍濃縮液添加では、 $ CH_{4} $ 生成反応に阻害を及ぼし、200倍濃縮液添加では、 $ CH_{4} $ および $ CO_{2} $ 生成に明確な阻害を引き起こした。Na, K, $ NH_{4} $ の各成分による微生物
反応への阻害影響を調べた結果、Na, K については、8000 mg/L までは、阻害影響が見られなかったのに対して、 $ NH_{4}^{+} $ については、5000 mg/L において $ CH_{4} $ および $ CO_{2} $ 生成ともに阻害を受け、8000 mg/L では著しい阻害が確認された。以上のことから、埋立地に膜処理濃縮液を循環する際は、安定化反応への阻害を引き起こさないために、特に $ NH_{4}^{+} $ の濃度を制御する必要があることが示唆された。

生態毒性評価 (オオミジンコ) および微生物反応による無機化ともに、 $ NH_{4}^{+} $ による影響が高いことが示されたことから、膜処理を用いた浸出水循環プロセスにおいて、前処理、放流、循環時において、特に $ NH_{4}^{+} $ の濃度を制御する必要性が指摘される。ただし、生態毒性と比較して安定化反応に阻害を及ぼす $ NH_{4}^{+} $ の濃度は約2オーダー程度高いことに留意が必要である。

## 参考文献

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京都大学 西村文武

### 4.1 はじめに

廃棄物最終処分場から流出する浸出水の水質は、埋立内容物や処分場の経過年数、存在位置での気温や降水量などの環境条件など種々の要因により影響を受けることから、処分場間での差異は大きく、水質に応じた適切な対処法が希求される。浸出水中の窒素濃度も埋立地毎に異なるものの、高いケースでは100 mgN/Lのオーダーに達する(柴田ら 1997, 柳澤ら 2006)。この濃度範囲の廃水から窒素を除去するには生物学的手法が採用されることが多いが、溶存酸素濃度や有機物の存在、還元状態での硫黄化合物の存在条件等により、各々に適した生物学的窒素除去反応は、従属栄養性細菌を活用したものから硫黄脱窒菌をのような独立栄養性細菌を活用したものまで様々である。下水等で広く適用されている生物学的硝化脱窒法は、生物学的硝化と生物学的脱窒の両生物反応により構成されるが、両者は溶存酸素や水素供与体としての有機物必要性において相反する性質を持つことから、環境条件の制御なしで自発的に生起させることは困難となる。しかし同時に、廃棄物最終処分場浸出水のように、長期にわたり発生すると考えられる処理対象水を適切に処理するためには、簡易でかつ省エネルギー、省資源型であり、更には持続可能なシステムの構築が希求される。特に原位置での窒素除去を行うためには、現実的には、最小限の操作を行うことにより、窒素除去が可能な環境条件を現出させるとともに、現場で活用できる条件を最大限に活用することが求められる。ここでは、最小限の操作として、廃棄物層内における浸出水の移動(循環)を想定した。生物学的窒素除去のためには、還元条件下で多く存在するアンモニア性窒素を酸化態窒素に変換した後に窒素ガスに変換する操作が必要になるが、まず酸化態窒素への変換が必要になる。このための操作として、廃棄物層における好気領域に浸出水を移動・接触させその場に形成された微生物叢による酸化を促進させる手法について検討した。浸出水を廃棄物層における好気領域に位置させる形態としては、堰の設置による浸出水水位の制御や、浸出水のくみ上げと廃棄物層への散水による手法などが考えられるが、後続の脱窒過程の適切な進行のためには、溶存酸素の濃度や酸素負荷が操作因子となると考えられる。ここでは操作因子としての溶存酸素に関する項目について検討した。また、脱窒は、下水処理では他栄養性細菌の硝酸呼吸、亜硝酸呼吸を活用したプロセスの適用を前提に考えられるが、浸出水では廃棄物最終処分場の状態・条件に応じて有機物共存量の小さい場合においては、還元性硫黄を用いた脱窒や嫌気性アンモニア酸化反応(アナモクス反応)の適用が考えられる。本章では、廃棄物層の好気領域への浸出水循環によるアンモニア酸化-脱窒とその制御因子についての検討、並びに有機物共存量の小さな一スでの自栄養性細菌の代謝による脱窒特性について検討し、廃棄物処分地での原位置における窒素除去の可能性と課題について整理することとした。

### 4.2 廃棄物層への液循環による窒素除去に関する研究

廃棄物層の好気領域に浸出水を循環・散水し、アンモニアの酸化を行わせるとともに、浸出水が存在する飽和廃棄物層における脱窒を生じさせる状況を模擬した実験装置を用いて、アンモニア性窒素酸化特性と、その後の脱窒過程における溶存酸素の濃度や負荷による影響について調査を行った。
#### 4.2.1 実験方法

図4.1に廃棄物浸出水を循環させた時の硝化特性について把握するための実験装置の概略図を示す。また図4.2に、後段に脱室プロセスを想定した場合の実験装置の概略図を示す。

図4.1 硝化脱窒実験装置

図4.2 後段に脱窒プロセスを想定した場

合の実験装置の概略図

廃棄物層の好気領域や無酸素・嫌気領域を模擬するために、容量500 mLのアクリル製カラムを用意した。また各カラムには土壌(砂)を300 g充填させた。ここでの廃棄物層としては不飽和状態として、浸出水の水位よりも高い位置で循環させることによる酸化を試みることとした。模擬した浸出水はアンモニア性窒素濃度が20 mg/Lである無機のものととた。この模擬浸出水300 mLを、液の循環が1日に3回程度になるように循環させた。また温度は20℃あるいは30℃に設定した恒温槽内に設置した。硝化が進行したと確認されたのちに、土壌(砂)を充填させた同様のカラムを直列に連結させ、脱窒への影響について検討した。ここではまず有機物が十分に存在しうるケースを想定し、下水污泥を50 g投入した。第1槽での溶存酸素濃度を測定し、第2槽への溶存酸素濃度や溶存酸素の負荷による脱窒への影響を調査した。硝化過程や脱窒過程を経た後の浸出水については表4.1に示す項目を測定した。

表 4.1 测定項目と方法

測定項目	単位	測定方法・測定機器
NH4+-N	mgN/L	インドフェノール青吸光光度法(ブランルーベ、AA-Ⅱ)
NO2--N	mgN/L	N-1-ナフチルエチレンジアミンスルファニル酸法(ブランルーベ、AA-Ⅲ)
NO3--N	mgN/L	Cu-Cd 還元法(ブランルーベ、AA-Ⅲ)
pH	—	ガラス電極法(HORIBA、D-51)
DO	mgO2/L	隔膜電極法(HORIBA、OM-14)
温度	℃	デジタル温度計による計測
SS	mgSS/L	ガラス繊維濾紙(孔径1μm)で濾過、電子天秤で秤量
TOC	mgC/L	燃焼赤外線分析法(SHIMADZU TOC-VCSH)
#### 4.2.2 結果および考察

図4.3に好気領域に散水した際の酸化態窒素生成状況例について示す。図示しているものは20℃の条件で実施したものである。好気条件においては約1週間経過後に硝化の発現が観察され、その濃度は指数関数的に上昇することが示されている。下水処理の散水ろ床法でよく観察される通り、硝化は有機物負荷の低減と共に進行することが知られている。今回のケースでは有機物負荷を与えなかったこと、同時に廃棄物層構成物として見立てて用いた土壤(砂)に予め硝化細菌を付着増殖させたものではなかったものの、20℃の条件で自然発生的に発現させたものであり、7-10日で硝化が発現されることは、従来の知見とも合致するものである。ここで、アンモニア性窒素負荷を変化させた種々のケースにおけるアンモニア性窒素負荷と硝化速度との関係を図4.4に示す。アンモニア性窒素負荷が0.4 mgN/L-廃棄物層/hrまでは、負荷に応じた硝化速度が達成できていることが示されている。また、無酸素槽へのDO持ち込み速度と無酸素部DO濃度との関係を図4.5に示す。溶存酸素の持ち込み速度が0.1 gDO/L/未満のケースにおいて、無酸素部分(第2槽)の溶存酸素濃度が、1 mg/L未満になる。またこの無酸素部の溶存酸素濃度と脱室速度との関係を示すと図4.6の通りになる。溶存酸素の持ち込み速度をある値以下に設定することで、無酸素域が確保でき、結果として脱室速度を上昇させることが明らかになっている。なお、実際は廃棄物層中の硝化細菌量や脱室細菌量、硝化活性や脱室活性により、今回の実験で得た硝化速度や脱室速度、溶存酸素持ち込み速度と無酸素部のDO値の関係の具体的数値と異なる値が、操作因子となる可能性はあるものの、脱室プロセスに移行する直前の溶存酸素値と流量の情報、あるいは無酸素部における溶存酸素のモニタリングにより、脱室を制御することが可能であることが示唆されている。またそれは例えば散水流量により制御できると考えられる。

図4.3 酸化態窒素生成状況例

アンモニア性窒素負荷（mgN/L/hr）

無酸素槽へのDO持ち込み速度(gDO/L/d)

図4.5 無酸素槽へのDO持ち込み速度と無酸素部DO濃度との関係

図4.4 アンモニア性窒素負荷と硝化速度との関係

図4.6 無酸素部DO濃度と脱窒速度との関係
### 4.3 有機物、硫黄化合物存在条件下でのアナモクス菌と他種細菌の競合ならびに処理特性への影響

脱窒反応には、有機物を水素供与体とし、硝酸性窒素、亜硝酸性窒素を電子受容体とする、いわゆる従属栄養細菌による脱窒、還元状態の硫黄化合物を水素供与体とする独立栄養細菌害による硫黄脱窒、その他に水素を用いるものや、菌類による脱窒反応など、種々の反応が知られている。廃棄物最終処分場では、埋立物の内容により廃棄物層内や間隙水の水質が異なり、存在する化合物を代謝するに都合のいい生物相が形成される。ここでは、有機物例としてフェノール、硫黄化合物としてチオシアン、チオ硫酸を取り上げ、それらの共存により、アナモクス菌を主体とする生物相、脱窒反応がどのように変遷するのかについて調査研究を行った。アナモクス反応はアンモニアと亜硝酸から窒素ガスを発生させる反応で、自栄養性の細菌による代謝反応であることから、有機物を必要としない(古川 2004)。またアナモクス反応は地球上の窒素循環にも大きく寄与していることが指摘されている。嫌気性反応が主体的と考えられる廃棄物埋立地内部においてもアナモクス反応は生じうると考えられ、その浸出水処理への適用が期待される。アナモクス反応の代謝の概要は以下の式(4-1)のように表される。

$$ NH_{4}^{+}+1.32NO_{2}^{-}+0.066HCO_{3}^{-}+0.13H^{+}\rightarrow1.02N_{2}+0.26NO_{3}^{-}+0.066CHO_{0.5}N_{0.15}+2.03H_{2}O $$

このアナモクス反応を用いた窒素除去プロセスは、硝化脱窒法の際の酸素および有機物の添加量を大幅に削減できるため、C/N比の小さい浸出水処理などへの適用が考えられる。しかし浸出水には種々の化学物質が含まれること、埋め立て内容物やその間隙水・浸出水が継時的に変化していくことから、その水質も絶えず変化していくものとなる。とりわけ有機物や、還元状態の硫黄や硫黄化合物が存在する条件となると、従属栄養細菌による脱窒や硫黄脱窒反応をも発生することになる。このためアナモクス反応を種々の化合物が共存する浸出水の窒素処理に適用するためには、アナモクス反応の基礎的動力学を整理するとともに、他の微生物との共存・競合関係に関する知見を収集することが、まずは必要となる。ここでは、アナモクス細菌と他の脱窒反応に関与する細菌が競合する際の長期的影響を把握することを目的とし、アナモクス反応が共存物質により直接あるいは間接的にどのように影響を受けるのかについて実験を行い調査した。予備的検討により、フェノールでは200 mg/L程度の濃度レベルにおいてもアナモクス細菌の活性は低下しないことを明らかにしている。チオシアンは750 mg/L程度の濃度レベルにおいてもアナモクス菌の活性を低下させることはないものの、チオシアンは50 mg/L以上の濃度でアナモクス細菌の活性に阻害を与えることを実験により確かめている。以下では長期的な阻害影響について確認する実験を行い考察を試みた。

#### 4.3.1 連続通水実験

実験装置(リアクター)の概要および運転条件をそれぞれ図4.7および表4.2に示す。有効容積50mLの丸底遠沈管をリアクターとして用い、シリコン栓で密閉し嫌気条件を保ち連続式で培養を行った。シリコン栓には2本のガラス管を通し、1本は一端を底面近くまで挿入し流入用とした。もう1本は先端をシリコン栓の直下部付近に置き、液体および気体の流出用とした。温度は水浴により35℃を保った。またpHは7～8の範囲でHRTは1 hr程度に設定した。担体は不織布(ポリエステル100%、日本バイリーン)を用い、充填率は体積比で0.32(比表面積で425.7 m²/m³)とした。汚泥は、不織布担体を用いてカラム型リアクターで59日間集積培養したものを用いた。汚泥の植種は、このリアクターよりの流出水で満たしたタンク内でアナモクス細菌を集積培養した不織布から汚泥をこすり落とし、新たな不織布に付着させ、タンク内で遠沈管リアクターに移し替えて行った。液体培地はポンプチューブを用いて流入させた。また流出用チューブの先に注射針を取り付け、液を満たして密閉したバイアルに接続し、発生するガスを捕集した。流入水は窒素ガスで曝気し
DOが0.05 mgO₂/L以下となるように調整し、またそのpHは硫酸を用いて7程度となるよう調整した。DOが0.05 mgO₂/L以下となるように調整し、またそのpH

このリアクター3系列において、流入培地中にフェノール、チオシアンおよびチオ硫酸をそれぞれ添加し影響をみた。1系列は対照用とした。

#### 4.3.2 測定項目および測定方法

連続式実験での流出水のサンプリングは24時間おきに行い、pHおよび温度はサンプリング後直ちに分析し、 $ NH_{4}^{+}-N $ 、 $ NO_{2}^{-}-N $ 、 $ NO_{3}^{-}-N $ 、フェノール、チオシアンおよびチオ硫酸はサンプリング後直ちに孔径0.45μmのろ紙でろ過し、ろ液を冷凍保存した。TOC測定用サンプルは3日に1回採取し、ろ過せずそのまま冷凍保存した。またSSは採取後直ちに孔径0.45μmのろ紙でろ過し、乾燥させた。また、発生ガス中の $ N_{2}O $ 濃度も測定した。

捕集したガスサンプルは直ちに分析を行った。測

定機器および測定方法を表 4-2 にまとめて示す。$\mathrm{NH_{4}^{+}-N}$、$\mathrm{NO_{2}^{-}-N}$、$\mathrm{NO_{3}^{-}-N}$、$\mathrm{pH}$、$\mathrm{DO}$、温度の測定方法は表 4.1 に示したものと同様である。分析条件を表 4.4-表 4.5 に示す。

表 4.3 测定項目と方法

測定項目	单位	測定方法·測定機器
NH4+-N	mgN/L	表4.1 に示す
NO2-N	mgN/L
NO3-N	mgN/L
pH	-
DO	mgO2/L
温度	℃
フエノール	mg/L	発色法(登成 2003)
チオシアン	mg/L	イオンクロマトグラフDX-500(DIONEX)※表4.4 参照
チオ硫酸	mg/L
SS	mgSS/L
TOC	mgC/L
N2O	ppb	Agilent 6890series G1530A※表4.5 参照

表 4.5 ガスクロマトグラフ測定条件

キャリアガス	He
カラム	HP-PLOT Q(30m×0.535mm×40μm)
カラムヘッド圧	60 kPa
カラム昇温条件	60 ℃(15min)～10 ℃/min から 200 ℃
カラムガス流量	1.5 mL/min
注入部温度	280 ℃

図4.7 実験装置概要

表 4.2 リアクター運転条件

容積	0.05 L
温度	35 ℃
pH	7~8
DO	0.05 mgO2/L 以下
担体	種類	不織布(5×2×0.7 cm3)
充填率	体積比 0.32
比表面積	425.7 m2/m3
攪拌	流入の際の水流により攪拌
培養方法	連続式
流速	0.7 mL/min 程度
HRT	1.0 hr 程度
培地	NH4+とNO2-を各 50 mgN/L 含む人工無機培地

表4.4 イオンクロマトグラフ測定条件

イオンクロマトグラム	DX-500 (DIONEX)
カラム	IonPac AG9-HC (ガードカラム)
IonPac AS9-HC (分析用カラム)
溶離液	9mM Na2CO3
流量 1.0mL/min
サンプル容量	101 μL
オートサプレッサー	マイクロメンブレンサプレッサーAMMS-300
検出器	CD20 Conductivity Detector
UVD-500 UV/VIS Detector (210nm)
ポストカラム	o-ダイアニシジン誘導体化法
発色試薬流量 0.3ml/min
反応温度 60℃
UVD-500 UV/VIS Detector (450nm)
#### 4.3.3 実験結果および考察

## (1) フェノールが及ぼす影響

図4.8および図4.9に対照系列における各態窒素濃度の経日変化および無機態窒素除去速度の経日変化を示す。対照系列では運転を開始してから15日程度でアンモニア性窒素および亜硝酸性窒素の同時除去が確認でき、アナモクス反応が現れていることが示唆された。同時期に他の全てのリアクターにおいて同様の反応が確認できている。また全てのリアクターにおいて、不織布は赤色を呈していた。図4.9より、運転開始から窒素除去速度は上昇し35日目付近において約3.6 kgN/cm³担体/day程度の窒素除去速度が得られた。その後硝酸性窒素の蓄積により窒素除去速度はいったん落ち込むが、硝酸性窒素濃度の低下に伴い徐々に活性が回復し、運転開始約60日後からは安定して5.0 kgN/cm³担体/day程度の窒素除去速度を維持している。以上のことから、アナモクス活性が現れる環境条件であることが確かめられた。また、全日程において、ブランクリアクターからは亜酸化窒素(N₂O)の発生は確認できず、十分なアナモクス反応が生じていたと考えられる。また、運転開始35日目以降の窒素除去速度の平均値μ±標準偏差σは5.2 ±1.4 kgN/cm³担体/dayであった。

図4.8 各態窒素濃度経日変化

図4.9 無機態窒素除去速度経日変化

アンモニア性窒素および亜硝酸性窒素の同時除去が安定して継続したことを確認した後に、リアクター運転開始40日目に流入水中にフェノールを添加した。予備的検討から、フェノール濃度が200 mg/L以下では生物活性に短期的な影響は見られないことがわかっており、初期の添加濃度は200 mg/Lとした。フェノールを添加した直後から、リアクター内にアンモニア性窒素が蓄積し、酸化態窒素濃度が減少する傾向が見られた。これはリアクター内のフェノールも消費されていたため、フェノールを基質として酸化態窒素から脱室を行う細菌の代謝が行われたためと考えた。また、有機物を基質として代謝を行う脱窒細菌は菌体合成の際のアンモニア性窒素消費は無視し
うると考え、リアクター内のアンモニア性窒素の減少は、アナモクス反応のみによるものと考えた。したがって式(4-1)より、アンモニア性窒素1 mgNの消費に対し、全体として2.05 mgNの窒素がアナモクス反応により除去されることとなる。よって以下の式(4-2)、(4-3)、(4-4)および(4-5)に表されるようにアンモニア性窒素の消費量から、リアクター内の窒素除去反応に占めるアナモクス反応の割合を算出した。

$$ \Delta\mathrm{NH}_{4}^{+}=\frac{(C_{1in}-C_{1})V}{Hv} $$

$$ \Delta TN=\frac{\{(C_{1in}+C_{2in})-(C_{1}+C_{1}+C_{3})\}V}{} $$

$$ AA=\Delta NH_{4}^{+}\times2.05 $$

$$ \mathrm{AAR}=\mathrm{AA}/\Delta\mathrm{TN} $$

$ \Delta NH_{4}^{+} $ ：アンモニア性窒素減少量、 $ \Delta TN $ ：無機態窒素減少量 $ [kgN/m^{3} 担体/day] $

AA : アナモクス細菌による脱窒量 [kgN]

AAR : 総脱窒量に占めるアナモクス細菌による脱窒量 [-]

$ C_{1} $ : アンモニア性窒素濃度、 $ C_{2} $ : 亜硝酸性窒素濃度 [kgN/L]

$ C_{3} $ : 硝酸性窒素濃度、 $ C_{1in} $ : アンモニア性窒素流入濃度 [kgN/L]

$ C_{2in} $ : 亜硝酸性窒素流入濃度 [kgN/L]

V : 系体積 [L]、v : 担体体積 [m³]、H : HRT [day]

200 mg/Lのフェノールを添加してから全体の窒素除去量に大きな変化は見られなかったが、全窒素除去速度に占めるアナモクス反応の割合は急激に落ち込み、添加開始6日後にはアナモクス活性の割合が0.45にまで低下した。その後、30日間のフェノール曝露期間において、全窒素除去速度に占めるアナモクス活性の割合は6割付近を推移しており、完全に反応が停止することはなかったが、添加を開始してから7日が経過した頃から、不織布に付着していた汚泥が赤色から薄茶色を呈するようになり、添加開始14日頃には不織布全体が薄茶色になった。このことから、アナモクス細菌の密度が薄れてはいるものの、フェノール分解菌(脱室細菌)との競合状態が続いていると考えられる。

その後、運転開始70日目(添加開始30日後)に流入培地からフェノールを除き、アナモクス活性の回復を試みた。不織布の色は流入水中からフェノールを除いてから約20日で再び全体が赤色を呈するようになった。またフェノール除去後27日目(運転開始97日目)に無機態窒素除去速度の回復および全窒素除去速度に占めるアナモクス反応の割合がほぼ1.0となったため、この時点でアナモクス活性が回復したとみなした。運転開始121日目にフェノール濃度を上昇させ400 mg/Lのフェノールを流入水中に添加した。400 mg/Lのフェノールを添加してから急激に窒素除去速度が低下し、添加開始から約9日後には窒素除去速度がほぼ0となった。その後除去速度は上昇するが、フェノールを添加する以前と比較して75%程度の除去速度であった。よって400mg/Lのフェノール存在下ではアナモクス細菌の活性に阻害が生ずることが分かった。30日間の曝露期間終了後、流入培地中のフェノールを除去すると直ちに窒素除去速度は上昇し、またアナモクス活性が全窒素除去速度のほぼ全てを占めていることが確認できたため、フェノール除去後約14日でアナモクス活性が回復したとみなされた。200 mg/Lのフェノールを曝露した時と比較して回復期間が短かったのは、運転期間が長かったためアナモクス菌量が多く、活性が元来高かったことと、以前にフェノールの曝露を経験したことでフェノールに馴致した可能性が考えられた。

また $ N_{2}O $ については、全体を通して継続的な発生は確認できなかったが、122日目において0.0004 mgNの $ N_{2}O $ が発生していた(発生ガス中の約0.012%)。この時点は400 mg-Phe/Lを加えた直後であり、リアクター内のフェノール分解細菌(脱窒細菌)が急激な高負荷によりショックを受け、一時的に脱窒反応に阻害影響を受けたためと考えられた。
## (2) 還元性硫黄(チオシアン、チオ硫酸)が及ぼす影響

図4.10にチオシアン添加系における各態窒素濃度の経日変化を示す。アンモニア性窒素および亜硝酸性窒素の同時除去が発現し、系内の不織布も十分赤色を呈したことから、アナモクス活性を十分量有しているとみなし、運転開始40日目に流入水中にチオシアンを添加した。アナモクス細菌は回分式反応器において、50 mg/L以上のチオシアン存在下でその活性に阻害が現れることが予備実験によって確かめられているため、チオシアンの初期添加量は50 mg-SCN/Lとした。図4.11および図4.12にチオシアン添加系におけるアナモクス反応による窒素除去と $ N_{2}O $ の発生量および割合を示す。硫黄脱室細菌の代謝反応でアンモニア性窒素は消費されるが、アンモニア性窒素の消費は硫黄分1 mgSの消費に対して高々2%程度である。したがってチオシアンを基質とする硫黄脱室細菌の菌体合成に使用されるアンモニア性窒素は本実験では最大でも0.025 kgN/m³担体/day程度であるため、硫黄脱室細菌の菌体合成に使用される分のアンモニア性窒素は無視しうるものとした。

図4.11および図4.12より、50 mg-SCN/Lのチオシアンを曝露してから約14日間は無機態窒素除去速度に大きな変化は見られず、また全窒素除去速度に占めるアナモクス反応割合も変化が見られなかったため、50 mg-SCN/Lの濃度のチオシアンはアナモクス活性に阻害を及ぼさないとみなし、最初にチオシアンを加えてから14日後(運転開始56日目)に流入水中のチオシアン濃度を100 mg-SCN/Lに引き上げたところ、直ちに系内の酸化態窒素濃度が減少し、アンモニア性窒素が蓄積した。同時にアナモクス活性も急激に減少し、全窒素除去速度に占めるアナモクス活性の割合は0.25程度に減少した。この期間で無機態窒素除去量に大きな変化は見られず、またチオシアンが消費されているため、アナモクス細菌に対してチオシアン分解菌(脱窒細菌)の基質摂取が優位になり、反応が優先的に進行したためと推察された。また流入チオシアン濃度を100 mg-SCN/Lに引き上げてから $ N_{2}O $ の発生が確認されるようになり、 $ N_{2}O $ の発生量は最大で発生ガスの0.6%に達した。対照系列からは $ N_{2}O $ の発生がほとんど確認されなかったことから、硫黄脱室細菌の代謝によるものと考えられた。これは酸化態窒素濃度および硫黄分の不足により、図に示される窒素還元経路において反応が窒素ガス生成まで達しなかったためと考えられる。流入チオシアン負荷増加から約2日が経過した頃からリアクター内に黒色粒子が確認できるようになり、負荷増加から14日後には不織布は完全に黒色となった。これは硫黄脱室細菌の代謝によって発生した硫酸イオンが硫酸還元菌により硫化水素に変換され、培地中の鉄イオンと反応して硫化硫黄が発生したためと考えられた。30日間の曝露期間後、流入水中からチオシアンを除き、アナモクス活性の回復を図ったところ、フェノールと同様阻害除去後27日でアナモクス活性が回復した。フェノール添加槽と同期間で回復したのは、この期間ではアナモクス細菌は阻害を受けたのではなく、基質摂取において劣勢であったために活性が抑えられていただけであり、フェノールおよびチオシアンの枯渇で他の脱室細菌がウォッシュアウトされ、アナモクス細菌が十分に基質を摂取できるようになったことに起因するものと考えられた。

その後、実廃水中の濃度レベルでの曝露からの回復を見るため、運転開始121日目に実廃水濃度レベルである450 mg-SCN/Lのチオシアンを流入水中に添加した。添加後直ちにリアクター内の酸化態窒素濃度が減少し、添加後4日でリアクター内の無機態窒素はほぼアンモニア性窒素となった。この期間でアナモクス活性の割合は0.1にまで低下し、リアクター内の不織布は黒色を呈した。また、発生するN₂Oの量は添加チオシアン濃度が多いほど増加する傾向が見られた。30日間チオシアンに曝露させた後、流入水中からチオシアンを除いた後、窒素除去速度は直ちに阻害添加前の6割程度にまで達したが、その後は横ばい状態であり、チオシアン除去後12日間までは完全に回復するには至らなかった。

チオ硫酸添加系についても、後約7日間はアナモクス活性に目立った影響は見られなかったが、
その後徐々に酸化態窒素濃度が減少しアンモニア性窒素が蓄積すると共に $ N_{2}O $ の発生が確認できた。 $ N_{2}O $ の発生は最大で発生ガスの0.58%程度を占めるに至った。無機態窒素除去速度は、チオ硫酸添加開始7日間は変化が見られないが、その後急激に上昇し、阻害添加前の1.2倍程度に達したあと減少に転じた。チオ硫酸濃度も減少していることから、硫黄脱室反応が起きているためと考えられた。運転開始56日目に窒素除去速度がピークに達し7.01 kgN/m³担体/dayとなった時点ではリアクター内の無機態窒素がほぼ全てアンモニア性窒素になっており、全脱室量に占めるアナモクス反応の寄与割合は0.34程度に低下した。その後全窒素除去速度は2.17 kgN/m³担体/dayにまで落ち込むが、これはリアクター内のアンモニア性窒素の増加に伴い遊離アンモニア濃度が1.26 mgN/Lに達しており、チオ硫酸分解細菌(脱室細菌)が阻害影響を受けたためと推察された

図4.10 チオシアン添加槽における各態窒素濃度の経日変化

図4.11 チオシアン添加槽における窒素除去速度および $ N_{2}O $ 発生量の経日変化

図4.12 チオシアン添加槽におけるアナモクス反応割合および $ N_{2}O $ 発生量割合の経日変化

運転開始から67日目に流入水中のチオ硫酸を除去し、アナモクス活性の回復を図ったが、チオシアン除去後約50日経過後においてもアナモクス活性の割合は8割付近を推移し完全に復活はしなかった。硫黄脱室とアナモクス反応の双方が生起する条件では、長期的には硫黄脱室が優先化することが考えられた。しかし硫黄脱室が生じる条件においてもアナモクス反応は速やかに減退するものではないことも明らかになった。硫黄脱室時が生じる際には $ N_{2}O $ の生成が観察されることから、その対策が希求された。