特集

学生の研究活動報告−国内学会大会・国際会議参加記 24
液をそれぞれ，LAS 濃度 300 μmol/L, CTAB 濃度 0陽イオン界面活性剤を助剤とした
LAS の凝集分離に関する研究〜1000 μmol/L，全 量 15 mL と な る よ う 分 注 し，1
時間，200 RPM で振とう混和したのち，生成粒子−第 50 回日本水環境学会でのポスター発表−

濵本伸の吸光度（λ＝660 nm）およびゼータ電位を測定し哉

Shinya HAMAMOTO
環境ソリューション工学専攻修士課程

2015 年度修了

た．
50 mL ポリエチレンボトル中の LAS 溶液に濃度0〜150 μmol/L 相当量の CTAB 溶液 を 加 え 混 和 した．次 に Al（SO・24）
3 14­18 H2O 溶 液 あ る い は FeCl3

1．はじめに溶液を濃度 0〜55 mg­Al（or Fe）/L となるよう添加2016 年 3 月 16〜18 日に開催された第 50 回日 本したのち，溶液の pH を調整し，イオン交換水を加水環境学会年会にて，「陽イオン界面活性剤を助剤えて全量を 40 mL とした．溶液の LAS 濃度は 50とした LAS の凝集分離に関する研究」についてのμmol/L とした．20 時間，200 RPM での振とう後にポスター発表を行った．

1 時間の静置を行い，上澄みを孔径 0.45 μm のメンブレンフィルタにてろ過し，CODCr および LAS 濃

2．研究内容2.1

度を測定した．

研究背景

合成洗剤の主成分として用いられることの多い直2.3

結果および考察

鎖アルキルベンゼンスルホン酸（LAS）は，活性汚液中での LAS と CTAB の混合により，白色の微泥による分解処理が有効だが，分解には比較的長時細粒子の形成と溶液の懸濁を確認した．懸濁液の吸間を要し，高濃度の LAS 排水は活性汚泥の機能低

光 度 を 測 定 し た と こ ろ，CTAB/LAS の モ ル 比 が下を誘発することが知られている．臭化ヘキサデシ

0.83 となる条件で最大値を示した（Fig. 1）．CTAB/ルトリメチルアンモニウム（CTAB）と陰イオン界

LAS 比 0.67〜1.0 における吸光度の変化は非常に大面活性剤であるラウリル硫酸ナトリウムの混合によきく，会合体の形成には LAS と CTAB の濃度比がる粒子状会合体の形成が過去に報告されており，強い影響を及ぼすことが示唆された．CTAB­LASLAS においても同様の会合体の形成が期待できる．

会合体のゼータ電位は CTAB/LAS 比 0.17〜0.83 で本研究では会合体形成による LAS の凝集分離の促は負値を，1.0 以上では正値を示し，0.83〜1.0 の間進について検討した．に等電点を確認した．これらは水中で陰イオン性を示す LAS と陽イオン性を示す CTAB の量によって2.2変動しているとみられた．よって，溶液中の LAS

実験方法

凝 集 剤 と し て Al（SO24）
3・14­18 H2O お よ び FeCl3と CTAB の モ ル 比 を 操 作 す る こ と に よ り CTAB­

を用い，凝集補助剤として CTAB, LAS 源としてアLAS 会合体の表面電位を変動させることが可能でルキル鎖長 12 の p­n­ドデシルベンゼンスルホン酸あった．ここに CTAB­LAS 会合体とは逆の電荷をナトリウム（C12H25C6H4SO3Na）をそれぞれ用いた．

持つ金属水酸化物フロックを添加することにより，

LAS は一般的に利用される LAS の平均アルキル鎖効果的な凝集分離を行えると考えられた．

長である炭素数 11.8 に近いものを選定した．溶液

LAS 溶液に対する CTAB 添加により凝集分離後pH の調整は NaOH, H2SO4 で行った．薬剤は特級試の LAS 濃 度 は 減 少 し た が，CTAB 濃 度 75 μmol/L

薬を精製せずに用い，脱イオン水で調整した．

以 上 で は 若 干 の LAS 除 去 量 の 低 下 が 見 ら れ た

20 mL 試験管に対して LAS 溶液および CTAB 溶（Fig. 2）．これは CTAB の過剰添加により会合体が― S­65 ―Fig. 1 Changes in absorbance and zeta poten­
tial of CTAB­LAS aggregate over the molar ra­
tio of LAS and CTAB. The LAS concentration
was 300 μmol/L, and measurement wavelengthof absorbance was 660 nm. The error bar repre­
sents the unbiased standard deviation of 30 par­ticles.

Fig. 2 Changes in LAS and CODCr over theCTAB dose. The initial LAS concentration andthe input coagulants dose were 50 μmol/L ofLAS and 22 mg­Al（or Fe）/L as coagulants. Theerror bar represents the unbiased standard de­viation of three replicates.
CTAB 添加量が過多となることで処理水中の LAS正電荷を帯びて凝集性が悪化したためだと考えられ濃度および CODCr の上昇に繋がることから，少量た．処理水の LAS 濃度の最小値は Al 凝集剤で 1.1の CTAB 添加でもって LAS 除去が行われる条件がμmol/L, Fe 凝集剤で 0.52 μmol/L であり，双方とも適切であると考えられた．

CTAB 添加量 50 μmol/L で確認された．このときのCTAB/LAS 比は 1.0 であり，会合体形成量が多く，ゼータ電位がゼロに近いため凝集が進行したのだと考えられた．

2.4

結論

CTAB/LAS 比 0.83 付近で多くの CTAB­LAS 会合体 の 形 成 が 見 ら れ た．CTAB と 凝 集 剤 の 併 用 で処理水の CODCr は，CTAB 無添加の条件において，Al で 3.46 mg/L, Fe で 36.1 mg/L で あ っ た．
CTAB の添加により，Al, Fe の双方において検出できない ま で に CODCr は 低 下 し た．し か し，CTAB

LAS 凝 集 は 促 進 さ れ た．ま た，CTAB/LAS 比 1.0にて LAS 濃度は最小となった．

3．おわりに濃度 75 μmol/L 以上では CODCr の上昇が見られた．

大学生活最後の学会発表であり，スケジュールのこれは CTAB の添加量が過多となったために，処都合上口頭発表での参加ができなかったことが心残

理水に CTAB が残留した結果だと考えられる．

りではあるが，ポスター発表ではよい議論ができた

これらの結果より，アルミニウムあるいは鉄を用と感じた．研究の指導をして頂いた岸本先生と，環いた凝集処理に対して，CTAB 添加を行うことによ境ソリューション工学科の教員方，生徒の皆にこのる LAS 除 去 の 促 進 効 果 が 示 さ れ た．し か し，場をかりて御礼申し上げます．

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