〈特別研究課題〉 下水をエネルギー資源とした分極型嫌気廃水処理の電極開発
助 成 研 究 者

名古屋工業大学

吉田奈央子

下水をエネルギー資源とした分極型嫌気廃水処理の電極開発
吉田 奈央子（名古屋工業大学）

Bioelectrochemical wastewater treatment that recovery
electricity from sewage wastewater
Naoko Yoshida(Nagoya Institute of Technology)

Abstract：
The Japanese government proposes that the reproducible energy will be one of mail electric
power to fulfill the 80% reduction of CO2 emissions by 2050. Sewage wastewater treatment is themain electricity consumer and CO2 emissions source in local governments, although sewage
wastewater itself contains more potential energy than the sludge and electricity consumption.
Microbial fuel cells are promising, as the only system that can recover electricity directly fromsewage wastewater, although their performance needs technical improvements. In this study, theelectricity recovery rate was examined in the lab experiment using MFC units, and measured 0.13
kwh/kg-COD at 20 % of the MFC filling rate in the wastewater. The calculated electricity
production accounted for 11% of the total electricity consumption in the sewage wastewater. The
performance indicates that the MFC can partially supply the electric power used for sewage
wastewater treatment. The energy recovery by the MFC units can be improved the area-specificelectricity production, surface area-to-volume ratio, and the MFC filling rate.
1. はじめに
1.1

下水バイオマスがもつ電力ポテンシャル

温室効果ガス排出量の削減は世界的な課題であり、日本においては2050年に2013年度比で80%－ 15 －

の温室効果ガス排出量の削減を達成すべく、再生可能エネルギーの主力電源化が目指されている。
地方公共団体の事業活動においては、温室効果ガス排出量の4割以上を下水道が占める。また、国内における下水処理に要する総電力量は年間約70億kWhとなり，100万kWh級の原子力発電所1基分の年間発電量に相当する[1]。一方で、下水は年間147億m3、下水処理により汚泥バイオマスとして年間約 223万トンが排出されている。この下水バイオマスの電力ポテンシャルに換算すると、汚水で年間約120億kWh、汚泥に年間40億kWhが存在することとなり、下水道の年間消費電力を上回るバイオマスエネルギーを有する（図1）。しかしながら，現状下水バイオマスからのエネルギー回収技術は，汚泥バイオマスのメタン消化ならびに消化ガス発電に限られており，平成23年度で年
ら，現状下水バイオマスからのエネルギー回収技術は，汚泥バイオマスのメタン消化ならびに間1.4億kWhの発電量を得るに留まっている。
消化ガス発電に限られており，平成 23 年度で年間 1.4 億 kWh の発電量を得るに留まっている。

ら，現状下水バイオマスからのエネルギー回収技術は，汚泥バイオマスのメタン消化ならびに消化ガス発電に限られており，平成 23 年度で年間 1.4 億 kWh の発電量を得るに留まっている。

1.2
1.2 微生物燃料電池
微生物燃料電池

図1

図1

下水バイオマスの電力ポテンシャル

下水バイオマスの電力ポテンシャル

汚水バイオマスからのエネルギー回収技術が存在しない最大の要因は、汚水はバイオマス濃度が汚水バイオマスからのエネルギー回収技術が存在しない最大の要因は、汚水はバイオマス濃
図 1 下水バイオマスの電力ポテンシャル

薄く大量であることにある。汚泥バイオマスは濃く量も限られるため，運搬し別途反応槽を設けて度が薄く大量であることにある。汚泥バイオマスは濃く量も限られるため，運搬し別途反応槽
1.2
微生物燃料電池を設けてエネルギー回収できる一方、汚水は大量であるため運搬が困難であり，処理場内で汚エネルギー回収できる一方、汚水は大量であるため運搬が困難であり，処理場内で汚水処理とエネ
汚水バイオマスからのエネルギー回収技術が存在しない最大の要因は、汚水はバイオマス濃水処理とエネルギー回収を合わせて行うことが現実的である。
新たに処理施設を建設すること
度が薄く大量であることにある。汚泥バイオマスは濃く量も限られるため，運搬し別途反応槽
ルギー回収を合わせて行うことが現実的である。新たに処理施設を建設することなく処理場内でエなく処理場内でエネルギー回収可能な廃水処理技術として、
微生物代謝を利用して下水反応槽を設けてエネルギー回収できる一方、汚水は大量であるため運搬が困難であり，処理場内で汚
ネルギー回収可能な廃水処理技術として、微生物代謝を利用して下水反応槽を分極する生物学的電を分極する生物学的電気化学システムが着目されている。生物学的電気化学システムは、微生

水処理とエネルギー回収を合わせて行うことが現実的である。新たに処理施設を建設すること
気化学システムが着目されている。生物学的電気化学システムは、微生物反応により、廃水中の有物反応により、廃水中の有機物の酸化分解に伴って放出される電子を電流や水素、またはメタなく処理場内でエネルギー回収可能な廃水処理技術として、微生物代謝を利用して下水反応槽
機物の酸化分解に伴って放出される電子を電流や水素、またはメタンとして回収する技術である。

ンとして回収する技術である。
中でも、カソード反応の電子受容体としてエアカソードを用い、を分極する生物学的電気化学システムが着目されている。生物学的電気化学システムは、微生
汚水中バイオマスの酸化分解により生じた電子を電流として回収する微生物燃料電池（以下物反応により、廃水中の有機物の酸化分解に伴って放出される電子を電流や水素、またはメタ

中でも、カソード反応の電子受容体としてエアカソードを用い、汚水中バイオマスの酸化分解により生じた電子を電流として回収する微生物燃料電池（以下MFC、図2）は，汚水中に含まれる有機物

MFC、図 2）は，汚水中に含まれる有機物の化学エネルギーを処理場内で直接電力に変換できるンとして回収する技術である。
中でも、カソード反応の電子受容体としてエアカソードを用い、技術である[2]ことから，下水道技術ビ
汚水中バイオマスの酸化分解により生じた電子を電流として回収する微生物燃料電池（以下の化学エネルギーを処理場内で直接電力に変換できる技術である[2]ことから，下水道技術ビジョン・ロードマップ重点課題「下水資源を活

ジョン・ロードマップ重点課題「下水資
MFC、図 2）は，汚水中に含まれる有機物の化学エネルギーを処理場内で直接電力に変換できる用したエネルギー生産技術」として掲げら
源を活用したエネルギー生産技術」と技術である[2]ことから，下水道技術ビれている[3]．
して掲げられている[3]．

ジョン・ロードマップ重点課題「下水資エアカソードMFCの一般的な装置構造
エアカソード MFC の一般的な装置構源を活用したエネルギー生産技術」とを図2に示す．MFCは，有機物の酸化分造を図2 に示す．MFC は，有機物の酸化して掲げられている[3]．

分解ならびに電子の回収を担うアノー解ならびに電子の回収を担うアノード（陰
エアカソード MFC の一般的な装置構
ド（陰極）部と，生じた電子により酸素造を図2 に示す．MFC は，有機物の酸化
極）部と，生じた電子により酸素還元を行還元を行うカソード（陽極）部から成分解ならびに電子の回収を担うアノーうカソード（陽極）部から成る．まず，ア

図2

微生物燃料電池（Microbial Fuel cell, MFC）

る．まず，アノード部において廃水中の有機物が微生物により酸化され，プロトンの生成と電図2 微生物燃料電池（Microbial Fuel cell, MFC）
図 2 微生物燃料電池（Microbial Fuel cell, MFC）
子の放出が起こり，起電力が生じる．放出された電子は外部回路を経由してカソードに移動し，還元を行うカソード（陽極）部から成ド（陰極）部と，生じた電子により酸素ノード部において廃水中の有機物が微生

プロトンはイオン交換膜等のセパレータを通りカソードに移動する．
カソードに移動した電子，
る．まず，アノード部において廃水中の有機物が微生物により酸化され，プロトンの生成と電－ 16 －
プロトンは，大気中の酸素の還元反応により消費される．このため，有機物の酸化分解ならび子の放出が起こり，起電力が生じる．放出された電子は外部回路を経由してカソードに移動し，に電子の回収を担うアノード反応，セパレータを介したイオン移動，生じた電子により酸素還
プロトンはイオン交換膜等のセパレータを通りカソードに移動する．
カソードに移動した電子，

物により酸化され，プロトンの生成と電子の放出が起こり，起電力が生じる．放出された電子は外部回路を経由してカソードに移動し，プロトンはイオン交換膜等のセパレータを通りカソードに移動する．カソードに移動した電子，プロトンは，大気中の酸素の還元反応により消費される．このため，有機物の酸化分解ならびに電子の回収を担うアノード反応，セパレータを介したイオン移
動，生じた電子により酸素還元を行うカソード反応のMFCの出力を左右する．そのため、アノー
ドまたはカソード電極[4]、ならびにセパレータ材料[5]がMFCの出力を決めるキー材料となる他，

わる[2]．
家庭排水を用いた MFC で報告されている最大出力密度は 12 W・m-3 [6] であり，こ特に電極間距離等に関わる装置構造，温度，pH，電子受容体，排水の種類，排水中の有機物濃度
しかし，下水に〜2kW・h-1・m-3 が含まれていることを考慮す
れは0.07kWh・m-3 に相当する．
によっても出力が変わる[2]．
家庭排水を用いたMFCで報告されている最大出力密度は12W・m-3 [6]-1
ると，エネルギー回収率は低い[7]．過去
年間に，MFC 技術のスケールアップと実用化に向であり，これは0.07kWh・m-3 に相当する． 10
しかし，下水に〜2kW・h・m-3 が含まれていることをけて，短期間の実験室規模での実験から長期にわたる現場でのパイロット規模の調査まで，1考慮すると，エネルギー回収率は低い[7]．過去10年間に，MFC技術のスケールアップと実用化に〜1000L の範囲で報告されてきたが未だ実用化に至っていない [8]．

向けて，短期間の実験室規模での実験から長期にわたる現場でのパイロット規模の調査まで，1〜
1000Lの範囲で報告されてきたが未だ実用化に至っていない [8]．

1.3 本研究の目的

本研究室では，民間企業との共同研究体制の下、微生物燃料電池型廃水処理装置を製作し，

1.3

本研究の目的

下水処理場に設置し，有機汚濁物質の除去能力と汚泥削減効果を評価してきたが、その出力電本研究室では，民間企業との共同研究体制の下、微生物燃料電池型廃水処理装置を製作し，下水力は非常に低く、さらなる装置改良が求められる[9]．本研究では、上述した 3 つの MFC の反処理場に設置し，有機汚濁物質の除去能力と汚泥削減効果を評価してきたが、その出力電力は非常
応律速段階に着目し、アノード、セパレータ、カソードについて再検討し、MFCの出力電力に低く、さらなる装置改良が求められる[9]．本研究では、上述した3つのMFCの反応律速段階に着の向上を目指した．
目し、アノード、セパレータ、カソードについて再検討し、MFCの出力電力の向上を目指した．

2. 実験方法

2. 実験方法
2.1
アノード反応促進のための検討
2.1
アノード反応促進のための検討
アノード反応促進のための検討するにあたり、アノードのアノード反応促進のための検討するにあたり、アノードの親水処理が微生物の電流生産に与える影響を評価した。900
親水処理が微生物の電流生産に与える影響を評価した。900ml
容積の蓋付きガラス瓶の蓋に，参照電極 (Ag/AgCl) ，対ml容積の蓋付きガラス瓶の蓋に，参照電極(Ag/AgCl) ，対電電極（φ1.0cmのばね状の白金線），集電体としてφ0.30mm
極（φ1.0cmのばね状の白金線），集電体としてφ0.30mmの白の白金線，および未処理
GF または
O₂プラズマ処理で親水化
金線，および未処理GFまたはO₂プラズマ処理で親水化したした
psGF（3.0 × 8.0 × 0.5 cm 角）を設置した（図 3）．
psGF（3.0 × 8.0 × 0.5 cm角）を設置した（図3）．アノードに，アノードに，汚泥微生物を植種した後，容器を最初沈殿池流

出水で満たした．ポテンショスタット（北斗電工）を用い，汚泥微生物を植種した後，容器を最初沈殿池流出水で満たし
アノードの電圧を常に+0.2 V (vs. を用い，アノードの電圧
Ag/AgCl) に保ち，発生た．ポテンショスタット
（北斗電工）
電流を
1 時間毎にデータロガーで記録した．
を常に+0.2 V (vs. Ag/AgCl) に保ち，発生電流を1時間毎に下水処理場内にＭＦＣを設置することを想定した場合、揚データロガーで記録した．

定電圧培養装置図
図図3
3 定電圧培養装置
図

水された汚水が自然流下で反応槽を移動することからアノ
下水処理場内にＭＦＣを設置することを想定した場合、揚水された汚水が自然流下で反応槽を移ード配置により流速が変化し、これに伴い、アノード反応に動することからアノード配置により流速が変化し、これに伴い、アノード反応に供される基質拡散供される基質拡散が変化し電流生産が増減することが考えが変化し電流生産が増減することが考えられる。具体的には、2.1でアノードに未処理GFを用いたられる。具体的には、2.1
でアノードに未処理 GF を用いた培養容器の中に撹拌子を入れ，100，200，300，400rpmで撹拌し, 撹拌時の電流生産を記録した.
培養容器の中に撹拌子を入れ，100，200，300，400rpm で各撹拌強度における流速は，培養装置と同じ瓶を水で満たし，三次元電磁流速計（ケネック，
撹拌し,撹拌時の電流生産を記録した.
各撹拌強度におけVP3000，東京）で計測した．さらに、流れ方向に対する電極の配置角度が微生物の電流生産に与る流速は，培養装置と同じ瓶を水で満たし，三次元電磁流える影響を評価するため，一定速度で下水をポンプでくみ上げて自然流下する循環流路を作成した
速計（ケネック，VP3000，東京）で計測した．さらに、流れ方向に対する電極の配置角度が微生物の電流生産に与える－ 17 －

影響を評価するため，一定速度で下水をポンプでくみ上げて自然流下する循環流路を作成した (図 4)．流入口近辺に

図4

実験に用いた流路

出水で満たした．ポテンショスタット（北斗電工）を用い，アノードの電圧を常に+ 0.2 V (vs. Ag/AgCl) に保ち，発生電流を 1 時間毎にデータロガーで記録した．
下水処理場内にＭＦＣを設置することを想定した場合、揚図 3 定電圧培養装置図

水された汚水が自然流下で反応槽を移動することからアノ(図4)．流入口近辺に整流板を設置し，流速が7 cm/sになるよード配置により流速が変化し、これに伴い、アノード反応にうに調整した．30日間定電圧培養したpsGFを流入口から流下供される基質拡散が変化し電流生産が増減することが考え方向に約60 cm，水深4 cmの位置に設置し，流下方向に対してられる。具体的には、2.1 でアノードに未処理 GF を用いた

psGFが0°，90°になるよう配置し，生産電流を10秒毎に記録

培養容器の中に撹拌子を入れ，100，200，300，400 rpm で

した．

撹拌し,
撹拌時の電流生産を記録した.
各撹拌強度におけ日間定電圧培養した
psGF を流入口から流下方向に約60 cm，水深 4 cm の位置に設置し，流下
MFCを下水処理場に設置する場合、水頭差で与えられた流
日間定電圧培養した
psGF を流入口から流下方向に約 60 cm，水深 4 cm の位置に設置し，流下る流速は，培養装置と同じ瓶を水で満たし，三次元電磁流方向に対して psGF が 0°，90°になるよう配置し，生産電流を10 秒毎に記録した．
速をアノードの設置方法により増加し電流生産を促進できる方向に対してpsGF が 0°，90°になるよう配置し，生産電流を 10 秒毎に記録した．
速計（ケネック，VP3000，東京）で計測した．さらに、流れMFC を下水処理場に設置する場合、水頭差で与えられた流速をアノードの設置方法により増可能性がある．そこで，2次元の任意の流路（30 cm × 100
MFC を下水処理場に設置する場合、水頭差で与えられた流速をアノードの設置方法により増方向に対する電極の配置角度が微生物の電流生産に与える
加し電流生産を促進できる可能性がある．そこで，2 次元の任意の流路（30 cm × 100 cm）
cm）を想定し，異なる配置 (図 5) のアノード表面の流速を加し電流生産を促進できる可能性がある．そこで，2次元の任意の流路（30 cm × 100 cm）
影響を評価するため，一定速度で下水をポンプでくみ上げを想定し，異なる配置 (図 5) のアノード表面の流速を COMSOL Multiphysics®を用いた CFD®
COMSOL Multiphysics(図を 5)用いた CFD (computational fluidを想定し，異なる配置のアノード表面の流速を
COMSOL Multiphysics®を用いた CFDて自然流下する循環流路を作成した
4)．流入口近辺に(computational fluid dynamics)(図解析で算出し，電流生産の効果を試算した．計算時のメッ実験に用いた流路
図 図44 実験に用いた流路
dynamics) 解析で算出し，電流生産の効果を試算した．計算時(computational
fluid dynamics) 解析で算出し，電流生産の効果を試算した．計算時のメッ整流板を設置し，流速が7cm/sになるように調整した．30
シュは四辺形で作成し，乱流仮定で計算を行った．
のメッシュは四辺形で作成し，乱流仮定で計算を行った．
シュは四辺形で作成し，乱流仮定で計算を行った．

a

b

b

a
3

c

c

図 5 図5異なるアノード配置時のアノード表面流速の計算に用いた流路およびメッシュ(a：平板アノー
異なるアノード配置時のアノード表面流速の計算に用いた流路およびメッシュ
図 5 異なるアノード配置時のアノード表面流速の計算に用いた流路およびメッシュ(a：平板アノー
ド平行配置，b：平板アノード蛇行配置,c：円筒アノード千鳥配置)(a：平板アノード平行配置，b：平板アノード蛇行配置，c：円筒アノード千鳥配置)
ド平行配置，b：平板アノード蛇行配置,c：円筒アノード千鳥配置)

2.2 2.2
イオン移動促進ならびにコストダウンのためのセパレータの検イオン移動促進ならびにコストダウンのためのセパレータの検2.2 イオン移動促進ならびにコストダウンのためのセパレータの検下水中に設置したイオン交換膜のイオン移動性を純粋に評価するため，微生物の増殖を待つ必要
下水中に設置したイオン交換膜のイオン移動性を純粋に評価するため，微生物の増殖を待つ必下水中に設置したイオン交換膜のイオン移動性を純粋に評価するため，微生物の増殖を待つ必がなく且つ一定条件で迅速に結果が得られる利点から，アノードとカソードの触媒にとして白金を要がなく且つ一定条件で迅速に結果が得られる利点から，アノードとカソードの触媒にとして白金要がなく且つ一定条件で迅速に結果が得られる利点から，
アノードとカソードの触媒にとして白金担持したカーボンクロス(CC)を用いた（図6）． 6）を担持したカーボンクロス(CC)を用いた（図．
を担持したカーボンクロス(CC)を用いた（図6）．
直径
直径3.5cmの円面のCCに対し，1.5
3.5cm の円面の CC に対し，1.5
直径の円面のCC に対し，
1.5 2－
2
mg－3.5cm
Pt/cm2 または0.5mg
Pt/cm2 となる
mg-Pt/cm
または 0.5mg-Pt/cmとな
mg-Pt/cm2 または 0.5mg-Pt/cm2 となように20％Pt担持カーボン(PtC)を絵る よ う に 20 ％ Pt 担 持 カ ー ボ ン
る よ う に 20 ％ Pt 担 持 カ ー ボ ン
筆で塗布したものを，それぞれカソー(PtC)を絵筆で塗布したものを，そ(PtC)を絵筆で塗布したものを，そドとアノードとした．PtCは，1.6μL/
れぞれカソードとアノードとした．
れぞれカソードとアノードとした．
－
mg PtC
PtCの超純水と混合した後，3.3μL/
は，1.6μL/mg-PtC の超純水とPtC は，1.6μL/mg-PtCの超純水と3.3μL/mg-PtC イソ
mg－混合した後，
PtCイソプロパノールおよび3.7μL/
混合した後，
3.3μL/mg-PtC イソ－
3.7μL/1mg1mgプロパノールおよびPtCの10%ナフィオンと混合し，
図6 下水に適したCEMの選定に用いた白金触媒による水素酸化電池
プロパノールおよび 3.7μL/1mg図 6 下水に適した CEM の選定に用いた白金触媒によ
PtC の 10%ナフィオンと混合し，CC
CC表面に塗布した．CEMとして，膜装置の図および外観
図 6 下水に適した
CEM の選定に用いた白金触媒による水素酸化電池装置の図および外観
PtC の 10%ナフィオンと混合し，CCる水素酸化電池装置の図および外観
表面に塗布した． CEM として，膜厚表面に塗布した． CEM として，膜厚の異なる 3 種の CEM (CEM-A:0.15mm，CEM-B: 0.25mm，CEM-C: 0.65mm)を用いた．各 CEM を，アノー－ 18 －の異なる 3 種の CEM (CEM-A:0.15mm，CEM-B: 0.25mm，CEM-C:
0.65mm)を用いた．各 CEM を，アノー
ド CC とカソ―ド CC で挟み，カソードは大気解放とし，アノード槽には名古屋市の下水道施設より
ド CC とカソ―ド CC で挟み，カソードは大気解放とし，アノード槽には名古屋市の下水道施設より

厚の異なる3種のCEM (CEM-A:0.15mm，CEM-B: 0.25mm，CEM-C: 0.65mm)を用いた．各CEM
採水した最初沈殿池流出水（以下，初沈汚水）を満たすとともに Ag/AgCl 参照電極を設置し，水素を，アノードCCとカソ―ドCCで挟み，カソードは大気解放とし，アノード槽には名古屋市の下水ガスを吹き込んだ．ポテンショスタットを用いリニアスイープボルタンメトリー(LSV)を行った．
道施設より採水した最初沈殿池流出水（以下，初沈汚水）を満たすとともにAg/AgCl参照電極を設置し，水素ガスを吹き込んだ．ポテンショスタットを用いリニアスイープボルタンメトリー(LSV)
2.2 MFC 装置を行った．
本研究では，内側に白金を触媒とエアカソードと空気層，外側を下水としたシングルチャンバー

円筒型 MFC (内径 3.5cm，外径 4.5cm，高さ 10cm)を製作した(図 7)．内側からステンレスメッシュ，
Ag/AgCl 参照電極を設置し，水素
2.3 採水した最初沈殿池流出水（以下，初沈汚水）を満たすとともにMFC装置
0.5mg/cm2PtC 担持 CC，CEM，O2 プラズマ酸化処理した黒鉛フェルト(GF， 厚み 0.5cm)，ステンレ
ガスを吹き込んだ．ポテンショスタットを用いリニアスイープボルタンメトリー(LSV)を行った．
本研究では，内側に白金を触媒とエ
スメッシュの順に重ねて筒状にし，底アカソードと空気層，外側を下水とし面をアクリル板で密閉した. 循環式ウ2.2

MFC 装置たシングルチャンバー円筒型MFC(内ォーターバスに初沈汚水をみたし 25�
本研究では，内側に白金を触媒とエアカソードと空気層，外側を下水としたシングルチャンバー
径で保温し，
3.5cm，外径4.5cm，高さ10cm)を製
GF を活性汚泥液に浸して植円筒型 MFC (内径 3.5cm，外径 4.5cm，高さ 10cm)を製作した(図 7)．内側からステンレスメッシュ，

作した(図7)．内側からステンレスメッ
種した後，外部抵抗を介してエアカソ
0.5mg/cm2PtC 担持 CC，CEM，O2 プラズマ酸化処理した黒鉛フェルト(GF， 厚み 0.5cm)，ステンレ
シード電極に接続し，アノード・カソー
ュ，0. 5mg/cm 2 PtC 担 持 CC，CEM，
スメッシュの順に重ねて筒状にし，底O 2ド間の発生電圧を
プラズマ酸化処理した黒鉛フェルト
1 時間に 1 度電圧デ面をアクリル板で密閉した.
循環式ウ
(GF，
厚み0.5cm)，ステンレスメッシュータロガーで記録した．
ォーターバスに初沈汚水をみたし
25�
の順に重ねて筒状にし，底面をアクリで保温し，GF を活性汚泥液に浸して植図7 下水MFC装置の図および外観
図 7 下水MFC 装置の図および外観

2.4種した後，外部抵抗を介してエアカソ
有機物除去特性の評価
ル板で密閉した.
循環式ウォーターバスに初沈汚水をみたし25℃で保温し，GFを活性汚泥液に浸

本実験では2.3 で製作した円筒型 MFC 装置について，汚水中に設置した際の有機物濃度のード電極に接続し，アノード・カソー
して植種した後，外部抵抗を介してエアカソード電極に接続し，アノード・カソード間の発生電圧除去特性を調べ，装置のクーロン効率を算出するため，
汚水中の CODcr 濃度を測定した．500mL
ド間の発生電圧を
1 時間に 1 度電圧デを1時間に1度電圧データロガーで記録した．
ータロガーで記録した．
容量のビーカー内に
MFC 装置を設置し，初沈汚水
300mLで満たしてペリスタポンプ（SJ図 7 下水 MFC
装置の図および外観

1211�-H，ATTO，東京都）を用いて汚水滞留時間（HRT）を 8 時間として，装置の運転開始か

2.4

有機物除去特性の評価

2.4

有機物除去特性の評価

ら 39 日目以降から約 1 日に 1 度流入汚水と流出汚水をサンプリングし，分光光度計（PD-303，
本実験では2.3で製作した円筒型MFC装置について，汚水中に設置した際の有機物濃度の除去特本実験では 2.3 で製作した円筒型 MFC 装置について，汚水中に設置した際の有機物濃度の東京硝子器械，東京）を用いてサンプルの吸光度を測定し，CODcr を求めた．

性を調べ，装置のクーロン効率を算出するため，汚水中のCODcr濃度を測定した．500mL容量の除去特性を調べ，装置のクーロン効率を算出するため，汚水中の CODcr 濃度を測定した．500mL
容量のビーカー内に MFC 装置を設置し，初沈汚水
300mL で満たしてペリスタポンプ（SJビーカー内にMFC装置を設置し，初沈汚水
300mLで満たしてペリスタポンプ（SJ-1211Ⅱ-H，

3. 1211�-H，ATTO，東京都）を用いて汚水滞留時間（HRT）を実験結果
8 時間として，装置の運転開始かATTO，東京都）
を用いて汚水滞留時間（HRT）を8時間として，装置の運転開始から39日目以降か
3.1ら 39
親水処理が下水からの電流生産に与える影響評価
日目以降から約 1 日に 1 度流入汚水と流出汚水をサンプリングし，
分光光度計（PD-303，
ら約1日に1度流入汚水と流出汚水をサンプリングし，分光光度計（PD-303，東京硝子器械，東京）
未処理
GF ならびに psGF に
東京硝子器械，東京）を用いてサンプルの吸光度を測定し，CODcrを求めた．
を用いてサンプルの吸光度を測定し，CODcrを求めた．
活性汚泥を植種後，下水中

3. 実験結果
で定電圧バッチ培養した際
3. 実験結果
3.1 親水処理が下水からの電流生産に与える影響評価の生産電流を記録した結果
3.1 親水処理が下水からの電GF ならびに psGF にを図未処理
8 に示す．最初の汚水流生産に与える影響評価
活性汚泥を植種後，下水中入れ替えを行った 9 日目ま
未 処 理GFな ら び にpsGFにで定電圧バッチ培養した際での間での平均最大電流

活性汚泥を植種後，下水中での生産電流を記録した結果

密度は未処理 GF で 28 ±を図 8 に示す．最初の汚水
定電圧バッチ培養した際の生3

4.0µA/cm ，psGF で 57

入れ替えを行った 9 日目ま 図 8 未処理ならびに O₂プラズマ処理が下水からの電流生産に与える影響評価
産電流を記録した結果を図8に± 8.0 µA/cm3 であり，培（n=3）
での間での平均最大電流示す．最初の汚水入れ替えを

養初期では，親水処理によ

密度は未処理 GF で 28 ±
行った9日目までの間での平均って電流生産が促進されることが示された．しかし，定期的に汚水入れ替えを行いながらさら
4.0 µA/cm3，psGF で 57
最大電流密度は未処理GFで28 図8
未処理ならびにO₂プラズマ処理が下水からの電流生産に与え
る影響評価
（n=3）
図 8 未処理ならびにO₂プラズマ処理が下水からの電流生産に与える影響評価± 8.0 µA/cm3 であり，培（n=3）

養初期では，親水処理によ5－ 19 －って電流生産が促進されることが示された．しかし，定期的に汚水入れ替えを行いながらさら± 4.0µA/cm3，psGFで57 ± 8.0 µA/cm3 であり，培養初期では，親水処理によって電流生産が促進されることが示された．しかし，定期的に汚水入れ替えを行いながらさらに培養を継続した結果，21日目では，未処理GFとpsGFは同程度の電流生産値になった． これより，親水処理は，植に培養を継続した結果，21 日目では，未処理 GF と psGF は同程度の電流生産値になった． こ

種から一定期間の電流の立ち上がり期に電流生産を促進するものの，しばらく経過した後は未処理

れより，親水処理は，植種から一定期間の電流の立ち上がり期に電流生産を促進するものの，と差がないことが示された．

に培養を継続した結果，21 日目では，未処理 GF と psGF は同程度の電流生産値になった． こ
しばらく経過した後は未処理と差がないことが示された．
れより，親水処理は，植種から一定期間の電流の立ち上がり期に電流生産を促進するものの，

3.2 流速が下水からの電流生産に与える影響評価
しばらく経過した後は未処理と差がないことが示された．
3.2
流速が下水からの電流生産
未処理GFを用い，異なる撹拌
に与える影響評価a

3.2 流速が下水からの電流生産速度下で下水からの電流生産を比未処理 GF を用い，異なる撹拌
に与える影響評価
較した結果を図9に示す．静置条

速度下で下水からの電流生産をa

未処理 GF を用い，異なる撹拌

件で21日間培養した後，撹拌速度比較した結果を図9 に示す．静速度下で下水からの電流生産をを段階的にあげ，0～12
cm/sの流
置条件で21 日間培養した後，撹比較した結果を図 9 に示す．静速を与えた後，再度静置条件に戻拌速度を段階的にあげ，0～12
置条件で 21 日間培養した後，撹し，各流速で10- 20分間生産電流cm/sの流速を与えた後，再度静拌速度を段階的にあげ，0～12bを記録した．流速が大きくなるに置条件に戻し，各流速で1020cm/s の流速を与えた後，再度静つれて電流密度も増え，静置条件
分間生産電流を記録した．流速
置条件に戻し，各流速で 10 - 20bに戻したところ，直ちに電流生産が大きくなるにつれて電流密度
分間生産電流を記録した．流速が大きくなるにつれて電流密度も減少した（図9a）．静置条件ではも増え，静置条件に戻したとこも増え，静置条件に戻したとこ
ろ，直ちに電流生産も減少した
電流密度150± 77µA/cm 3 であっろ，直ちに電流生産も減少した（図9a）．
静置条件では電流密度たのに対し，流速12 cm/sで最大9a）．静置条件では電流密度
3
150
± （図
77µA/cm3であったのに
電流密度
338± 94µA/cmとなり，150 ± 77µA/cm3 であったのに対し，流速
12 cm/s で最大電流
約 2.4倍に促進された（図 9b）．こ 図9 流れが下水からの電流生産に与える影響 (a：各撹拌強度時の電流密度,
図 9 流れが下水からの電流生産に与える影響 (a：各撹拌強度時の対し，流速 12 cm/s で最大電流ｂ：静置条件の電流密度を1とした際の各流速の電流生産,
n=3)1 とした際の各流速の電流生
図 9ｂ：静置条件の電流密度を流れが下水からの電流生産に与える影響(a：各撹拌強度時の密度338±94µA/cm3となり，約
れ よ り， 流 れ が 生 じ る こ と で ア 電流密度,
産, n=3)電流密度, ｂ：静置条件の電流密度を 1 とした際の各流速の電流生
密度 338±94µA/cm3 となり，約産, n=3)2.4倍に促進された（図 9b）．こ
ノードに有機物が供給され，アノードに捕捉された微生物による電流生産が促進されたことが示唆

2.4 倍に促進された（図 9b）．これより，流れが生じることでアノードに有機物が供給され，アノードに捕捉された微生物によされた．

れより，流れが生じることでアノードに有機物が供給され，アノードに捕捉された微生物による電流生産が促進されたことが示唆された．

る電流生産が促進されたことが示唆された．

3.3
流れ方向に対する電極の配置角度が電流生産に与える影響評価
3.3流れ方向に対する電極の配置角度が電流生産に与える影響評価

3.3 流れ方向に対する電極の配置角度が電流生産に与える影響評価

3232日間定電圧培養したpsGFを流速7cm/sで下水が流れる流路に設置し，流下方向に対してpsGF
日間定電圧培養した
psGF を流速7cm/s で下水が流れる流路に設置し，流下方向に対して
32 日間定電圧培養した
psGF を流速7cm/s で下水が流れる流路に設置し，流下方向に対してpsGFが0°，90°になるよう配置した際の電流生産を図10 に示す．各角度で電流値が安定しpsGF
が 0°，90°になるよう配置した際の電流生産を図10 に示す．各角度で電流値が安定しが0°，90°になるよう配置した際の電流生産を図10に示す．各角度で電流値が安定した時の平均電た時の平均電流値は，た時の平均電流値は，
流 値 は，90°で は 7. 2 ± 0. 3
90°では
7.2では6.6±0.5± 7.2
0.3 ± µA/
90°では0.3
µA/cm3，0°µA/cm3，0°ではµA/cm3，0°では6.6± 6.6±
3cm となった。これより、流れ0.5となった。
µA/cm3 となった。
0.5 µA/cm3

方向に対する電極の角度の違

これより、流れ方向に
これより、流れ方向に

いが電流生産に与える影響は，

すの
る角
電度
極の
の角度の
対 す る 電対極

流速の違いが電流生産に与えいが電流生産に与違 い が 電違流
生産に与る影響に比べて小さく無視でえる影響は，流速の違きることが示された．
いが電流生産に与ええる影響は，流速の違いが電流生産に与える影響に比べて小さる影響に比べて小さく無視できることが

図 10

図10
図 10 各配置角度での電流生産値
各配置角度での電流生産値

各配置角度での電流生産値

く無視できることが－ 20 －

66

示された．
3.4 アノード配置が異なる流路における生産電流の試算

3.4

アノード配置が異なる流路における生産電流の試算

アノード配置が異なる流路において，流入流速を 7 cm/s とした時の CFD 解析結果を図 11 に

アノード配置が異なる流路において，流入流速を7 cm/sとした時のCFD解析結果を図11に示す．

示す．CFD 解析により，流路断面積が小さい平板アノード蛇行配置で流速が最も大きくなるこ

CFD解析により，流路断面積が小さい平板アノード蛇行配置で流速が最も大きくなることが示さとが示された．続いて、流入流速を 112 cm/s として与えた際のアノード表面の電流生産につれた．続いて、流入流速を1～12 cm/sとして与えた際のアノード表面の電流生産について, アノー

いて, アノード表面の平均流速ならびに静置時の電流生産を 1 とした時の各流速の電流生産

ド表面の平均流速ならびに静置時の電流生産を1とした時の各流速の電流生産 (図9b) から換算し(図 9b) から換算した(図 12)．例えば流速 7cm/s で下水が流入した場合、静置時の電流値を 1た(図12)．例えば流速7cm/sで下水が流入した場合、静置時の電流値を1とした時，平板アノードとした時，平板アノード平行配置の電流値は 2.2、円筒アノード千鳥配置で 2.3、平板アノー

平行配置の電流値は2.2、円筒アノード千鳥配置で2.3、平板アノード蛇行配置で2.6となった．特ド蛇行配置で 2.6 となった．特に，平板アノード平行配置に対し平板アノード蛇行配置ではに，平板アノード平行配置に対し平板アノード蛇行配置では1.2倍の電流生産が見込まれ，アノー

1.2 倍の電流生産が見込まれ，アノード配置により電流生産が促進されることが示された．

ド配置により電流生産が促進されることが示された．

a

b

c

Figure2. UV/VisUV/Visspectra ofof trifluoromethylated
trifluoromethylated ZnPc
ZnPc (Pc-1–Pc-6)(Pc-1–Pc-6) inin CH
CH2 Cl222.
spectra
図11 7Figure
流cm/s
入速度7cm/sの時のCFD結果
図 11 流入速度
CFD
結果
Figure2.の時のUV/VisZnPc (Pc-1–Pc-6)
in CH22 Cl
Cl2-4 spectra of trifluoromethylated-5-6-4 M: blue, 1.0 × 10 -5 M: pink), 1.0 × 10 -6 M: green,
(1.0
×
10
-4
-5
-6
(1.0
×
10
M:
blue,
1.0
×
10
M:
pink),
1.0
×10M:
green,(a：平板型アノード平行配置，
b：平板型アノー
ド蛇行配置,c：円筒アノー(a：平板型アノード平行配置，b：平板型アノード蛇行配置,c：円筒アノード千鳥配置)
M: blue, 1.0 ×
M: pink), 1.0 × 10 M: -6green, ド千鳥配置)-4 (1.0 × 10
-5 10
-4 M + Py: purple, 1.0 × 10 -5 M + Py: sky blue, 1.0 × 10 -6 M + Py: yellow)
1.0
× 10
1.0
1.0 ×
× 10
10-4 MM++ Py:
Py: purple,
purple, 1.0
1.0 ×
× 10
10-5 MM++ Py:
Py: skysky blue,
blue, 1.0
1.0 ×
× 10
10-6 MM++ Py:
Py: yellow)
yellow)

流入速度と静置時の電流生産を1とした時の各配置における電流生産
図 12図12流入速度と静置時の電流生産を1 とした時の各配置における電流生産

3.5

下水における電流生産に適したイオン交換膜の選定

3.5 下水における電流生産に適したイオン交換膜の選定

膜厚の異なる3種のカチオン交換膜を用い，下水を溶媒とした水素酸化電池において作用極にカ

ソード，対電極および参照極をアノードに接続してセル全体の開回路電圧測定ならびにLSV測定を行った. OCP測定では，時間の経過とともに，下水中に吹き込んだ水素酸化により生じた電子がアノードで帯電しカソードとの電圧差が大きくなる様子が観察された. 電圧の増加が安定した時点
7のOCPを測定した結果，CEM-A，CEM-B，CEM-Cで，それぞれ780
mV，750 mV，190 mVであった. この各OCPから0 Vまでの電圧範囲でLSV測定を行った結果，CEM-Aで最も生産電流が大－ 21 －

続してセル全体の開回路電圧測定な
らびに LSV 測定を行った. OCP 測定
では， 時間の経過とともに，下水中に吹き込んだ水素酸化により生じた膜厚の異なる
3 種のカチオン交換
きく（図13），0Vにおける各膜の生産電電子がアノードで帯電しカソードと膜を用い，下水を溶媒とした水素酸流の電圧差が大きくなる様子が観察さは - 11 mA (CEM-A), - 5 . 2 mA
化電池において作用極にカソード，(CEM-B),- 8. 1 mA (CEM-C)と な っ た．
れた.
電圧の増加が安定した時点の対電極および参照極をアノードに接これより，下水中の電流生産に用いるOCPを測定した結果，CEM-A，CEM-

図 13 CEM の膜厚が下水を溶媒とした水素酸化電池の電流生産に与える影響

続してセル全体の開回路電圧測定なCEMとして膜厚0.15mmのCEM-Aを用
B，CEM-C
で，それぞれ780 mV，750 mV，190 mV であった. この各 OCP から 0 V までの電
らびに LSV 測定を行った. OCP 測定

いることとした．
圧範囲で LSV 測定を行った結果，CEM-A で最も生産電流が大きく（図 13），0V における各膜では， 時間の経過とともに，下水中の生産電流は-11mA (CEM-A), -5.2 mA (CEM-B), -8.1 mA (CEM-C)となった．これより，下水中に吹き込んだ水素酸化により生じたの電流生産に用いる CEM として膜厚 0.15 mm の CEM-A を用いることとした．

3.6 MFC装置における下水からの電流

電子がアノードで帯電しカソードと生産の電圧差が大きくなる様子が観察さ 図13 CEMの膜厚が下水を溶媒とした水素酸化電池の電流生産に
3.6
MFC 装置における下水からの電流生産
CEM-Aを用いたMFCを製作し，MFC
図 13 CEM の膜厚が下水を溶媒とした水素酸化電
与える影響れた. 電圧の増加が安定した時点の
CEM-A
を用いた
MFC
を製作し，MFC運転を行った結果を図 14 に示す．下水中で 100～33
運転を行った結果を図 14に示す．下水池の電流生産に与える影響
OCP を測定した結果，CEM-A，CEM3
Ωの外部抵抗を介して分極した結果，運転開始後 6 時間で 1W/m3 の電力出力を得た．
その後，中で100～33Ωの外部抵抗を介して分極した結果，運転開始後6時間で1W/mの電力出力を得た．
B，CEM-C で，それぞれ 780 mV，750 mV，190 mV であった. この各 OCP から 0 V までの電下水中の有機物の消費により出力電力が減少したら汚水を入れ替えるバッチ運転を 10 日まで
その後，下水中の有機物の消費により出力電力が減少したら汚水を入れ替えるバッチ運転を10日
圧範囲で LSV 測定を行った結果，CEM-A で最も生産電流が大きく（図 13），0V における各膜
行った後水理的滞留時間を 8 時間として連続運転を行った結果、培養開始から 20 日以降、出まで行った後水理的滞留時間を8時間として連続運転を行った結果、培養開始から20日以降、出力の生産電流は-11
3 mA (CEM-A), -5.2 mA (CEM-B), -8.1 mA (CEM-C)となった．これより，下水中
3
力電力が
7 W/m
-MFC 体積で安定した．
電力が7W/m-MFC体積で安定した．
の電流生産に用いる CEM として膜厚 0.15 mm の CEM-A を用いることとした．
3.6

MFC 装置における下水からの電流生産

CEM-A を用いた MFC を製作し，MFC 運転を行った結果を図 14 に示す．下水中で 100～33
Ωの外部抵抗を介して分極した結果，運転開始後 6 時間で 1W/m3 の電力出力を得た．その後，下水中の有機物の消費により出力電力が減少したら汚水を入れ替えるバッチ運転を 10 日まで行った後水理的滞留時間を 8 時間として連続運転を行った結果、培養開始から 20 日以降、出力電力が 7 W/m3-MFC 体積で安定した．

図 14図14
MFCMFCにおける出力電力の推移(n=2)
における出力電力の推移(n=2)
3.7発電効率の評価

MFCを設置した汚水における有機物の除去率について、流入水と流出水におけるCODcrの増減から計算した結果、平均55%の除去率が得られた（図15）．汚水中のCODcr濃度を安定して減少で8きていた．また，HRTを8時間のクーロン効率は平均17%、発電効率は平均0.12kwh/kg-CODであった．これより、仮にこのMFCを下水処理施設に20%体積比で充填した場合、下水消費電力の約11％相当の発電が可能となることが示された。

図 14 MFC における出力電力の推移(n=2)

8－ 22 －

増減から計算した結果、平均 55%の除去率が得られた（図 15）．汚水中の CODcr 濃度を安定して減少できていた．また，HRT を 8 時間のクーロン効率は平均 17%、発電効率は平均0.12kwh/kg-COD であった．これより、仮にこの MFC を下水処理施設に 20%体積比で充填した場合、下水消費電力の約 11％相当の発電が可能となることが示された。

図15

CODcr除去率、クーロン効率および発電効率

図 15．CODcr 除去率、クーロン効率および発電効率
まとめ
4.4.まとめ

MFC のアノード改良に取り組んだ結果、アノード表面の親水化では植種から一定期間の電MFCのアノード改良に取り組んだ結果、アノード表面の親水化では植種から一定期間の電流生流生産は促進されたが，時間経過により未処理での電流生産値と同程度となり効果は限定的で産は促進されたが，時間経過により未処理での電流生産値と同程度となり効果は限定的であった．

あった．一方、下水の流速が電流生産に与える影響は大きく、実際の下水流路に MFC を設置

一方、下水の流速が電流生産に与える影響は大きく、実際の下水流路にMFCを設置する際，ア

する際，アノードの配置が出力に影響することが示されたことから、CFD 解析により最も出ノードの配置が出力に影響することが示されたことから、CFD解析により最も出力が高く見込め

力が高く見込める MFC の配置方法を検討することが重要である．また、下水から電流生産をるMFCの配置方法を検討することが重要である．また、下水から電流生産を行うMFC装置に適し行う MFC 装置に適したイオン交換膜の検討を行った結果、膜厚 0.15mm のイオン交換膜を選たイオン交換膜の検討を行った結果、膜厚0.15mmのイオン交換膜を選定した．本膜を用いたMFC定した．本膜を用いた MFC を下水中で運転した結果、 出力電力が 7 W/m3-MFC 体積、発電を下水中で運転した結果、出力電力が7 W/m3 -MFC体積、発電効率は0.12kwh/kg-CODであった。
効率は 0.12kwh/kg-COD であった。仮にこのMFC を下水処理施設に 20%体積比で充填した場
仮にこのMFCを下水処理施設に20%体積比で充填した場合、下水消費電力の約11％に相当する発合、下水消費電力の約 11％に相当する発電が可能となることが示された。現状、下水道のネッ電が可能となることが示された。現状、下水道のネットゼロエネルギー化に向けては、さらなる
トゼロエネルギー化に向けては、さらなる MFC の出力向上が望まれるとともに、汚泥ガス発電や消化汚泥の固形燃料との組み合わせることが求められる。MFC の出力向上の手段として
MFCの出力向上が望まれるとともに、汚泥ガス発電や消化汚泥の固形燃料との組み合わせること
は、反応面積比、MFC 充填率の増加、さらには MFC 配置による流速で遺書による基質拡散律が求められる。MFCの出力向上の手段としては、反応面積比、MFC充填率の増加、さらにはMFC
速の解消による単位反応面積あたりの出力電力の向上が考えられる。
配置による流速で遺書による基質拡散律速の解消による単位反応面積あたりの出力電力の向上が考
えられる。

参考文献
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国土交通省下水道政策研究委員会.平成 26 年.新下水道ビジョン
参考文献
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