Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
○リン酸カルシウムとして回収するために吸着材を利用している点

BL 溶出は高いリン溶出率を示す反面、焼却灰中に多量に含まれるアルミニウムが肥料として利用価値の高いリン酸カルシウムとしての回収を妨害すること。併せて有害金属等を溶出させること。これらを避けるためにリン吸着能が高く、リン選択性の高い吸着材を用いてリンを回収することとした。

## 1 -3 研究の構成及び目標

以上の目的を達成するために、リンのBL溶出については一定量の培地から可能な限り大量のリンを溶出させることを目標とした。BL溶出液からの吸着回収については、リン濃度が高くpHの低い溶出液に対し高いリン選択性と高い吸脱着能のある吸着材の探査を目標に研究を進めた。溶出工程と吸着回収工程が一連で連続的に稼働するための最適条件を検索し、ミニプラントを試作しこの手法によるリン回収について、経済性、実用性、安全性の観点から検討評価した。報告書の構成は以下のとおりである。

溶出工程については、県内のし尿汚泥等焼却灰の排出状況等について調査し、全焼却灰についてBL（振とう培養）により最大リン溶出濃度となる条件を検索した。卓上型培養装置等によるバクテリア増殖に係る律速因子の検討、振とう培養に代わる実用的な培養法の検討を行った。これらの結果を踏まえて連続実験により可能な限り滞留時間を短縮する方向に曝気量等の最適条件の検索を行った。以上の結果を踏まえて実証ミニプラント設計の基礎データとした。(第2章)

吸着回収工程については、バッチ試験により、既存のリン吸着材の内、BL溶出液に適用可能な低pH(1.0～2.0)、リン高濃度溶液に適用可能な市販の吸着材の検索を行った。その結果を踏まえ、カラム実験により連続的に吸着回収するための、通水速度、通水量等の最適条件、リン酸カルシウムとして沈殿分離するためのカルシウム添加条件を検索した。焼却灰から溶出する重金属(特にAs、Cd)の吸着回収工程での動態を確認した。以上の結果を踏まえて実証ミニプラント設計の基礎データとした。(第3章)

溶出工程について室内実験で得られた結果（第2章、3章）をもとに実証ミニプラントの設計条件、設計諸元を決定した。また、溶出工程と吸着回収工程を一連で連続的に稼働させるためには、溶出液中の懸濁物質が吸着材に目詰まりを生じさせることから、懸濁物の除去技術について検討した。(第4章)

実スケールの 1/100 の実証ミニプラントを試作し、溶出から吸着回収までの工程を一連で連続的に稼働させ、溶出濃度（溶出率）、吸着回収率等を測定し性能評価を行った。最終回収物が肥料としての法令上の基準の適否の確認を行った。また、プラント系外に排出される脱リン灰や排水については公害関係法令上の基準の適否を確認した。（第5章）

実証ミニプラント実験を通じて得られた結果から実プラントを稼働させた場合について、主として経費的な面から実現可能性、改良の必要な問題点について検討を行った。(第6章)

## 参考文献

1-1）愛媛県：愛媛県バイオマス活用推進計画（平成24年度～33年度）、平成24年6月

1-2) 加藤文隆、高岡昌輝、大下和徹、武田信生：下水処理システムからのリン回収技術の現状と展望、土木学会論文集 G Vol63 No. 4, 413-442, 2007, 11
## 第2章 バクテリアリーチング（BL）によるリン溶出について

## 2 —1 研究の目的

し尿污泥や浄化槽污泥の焼却灰（以下「し尿污泥等焼却灰」）から BL によりリンを高濃度で連続的に溶出させるための最適条件を把握することを目的に研究を行った。

## 2 —2 研究の方法

県内し尿污泥焼却灰の排出状況や成分組成等を調査するとともに振とう培養及び連続培養による最適溶出条件を確認することでミニプラント設計のためのデータとした。また、並行して振とう培養に替わる実用的な培養方法の検討も行った。

## 2 －2－1 県内のし尿污泥等焼却灰の調査方法

県内のし尿処理施設の処理状況、焼却灰の発生状況についてはアンケート調査等を行った。

発生焼却灰の成分組成について、焼却灰を排出する全14処理場を調査した。

分析法：萤光 X 線法（FP 法）、フィリップス社製 PW2400

重金属のうちCd, Cr, Pb, As, Se:ICP発光(ICP-OES 720-ES, Agilent Technologies)

Hg: 還元気化水銀測定装置 (MERCURY RA-3320A, Nippon Instruments, Co., Ltd)

調査時期: 平成24年8月（夏季）、11月（秋季）、平成25年1月（冬季）の3回実施した。

プラント実験を行ったL処理場は、平成26年9月から11月にわたり詳細調査を実施した。

X線回折（Rigaku社製SmartLab）により、焼却灰中の化合物の同定解析を行った。

## 2 －2－2 振とう培養によるリン溶出に係る実験方法

焼却灰の添加量を変えてリン溶出濃度が最大となる条件を検索した。また、これらのデータを用いた多変量解析により、焼却灰成分組成からリン溶出濃度を予測する手法を検討した。

検討対象試料：夏季採取試料（14試料）

振とう培養条件：30℃、120rpm

使用菌株：Acidithiobacillus thiooxidans NBRC13701

$$ 培地組成 :1L\ の純水 に、(NH_{4})_{2}SO_{4}\ 0.2g、MgSO_{4}\cdot7H_{2}O\ 0.5g、KH_{2}PO_{4}\ 0.3g、CaCl_{2}\cdot2H_{2}O $$

$$ \begin{aligned}&0.3g、FeSO_{4}\cdot7H_{2}O\ 0.01g、ブロムフェノールブル一 10mg を溶解し、硫黄 10g と合わ \\& せて使用 ( 以下 \left[St*10 培地 \right])\end{aligned} $$

BL の手順:①500mL 三角フラスコに 2g 硫黄を入れオートクレーブ滅菌

②1～2mL 植菌、St*10 培地を加えて 200mL とし前培養開始

③増殖を確認後(概ね10日)所定の焼却灰試料を添加、BL開始

④BL 開始後、1、5、10、15 日後、試料採取分析

分析项目、分析法

pH: pH 計 (株) 東興化学研究所 TPX-999i)、菌体数: バクテリアカウンター (サンリードガラス社製) 陰イオン等: イオンクロマト (日本ダイオネクス社製)

## 2 －2－3 振とう培養に替わる実用的培養法

実用的な培養法として曝気攪拌培養及び通気攪拌培養を検討した。比較対象として振とう培養も加え、各々の硫黄酸化細菌の増殖状況（pH、DO、菌体数）から最適な培養法を検討した。
曝気攪拌培養：曝気により基質の攪拌と合わせてバクテリアへの酸素供給を行う。

培養槽の容器として直方体形状のものと円筒形状のものを検討対象とした。

通気攪拌培養：機械攪拌による基質の攪拌と通気によるバクテリアへの酸素供給を組み合わせた培養法 $ ^{2-1} $

## 2 －2－4 BL 溶出に影響する律速因子

硫黄酸化細菌 (Acidithiobacillus thiooxidans) は、無機硫黄化合物をエネルギー源とする好気性の独立栄養細菌であることから、バクテリアの増殖に係る律速因子として硫黄の添加条件、曝気強度、培養温度等についてその影響を調査した。

## 1 硫黄の添加条件に関する検討方法

硫黄酸化細菌の場合、培地成分の中で律速因子として最も大きいのは、硫黄であると言われている $ ^{2-2} $ 。粒径が小さく添加率が多いほど増殖効率の向上が期待できることから、硫黄の粒径及び添加率を調整して比較試験を行った。

## 1 \) 使用硫黄

県内石油製油所より入手した脱硫硫黄

乳鉢等で破砕して乾式篩い分け(2,000、100μm)したもの、及び高速粉砕機(三庄インダストリー(株,SC-01)で微粉砕して湿式篩い分け(10μm)したものを使用した。(表2-2-4)

2) 使用菌株: A. thiooxidans NBRC13701

3) 使用培地：St $ ^{*} $ 10培地

表2-2-4 硫黄添加条件

No	試料名	粒度分布	添加率(%)
1	2,000 $ \mu $ m-1.0%	1,000～2,000 $ \mu $ m	1.0
2	100 $ \mu $ m-1.0%	75～100 $ \mu $ m	1.0
3	10 $ \mu $ m-0.5%	10 $ \mu $ m未満	0.5
4	10 $ \mu $ m-1.0%	10 $ \mu $ m未満	1.0
5	10 $ \mu $ m-2.0%	10 $ \mu $ m未満	2.0

4）硫黄の粒径・添加率が増殖速度に及ぼす影響の確認

①500mL 三角フラスコに上記粒径及び添加率の硫黄を添加し滅菌

②植菌後、培地を加え 200mL とし、振とう培養開始(培養条件:30℃、120rpm)

③振とう培養開始以降、毎日増殖を確認

測定項目:pH、硫酸イオン、測定法:2-2-2と同様

## 2 連続培養における滞留時間の検討方法

連続培養において、一定の希釈率（=培養液供給速度/培養液量）で培養を続けると定常状態となる。このとき、希釈率=比増殖速度の関係が成り立つ $ ^{2-3)} $ 。この関係を利用することで、培養槽における比増殖速度を調査し、最適な希釈率（滞留時間）を探査した。併せて希釈率の限界点（washout point）を予測した。

図2-2-4 卓上型培養装置概略図
連続培養は卓上型培養装置（Bioneer-C200 型 2L(S), B.E. MARUBISHI）を用い実施した。(図2-2-4)

使用菌株：A. thiooxidans NBRC13701

実験条件：St*10 培地 1200mL、硫黄添加量 1.0%（脱硫硫黄使用）、攪拌速度 350rpm、曝気強度 $ 25m^{3}/m^{3}\cdot h $ 、培養温度 $ 30^{\circ}C $ 、滅菌操作なし

希釈率を 0.1～0.5 まで段階的に大きくしながら実施。

連続培養中は pH、菌体濃度、溶存酸素濃度（DO）の経時変化をモニタリングした。

## 3 培養槽の曝気強度に関する検討方法

使用する硫黄酸化細菌は好気性細菌であることから、培養槽の基本的性能を調査するため、溶液中への酸素の溶解速度の指標である総括酸素移動容量係数（KLa）および酸素溶解効率（Ea）の測定を行った。これらにより、培養槽で設定する最適な曝気強度について検討した。総括酸素移動容量係数および酸素溶解効率は、「下水道試験法および下水道施設設計計画・設計指針と解説」に準じて水温20℃に換算した値をそれぞれ算出した。調査は卓上型培養装置および実験プラントでも採用している培養方法と同様の曝気攪拌培養装置（2-2-5参照）で実施した。曝気強度はそれぞれ25 m³/m³・h、60 m³/m³・hに設定した。

## 4 培養温度について

温度変化による増殖活性を調査した。卓上型培養装置で所定の温度を保持しながら回分培養により試験を実施した。各パラメータ値および操作条件は前述の2-2-4の2と同様とした。硫黄酸化細菌の生育最適温度は30℃との報告がある $ ^{2-3)} $ ことから、実用性を考慮し30℃以下の温度10℃、15℃、20℃、30℃でそれぞれ試験を行った。培養中はpH、菌体濃度、溶存酸素濃度（DO）の経時変化をモニタリングし、各温度における増殖速度の違いによりその効果を確認した。

## 2 －2－5 連続培養によるリン溶出

試料は、実験2-2-2よりリン溶出濃度が最大となったL及び排出量が多く原料の安定確保が期待できるEを使用した。硫黄、試料添加量等は振とう培養で得られた最適条件を適用した。

連続培養によるリン溶出実験を以下のような手順で実施した。本実験では装置を小型化し、1日当たりの回収量を多くするため、滞留時間の短縮を目標とした。

1）使用試料：試料 E（H_{25.6} 採取 P：10.99wt%）、試料 L（H_{25.6} 採取 P：13.05wt%）

2）使用菌株：A. thiooxidans NBRC13701

3）使用培地：St*10 培地（水道水で培地を調製、滅菌操作は省略）

4）槽の形状：培養槽、反応槽とも円形ホッパー形状（図2-2-5）

培養槽：容量6L、直径13mm φのVP単管により曝気（硫黄酸化細菌を培養する槽）

反応槽：容量 6L、機械的に攪拌（300rpm）する場合（培養液中で焼却灰を機械攪拌）容量 6L、曝気により攪拌する場合（培養液中で焼却灰を曝気攪拌）

5)連続式 BL の手順

①前培養:30mL 植菌、培地を加えて 6L とし培養槽、反応槽とも曝気攪拌で前培養開始

②增殖を確認(pH、菌体数)した後、所定量(E:4%、L:6%)の焼却灰を添加し機械攪拌または曝気攪拌でBL開始

③毎日、滞留時間相当量の溶出液を反応槽から、培養液を培養槽から抜き取り、培養液と焼却灰を反
応槽に、液体培地を培養槽に補充する。

④分析結果を確認し、曝気強度を変えながら滞留時間を段階的に短縮する。

## 6 ) 分析方法

分取した試料を遠心分離後、 $ 0.8\mu m $ シリンジフィルターでろ過し pH、ORP、リン溶出濃度を分析した。

測定法:2-2-2と同様

図2-2-5 実験装置概略図

## 2 −2−6 実用的培養方法

1 脱硫硫黄及び集積株の有効性に関する検討方法

実用性の観点から、使用菌株を純粋株から下水処理場等で採取した集積株に、経済性の観点から、培養に用いる硫黄を市販品から安価な脱硫硫黄(石油精製副産物)に代替できないか検討を行った。

1) 使用硫黄: 市販の硫黄 (和光純薬製)、脱硫硫黄 (県内製油所から入手)

2) 使用菌株: 集積株: m、h、y 純粋株: A. thiooxidans NBRC13701 (比較対象)

3) 使用培地：St*10培地

4)集積株の有効性の確認

2-2-2と同様の振とう培養により増殖速度、生成硫酸濃度から有効性を評価

振とう培養開始以降１日１回増殖を確認

測定項目:pH、硫酸イオン

測定方法:前項の実験 2-2-5 の 6)と同様の方法

2 培地成分の削減に関する検討方法

実用性や経済性の観点から、培地成分の削減やし尿処理施設 L の排水利用について検討した。

1）使用硫黄：市販硫黄（和光純薬製）

2）使用菌株: A. thiooxidans NBRC13701

3）使用培地成分

2-2-2に示す St*10培地成分のうち、硫黄(必須成分)と BPB(pH 指示薬)以外の5成分の全ての組み合わせについて振とう培養を行い、最も削減可能な組み合わせを確認した。

4）培地調製に使用する水: 超純水(MQ 水)と、し尿処理施設 L の排水の比較
5）増殖状況の確認方法: 上記1の4)と同様

## 2 －2－7 溶出工程における安全性の検討

連続培養（2-2-5の方法）により得られた、試料 L の BL 溶出液及び BL 残渣について公害関係法令基準との対比によりその安全性について検討した。

## 1 BL 溶出液

基準値：水質汚濁防止法に基づく排水基準値

試験方法：環境庁告示第64号

Cd, Cr, Pb, As, Se : ICP 発光 (ICP-OES 720-ES, Agilent Technologies)

Hg：還元気化水銀測定裝置（MERCURY RA-3320A, Nippon Instruments, Co., Ltd）

※As、Se 分析には水素化物発生装置（VGA77, Agilent Technologies）を用いた。

## 2 BL 残渣

基準値：廃棄物処理法に基づく埋立て基準

試験方法：環境庁告示13号

前処理

① 残渣 $ 100~g $ に対し純水を $ 1~L $ 加え、 $ 200~rpm $ 、振とう幅 $ 4\sim5~cm $ で横方向に 6 時間振とう

② $ 3{,}000rpm $ で 20 分遠心分離後、30 分静置

③ 上澄み液を $ 0.45\mu m $ シリンジフィルターでろ過し分析

分析項目、分析方法は BL 溶出液と同様

## 2 −2−8 BL 溶出の経済性

これまでの実験データ（リン溶出濃度：7,000mg-P/L）及び工業薬品取扱業者（以下「取扱業者」）から聞き取りした薬剤単価を基に、リン溶出工程における経済性（電気代等は含まず薬剤費用のみ）を評価し、硫酸抽出法と比較した。

## 2 −2−9 BL 溶出における数値目標

以上の実験結果及び文献等から BL 溶出における数値目標を設定した。

## 2 −3 結果及び考察

## 2 −3−1 県内のし尿污泥等焼却灰の調査結果

## 1 アンケート調査結果

概要を表 2-3-1-1 に示す。

平成 23 年度の県内し尿汚泥等焼却灰の発生量は合計 662t であった。(23 年度中に焼却処分を中止した処理場を除く)そのうち有効利用されることなく埋立処分されている焼却灰が 539t（約 80%）であった。焼却灰の処理として 14 件中 10 件が埋立処分で残り 4 件は溶融処理によりスラグとして再利用を行っていたが、建設資材としての利用が主でリン等の含有成分の有効利用を目的としたものではなかった。

使用する凝集材は14件中アルミ系が9件、鉄系が5件であった。

## 2 し尿汚泥焼却灰中のリン等の含有量調査結果

14 処理場について 3 回実施した含有量調査結果を表 2-3-1-2 に示す。

リン含有量の最大は、Lの試料(L1)で13.7wt%であった。
特徴的なことは、アルミ系の凝集材を使用している処理場(B、C、D、E、F、G、J、L、M)はAl含有率が高く、鉄系の凝集材を使用している処理場(A、H、I、K、N)はFeが高かった。また、リン等主要成分の含有量の季節変動はほとんど見られなかった。L処理場について平成26年4～11月にかけて14試料の成分分析を行ったところ、リン含有率は、11.2～12.3wt%と安定していた。

以上のことからし尿汚泥焼却灰は安定したリ資源であることがわかった。

全国の事例 2-4 や本県の下水污泥焼却灰と比較(表 2-3-1-3)すると、リン含有量が高いが、Al や Fe の凝集材由来の元素の含有率が高く、Ca の含有率が低い特徴が明らかとなった。

含まれている有害金属 Cd、Cr、Pb、As、Se、Hg について分析した結果を表 2-3-1-4 に示した。3 季の変化を見ても、リン等他の含有成分と同様に季節変動は小さいことがわかる。また、下水汚泥焼却灰と比較して Cd 以外は明らかに、し尿汚泥等焼却灰の方が有害物質含有率が低い。これは、し尿処理施設は下水に比較して、事業所系の排水が流入する可能性が低いためと考えられる。

## 3 し尿污泥焼却灰 X 線回折の結果

14 箇所の処理場からの焼却灰（3 回採取した内の夏季の試料のみ）について X 線回折による含有する化合物の同定結果を表 2-3-1-5 に示す。

14 箇所の焼却灰に含まれているリン化合物は、G 以外すべてに $ \mathrm{Ca_{9}Al(PO_{4})_{7}} $ 及び $ AlPO_{4} $ の存在またはその可能性が確認された。G については、 $ \mathrm{Ca_{9}MgNa(PO_{4})_{7}} $ の存在が確認されている。

また全ての試料についてケイ素の含有率が高いが、存在形態は $ SiO_{2} $ （石英、クリストバル石）であることが明らかとなった。由来は、浄化槽等に流入する土砂と思われる。

鉄系の凝集材を使用しているし尿処理場（A、H、I、K、N）の焼却灰には、鉄の酸化物$\mathrm{Fe_{2}O_{3}}$（Hematite、Magnetite）の存在が確認された。

表2-3-1-1 し尿処理場の現況調査結果

し尿処理施設	し尿処理方法※	し尿処理凝集剤	汚泥処理凝集剤	焼却灰発生量(t/年)	焼却方式	焼却灰の処理
A	高負膜分	無	塩化第二鉄	34	回転アーム式	溶融
B	標脱	硫酸/ベンド高分子凝集剤	無	17	多段式焼却炉	溶融
C	高負膜分	硫酸/ベンド	硫酸/ベンド	22	回転アーム式	溶融
D	標脱	硫酸/ベンド高分子凝集剤	高分子凝集剤	119	流動床式	海面埋立
E	標脱	硫酸/ベンド高分子凝集剤	高分子凝集剤	136	ロータリーキルン	埋立
F	標脱	硫酸/ベンド高分子凝集剤	高分子凝集剤	50	回転アーム式	溶融
G	標脱	硫酸/ベンド高分子凝集剤	高分子凝集剤	10	回転アーム式	埋立
H	高負膜分	塩化第二鉄高分子凝集剤	高分子凝集剤	19	ストーカー式	埋立
I	高負膜分	硫酸第二鉄	高分子凝集剤	51	流動床式	埋立
J	高負膜分	硫酸/ベンド	高分子凝集剤	13	回転アーム式	埋立
K	標脱	硫酸第二鉄高分子凝集剤	高分子凝集剤	69	流動床式	埋立
L	標脱	硫酸/ベンド	高分子凝集剤	24	回転アーム式	埋立
M	標脱	硫酸/ベンド高分子凝集剤	高分子凝集剤	50	ストーカー式バッチ焼却炉	埋立
N	高負膜分	硫酸第二鉄	高分子凝集剤	48	回転アーム式	埋立

高負膜分：膜分離型高負荷脫窒素処理方式、標脫：標準脫窒素処理方式
表 2-3-1-5 焼却灰中に存在が確認された化合物

同定化合物	A	B	C	D	E	F	G	H	I	J	K	L	M	N
1	Fe2O3, Hematite	O	-	-	-	-	-	$ \Delta $	O	$ \Delta $	-	O	-	-	O
2	Fe2O3, Magnetite	O	-	-	-	-	-	-	$ \Delta $	-	-	$ \Delta $	-	-	$ \Delta $
3	Ca9Al(PO4)7, Calsium Aluminum Phosphate	$ \Delta $	$ \Delta $	O	$ \Delta $	$ \Delta $	O	-	O	O	O	O	O	O	$ \Delta $
4	Al(PO4), Aluminum Phosphate	$ \Delta $	$ \Delta $	$ \Delta $	$ \Delta $	$ \Delta $	$ \Delta $	-	$ \Delta $	-	$ \Delta $	$ \Delta $	$ \Delta $	$ \Delta $	$ \Delta $
5	SiO2, Quartz	$ \Delta $	O	O	$ \Delta $	O	O	$ \Delta $	$ \Delta $	$ \Delta $	O	$ \Delta $	O	O	O
6	SiO2, Cristoberite	$ \Delta $	O	O	O	$ \Delta $	$ \Delta $	-	$ \Delta $	-	$ \Delta $	$ \Delta $	O	O	$ \Delta $
7	Ca(Al2Si2O8), Anorthite	$ \Delta $	$ \Delta $	$ \Delta $	-	-	-	-	$ \Delta $	-	-	-	-	-	$ \Delta $
8	Al2.67O4, Aluminum Oxide	-	$ \Delta $	$ \Delta $	$ \Delta $	-	-	-	-	-	$ \Delta $	-	-	$ \Delta $	-
9	Al2(Si4O10)O, Pyrophylite-1A dehydroxylated	-	-	-	$ \Delta $	$ \Delta $	$ \Delta $	-	$ \Delta $	-	$ \Delta $	-	-	$ \Delta $	-
10	NaH5(PO4)2 Sodium Pentahydrogen bis(phosphate(V))-beta	-	-	-	-	$ \Delta $	-	-	$ \Delta $	-	$ \Delta $	$ \Delta $	-	-	-
11	Ca(SiO3), Pseudowllastonite	-	-	-	-	-	$ \Delta $	-	-	-	-	-	-	-	-
12	Ca9MgNa(PO4)7, Merrillite	-	-	-	-	-	-	O	-	-	-	-	-	-	-
13	その他上記以外 Na8Al8Si6O24(CO3)0.5(OH)·3H2O, Ca2SiO4 等	-	-	-	-	-	-	O	O	$ \Delta $	-	$ \Delta $	-	-	$ \Delta $

注：○：含有している、Δ：含有の可能性あり

## 2 −3−2 振とう培養によるリン溶出

## 1 最大溶出濃度

14 箇所のし尿処理場から排出された焼却灰（夏季試料のみ）について、溶出濃度が最大となった条件及び溶出率等を表 2-3-2 に示す。

単位体積当たりの培地調製コストを一定とすれば、リン溶出濃度が増加するにつれて単位重量当たりのリン回収コストが低下することから、既報 $ ^{2-5)} $ において示した下水汚泥焼却灰(試料MT)の添加量4%（溶出濃度3,900mg-P/L）を参考に添加量を調整しながらBLを行い、最大溶出濃度となる試料添加量を検索した。

最大溶出濃度は、試料 L：試料添加量 6% で 5,700mg-P/L（溶出率 69%）、ついで、試料 K：試料添加量 8% で 5,400mg-P/L（溶出率 64%）、試料 M：試料添加量 6% で 4,700mg-P/L（溶出率 64%）であった。以後、溶出濃度の高い試料 L を中心に検討を行った。

また、本県において一般的なし尿処理の方法（標準脱窒素法）や処理薬材（アルミ系凝集材）を採用し、焼却灰排出量の最も多い事業所の試料 E を試料 L と合わせて代表的試料として検討した。

## 2 リンの溶出状況

試料 E と試料 L の溶出状況を図 2-3-2-1 に示す。

試料 E では、1 日後にほぼ溶出が完了し、試料 L では 10～15 日後にほぼ溶出が完了している状況であった。このことから、実用モデルとして連続培養を検討する場合の滞留時間は 15 日より短縮可能と思われた。

## 3 BL によるリン溶出濃度の予測

焼却灰に関しリン資源としての有効性を見る場合、振とう培養による溶出濃度の確認は必ず必要であるが、今回の振とう培養により得られた溶出濃度と蛍光X線法（FP法）で得られた焼却灰の主要成分含有率からリンの溶出濃度（特に高濃度側の数値）を予測できることが分かった。
最初に、判別分析を用いて、溶出濃度 $ 3,000 \, mg/L $ 以上を高濃度溶出とし、 $ 3,000 \, mg/L $ 以上と以下を判別するために焼却灰の含有率の高い8成分（Al、P、Fe、Si、Ca、Na、Mg、K）の添加量（試料添加量×成分含有率）全61組のデータから図2-3-2-2のとおり判別関数を得ることができた。

この判別関数により 89%の確率で高濃度溶出を判別できることが分かった。特に 4,000mg/L 以上の高濃度（K、L、M）は正しく判別されていた。

標準化係数から P の添加量が多いほど、Ca の添加量が小さいほど高濃度溶出である確率が高い。

次に、高濃度溶出が測定された27組のデータを用いて溶出率(溶出濃度÷100%溶出濃度×100)を予測する有意な重回帰式を得ることができた。その結果を図2-3-2-3に示す。

高濃度溶出試料については、P の添加量を増加させるほど、Ca の添加量を減少させるほど溶出率は減少することが判明した。概ね、溶出率±10%、溶出濃度±500mg/L の範囲内で予測可能である。

以上のとおり、一般的に回帰式のみでは高濃度側の溶出濃度を予測することは難しいが、判別関数と重回帰式を組み合わせることにより予測は可能と考えられる。今後さらに新たな実験データを追加することによりさらに精度の高い予測式が得られると考えられる。

表 2-3-2 BL 最適溶出条件（最大溶出濃度）

試料名	試料添加量(%)	pH	リン溶出濃度(mg/L)	リン溶出率(%)
1日後	15日後
A	12.0	1.97	1.70	3700	42
B	2.0	2.07	1.21	1100	68
C	4.0	2.20	1.19	3300	79
D	2.0	2.37	1.23	1500	77
E	4.0	2.61	1.33	3300	67
F	2.0	1.52	0.84	1400	60
G	4.0	2.27	1.39	3000	80
H	4.0	1.68	0.94	1800	35
I	6.0	2.04	0.81	1500	27
J	4.0	2.64	2.33	2100	50
K	8.0	2.31	1.74	5400	64
L	6.0	2.41	1.91	5700	69
M	6.0	2.56	1.93	4700	64
N	10.0	1.98	1.92	3000	27
MT	4.0	1.80	1.22	3900	83
試料添加量 E-1 : 4.0%、E-2 : 6.0%、E-3 : 8.0%、L-1 : 4.0%、L-2 : 6.0%、L-3 : 8.0%、L-4 : 10.0% 図 2-3-2-1 リン溶出状況

図 2-3-2-2 判別分析結果

図 2-3-2-3 重回帰分析結果
## 2 －3－3 振とう培養に替わる実用的培養法の検討

実験室培養法である振とう培養に替わる培養手法として、合併処理浄化槽をはじめとする排水処理システムに一般的に用いられている曝気培養法による培養試験を行い、実際にプラント想定条件下の培養が可能か確認を行った。

## 1 曝気培養の検討結果

試験条件は、表2-3-3-1に示すとおりである。

表2-3-3-1 培養試驗条件

試験条件	曝気攪拌培養	通気攪拌培養	振とう培養
Run1-1	Run1-2	Run1-3	Run2-1	Run2-2	Run2-3
試験期間	2012/11/7～12/28(50日間)	11/7～12/3(26日間)
培養槽概寸(mm)	直方体(スロット底部)形状150×200×400H	円筒(ホッパー底部)形状φ200×500H	円筒形状Φ100×200H	三角ラス500mL
培養槽有効容量(L)	6.25	1.0	0.2
曝気強度等(m³/m³·h)	72	72	30⇒7213日目以降	29	29	14⇒2919日目以降	30攪拌速度:240rpm	-
水温(℃)	試験開始～30日目...室温依存試験開始30日目以降...下記設定温度にて定温制御を実施	室温依存(平均16℃)	30
⇒15	⇒20	⇒30	⇒15	⇒20	⇒30
使用培地	St*10培地
硫黄添加率(wt%)	1.0
初期菌体数(cell/mL)	2.4×105
測定項目	培養槽内培養液の「水温」「DO濃度」、「pH」、「菌体数」

散気管(1mm孔開き)

図 2-3-3-1 直方体形状培養槽概略

散気管 (VP13单管)

図 2-3-3-2 円筒形状培養槽概略
図2-3-3-3に培養槽の各測定項目の経日変化を示す。

図2-3-3-3：培養槽測定項目の経日変化
曝気攪拌培養では Run1-3 を除く全条件において、試験開始 10 日前後で、pH は 1.0 まで低下した。また pH の低下に伴い、硫黄酸化細菌の増殖が確認できた。Run1-3 については pH の低下が顕著に表れず、かつ菌体の増殖が他の条件に比べて少なかったため、曝気量を増やしたところ菌体数は若干ながら増加に転じる傾向を示した。

pH と菌体数については、振とう培養と通気攪拌培養を同時並行で行った挙動をグラフ中に記したが、曝気攪拌培養でも十分硫黄酸化細菌が培養できる事を示した結果と評価出来る。

試験開始より35日目にこれまで室温ベースで試験を行った培養槽の温度をRun1、Run2とも15℃、20℃、30℃に設定したが、いずれも菌体増殖の傾向を示さなかった。これは、試験開始より培養日数が経過したことにより、対数増殖期を終え、すでに増殖能力が失われた菌が多数を占める静止期に入ったと考えられた。データの正確性を期すためには、対数増殖期における同条件下の試験を実施する必要があると考え、再試験を行うこととした。(3-2-2参照)

本試験では、曝気攪拌培養条件下で pH は低下と、菌体数の増殖が確認でき、プラント化検討において検討のバリエーションを増やせる可能性を示唆した結果となった。また、培養槽の形状については、直方体形状よりも円筒形状の方が小さい曝気強度で多く菌体を維持することが可能であった。これは円筒＋ホッパー底部の形状が死水域を無くし、菌体と基質との効率的な接触攪拌に寄与していることが推測された。

また従来、衛生環境研究所で行っていた振とう培養、通気攪拌培養 $ ^{2-1)} $ と比較して同等以上の増殖が確認できた。

曝気強度については、試験槽形状に対して必要な設計数値が存在することを示唆した。

## 2 考察

リン溶出プロセスは、主に3つの単位装置から成り立つと仮定する。

(1) 培養槽：硫黄酸化細菌を培養し、pH1~2の硫酸酸性溶液を製造する。

(2) 反応槽：焼却灰と培養液と反応させ、焼却灰中のリンを溶出させる。

(3) 分離槽：固液分離によりリン溶出液とその他の固形物とを分離させる。固液分離の手法は、沈降分離法もしくは膜分離法を想定

実用的培養法検討の結果、得られた設計諸元概略は、以下の通りである。

i）反応槽に関して（愛媛県立衛生環境研究所の結果を参考）

① 反応槽への焼却灰の添加割合は 4～6%程度が見込まれる。

→焼却灰添加割合を反応槽容量に対し4～6％とする。

② 焼却灰の反応（溶出）時間は、1～2日程度が見込まれる。

→目標反応時間を１日とする。

ii）培養槽に関して（ダイキアクシス、愛媛県立衛生環境研究所の結果を参考）

① 培養日数（滞留時間）は、10日以内に設定が可能である。

② バッチ培養試験の結果、培養開始 5～10 日目の対数増殖期を効果的に連続培養する条件を見出せば、培養日数をさらに短縮可能と見込まれる。

→目標設計滞留時間を５日とする。
## 2 －3－4 BL 溶出に影響する律速因子

## 1 硫黄の粒径及び添加率について

粒径 2,000～10μm の硫黄を 1.0% 添加した場合、及び粒径 10μm の硫黄を 0.5～2.0% 添加した場合の増殖状況を確認した。粒径の違いによる影響を確認するため pH の変化 (図 2-3-4-1) 及び硫酸イオン生成量 (図 2-3-4-2) に示す。また、添加率の違いによる影響についても同様に図 2-3-4-3 及び図 2-3-4-4 に示す。

図 2-3-4-1 硫黄の粒径による増殖状況（pH）への影響

図2-3-4-2 硫黄の粒径による増殖状況（硫酸イオン）への影響

図2-3-4-1、図2-3-4-2より、硫黄の粒径による増殖状況（pH、硫酸イオン濃度）への影響は頭著であり、粒径10μmでは200時間程度でpH1.0以下、硫酸イオン生成量20,000mg/L以上に到達するのに対し、粒径2,000μmでは1,000時間以上を要した。また、100μmと10μmでは1,000時間経過後のpH及び硫酸イオン生成量は同等であったが到達速度に違いがあることから、実際のプラントでは、これらを指標とした滞留時間等に応じた粒径調整（100～10μm）を要することが分かった。
図 2-3-4-3 硫黄の添加率による増殖状況（pH）への影響

図 2-3-4-4 硫黄の添加率による増殖状況（硫酸イオン）への影響

図2-3-4-3、図2-3-4-4より、増殖曲線の傾きについては大きな差が出なかったが、到達pH及び硫酸イオン生成量は、硫黄添加率に大きく左右されることが分かった。目標とするリン溶出率を達成するために必要な培養液条件（pH、硫酸イオン濃度）を求めておけば、実際のプラントでは、滞留時間等に応じて硫黄添加率を調整すれば良いことが分かった。ただし、硫黄添加率の増加に伴って硫酸イオン濃度が平衡状態となるまでの時間を多く要すため、短い滞留時間で添加率を上げると、未利用の元素硫黄が多く排出されるものと予想され、経済性が悪化する可能性が示唆された。また、実験開始から200時間程度の初期段階においては、添加率が低いほど早い時期にpHはより低く、硫酸イオンはより多く生成するという逆の結果（再検証したが結果は同様であった）となったが、増殖初期においては硫黄の過剰添加が必ずしも増殖に寄与しないことが示唆された。これらの実験結果より、硫黄酸化細菌の増殖速度は硫黄の粒径が律速要因となり、その上限値（pH、硫酸イオン生成量）は硫黄添加率に依存することが分かった。
実験により得られた希釈率と菌体濃度、pH の関係を図 2-3-4-5 に示す。希釈率 0.25 day $ ^{-1} $ まではその変動にあまり影響を受けず、ほぼ一定の菌体濃度を維持することができた。よって菌体濃度から考えると、本連続培養での最大比増殖速度は 0.25day $ ^{-1} $ (=0.010h $ ^{-1} $ ) であることが明らかとなった。ここで、pH の結果に着目すると pH は希釈率を上げていくにつれて徐々に上昇しており、し尿污泥焼却灰の溶出に用いることができる pH レベルは希釈率が最大 0.167 のときであると考えられた。また、wash out point は希釈率 0.56day $ ^{-1} $ (=0.023h $ ^{-1} $ ) であると推測できた。

次に、連続培養での pH 変化から定常状態 1 日分の硫酸イオン生成量を試算した結果を図 2-3-4-6 に示す。硫酸イオン生成量のピークは希釈率 0.333 のときであり、そのときの硫酸平均生成速度は 55mg/L・h であった。図 2-3-4-5 と比較すると分かるように、硫酸イオン生成量は希釈率の上昇に伴い増加するが、一方で pH は上昇した。これは培地の供給速度に硫酸イオン生成速度が追い付いていないことが原因であると考えられる。

以上の結果から、菌体濃度、硫酸生成速度が大きく、pHが低い希釈率0.167が適当な希釈率であると判断できる。よって、連続培養で設定する培養槽の希釈率は0.167、すなわち滞留時間6日が最適であると考えられた。連続培養は、増殖速度および硫酸生成速度を大きく保ちながらの効率的な培養が理想である。最大比増殖速度（0.25day $ ^{-1} $ ）付近で硫黄添加量を増加するなど、硫酸がより生成する条件で培養を行えば、今後滞留時間短縮の可

図 2-3-4-5 連続培養における希釈率と菌体濃度、pH の関係

図2-3-4-6 連続培養における希釈率と硫酸生成量の関係

図 2-3-4-7 連続培養における希釈率と定常状態 1 日分の DO 值変動
能性があると考えられる。

また、各希釈率の定常状態1日分の溶存酸素濃度（DO）変動の結果を図2-3-4-7に示す。希釈率が大きくなるにしたがってDO値の変動幅が大きくなっている。これは硫酸生成量が増加したことが一因であると考えられる。今回の連続培養では曝気強度25m³/m³·hでDO値を6～7mg/Lの範囲で維持することができた。このことは卓上型培養装置の培養方法では曝気強度25m³/m³·hで酸素供給がどの希釈率に対しても十分であり、連続培養が行えることを示唆している。

## 3 培養槽の曝気強度について

卓上型培養装置および曝気攪拌培養装置における酸素溶解効率を調査した結果、得られたDOの経時変化を図2-3-4-8に示す。それぞれ異なる溶解曲線となり、酸素溶解速度が違うことが明らかとなった。この結果より算出した総括酸素移動容量係数、酸素溶解係数を表2-3-4に示す。総括酸素移動容量係数および酸素溶解効率は卓上型培養装置の方が高いことが判明した。これは卓上型培養装置には酸素供給に有効な攪拌装置等が備わっていることや散気管がφ1mm×8個に対して曝気攪拌培養装置はφ13mm×1個という差異が大きく影響していると推察できる。よって、卓上型培養装置では曝気強度25m³/m³・hで連続培養可能であったが、曝気攪拌培養装置では60m³/m³・h以上の曝気強度が必要であると考えられた。

## 4 培養温度について

温度を $ 10^{\circ}C $ 、 $ 15^{\circ}C $ 、 $ 20^{\circ}C $ 、 $ 30^{\circ}C $ で一定に保ち培養を実施した結果、 $ 10^{\circ}C $ および $ 15^{\circ}C $ では増殖がみられなかった。 $ 20^{\circ}C $ 、 $ 30^{\circ}C $ の菌体濃度、pH、DO の経時変化は図 $ 2-3-4-9\sim-11 $ のようになった。菌体濃度から算出した比増殖速度は $ 30^{\circ}C $ のとき $ 0.029h^{-1} $ 、 $ 20^{\circ}C $ のとき $ 0.020h^{-1} $ となり、 $ 30^{\circ}C $ のときの方が約 1.5 倍大きくなった。本実験から、培養温度は $ 30^{\circ}C $ が最適であると考えられた。

また、回分培養で得られた比増殖速度は前述の連続培養時と比較すると大きくなる

図 2-3-4-8 酸素溶解効率調査における DO 值の経時変化

表 2-3-4 酸素溶解效率调查结果

卓上型 培養装置	曝気攪拌 培養装置
総括酸素移動 容量係数	(h-1)	8.27	2.20
酸素溶解効率	(%)	67.5	54.0

図 2-3-4-9 各培養温度における菌体濃度の経時変化
図 2-3-4-10 培養温度 30℃ における pH, DO の経時変化

図 2-3-4-11 培養温度 20℃における pH, DO の経時変化

た。これは、現在採用している連続培養方法であると硫黄酸化細菌の周辺環境が大きく変化するためであると考えられる。よって、連続的に培地供給することができれば最大比増殖速度が大きくなる可能性がある。

## 5 その他律速因子について

中村らは、A.thiooxidans NBRC13701 を用いた通気と機械攪拌による回分培養で、最適条件として硫黄添加量 1.0%、培養温度 30℃、通気量 30m³/m³・h、攪拌速度 240rpm と報告 2-1)しており、今回の連続培養の最適条件を検索するに当たり参考とした。

今回使用している硫黄酸化細菌は、硫黄が最も増殖に影響する成分であり、最適な添加量は2.3%で、その他の$\mathrm{KH_{2}PO_{4}}$、$\left(\mathrm{NH_{4}}\right)_{2}\mathrm{SO_{4}}$、$\mathrm{MgSO_{4}}$等の成分については有意な効果は見られなかったとの報告²²もある。硫黄の添加量については、多ければ増殖は良いことは実験等で確認はしているが、経済性の点から最も培地調製経費の嵩む成分であることから、他の文献等も参考に1.0%を上限として他の律速因子を絞る方向で最適条件の検討を進めた。
## 2 −3−5 連続培養によるリン溶出

機械式攪拌による実験条件を表2-3-5-1、反応槽のリン溶出濃度を図2-3-5-1に示す。

表 2-3-5-1 連続式 BL 溶出実験条件（機械式攪拌）

試料E(添加率4%)
連続1	連続2-1	連続2-2	連続3-1	連続3-2
培養槽の滞留時間（日）	10	6	6	5	5
反応槽の滞留時間（日）	5	3	3	2	2
培養槽の曝気強度（m³/m³·h）	30	30	60	60	84
反応槽の攪拌速度（rpm）	300	300	300	300	300

試料L(添加率6%)
連続1	連続2-1	連続2-2	連続3-1	連続3-2
培養槽の滞留時間（日）	10	6	6	5	5
反応槽の滞留時間（日）	10	6	6	5	5
培養槽の曝気強度（m³/m³·h）	30	30	60	60	84
反応槽の攪拌速度（rpm）	300	300	300	300	300

図2-3-5-1 反応槽のリン溶出濃度

試料 E では滞留時間を 2 日に短縮してもリン溶出量 2,600mg·P/L（溶出率 60%）、試料 L では滞留時間を 5 日に短縮してもリン溶出量 5,100mg·P/L（溶出率 65%）を維持することができた。既報 2-6 の振とう培養法の場合、硫黄酸化細菌の培養に 2 週間、焼却灰からのリン溶出に更に 1 週間要したが、今回の連続式 BL 法では、培養工程と反応工程を分けて同時進行させることにより、システム全体の滞留時間を 5 日程度まで短縮できることが判明した。回分式（振とう培養）と比較すると反応槽容量が同じであれば、1 日当たりの回収量は E で 10 倍、L で 4 倍となる。

培養槽、反応槽の pH 変化について、図 2-3-5-2、図 2-3-5-3 に示す。反応槽 E では培養槽の pH 変化の影響を顕著に受け、変動が見られたが、反応槽 L では一定の pH を維持していた。これは、反応槽 E と比較して、反応槽 L の方が活性状態の硫黄酸化細菌が多数生息していることが一因であると考えられた。このように反応槽での pH や硫黄酸化細菌の状態が焼却斬によって異なることが明らかとなり、実用化の際はこれらを把握しておく必要がある。
図 2-3-5-2 培養槽の pH 変化

図 2-3-5-3 反応槽の pH 変化

次に、培養槽の硫酸イオン濃度変化、DO変化の結果を図2-3-5-4、図2-3-5-5に示す。培養槽において、連続2-1や3-1のように、滞留時間を短くするとDO値が減少し、硫酸イオンの濃度も低下した。そこで、連続2-2や3-2のように曝気量を増加させると、DO値が回復し、硫酸イオン濃度も高くなった。これは、硫黄酸化細菌が活性を維持するために、一定の溶存酸素が必要であることを示唆している。また、曝気量を増加させたことによる基質の攪拌効率の改善もこの結果を導く要因であったと考えられた。このことから、曝気量の適正な管理が培養槽における滞留時間短縮の重要な因子であると考えられた。

図2-3-5-4 培養槽の硫酸イオン濃度変化

図 2-3-5-5 培養槽の DO 変化
次に反応槽を機械攪拌から曝気攪拌方式に変更した場合のリン溶出濃度を図2-3-5-6に示す。試料Lについては、表2-3-5-2の実験条件(連続4)により、リン溶出濃度が大幅に増加(7,000mg-P/L、溶出率90%)したが、好気性の硫黄酸化細菌にとって曝気が有利に働いたものと思われた。なお、培養槽の滞留時間を4日、反応槽の滞留時間を2日(連続5)に短縮すると溶出濃度が極端に低下したことから培養槽の滞留時間を延ばす等の対策を講じたが回復することはなかった。以上のことから、最適条件は培養槽の滞留時間は6日、反応槽の滞留時間は3～6日の範囲と予想された。

表2-3-5-2 連続式 BL 溶出実験条件（曝気式攪拌）

試料E(添加率4%)
連続4	連続5
培養槽の滞留時間（日）	6	4
反応槽の滞留時間（日）	3	2
培養槽の曝気強度（m³/m³·h）	60	120
反応槽の曝気強度（m³/m³·h）	120	180

試料L(添加率6%)

連続4	連続5
培養槽の滞留時間（日）	6	4
反応槽の滞留時間（日）	6	2
培養槽の曝気強度（m³/m³·h）	60	120
反応槽の曝気強度（m³/m³·h）	120	180

図 2-3-5-6 反応槽のリン溶出濃度
## 2 −3−6 実用的培養方法

## 1 脱硫硫黄及び集積株の有効性について

集積株は菌群組成が多様で純粋株より環境適応能力が高いと考えられ、有望な集積株が得られれば実用性が増すことから、下水処理施設等から採取した集積株の利用を検討した。また、使用する硫黄についても安価な脱硫硫黄で代替できないか併せて確認した。純粋株(NBRC)と集積株の増殖状況の違いを図2-3-6-1～-4に示す。

図2-3-6-1 市販硫黄による増殖状況（硫酸イオン）

図 2-3-6-2 脱硫硫黄による増殖状況（硫酸イオン）

図 2-3-6-3 市販硫黄による増殖状況（pH）
図 2-3-6-4 脱硫硫黄による増殖状況（pH）

集積株 m、h については、到達 pH(0.5 以下)や硫酸イオン生成能力(25,000mg/L 以上)、増殖曲線の傾き等から、従来用いてきた NBRC13701(純粋株)と同等以上の性能を有していることが分かった。また、硫黄の種類による増殖速度の違いは特に認められず、安価な脱硫硫黄で代替できるものと考えられた。

3 種の集積株についてクローンライブラリー解析を行った結果を表 2-3-6-1 に示す。 y が Acidithiobacillus caldus 1 種類であるのに対し m は 3 種類、h は 4 種類の菌種が含まれていた。

透過型電子顕微鏡写真(6000倍)からも明らかに、何れも Asidithiobacillus thiooxidans と同様の桿菌の形状を示していた。

集積株 m

集積株 h

集積株 y

写真 2-3-6 集積株の電子顕微鏡写真

表 2-3-6-1 菌群组成

菌種	m	h	y
Acidithiobacillus thiooxidans	3	11	0
Acidithiobacillus thiooxidans 又は Acidithiobacillus sp.	53	35	0
Acidithiobacillus sp.	40	49	0
Acidithiobacillus caldus	0	1	96
Total	96	96	96
## 2 培地成分の削減について

経済性を検討する上で薬剤経費が大きい $ ^{2-7,2-8} $ ため、硫酸生成量を比較する手法により、培地成分の削減効果について確認した結果を表2-3-6-2に示す。表2-3-6-2の結果から、 $ (\mathrm{NH}_{4})_{2}\mathrm{SO}_{4} $ については絶対に欠かせない成分であること、 $ (\mathrm{NH}_{4})_{2}\mathrm{SO}_{4} $ と $ FeSO_{4}\cdot7H_{2}O $ が同時に入っている培地は良好な増殖を示し、これらに $ KH_{2}PO_{4} $ も加われば通常の $ St\times10 $ 培地(No.31)と同等の増殖を示すことが分かった。

表 2-3-6-2 培地成分削减结果 $ (\mathrm{N}=1) $

No	培地成分	硫酸生成量(mg/L)
$ (\mathrm{NH}_{4})_{2}\mathrm{SO}_{4} $	$ \mathrm{MgSO}_{4} \cdot 7\mathrm{H}_{2}\mathrm{O} $	$ \mathrm{KH}_{2}\mathrm{PO}_{4} $	$ \mathrm{CaCl}_{2} \cdot 2\mathrm{H}_{2}\mathrm{O} $	$ \mathrm{FeSO}_{4} \cdot 7\mathrm{H}_{2}\mathrm{O} $
1	○	9,877
2	○	678
3	○	639
4	○	668
5	○	736
6	○	○	15,429
7	○	○	5,493
8	○	○	17,818
9	○	○	18,342
10	○	○	641
11	○	○	661
12	○	○	641
13	○	○	477
14	○	○	669
15	○	○	871
16	○	○	○	6,225
17	○	○	○	15,704
18	○	○	○	20,763
19	○	○	○	16,051
20	○	○	○	26,748
21	○	○	○	20,589
22	○	○	○	645
23	○	○	○	610
24	○	○	○	658
25	○	○	○	699
26	○	○	○	○	8,655
27	○	○	○	○	28,986
28	○	○	○	○	19,172
29	○	○	○	○	27,511
30	○	○	○	○	592
31	○	○	○	○	○	27,971
32	629
また、バクテリアを利用した実験にはある程度変動幅があることから、表2-3-6-2のNo.9、18、20、21、27、28、29、31の組み合わせについて、サンプル数を増やして再度検証した結果を図2-3-6-5、-6に示す。その結果、 $ (\mathrm{NH}_{4})_{2}\mathrm{SO}_{4} $ 、 $ FeSO_{4}\cdot7H_{2}O $ 、 $ KH_{2}PO_{4} $ の3成分が同時に含まれる組み合わせは、他の成分に関わらず $ St^{*} $ 10培地(No.31)と同等の増殖を示すことが確認できた。

$$ 影響因子 :(NH_{4})_{2}SO_{4}\gg FeSO_{4}\cdot7H_{2}O>KH_{2}PO_{4} $$

表 2-3-6-3 培地成分削减结果 $ (\mathrm{N}=3) $

No	培地成分	硫酸生成量
(mg/L)
$ (\mathrm{NH}_{4})_{2}\mathrm{SO}_{4} $	$ \mathrm{MgSO}_{4} \cdot 7\mathrm{H}_{2}\mathrm{O} $	$ \mathrm{KH}_{2}\mathrm{PO}_{4} $	$ \mathrm{CaCl}_{2} \cdot 2\mathrm{H}_{2}\mathrm{O} $	$ \mathrm{FeSO}_{4} \cdot 7\mathrm{H}_{2}\mathrm{O} $
9	○	○	16,168
18	○	○	○	16,615
20	○	○	○	25,722
21	○	○	○	14,403
27	○	○	○	○	23,910
28	○	○	○	○	17,101
29	○	○	○	○	25,320
31	○	○	○	○	○	25,070

図 2-3-6-5 各培地の増殖状況（硫酸イオン）

図 2-3-6-6 各培地の増殖状況（pH）
し尿処理施設の工程水には窒素やリンなど有用成分も含まれていることから、し尿処理施設Ｌの攪拌槽、曝気槽、沈殿槽の各工程水で調製した培地による菌の増殖状況を確認した。培地成分は特に重要と考えられる $ (\mathrm{NH}_{4})_{2}\mathrm{SO}_{4} $ のみ添加した。また工程水単独での菌の増殖を確認するため、攪拌槽の水については培地成分無添加のものも用意し、通常の $ St^{*}10 $ 培地と比較した。その結果を図2-3-6-7に示す。

図 2-3-6-7 各培地の増殖状況（硫酸イオン）

図2-3-6-7より、攪拌槽の工程水を利用すれば $ (\mathrm{NH}_{4})_{2}\mathrm{SO}_{4} $ だけでも $ St^{*}10 $ 培地の8割程度の硫酸生成能力が期待できることが分かった。攪拌槽の工程水は、 $ PO_{4}^{3-} $ が28ppm、 $ NH_{4}^{+} $ が0.4ppmであり、 $ St^{*}10 $ 培地が各々220ppm、43ppmであることから考えると、 $ (\mathrm{NH}_{4})_{2}\mathrm{SO}_{4} $ の添加は必要であるが、金属類やリンの豊富なBL溶出液を利用すれば培地成分を更に削減できると考えられた。

## 2 −3−7 溶出工程における安全性の検討

分析の結果を表 2-3-7-1、-2 に示す。溶出工程から排出されるリン抽出残渣溶出試験液において、全ての重金属について基準値を満たしていた。BL 溶出液については As、Cd の濃度が基準値を超過するレベルとなっていた。重金属類含有量調査の結果、焼却灰 L には排水基準を超過するレベルの Hg および Se 以外の元素が含有していることが判明したことから、Cd、Pb、Cr、As の 4 元素についてはその動態について詳しく把握しておく必要がある。

表2-3-7-1 BL溶出液重金属類分析結果

表 2-3-7-2 リン抽出残渣溶出試験液重金属類分析結果

項目	基準値1)	濃度(mg/L)
Hg2)	0.005	ND
Cd	0.03	0.07
Pb	0.1	ND
Cr3)	0.5	ND
As	0.1	0.27
Se	0.1	ND

1) 水質汚濁防止法による一律基準値

2) 水銀及びアルキル水銀その他の水銀化合物の基準値

3) 六価クロムの基準値

項目	基準値⁴)	濃度(mg/L)
Hg²⁺	0.005	ND
Cd	0.3	0.03
Pb	0.3	ND
Cr³⁺	1.5	ND
As	0.3	ND
Se	0.3	ND

4)「金属等を含む産業廃棄物に係る判定基準を定める省令」に定める基準