(57)【要約】【目的】 前処理として、ヒドラジンの除去工程を含み、かつ微生物を作用させて、エタノールアミンを分解させる工程を含むエタノールアミンを含有する排水の処理方法を提供する。【解決手段】  排水からヒドラジンを除去した後、微生物を作用させて、エタノールアミンを二酸化炭素と窒素ガスに分解させる。【選択図】      図１
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【特許請求の範囲】
【請求項１】
前処理として、ヒドラジンの除去工程を含み、かつ微生物を作用させて、エタノールアミンを分解させる工程を含むエタノールアミンを含有する排水の処理方法。  
【請求項２】
上記ヒドラジンの除去工程が、排水に曝気条件下で硫酸銅及び過酸化水素を添加する工程からなる請求項２に記載の排水の処理方法。  
【発明の詳細な説明】
【技術分野】
【０００１】
本発明は、原子力発電プラント、火力発電プラント等で使用される熱交換器から排出されるエタノールアミンを含有する排水の処理方法に関する。
【背景技術】
【０００２】
従来、原子力発電プラント等で使用される熱交換器には、防錆剤としてヒドラジン（Ｎ２Ｈ４）とアンモニアが併用されていた。しかし、近年、防錆効果のより大きい物質として、エタノールアミンが注目されており、アンモニアに代わってエタノールアミンを用いることが検討されている。したがって、今後、防錆剤としてヒドラジンとエタノールアミンを併用することが予想される。  
【発明の開示】
【発明が解決しようとする課題】
【０００３】
エタノールアミンを含む防錆剤を熱交換器に添加した場合、定常的または非定常的に熱交換器から排出されるブロー水は、エタノールアミンを含有することになる。エタノールアミンは、環境上の規制量であるＣＯＤ（化学的酸素要求量）を高めることになるため、排出前に何らかの方法で処理する必要がある。エタノールアミンの処理方法としては、湿式触媒酸化法や液中燃焼法等が提案されていたが、現時点で実用化されたものはない。微生物による処理についても、報告されていない。  
【０００４】
また、エタノールアミンとヒドラジンが併用された場合、ヒドラジンは、還元剤であり、その濃度が高くなると微生物細胞の表面が酸欠状態となり、微生物中の糖質が破壊されて、エタノールアミンの分解酵素の産生にも悪影響を及ぼす可能性があることを見出した。このため、微生物によって排水を処理する場合には、微生物によるエタノールアミンの分解工程の前に、ヒドラジン濃度を所定の値以下にする必要がある。したがって、本発明の目的は、排水にヒドラジンが含まれる場合、前処理によってそれを除去する方法を提供することにある。  
【課題を解決するための手段】
【０００５】
以上のように、本発明者らは、排水中のエタノールアミンを分解することについて検討した結果、前処理を好適に行えば微生物による分解が可能であるという知見に到達した。
すなわち、請求項１に記載のエタノールアミンを含有する排水の処理方法は、前処理として、ヒドラジンの除去工程を含み、かつ微生物を作用させて、エタノールアミンを分解させる工程を含むことを特徴とする。
また、請求項２に記載の排水の処理方法は、上記ヒドラジンを除去する工程が、排水に曝気条件下で硫酸銅及び過酸化水素を添加する工程からなることを特徴とする。
上記目的を達成するために、ことを特徴とする。
【発明の効果】
【０００６】
本発明によれば、シュードモナスｓｐ．等の微生物を用いることによって、排水中のエタノールアミンを効率良く処理することが可能となる。また、前処理された排水中のヒドラジンは、微生物に悪影響を与えるとされる濃度の下限を下回るため、シュードモナスｓｐ．等によるエタノールアミンの処理に支障を与えることはない。  
【発明を実施するための最良の形態】
【０００７】
本発明で用いる微生物としては、シュードモナスｓｐ．（Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓ ｓｐｅｃｉｅｓ）、例えば、シュードモナスｓｐ．ＥＴＡ−１（受託番号：ＦＥＲＭ  Ｐ−１５１０６）を挙げることができる。この微生物（ＦＥＲＭ  Ｐ−１５１０６）の形態学的性質及び生理学的性質は、以下の通りである。
１．形態学的性質  （１）細胞の形、大きさ：短桿菌，０．５〜１μｍ、（２）運動性：有、（３）細胞の多様性：なし、（４）コロニーの形態：白色，円形、（５）グラム染色性：陰性  
２．生理学的性質  （１）酸素要求性：好気性、（２）カタラーゼ活性：有、（３）オキシダーゼ活性：有、（４）Ｏ−Ｆテスト：Ｏ、（５）グルコース資化性：有  
【０００８】
エタノールアミンは、シュードモナスｓｐ．によって、次のようにして二酸化炭素と水及びアンモニアに分解される。  
【化１】
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生成したアンモニアは、シュードモナスｓｐ．と曝気槽内で共存する硝化菌によって、次のような２つの硝化反応が同時に起こり、ＣＯＤ源は低減される。  
【化２】
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【０００９】
排水中のヒドラジンを除去するには、ｐＨ５〜１０、好ましくは８〜９で、曝気条件下に、０．１〜０．３ｐｐｍの硫酸銅と、１モルのヒドラジン当たり２．４モル以上の過酸化水素を添加する。ｐＨが５未満または１０を超えると、Ｎ２Ｈ４の分解が不良になる。硫酸銅は、ヒドラジン分解のための触媒の作用をする。過酸化水素は、反応液（Ｏ２の供給）としての作用をする。上記硫酸銅及び過酸化水素に代えて、Ｎｉ系曝気（ａｉｒ供給）を用いることもできる。ヒドラジンは、次のようにしてＮ２とＨ２Ｏに分解される。
【化３】
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【実施例】
【００１０】
以下、図面にしたがって本発明の実施例１及び２を説明する。実施例１では原水Ａを処理し、実施例２では原水Ｂを処理した。図１は、ＰＷＲ原子力発電所の二次系のブロー水を対象とした本発明の処理方法の一例を示すフロー図である。ＰＷＲプラントの二次系では、熱交換器内に不純物が流入して蓄積し、熱交換性能が低下することを防止するため、定期的にイオン交換樹脂によって浄化を行う。このイオン交換樹脂のイオン交換の性能を再生させるにあたって、再生廃液として、ＮａＯＨベースのエタノールアミン含有排水ａとＨＣｌベースのエタノールアミン含有排水ｂが発生する。これら排水ａ、ｂはいずれもヒドラジンを含んでおり、中和槽１中に送られる。中和槽１内には、予め硫酸銅をその濃度が０．１ｐｐｍとなるように添加し、さらに、水酸化ナトリウムを添加して、中和槽内の排水のｐＨを９に調整した。また、過酸化水素：ヒドラジン（モル比）＝２．４：１となるように過酸化水素を添加した。中和槽１の排水内が曝気条件となるように、ブロワ２で、所要時間、中和槽１の排水内に通気した。  
【００１１】
その結果、原水Ａ（実施例１）では、処理前のヒドラジン濃度が９９５ｍｇ／Ｌであったものが、処理後１７時間経過後には０．３ｍｇ／Ｌとなった。一方、原水Ｂ（実施例２）では、処理前のヒドラジン濃度が８１４ｍｇ／Ｌであったものが、処理後１７時間経過後には０．２ｍｇ／Ｌとなった。これらの値は、微生物に有害とされているヒドラジン濃度１００ｍｇ／Ｌを大幅に下回っている。
【００１２】
前処理を終えた排水は、貯留タンク３に入れて、一旦、貯留したのち、シュードモナスｓｐ．ＥＴＡ−１が装てんされている曝気槽５内に送る。タンク３から曝気槽５に送る間に、排水に水、リン酸、水酸化ナトリウムを加え、槽内でエタノールアミンの分解処理を行なった。ここで、リン酸は、シュードモナスｓｐ．ＥＴＡ−１の活性維持のために加えられ、その添加量は、排水中ＢＯＤ１００重量部に対して２重量部であった。また、水酸化ナトリウムは、シュードモナスｓｐ．ＥＴＡ−１活性を維持するためのｐＨ領域調整を目的として、ｐＨ７となるように添加した。水を加えることによって、原水Ａ（実施例１）は３．５倍に希釈され、原水Ｂ（実施例２）は２．８倍に希釈された。エタノールアミンの分解処理において好気的条件となるように、ブロワ４で曝気槽５の排水内に通気した。分解処理を終えた排水は、沈澱槽６で余剰汚泥を除去した後、処理水槽７でＣＯＤが所定値以下となっていることを確認してから、プラント外へ放出した。
【００１３】
図２は、上記原水Ａ（実施例１）及び原水Ｂ（実施例２）におけるエタノールアミンの分解処理の実験データを示す。実施例１及び実施例２において共に、曝気槽５の排水中のエタノールアミン初期濃度は３００ｍｇ／Ｌであり、温度は２０〜２５度であり、初期ｐＨは７であり、汚泥濃度（微生物体の含有量）は４４００ｍｇ／Ｌであった。実施例１と実施例２では共に、ＴＯＣ濃度（全有機炭素濃度）が４時間で１２０ｐｐｍから１０ｐｐｍ程度（ＣＯＤ換算で１０．５ｐｐｍ程度）に低下した。図２のデータを生物処理速度に換算すると、１．５ｋｇ−ＥＴＡ／ｍ３ｄとなり、ヒドラジンが含まれていなかった模擬排水を処理した際の処理速度（１．５ｋｇ−ＥＴＡ／ｍ３ｄ）と同等の処理性能が得られていることがわかった。したがって、前処理でのヒドラジンの除去が、後の微生物による処理に対して、十分な効果をもつことが示された。
【図面の簡単な説明】
【００１４】
【図１】本発明の排水処理方法のフロー図である。
【図２】ヒドラジン除去後の排水中のエタノールアミンに対するシュードモナスｓｐ．による分解処理の性能を示す図である。
【符号の説明】
【００１５】
１  中和槽
２  ブロワ
３  貯留タンク
４  ブロワ
５  曝気槽
６  沈澱槽
７  処理水槽
ａ  ＮａＯＨベースのエタノールアミン含有排水
ｂ  ＨＣｌベースのエタノールアミン含有排水
【図１】
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【図２】
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