第64回(2020年度)

北海道開発技術研究発表会論文

鉄酸化細菌を活用した酸性水処理実験について
国立研究開発法人

土木研究所 寒地土木研究所 防災地質チーム 〇大日向 昭彦
岡﨑 健治
倉橋 稔幸

建設発生土を仮置きすると、黄鉄鉱が雨水と反応するなどして酸性水を発生させることがある。これらの酸性水では鉄分が中和処理の障害となっており、多くの手間と費用を要している。
そこで、筆者らは鉄酸化細菌が溶存鉄を体内に蓄積する能力に着目し、溶存鉄低減効果がある鉄酸化細菌及び、酸性水中和効果があるホタテ貝殻を充填したカラムに酸性水を通水させる浄化処理実験を行った。その結果、酸性水中の溶解性鉄や、砒素といった重金属類を低減させることが可能であることを明らかにした。
キーワード：建設発生土、酸性水、鉄酸化細菌、省エネルギー

1. はじめにH2O

トンネル掘削工事等の建設発生土中に黄鉄鉱をはじめとする硫化鉱物が含まれている場合、硫化鉱物が大気中の酸素や雨水と接触することで酸化・分解反応が起こり、酸性水を発生させることがある1) (図-1) 。その酸性水には鉄分が多く溶存し、中和処理の障害となっている。
そのため、その処理に多くの手間と費用を要している。
そこで、筆者らは資源やエネルギーをできるだけ消費せず、自然の浄化作用により経済的に酸性水を浄化する手法として鉄酸化細菌に着目した。鉄酸化細菌とは下記の反応式(1)に示すように、水中に溶存する二価鉄を酸化して三価鉄とし、これを体内に蓄積する能力を持った細菌である2）。この能力を活用することで酸性水中の溶存鉄を低減し、水質を改善する浄化処理方法を検討した。

O2

酸素

雨水の浸透

黄鉄鉱(FeS2)等の硫化鉱物

FeS2
大気中の酸素化学反応※により酸性水が発生

FeS2

酸性水建設発生土
二価鉄イオン(Fe2＋)

硫酸(H2SO4)※化学反応式FeS2(黄鉄鉱)＋7/2O2＋H20 → Fe2＋＋2SO42-＋2H＋Fe2＋＋1/4 O 2＋H＋ → Fe3＋＋1/2H2 O＋17kcal ・・(1)

図-1 建設発生土における酸性水発生の概念図

本報告では、溶存鉄低減効果がある鉄酸化細菌と酸性水中和効果があるホタテ貝殻をカラムに充填し、酸性水を通水する浄化処理実験を行い、溶解性鉄及び砒素といった酸性水中の成分の低減効果、並びに酸性水の中和効果を分析した結果について報告する。

表-1 酸性水(溶媒)の水質

2. 実験方法(1) 試料実験に使用した溶媒として道南の鉱山跡地から酸性水を採水した。表-1 に示すように酸性水の水素イオン指数(pH)は 1.8、溶解性鉄濃度は 308mg/L、砒素濃度は8.1mg/L であった。一方、カラム充填材である鉄酸化細水

水素イオン指数(pH)1.8

溶解性鉄濃度308mg/L

砒素濃度8.1mg/L

菌は道央のトンネルで採取した(写真-1)。鉄酸化細菌は菌種により独特の外観を形成する特徴がある。｢工業用水中の鉄細菌の存在を顕微鏡によって定性的に判定する試験方法(JIS K 0350-80-10)｣により菌種を同定したとこ

Obinata Akihiko, Okazaki Kenji, Kurahashi Toshiyuki－ 231 －表-2 顕微鏡観察による菌種の同定結果
菌種

ガリオネラ(Gallionella)シデロコッカス(Siderococcus)

出現頻度

++++

《凡例》

+++ ： 非常に多く出現する(顕微鏡のすべての視野に数個体以上)++ ： 多く出現する(顕微鏡のすべての視野に1個体以上)+ ： 出現する(顕微鏡の幾つかの視野に散見)- ： 出現しない

写真-1 採取した鉄酸化細菌

ガリオネラ
シデロコッカス50μm50μm

写真-2 鉄酸化細菌の顕微鏡写真(左：ガリオネラ、右：シデロコッカス)

ろ、表-2 に示すようにリボンをねじったような形状のガリオネラ(写真-2(左))が確認されたほか、小球形の細胞が不規則に集まり小さな集塊状となるシデロコッカスが散見された(写真-2(右))。その他、酸性水の中和対策として広く用いられている炭酸カルシウムを主成分とするホタテ貝殻は、道南で水揚げされた貝殻を乾燥させ、表-3 の粒度試験結果が示すように粒径 2mm 以下に粉砕した粉末状のものを使用した(写真-3)。

表-3 ホタテ貝殻の粒度試験結果
粒径2～0.075mm(砂分)

0.075～0.005mm(シルト分)

0.005mm未満(粘土分)

ホタテ貝殻粉末

76.1％

19.2％

4.7％

(2) 実験方法
本実験は、「ISO 21268-3 上向流カラム通水試験」を準用して実施した。実験装置は図-2 に示すように、溶媒タンク、ポンプ、カラム、採水タンクから構成される。
カラムの上下中間部に直径 7mm の貫通孔を設けた仕切板を設置し、上部と下部に分離した。上部には溶存鉄の浄化層として、浄化材である鉄酸化細菌 45g(湿潤重量)と母材である珪砂 5 号 450g を充填した。鉄酸化細菌 45g
を 2 層に分け、22.5g ずつ浄化層の底部と中間部に敷設した。一方、下部には酸性水の中和層として、酸性水にObinata Akihiko, Okazaki Kenji, Kurahashi Toshiyuki－ 232 －

写真-3 ホタテ貝殻粉末

φ=5cm採水タンク

カラム

L/S ※ ＝5,10,15,20の時、カラムを通過した浸出液を採水して水質を分析

珪砂5号
450g
カラム上部

※ L/S＝累積液固比( L:酸性水の通水量〔mL〕
S:カラム上部(浄化層)の珪砂5号の充填量〔g〕)

溶存鉄の浄化層

鉄酸化細菌(浄化材)45g(22.5g×2箇所）

30cm

カラム仕切板(仕切板中央にφ7mmの貫通孔)

カラム下部
酸性水の中和層

ホタテ貝殻(中和材)90gと珪砂5号(母材)を均等に混合したもの

溶媒タンク
酸性水 9,000mL

Pポンプ
ケース１: 通水速度12mL/h
ケース２: 通水速度30mL/h

図-2 実験装置の模式図

対する重量割合 1％の量のホタテ貝殻粉末 90g と母材である珪砂 5 号を均等に混合したものを充填した。実験条
件を表-4 に示す。溶媒である酸性水をカラム下端から通水し、液面がカラムの上端に達し珪砂 5 号が湿潤したことを確認した後、ポンプを停止し 72 時間静置した。
その後、累積液固比(L/S) (L：酸性水の累積通水量〔mL〕、S：カラム上部(浄化層)の珪砂 5 号の充填量〔g〕)が 20(累積通水流量 9,000mL)になるまで継続して通水した。通水はケース１の 12mL/h とケース２の30mL/h との 2 つの異なる速度条件に分けて行った。ケー
ス１とケース２ともに、累積液固比(L/S)が 5,10,15,20の時にカラムを通過した浸出液を採水し、それぞれを検液として水質分析を行った。なお、温度条件は常温(20℃)とした。

表-4 浄化処理実験の実験条件
カラム上部充填材(仕切板の上部)

浄化材：鉄酸化細菌 45g(湿潤重量)
母材：珪砂5号 450g

カラム下部充填材(仕切板の下部)

ホタテ貝殻(中和材)90gと珪砂5号(母材)を均等に混合したもの

溶媒

酸性水 9,000mL

溶媒の通水速度

ケース１:12mL/h
ケース２:30mL/h

浸出液の採水頻度

累積液固比(L/S)= 5(2,250mL通水時),
10(4,500mL通水時),15(6,750mL通水時),
20(9,000mL通水時)

温度条件

常温(20℃)

表-5 浸出液の水質分析項目と分析方法
分析項 目
水素 イオン 指数〔pH〕(at25℃)

３. 実験結果と考察(1) ケース１(通水速度12mL/h)の実験結果
ケース１(通水速度 12mL/h)の実験結果を図-3～図-5に示す。まず、図-3 に示す水素イオン指数(pH)の測定
結果について、実験開始前の酸性水の水素イオン指数
Obinata Akihiko, Okazaki Kenji, Kurahashi Toshiyuki－ 233 －溶解性 鉄ガラ ス電極 法(JIS K 0120 12.1)

ICP発 光分 光分析 法(JIS K 0120 57.4)

砒素ICP質 量分 析法(JIS K 0120 61.4)10水素イオン指数〔pH〕(3) 水質分析方法
浸出液の水質分析では、表-5 に示すように水素イオン指数(pH)、溶解性鉄濃度及び砒素濃度を測定した。まず、水素イオン指数(pH)は 0.45μm メンブランフィルターで濾過した検液をガラス電極法(JIS K 0120 12.1)により測定した。次に、溶解性鉄濃度は 0.2μm メンブラン
フィルターで濾過した検液 50mL に、硝酸が 4％になるように添加したものを分析試料とし、ICP 発光分光分析法(JIS K 0120 57.4)で測定した。続いて、砒素濃度は0.45μm メンブランフィルターで濾過した検液を ICP 質量分析法(JIS K 012 61.4)で測定した。

分 析方法

排水基準 5.8以上8.6以下

87.67.77.77.76421.800510
累積液固比1520

図-3 ケース１の水素イオン指数(pH)の変化

(pH)は 1.8 であったが、累積液固比 5 では 7.6 に、累積液固比 10 では 7.7 に上昇し、累積液固比 15 及び累積液固比 20 では 7.7 のまま一定であった。酸性水通水終了時の累積液固比 20 の水素イオン指数(pH)は 7.7 であり、通水流量が増加しても水質汚濁防止法に基づく一律排水基準(水素イオン指数(pH)5.8 以上 8.6 以下)を満たす中性域に中和されていることを確認した。これは、カラム下部に充填したホタテ貝殻の酸性水中和効果によるものと考えられる。
次に、図-4 に示す溶解性鉄の測定結果について、実験開始前の酸性水の溶解性鉄濃度は 308mg/L であったが、累積液固比 5 では＜0.01mg/L (検出限界)に低減され、累積液固比 10、累積液固比 15 及び累積液固比 20 では＜0.01mg/L (検出限界)のまま一定であった。通水終了時の累積液固比 20 でもほぼ全ての溶解性鉄が除去され＜0.01mg/L (検出限界)になっており、酸性水の通水量が増加しても溶解性鉄が水質汚濁防止法に基づく一律排水基準である 10mg/L 以下に安定して低減されていることを確認した。これは、カラム上部に充填した鉄酸化細菌の溶存鉄低減効果によるものと考えられる。
続いて、図-5 に示す砒素の測定結果について、実験開始前の酸性水の砒素濃度は 8.1mg/L であったが、累積液固比 5 では 0.003mg/L に、累積液固比 10 では0.001mg/L に低減され、累積液固比 15 及び累積液固比
20 では 0.001mg/L のまま一定であった。通水終了時の累積液固比 20 でも砒素濃度が大幅に低減され 0.001mg/Lとなっており、酸性水の通水量が増加しても水質汚濁防止法に基づく一律排水基準である 0.1mg/L 以下に安定して低減されていることを確認した。これは、カラム下部に充填したホタテ貝殻により酸性水が中和され水素イオン指数(pH)が上昇したため、下記の(2)式で示すように酸性水中の三価鉄と水酸化物イオンが反応して赤褐色で不溶性の水酸化鉄がカラム最下部に沈殿し(写真-4)、砒素はこの水酸化鉄に吸着されやすい性質があるため吸着されたものと考えられる 3)。
3＋-

Fe ＋3OH → Fe(OH)3(赤褐色沈殿物) ・・(2)

溶解性鉄(mg/L)

400308300200100

排水基準 10mg/L以下

05 ＜0.01 10 ＜0.01 15 ＜0.01 20 ＜0.01
累積液固比0

図-4 ケース１の溶解性鉄濃度の変化

108.1

砒素(mg/L)8642

排水基準 0.1mg/L以下

05 0.003 10 0.001 15 0.001 20 0.001
累積液固比

0

図-5 ケース１の砒素濃度の変化

水酸化鉄

写真-4 酸性水通水後にカラム最下部に発生した水酸化鉄(赤褐色沈殿物)(2) ケース２(通水速度30mL/h)の実験結果
ケース２(通水速度30mL/h)の実験結果を図-6～図-8に示す。まず、図-6に示す水素イオン指数(pH)の測定結果について、実験開始前の酸性水の水素イオン指数(pH)は1.8であったが、累積液固比5では7.6に、累積液固比10で は 7.7 に 上 昇し 、 累 積液 固 比 15 及 び 累積 液 固比Obinata Akihiko, Okazaki Kenji, Kurahashi Toshiyuki－ 234 －10水素イオン指数〔pH〕

以上の結果から、酸性水の通水速度 12mL/h の場合、水素イオン指数(pH)、溶解性鉄濃度及び砒素濃度、いずれの水質分析項目においても、水質汚濁防止法に基づく一律排水基準を満たす水質に改善可能であることが分かった。

排水基準 5.8以上8.6以下

87.67.77.77.76421.800510
累積液固比

1520

図-6 ケース２の水素イオン指数(pH)の変化

砒素(mg/L)

溶解性鉄(mg/L)

20 では 7.7 のまま一定であった。ケース 1(通水速度40012mL/h)と全く同様の変化となり、通水速度を 30mL/h に308上昇させても水質汚濁防止法に基づく一律排水基準(水300
素イオン指数(pH)5.8 以上 8.6 以下)を満たす中性域に中200和されていることを確認した。
次に、図-7 に示す溶解性鉄の測定結果について、実100
験開始前の酸性水の溶解性鉄濃度は 308mg/L であったが、累積液固比 5 では＜0.01mg/L (検出限界)に低減され、排水基準 10mg/L以下
0
累積液固比 10、累積液固比 15 及び累積液固比 20 では
05 ＜0.01 10 ＜0.01 15 ＜0.01 20 ＜0.01
累積液固比＜0.01mg/L (検出限界)のまま一定であった。ケース
図-7 ケース２の溶解性鉄濃度の変化
1(通水速度 12mL/h)と全く同様の濃度変化となり、酸性水の通水速度を 30mL/h に上昇させても溶解性鉄が水質汚濁防止法に基づく一律排水基準である 10mg/L 以下に10安定して低減されていることを確認した。
8.1
8
続いて、図-8 に示す砒素の測定結果について、実験開始前の酸性水の砒素濃度は 8.1mg/L であったが、累積6
液固比 5(2,250 mL 通水時)では 0.001mg/L に低減され、
4
累積液固比 10(5,000 mL 通水時)、累積液固比 15(6,750mL
通 水 時 ) 及 び 累 積 液 固 比 20(9,000mL 通 水 時 ) で は20.001mg/L のまま一定であった。ケース 1(通水速度排水基準 0.1mg/L以下012mL/h)とほぼ同様の濃度変化となり、酸性水の通水速
05 0.001 10 0.001 15 0.001 20 0.001
累積液固比度を 30mL/h に上昇させても水質汚濁防止法に基づく一図-8 ケース２の砒素濃度の変化
律排水基準である 0.1mg/L 以下に安定して低減されていることを確認した。
以上の結果から、酸性水の通水速度を 30mL/h に上昇させても、水素イオン指数(pH)、溶解性鉄濃度及び砒素・酸性水の通水速度 30mL/h(ケース２)の場合、通水終了濃度いずれの水質分析項目において、通水速度 12mL/h
時の溶解性鉄濃度は＜0.01mg(検出限界)、砒素濃度はの場合と同様に水質汚濁防止法に基づく一律排水基準を0.001mg、水素イオン指数(pH)は 7.7 でケース１(通水満たす水質に改善可能であることが分かった。
速度 12mL/h)の場合と同様の値となっており、通水速度を 30mL/h に上昇させても一律排水基準を満たす水質に改善可能であることが分かった。
４. まとめ今後、自然界に存在する鉄酸化細菌の溶存鉄蓄積能力
溶存鉄浄化材である鉄酸化細菌45gと中和材であるホを有効に活用し実用に資するには、装置を大型化した時タテ貝殻90gをカラムに充填し、水素イオン指数(pH)2程に効率的に反応させるための仕組みの検討が必要である。
度の酸性水9,000mLを通水する浄化処理実験を行った結果、以下の知見を得た。
参考文献
1) 五十嵐敏文，大山隆弘，斎藤典之：黄鉄鉱を含む堆積岩の・酸性水の通水速度 12mL/h(ケース１)の場合、通水終了
溶出水酸性化ポテンシャルに関する実験的検討，応用地質，時の溶解性鉄濃度は＜0.01mg(検出限界)となっており、第42巻，第4号，pp.214-221，2001.
一律排水基準である 10mg/L 以下に、砒素濃度は2) 小島貞男，須藤隆一，千原光雄：環境微生物図鑑，講談社，
0.001mg となっており、一律排水基準である 0.1mg 以
pp.3-5，1995.
下に低減可能であることが分かった。
3) 大日向昭彦，岡﨑健治，倉橋稔幸：鉄酸化細菌を活用した
・また、酸性水通水終了時の水素イオン指数(pH)は 7.7
酸性水の水質浄化実験，寒地土木研究所月報，No,811,となっており、一律排水基準である水素イオン指数
pp.57-62, 2020.
(pH)5.8 以上 8.6 以下を満たす中性域に中和可能であることが分かった。

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