JP4478022B2 - 重金属吸着剤組成物 - Google Patents

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Description

本発明は、バクテリア死菌体を含有する重金属吸着剤組成物及び当該組成物を用いる環境水等の重金属含有媒体からの重金属の除去方法に関する。
カドミウム、銅、亜鉛、クロム、鉛などの重金属による環境汚染は微量の濃度で生物に毒性を示すため世界中で問題となっている。重金属の除去手段としては凝集沈殿法が広く採用されている。この方法は安価であるが、高濃度の重金属を含む多量のスラッジが生じ、最終処分場でさらなる処分が必要となる。イオン交換法はスラッジの生成は少ないが値段が高く、使用も限られている。
最近バクテリア、酵母、カビ、藻類などのバイオマスを用いた重金属の除去法が多数報告されている。生きたバイオマスを用いる方法も報告されているが、死んだバイオマスを用いる方法は、環境中で培養する必要がなく実用的である。これらのバイオマスはカドミウム、銅、亜鉛、クロム、鉛などの重金属を特異的に吸着するだけでなく、吸着した重金属を解離させ回収することもできる。さらに、バイオマスは一般的に生分解性であり環境にやさしいという利点を有する。生きたバイオマスは、例えば、バクテリアを培養後水、硝酸カルシウム溶液(pH4.0)(Mullen MD et al. Appl. Environ. Microbiol. 1989:55, 3143-3149)または燐酸緩衝液(Kurek E et al. Appl. Environ. Microbiol. 1982:43, 1011-1015)で洗浄して用いられる。
死んだバイオマスを用いる手段としては、アルカリ処理(Brierley ら、USP 4, 992, 179)後洗浄して用いる方法の他、高圧蒸気滅菌(Seki H et al. J Colloid Interface Sci. 1998:197, 185-190)、シアン化カリウムおよびエタノールによる処理(Kurek E et al. Appl. Environ. Microbiol. 1982:43, 1011-1015)も報告されている。これらのうち、Brierleyらは、バチルス ズブチリス(Bacillus subtilis)などのバクテリアをアルカリ処理すると、金、銀、銅、鉛に対する単位重量当たりの吸着量が増加したと報告している。本発明者らも種々のバクテリアのアルカリ処理を行なって重金属の吸着量を検討したところ、アルカリ処理を行なうと確かに単位重量当たりの吸着量は増加するが、処理後のバクテリアの重量が大幅に減少してしまい、総合的に見るとアルカリ処理は得策ではないことが判明した。
そこで、本発明者は、バクテリアの処理方法及び重金属吸着能の高いバクテリアの両面から検討したところ、バチルス sp.KRI−02又はその類縁菌、バチルス・リケニフォルミス及びスタフィロコッカス sp.KRI−04又はその類縁菌から選ばれる菌を酸処理して得られる菌体は、アルカリ処理した場合に比べ、当該酸処理によって菌体重量があまり減少せず、菌体単位重量当たりの重金属吸着量が増加すること、さらに酸処理により再生可能であることから重金属吸着剤として有用であることを見出し、本発明を完成した。
すなわち、本発明は、バチルス sp.KRI−02又はその類縁菌、バチルス・リケニフォルミス及びスタフィロコッカス sp.KRI−04又はその類縁菌から選ばれる菌を酸処理して得られる菌体を含有する重金属吸着剤組成物を提供するものである。
また、本発明は、重金属含有媒体を、バチルス sp.KRI−02又はその類縁菌、バチルス・リケニフォルミス及びスタフィロコッカス sp.KRI−04又はその類縁菌から選ばれる菌を酸処理して得られる菌体を含有する重金属吸着剤組成物で処理することを特徴とする、重金属含有媒体から重金属を除去する方法を提供するものである。
さらに本発明は、バチルス sp.KRI−02(FERM BP−8165)、バチルス・リケニフォルミス KRI−03(FERM BP−816)及びスタフィロコッカス sp.KRI−04(FERM BP−816)から選ばれる菌を提供するものである。
さらに本発明は、(A)前記重金属吸着剤組成物を含有する一以上の重金属吸着槽と、(B)酸含有槽とを有することを特徴とする重金属吸着装置を提供するものである。
本発明の重金属吸着剤組成物を用いれば、河川、湖沼、工場配水等から効率良く有害な重金属を除去できる。
本発明において重金属吸着剤として用いられる菌体は、バチルス sp.KRI−02又はその類縁菌、バチルス・リケニフォルミス及びスタフィロコッカス sp.KRI−04又はその類縁菌から選ばれる菌を酸処理して得られる菌体である。これら特定の種に属する菌が、酸処理した場合に、菌体重量があまり減少せずに、単位重量当たりの重金属吸着量が増大するという特性を有する。バチルス sp.KRI−02又はその類縁菌のうち、バチルス sp.KRI−02(FERM BP−8165)及びその類縁株が特に好ましい。バチルス・リケニフォルミスのうち、バチルス・リケニフォルミスKRI−03(FERM BP−816)及びその類縁株が特に好ましい。スタフィロコッカス sp.KRI−04又はその類縁菌のうち、スタフィロコッカス sp.KRI−04(FERM BP−816)及びその類縁株が特に好ましい。ここで類縁株とは、その菌株と同一の種に属し、その菌株と同様な重金属吸着能を有する菌株をいう。
これらの菌の酸処理に用いられる酸としては、これらの菌を死滅させることのできる酸であれば特に制限されないが、塩酸、硫酸、硝酸などの無機酸;酢酸、蟻酸、吉草酸、プロピオン酸、蓚酸、クエン酸等の有機酸が挙げられる。酸処理は、菌が死滅する条件であればよく、例えば菌をpH−0.5〜2の酸の水溶液で15〜150分処理するのが好ましい。また、酸処理する時の温度は菌の生育温度が好ましい。なお、酸処理に先立って、菌は水で洗浄しておくのが好ましい。
酸処理後の菌体は、水で洗浄してpHを中性に戻すのが好ましい。酸処理菌体は、水等への懸濁液としてもよいが、凍結乾燥、噴霧乾燥、加熱等の手段で乾燥して用いるのが好ましい。
得られた酸処理菌体は、アルカリ処理菌体に比べて菌体重量の減少が極めて少なく、かつ重金属吸着能は未処理菌体に比べて増大している。従って、酸処理菌体は、未処理生菌体及びアルカリ処理菌体に比べて重金属吸着剤として特に有用である。
バクテリア等を含む生物体は蛋白質、脂質、糖質等によりできている。そのためアルカリ処理すると、蛋白質や酸性物質は溶解し、また加水分解により生体成分の殆どが可溶化し、一部の不溶成分が残る。これに対し、バクテリアを酸処理すると、蛋白質は変性して残存し、陽イオンである金属イオンが除去されるだけでなく、塩基性物質は除去され、バクテリア内部には多数の空洞が生成し、その結果重金属イオンなどのイオンが浸透しやすくなり、バクテリア内にある重金属の結合部位を最大限に利用することができるようになると考えられる。
本発明の酸処理菌体が吸着し得る重金属としては、Ag、Cd、Co、Cr、Cu、Fe、Hg、Mn、Ni、Pb、Pd、Zn等が挙げられる。
本発明の重金属吸着剤組成物は、前記酸処理菌体自体でもよいが、水性担体又は固体担体を含有する形態でもよい。水性担体としては、水又は水溶液が挙げられ、その組成物としては水懸濁液が挙げられる。また固体担体としては種々の無機担体及び樹脂担体が挙げられる。また、当該組成物には、酸処理菌体に加えて、他の重金属吸着剤、可塑剤、乳化剤、滑剤、帯電防止剤、発泡剤、難燃剤、充填剤、強化剤等が含まれていてもよい。
重金属吸着剤組成物中の酸処理菌体濃度は、乾燥菌体重量換算5〜100重量%、さらに10〜100重量%、特に20〜100重量%が好ましい。
酸処理菌体を担持するための無機担体としては、シリカゲル、アルミナ、ガラス、珪藻土、テフロン等が挙げられる。また樹脂担体としてはセルロース、アクリルアミド誘導体、ポリスルホン、ポリビニルアルコール、ポリスチレン、アルギン酸カルシウム、カラゲニン、ポリエチレンイミン等が挙げられる。これら無機担体及び樹脂担体は、それぞれ単独で用いることもできるが、組み合せて用いることもできる。
酸処理菌体は、前記無機担体又は樹脂担体に担持して菌体ビーズの形態で使用するのが好ましい。このうち、酸処理菌体を前記樹脂担体に担持した菌体ビーズが特に好ましい。菌体ビーズ中の酸処理菌体と、前記無機担体又は樹脂担体との重量比は、1:10〜10:1、さらに1:5〜5:1が好ましい。
菌体ビーズの製法としては、酸処理菌体と前記担体との混合液と液体窒素などの媒体中に滴下する方法(滴下法);乳糖等の核を用い、その核の上に酸処理菌体と前記担体との混合液を噴霧に造粒する方法(造粒法)等が挙げられる。この造粒法により得られた菌体ビーズは、熱処理により耐水性を向上させることができる。また凍結融解処理により多孔化して重金属吸着力を向上させることもできる。ここで、熱処理は、120〜250℃で2分〜30分、特に150〜200℃で5分〜30分行うのが好ましい。
菌体ビーズが、重金属吸着処理時に凝集すると、重金属との接触効率が低下するので、菌体ビーズの凝集を抑制することが好ましい。当該凝集抑制技術としては、菌体ビーズの調製時に酸処理菌体及び樹脂に加えて、テフロンパウダー、フタル酸ジブチル、ひまし油、酢酸エチル等の添加剤を添加するのが好ましい。これらの添加剤は、酸処理菌体に対して0.05〜5重量倍、特に0.1〜2重量倍用いるのが好ましい。また、菌体ビーズを熱処理することによっても凝集が抑制できる。ここで熱処理条件は、前記耐水性向上の条件と同様である。
重金属含有媒体を、本発明の重金属吸着剤組成物で処理すれば、当該重金属含有媒体から重金属を除去できる。ここで、重金属含有媒体としては、重金属を含有する環境液及び土壌が挙げられ、より具体的には河川水、湖沼水、下水、工場排水、土壌、焼却灰冷却水、メッキ廃液等の重金属含有環境媒体が挙げられる。当該重金属含有媒体を本発明組成物で処理するには、例えば、酸処理菌体固定化担体に当該液状媒体を接触させる方法、より具体的には酸処理固定化担体を充填したカラムに当該液状媒体を通過させる方法等が挙げられる。
このような処理により、当該媒体中の重金属は、本発明組成物中の酸処理菌体に吸着されるので、重金属は当該媒体から除去される。吸着された重金属は、有機酸、無機酸添加によるpHの低下、EGTA、EDTAなどのキレート剤添加等により酸処理菌体から容易に溶出するので、重金属の回収も可能である。また、重金属を溶出した酸処理菌体は再度重金属吸着剤として利用できる。
本発明の重金属吸着剤組成物を用いて、工場排水、メッキ廃液等の重金属含有媒体から、重金属を除去するには、(A)重金属吸着剤組成物を含有する一以上の重金属吸着槽と、(B)酸含有槽とを備えた重金属吸着装置を用いるのが好ましい。当該(A)重金属吸着槽は、重金属吸着処理後、酸処理により、重金属の回収及び重金属吸着剤組成物の再生をして、連続して使用することができる。
電気メッキ工場では、メッキ後の洗浄過程において、重金属を高濃度に含む廃液が排出される。亜鉛メッキでは高濃度のシアンを含むため、前処理で酸化分解している。また、クロムメッキでは6価クロムを使用するため、前処理で3価クロムに処理している。その後、亜鉛、ニッケル、クロムなどを含むメッキ廃液は苛性ソーダ等でpHを塩基性側に調整され、さらに高分子凝集剤を添加されて不溶物を凝集沈殿(スラッジ)させて除去し放流している。スラッジは殆どが廃棄業者に渡り、一部は再利用されているが、殆どが最終処分場に搬送され埋め立てられている。
そこで、前処理後の廃液を本発明重金属吸着剤組成物で処理することにより廃液中の重金属を除去すれば、高分子凝集剤を添加し大容量のスラッジを発生することはない。また、吸着特異性の高い本発明重金属吸着剤組成物を使用し、重金属を吸着した組成物から重金属を高純度で回収することができれば、最終処分場の延命にも繋がるだけでなく資源の再利用に繋がる。
従って、本発明の重金属吸着剤組成物及び重金属吸着装置は、特にメッキ廃液から重金属の回収に特に有用である。
次に実施例を挙げて本発明をさらに詳細に説明するが、本発明はこれら実施例に何ら限定されない。
実施例1(重金属吸着菌の選択と同定)
(1)重金属吸着菌の選択
土壌を生理食塩水で懸濁後静置し、その上清を1mMの重金属を含むBrain Heart Infusion Agar培地に植え、1日後出現したコロニーを選択した。
(2)得られた菌株の同定
a.方法
細菌第一段階試験として、光学顕微鏡U−LH1000(オリンパス,日本)による細胞形態、グラム染色性、胞子の有無、鞭毛による運動性の有無を観察した。Brain Heart Infusion Agar(Becton Dickinson, NJ, U.S.A)+寒天培地(B. H. I agar)上でのコロニー形態を観察した。カタラーゼ反応、オキシダーゼ反応、ブドウ糖からの酸/ガス産生、ブドウ糖の酸化/発酵(O/F)について試験を行った。
細菌第二段階試験として、APIシステム(bioMerieux, France: http://www.biomerieux.fr/home_en.htm)を使い、その測定方法に従い生化学的性状試験を実施した。
また、追加試験として生理性状試験を行った。
b.結果
第一段階試験結果を表1に示す。
第二段階試験及び追加試験の結果を表2〜4に示す。
以上の結果から、KRI−02はバチルス属に属するが菌種の特定には至らなかった。従って、この菌は、バチルス sp.KRI−02と命名した。また、KRI−03は、バチルス・リケニフォルミスに属すると判断し、バチルス・リケニフォルミス KRI−03と命名した。また、KRI−04は、スタフィロコッカス属に属するが、菌種の特定には至らなかった。従って、この菌はスタフィロコッカス sp.KRI−04と命名した。KRI−02はFERM BP−8165として、KRI−03はFERM BP−816として、KRI−04はFERM BP−816として、それぞれ、独立行政法人産業技術総合研究所 特許微生物寄託センター(日本国茨城県つくば市東1丁目1番地1 中央第6(郵便番号305−8566):2002. 8. 21)に寄託されている。
実施例2
KRI−02、KRI−03及びKRI−04をBrain Heart Infusin培地(Difco)で培養後水で洗浄し、湿重量の5倍容量の0.5N塩酸を添加して懸濁した。その後、塩酸添加バクテリアは37℃で2時間振とうした。また、Brierleyらの方法(USP4,992,179)も比較検討した。すなわち、湿重量の5倍容量の3%水酸化ナトリウムを添加したバクテリアは50℃または100℃で10分振とうした。振とう後、いずれのバクテリアも水で十分洗浄し、凍結乾燥した。その結果、表5に示すように、水で洗浄した場合(未処理)と比べ、酸処理では重量が20%程度の減少に止まったが、水酸化ナトリウム処理では50%以上減少し、特に100℃で処理した場合には60%以上減少した。
実施例3(金属吸着量の測定)
凍結乾燥して得られたバクテリアの粉末を緩衝溶液中(Tris:100mM)に分散して60mg/mLの懸濁液を調製した。Tris(10mM)を用いて2.4mMに調製した重金属水溶液(CdC12、CuSO4、ZnCl2、NiCl2)1mLにバクテリア懸濁液を20μL入れて2時間攪拌した。反応終了後に遠心によって分離した上清中の重金属濃度を原子吸光光度計を用いて測定した。
結果を表6〜9に示す。カドミウムおよび銅の吸着量はKRI−02、KRI−03、KRI−04では水洗浄に比べ酸処理により増加した。水酸化ナトリウム処理によってもカドミウムの吸着量はKRI−02、KRI−03、KRI−04で増加したが、酸処理のほうが水酸化ナトリウム処理よりも大きかった。亜鉛およびニッケルの吸着量はKRI−02、KRI−03、KRI−04で水洗浄に比べ酸処理により増加したが、水酸化ナトリウム処理(100℃)のほうがわずかに取り込み量が高かった。水酸化ナトリウムの50℃および100℃での処理による重金属の取り込み量を比較すると、50℃より100℃の処理のほうが吸着量が増加した。
実施例4(吸着・溶出試験)
100mMトリス緩衝液中(pH7.5)に凍結乾燥したバクテリア(KRI−02)を分散して懸濁液(60mg/mL)を調製した。このバクテリア懸濁液20μLを、Tris(10mM)を用いて2.4mMに調製した重金属水溶液(CuSO4、NiCl2)1mLに添加し2時間攪拌した(それぞれpH6.0およびpH7.3)。反応終了後遠心分離して上清(a)と菌層に分離した。菌層には塩酸(pH1.54)を加え30分間攪拌し再度遠心によって上清(b)と菌層に分離した。上清(a)、(b)中の重金属濃度は原子吸光光度計を用いて測定し吸着量および脱着量を算出した。塩酸処理後の菌層は100mM Tris(pH7.5)中で洗浄してpHを中性に戻し、重金属の吸着・脱着実験を繰り返した(3回)。結果を図1及び2に示す。いずれの金属も2回目の吸着量は1回目に比べ減少したが、2回目、3回目はほぼ同じ吸着量を示した。脱着量はCuの場合は吸着量の90%以上の良好な値を示した。Niの場合1回目は少なかったが、2回目、3回目は吸着量とほぼ同じ値を示し、いずれの金属においても再利用可能であることが判明した。
実施例5
添加剤含有菌体ビーズの合成
10%(w/v)に調製したポリビニルアルコール(PVA)(重合度1500〜1800鹸価度98%)水溶液にPVAと同重量のKRI−02と添加剤を加えて攪拌した。液体窒素中に調製したサスペンションをシリンジで滴下させた後、凍結融解、凍結乾燥を行った。添加剤として、テフロンパウダー、ひまし油、酢酸エチル、フタル酸ジブチルを用いた。
実施例6
添加剤含有菌体ビーズの凝集性の評価
重金属(カドミウム、銅、亜鉛、ニッケル)に対してアルカリ金属、アルカリ土類金属が大過剰に含まれている焼却場の灰冷却水20mL(pH7.5)を用いてゲルビーズ(0.35g)の凝集性(安定性)を調べた。12時間振とうした後にゲルの付着、凝集を肉眼で観察した。その結果、無添加の菌体ビーズでは凝集するのが確認された。添加剤としてテフロンパウダーとフタル酸ジブチルを混合した添加剤含有菌体ビーズでは、凝集を抑制する効果が最も高かった。また、ひまし油と酢酸エチルはその効果が中程度であった。
実施例7
添加剤混合比率の凝集に対する影響
添加剤及びKRI−02の混合比率(重量比)に対する凝集の影響を調べるために、テフロン混合系の菌体ビーズを合成した。実施例6と同様に灰冷却水20mL(pH7.5)を用いてビーズ(0.35g)の凝集性(安定性)を調べた。その結果、菌体(KRI−02)を混合しないビーズは凝集するが、PVA以外の成分の比率を大きくすると凝集が抑制されることが示唆された(表10)。
実施例8
テフロン含有菌体ビーズの吸着能
テフロン含有菌体ビーズ(重量比テフロン:PVA:菌体(KPI-02)=1:1:2)を合成し、灰冷却水20mL(pH7.5)に対する吸着試験後にシュウ酸20mL(pH1.2)を加え溶出試験を行った。この吸着・再生の工程を繰り返し吸着能の変化を観察した。1回目の吸着能と使用回数10回目の吸着能を比較した。使用回数が10回になっても重金属(銅、亜鉛)の吸着能はほとんど低くならなかった。また、共存する高濃度の塩の影響をほとんど受けずに吸着、除去できた(図3及び4)。
実施例9
熱処理ビーズの凝集及び吸着に対する影響
前述の方法でKRI−02を混合(重量比PVA:菌体=1:2)したゲルビーズを合成し、凍結乾燥後に熱処理(180℃)を10分間行った。前述と同様に灰冷却水20mL(pH7.5)に対してゲルビーズ(0.35g)の凝集性(安定性)を調べた。さらに、熱処理による吸着能の変化を調べるために、灰冷却水中の重金属(亜鉛、ニッケル)及びアルカリ土類金属(カルシウム、マグネシウム)の濃度変化を原子吸光光度計で測定した。熱処理及び未熱処理の菌体ビーズを比較したところ熱処理した菌体ビーズは、凝集が抑制されて粒子同士の付着が認められなかった。他方、未熱処理は前述の結果と同様に凝集が確認された。また、灰冷却水中の各金属の濃度変化から、熱処理前後による吸着能の低下はほとんど認められなかった(図5及び6)。
実施例10
熱処理ビーズの吸着能の変化
前述の熱処理ビーズの吸着試験後にビーズを分離し、シュウ酸20mL(pH1.2)を入れて各金属の溶出試験を行った。その後、Tris(100mM)で洗浄を行い、再び吸着試験を行った。この一連の操作(使用回数)を繰り返し行い、再生に伴うビーズの吸着能の変化を調べた。1回目の吸着能と使用回数10回目の吸着能を比較した。その結果、使用回数が10回になっても重金属(銅、亜鉛)の吸着能はほとんど低くならなかった。また、共存する高濃度の塩の影響をほとんど受けずに吸着、除去できた(図7及び8)。
実施例11
造粒法による菌体ビーズの作製
150μm以下に粉砕したKRI−02とPVA(重合度 鹸価度98〜99%)の粉末を重量比2対1に混合して混合粉末で得、遠心流動型コーティング装置を用いて造粒を行った。すなわち、球状顆粒(乳糖)を核粒子(500μm)とし、PVA水溶液(5%)を噴霧しながら混合粉末を散布し造粒した。造粒した粒子は熱乾燥(70℃)し、ふるいで直径1.4〜1.7mmの粒子を分別後、さらに180℃で20分間熱処理した。
実施例12
造粒法による菌体ビーズの耐水化の評価
180℃で20分間熱処理菌体ビーズまたは未熱処理の菌体ビーズ(0.35g)を水(20mL)に入れて、24時間振とうさせた。その結果、未熱処理菌体ビーズは振とう後数時間で粒子が崩壊し、縣濁したが、熱処理菌体ビーズは24時間後でも粒子の形状を保っていた。このことから、造粒された菌体ビーズに熱処理を行うと、粒子の形状を保持したまま菌体を安定に固定化できることが確認できた。
実施例13
凍結法によるビーズの多孔化
実施例11で得た熱処理菌体ビーズを水に浸漬し洗浄後、水を充分含ませた状態で凍結融解を行い、凍結乾燥した。亜鉛が含まれたメッキ廃水(20mL)に凍結処理を施したビーズ(0.5g)を入れて攪拌し、亜鉛濃度の時間依存性を反応開始時から調べた。コントロールとして熱処理だけの菌体ビーズを用いた。その結果、凍結操作を加えた菌体ビーズの濃度変化がコントロールと比べて大きくなった。90分後の凍結乾燥および凍結融解の廃液中亜鉛濃度はそれぞれ354.1μM、332.8μMで、コントロールの濃度381.6μMより小さい値を示した。従って、熱処理菌体ビーズに凍結処理をすると、ビーズ内の重金属の拡散を迅速にして液相濃度の減少を速くすることが可能である。
実施例14
ビーズによる重金属の除去
1Nの塩酸に浸漬後、MES緩衝液(pH6)で洗浄した熱処理菌体ビーズ(実施例11)を、亜鉛含有メッキ廃水に入れ攪拌した。菌体ビーズの添加量(8、17.5、25、35mg/mL)を変えて亜鉛の濃度変化を調べた。結果を図9に示す。亜鉛の濃度変化は菌体ビーズの量に依存し、ビーズの添加量が高くなるにつれて、濃度変化の初期勾配が大きくなった。従って、亜鉛等の重金属が含まれる廃水に菌体ビーズを投入することによって、亜鉛の除去が可能であり、排水基準(75.6μM)以下に除去できる。この菌体ビーズは、亜鉛以外にも銅、鉄、カドミウム、ニッケルなどの有害重金属を吸着除去することが可能である。
実施例15
ビーズの再生
熱処理菌体ビーズ(実施例11、0.35g)をMES緩衝液(pH6)で洗浄し、亜鉛と鉄が含まれたメッキ廃水(20mL)に入れ攪拌した。吸着反応終了後、菌体ビーズを廃液から取り出し、1Nの塩酸(20mL)に入れて重金属を脱離させた。その後、MESで洗浄を行い再び廃水を入れ換えた。この一連の吸脱着の操作を繰り返してビーズの再生を繰り返した。重金属の濃度は原子吸光光度計で測定した。亜鉛の吸着量(pH7)と再生回数の関係を図10に示す。各測定時における初濃度の平均は亜鉛が790μM、鉄が458μMであった。乾燥重量(菌体ビーズ)1g当たりの平均吸着量は亜鉛が36.2μmol/g、鉄が4.6μmol/gであった。再生回数を100回繰り返したが、菌体ビーズは形状を保ち、吸着量はほとんど変化がなかった。また、吸着に対する脱離量を調べた結果、90%以上の割合で脱離が認められた。従って、菌体ビーズは急激なpHの変化に対しても耐久性があり、繰り返しての使用が可能であることが認められた。
実施例16
メッキ工場内の排水処理への利用(1)−攪拌槽における物質収支
重金属が含まれたシアン系メッキ廃水槽(50L)に熱処理菌体ビーズ(実施例11、400g)を入れ、攪拌(回転数:200rpm)しながらサンプリングを行い、亜鉛及び鉄の濃度変化を調べた。表11にシアン系メッキ廃水槽(pH7.5)の亜鉛及び鉄の濃度を示す。その結果、亜鉛及び鉄が排水基準以上の濃度で存在していた。この廃水に菌体ビーズを入れた時の重金属の濃度変化を図11に示す。この結果から乾燥菌体ビーズ1g当たりの吸着量を求めたところ、亜鉛が53.6μmol/g、鉄が12.1μmol/gであった。
実施例17
メッキ工場内の排水処理への利用(2)−吸着除去金属の濃縮
実施例16の方法と同様にシアン系メッキ廃水槽(50L)に熱処理菌体ビーズ(実施例11、400g)を入れ、亜鉛及び鉄の吸着除去(90分)を行った後、ビーズを1N塩酸(20L)中に入れて脱離、再生を行った。再生後、水酸化ナトリウム水溶液(pH7)で洗浄したビーズを再びメッキ廃水槽に戻した。この吸着、脱離の操作を繰り返し、塩酸中へ重金属の濃縮を試みた。シアン系メッキ廃水中の亜鉛及び鉄の濃度変化を図12に示す。その結果、吸着を重ねるにつれて廃水中の重金属濃度が低くなった。亜鉛については脱離、再生を6回行うことにより排水基準値(76.5μM)を下回ったが、鉄については、排水基準値(179μM)を上回っていた。塩酸中の亜鉛及び鉄の濃度変化を図13に示した。その結果、塩酸中の亜鉛濃度が菌体ビーズの再生回数に依存して大きくなった。しかし、吸着を重ねるにつれて廃水中の亜鉛濃度が低くなるために、その変化が小さくなった。再生7回後の亜鉛の濃縮率は2.1倍になった。鉄も亜鉛と同様に塩酸中に脱離されるが、亜鉛に比べて濃度が低く濃縮されていなかった。鉄に対する亜鉛の濃度が、廃水中では2.0に対して、重金属を脱離した塩酸中では7.8(脱離7回後)になり、ビーズの使用により亜鉛が鉄よりも高濃度に蓄積されているのが認められた。
実施例18
メッキ工場内の排水処理への利用−多回吸着
シアン系メッキ廃水槽に熱処理菌体ビーズ(実施例11、400g)を入れ、亜鉛の吸着除去(90分)を行った(第1槽)。塩酸(20L)中で脱離、再生を行った後、水酸化ナトリウム水溶液(pH7)で洗浄し、メッキ廃水槽(第2槽)に入れた。合計5個のメッキ廃水槽(50L)を用いて吸着、脱離の操作を繰り返した。各廃水槽における90分後の亜鉛の吸着量を図14に示す。その結果、吸着の再現性は良く、その平均吸着量は31.1μmol/gになった。さらに、脱離による塩酸中の亜鉛の濃度変化を調べた(図15)。再生回数に依存して亜鉛の濃度は大きくなり、直線性を示した。従って、廃水槽と脱離槽(塩酸)に菌体ビーズを連続的に入れ替える(多回吸着)ことにより、脱離槽に亜鉛を濃縮することが可能である。
実施例19
菌体ビーズを用いた廃水中重金属除去システムの構築
図16に記載の廃水中重金属除去システムを構築できる。
一番左の吸着槽1に高濃度重金属を含む廃水を入れ、菌体ビーズと一定時間反応後順次右の吸着槽に移動し、一番右の吸着槽が終了したら、放流する。菌体ビーズは一番右の槽から順次左の槽に移動し、一番左の槽が終了したら、酸処理することにより吸着した重金属を脱離させ再生する。再生した菌体ビーズは再度一番右の槽に移動し、左の槽へと移動する。廃水中の重金属濃度に応じた菌体ビーズの量を用いれば、処理槽が少なくとも3つ以上あれば、廃水中の重金属濃度を環境基準以下にすることができる。処理時間は少なくとも1時間以上あればよい。再生処理に用いた塩酸は重金属濃度が高くなった場合には新しい塩酸に取り替える。
実施例20
図17に記載の重金属除去システムを構築できる。
図16の場合と異なり、菌体ビーズを槽から移動せず廃水を移送することにより、廃水中の重金属を除去する。すなわち、図18に示すように、廃水中の重金属濃度に応じた菌体ビーズの量を用いれば、高濃度の重金属を含む廃水を槽1→2→1、槽2→1→2、槽3→4→3、槽4→3→4と移送し、また、高濃度の廃水を処理した菌体ビーズは酸処理して再生することにより、連続して廃水を処理することができる。再生処理に用いた塩酸は重金属濃度が高くなった場合には新しい塩酸に取り替える。
RI−02株のCuに対する吸着、溶出試験結果を示す図である。 RI−02株のNiに対する吸着、溶出試験結果を示す図である。 フロン含有菌体ビーズのCuに対する吸着能(1回目と10回目)を示す図である。 フロン含有菌体ビーズのZnに対する吸着能(1回目と10回目)を示す図である。 処理菌体ビーズのCuに対する吸着能を示す図である。 処理菌体ビーズのZnに対する吸着能を示す図である。 処理菌体ビーズのCuに対する吸着能(1回目と10回目)を示す図である。 処理菌体ビーズのZnに対する吸着能(1回目と10回目)を示す図である。 体ビーズの添加量とZnの吸着能との関係を示す図である。 体ビーズの再生回数とZnの吸着能との関係を示す図である。 ッキ工場内排水中のZn及びFeに対する菌体ビーズの吸着能を示す図である。 ッキ工場内排水中のZn及びFeに対する菌体ビーズの吸着能(繰り返し使用)を示す図である。 ッキ工場内排水中のZn及びFeに対する吸着能と再生回数との関係を示す図である。 着槽を5個使用した場合の、メッキ工場内排水中のZnに対する吸着能を示す図である。 ッキ廃水槽における再生回数とZn吸着能との関係を示す図である。 水中重金属除去システムの例を示す図である。 廃水中重金属除去システムの例を示す図である。 17のシステムにおける4個のビーズ槽への廃水の流れを示す図である。

Claims (14)

  1. バチルス sp.KRI−02(FERM BP−8165)、バチルス・リケニフォルミス KRI−03(FERM BP−816)及びスタフィロコッカス sp.KRI−04(FERM BP−816)から選ばれる菌を、pH−0.5〜2の酸の水溶液で酸処理して得られる菌体を含有する重金属吸着剤組成物。
  2. 前記酸処理菌体が、無機担体又は樹脂担体に担持されている請求項1記載の重金属吸着剤組成物。
  3. 前記酸処理菌体が、無機担体又は樹脂担体に担持された菌体ビーズである請求項1記載の重金属吸着剤組成物。
  4. 菌体ビーズが、担体以外にテフロンパウダー、フタル酸ジブチル、ひまし油又は酢酸エチルを含むものである請求項3記載の重金属吸着剤組成物。
  5. 菌体ビーズが、造粒法により得られたものである請求項3記載の重金属吸着剤組成物。
  6. 重金属含有媒体を、バチルス sp.KRI−02(FERM BP−8165)、バチルス・リケニフォルミス KRI−03(FERM BP−816)及びスタフィロコッカス sp.KRI−04(FERM BP−816)から選ばれる菌を、pH−0.5〜2の酸の水溶液で酸処理して得られる菌体を含有する重金属吸着剤組成物で処理することを特徴とする、重金属含有媒体から重金属を除去する方法。
  7. 重金属含有媒体が、重金属を含有する環境液及び土壌から選ばれるものである請求項6記載の方法。
  8. 前記酸処理菌体が、無機担体又は樹脂担体に担持されている請求項6又は7記載の方法。
  9. 前記酸処理菌体が、無機担体又は樹脂担体に担持された菌体ビーズである請求項6又は7記載の方法。
  10. 菌体ビーズが、担体以外にテフロンパウダー、フタル酸ジブチル、ひまし油又は酢酸エチルを含むものである請求項9記載の方法。
  11. 菌体ビーズが、造粒法により得られたものである請求項9記載の方法。
  12. バチルス sp.KRI−02(FERM BP−8165)、バチルス・リケニフォルミス KRI−03(FERM BP−816)及びスタフィロコッカス sp.KRI−04(FERM BP−816)から選ばれる菌。
  13. (A)請求項1〜5のいずれか1項記載の重金属吸着剤組成物を含有する一以上の重金属吸着槽と、(B)酸含有槽とを有することを特徴とする重金属吸着装置。
  14. 前記(A)重金属吸着槽が、重金属吸着処理後、酸処理により重金属の回収及び重金属吸着剤組成物の再生をして使用されるものである請求項13記載の重金属吸着装置。
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