JP7046298B1 - 導電性ナノ材料に基づく嫌気性反応器の始動の促進方法 - Google Patents
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Abstract
【課題】様々な有機負荷に適した嫌気性反応器の迅速な始動を促進する方法を提供する。【解決手段】導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を調製し、調製された導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を５～１８ｇＶＳＳ／Ｌの体積濃度で嫌気性反応器に接種することで嫌気性反応器を始動する、導電性ナノ材料に基づく嫌気性反応器の始動の促進方法である。【選択図】図１
Description
本発明は、廃水の嫌気性生物学的処理の技術分野に関し、具体的には導電性ナノ材料に基
づく嫌気性反応器の始動の促進方法に関する。
づく嫌気性反応器の始動の促進方法に関する。
嫌気性生物学的処理技術とは、嫌気性条件下で、嫌気性および通性嫌気性微生物群が有機
物をメタンと二酸化炭素に変換する過程であり、嫌気性消化とも呼ばれ、一般的に、廃水
中の有機物が複雑で、嫌気性消化によって４階段で以下のように分解される。
（１）加水分解階段：高分子有機物はその分子の体積が大きいため、嫌気性菌の細胞壁を
直接通過することができず、微生物の外部の細胞外酵素によって小分子に分解され、廃水
中の典型的な有機物質、例えばセルロースはセルラーゼによってセロビオースとグルコー
スに分解され、デンプンはマルトースとグルコースに分解され、タンパク質は短いペプチ
ドとアミノ酸に分解され、分解後、これらの小分子は、分解の次のステップのために細胞
壁を通って細胞の本体に入ることができる。
（２）酸化階段：上記の小分子有機物は細胞体に入り、より単純な化合物に変化し、細胞
外に分布し、この段階の主な生成物は揮発性脂肪酸（ＶＦＡ）であり、アルコール、乳酸
、二酸化炭素、水素、アンモニア、硫化水素などのいくつかの生成物も生成される。
（３）酢酸生成階段：この段階で、前のステップの生成物はさらに酢酸、炭酸、水素、お
よび新しい細胞材料に変換される。
（４）メタン生成階段：この段階で、酢酸、水素、炭酸、ギ酸、およびメタノールはすべ
て、メタン、二酸化炭素、および新しい細胞材料に変換され、この段階は、嫌気性プロセ
ス全体の最も重要な段階であり、嫌気性反応プロセス全体の律速段階でもある。
ただし、嫌気性消化の開始は時間がかかり、非常に壊れやすいプロセスであり、エンジニ
アリングアプリケーションを妨げる主な要因として認められている。従来の始動段階は、
反応器の処理能力を改善するために水力学的保持時間または有機物負荷率を変更すること
によって微生物を順応することであり、これは、水圧保持時間または有機物負荷率の継続
的または断続的な変化が避けられないことを意味する。なお、ｐＨ、温度、アルカリ度、
および流入特性の変動によって引き起こされる干渉は、特に高い有機物負荷率による酸の
蓄積のために、嫌気性消化を開始することをより困難にする。最近の研究では、共栄養群
集の種間の直接電子移動は、導電性付属物および/またはレドックスタンパク質を介して
達成でき、嫌気性システムの安定性を改善できることが示されている。したがって、活性
炭、グラファイト、バイオチャー、ナノからミクロンサイズの鉄材料（マグネタイト、ゼ
ロ価鉄、ヘマタイトなど）などの導電性材料を提供して、水素を生成する酢酸生成細菌と
メタン生成古細菌の間の電子伝達を刺激し、メタン生成の効率をさらに改善し、嫌気性消
化の迅速な開始を促進することができる同時に、ナノマテリアルは、その独特の物理的お
よび化学的特性のために広く使用され、ナノスケールの導電性材料を使用すると、安定し
た表面特性を備えているだけでなく、生体適合性も良好であるため、嫌気性システムの安
定性がさらに向上する可能性がある。
中国特許ＣＮ１０８０１７１４８Ａは、細菌および嫌気性粒子の導入を含む迅速な培養ス
テップを開示し、そのうちに嫌気性粒子の迅速な培養ステップは、１）培養に適した嫌気
性汚泥を選択することと、２）流入ＣＯＤ負荷を徐々に増加させ：ステップ１）で培養し
た反応器内の汚泥の量に応じて、汚泥ＣＯＤ負荷、および流出ＣＯＤとＶＦＡは、流入Ｃ
ＯＤ負荷を徐々に増加させることと、３）ステップ２）で到達した流入濃度に応じて還流
比である流入流量と流出流量の比率を、システムへの流入負荷の影響を減らすために１：
０．６～０．８に調整する同時に、合液のアルカリ度を調整して、アルカリの消費量を減
らすこととを含み、全体の起動時間は２０～２５日であるが、嫌気性汚泥を利用して嫌気
性リアクターの始動を促進し、始動時間は依然として長く、薬品等の導入は二次汚染のリ
スクがあり、効果は比較的短い。
したがって、上記の技術的問題を最適化および解決するために、様々な有機負荷に適した
嫌気性反応器の迅速な始動を促進する方法が必要である。
物をメタンと二酸化炭素に変換する過程であり、嫌気性消化とも呼ばれ、一般的に、廃水
中の有機物が複雑で、嫌気性消化によって４階段で以下のように分解される。
（１）加水分解階段：高分子有機物はその分子の体積が大きいため、嫌気性菌の細胞壁を
直接通過することができず、微生物の外部の細胞外酵素によって小分子に分解され、廃水
中の典型的な有機物質、例えばセルロースはセルラーゼによってセロビオースとグルコー
スに分解され、デンプンはマルトースとグルコースに分解され、タンパク質は短いペプチ
ドとアミノ酸に分解され、分解後、これらの小分子は、分解の次のステップのために細胞
壁を通って細胞の本体に入ることができる。
（２）酸化階段：上記の小分子有機物は細胞体に入り、より単純な化合物に変化し、細胞
外に分布し、この段階の主な生成物は揮発性脂肪酸（ＶＦＡ）であり、アルコール、乳酸
、二酸化炭素、水素、アンモニア、硫化水素などのいくつかの生成物も生成される。
（３）酢酸生成階段：この段階で、前のステップの生成物はさらに酢酸、炭酸、水素、お
よび新しい細胞材料に変換される。
（４）メタン生成階段：この段階で、酢酸、水素、炭酸、ギ酸、およびメタノールはすべ
て、メタン、二酸化炭素、および新しい細胞材料に変換され、この段階は、嫌気性プロセ
ス全体の最も重要な段階であり、嫌気性反応プロセス全体の律速段階でもある。
ただし、嫌気性消化の開始は時間がかかり、非常に壊れやすいプロセスであり、エンジニ
アリングアプリケーションを妨げる主な要因として認められている。従来の始動段階は、
反応器の処理能力を改善するために水力学的保持時間または有機物負荷率を変更すること
によって微生物を順応することであり、これは、水圧保持時間または有機物負荷率の継続
的または断続的な変化が避けられないことを意味する。なお、ｐＨ、温度、アルカリ度、
および流入特性の変動によって引き起こされる干渉は、特に高い有機物負荷率による酸の
蓄積のために、嫌気性消化を開始することをより困難にする。最近の研究では、共栄養群
集の種間の直接電子移動は、導電性付属物および/またはレドックスタンパク質を介して
達成でき、嫌気性システムの安定性を改善できることが示されている。したがって、活性
炭、グラファイト、バイオチャー、ナノからミクロンサイズの鉄材料（マグネタイト、ゼ
ロ価鉄、ヘマタイトなど）などの導電性材料を提供して、水素を生成する酢酸生成細菌と
メタン生成古細菌の間の電子伝達を刺激し、メタン生成の効率をさらに改善し、嫌気性消
化の迅速な開始を促進することができる同時に、ナノマテリアルは、その独特の物理的お
よび化学的特性のために広く使用され、ナノスケールの導電性材料を使用すると、安定し
た表面特性を備えているだけでなく、生体適合性も良好であるため、嫌気性システムの安
定性がさらに向上する可能性がある。
中国特許ＣＮ１０８０１７１４８Ａは、細菌および嫌気性粒子の導入を含む迅速な培養ス
テップを開示し、そのうちに嫌気性粒子の迅速な培養ステップは、１）培養に適した嫌気
性汚泥を選択することと、２）流入ＣＯＤ負荷を徐々に増加させ：ステップ１）で培養し
た反応器内の汚泥の量に応じて、汚泥ＣＯＤ負荷、および流出ＣＯＤとＶＦＡは、流入Ｃ
ＯＤ負荷を徐々に増加させることと、３）ステップ２）で到達した流入濃度に応じて還流
比である流入流量と流出流量の比率を、システムへの流入負荷の影響を減らすために１：
０．６～０．８に調整する同時に、合液のアルカリ度を調整して、アルカリの消費量を減
らすこととを含み、全体の起動時間は２０～２５日であるが、嫌気性汚泥を利用して嫌気
性リアクターの始動を促進し、始動時間は依然として長く、薬品等の導入は二次汚染のリ
スクがあり、効果は比較的短い。
したがって、上記の技術的問題を最適化および解決するために、様々な有機負荷に適した
嫌気性反応器の迅速な始動を促進する方法が必要である。
従来技術に存在する問題を考慮して、本発明者は、ナノ導電性材料と嫌気性活性汚泥との
複合体が嫌気性反応器の迅速な始動を促進できることを予期せず発見した。
本発明の目的は、電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥の調製方法、および導電性ナノ材料
複合嫌気性活性化汚泥を嫌気性反応器に接種することを含む、導電性ナノ材料に基づく嫌
気性反応器の始動の促進方法を提供することである。
複合体が嫌気性反応器の迅速な始動を促進できることを予期せず発見した。
本発明の目的は、電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥の調製方法、および導電性ナノ材料
複合嫌気性活性化汚泥を嫌気性反応器に接種することを含む、導電性ナノ材料に基づく嫌
気性反応器の始動の促進方法を提供することである。
上記の解決策は、具体的に以下のステップを含む。
導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を調製し、調製された導電性ナノ材料複合嫌気性活
性化汚泥を５～１８ｇＶＳＳ／Ｌの体積濃度で嫌気性反応器に接種して、嫌気性反応器を
始動する。
その内に、前記導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥の調製方法は以下のとおりである。
前記導電性ナノ材料を脱イオン水に加えて超音波で分散して、導電性ナノ材料分散溶液を
調製し、
調製された導電性ナノ材料分散溶液を嫌気性活性化汚泥に加え、２２時間攪拌して、導電
性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を得る。
さらに、前記導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥中の導電性ナノ材料と前記嫌気性活性
化汚泥乾燥重量の質量比が（０．０３～０．１５）：１である。
さらに、前記嫌気性反応器が始動されると、ｐＨを６．７～７．５、温度を２７～３６℃
に制御し、嫌気性反応器の動作開始過程中、ＣＯＤ：Ｎ：Ｐが（４００～２００）：（７
～３）：１である。
さらに、前記嫌気性活性化汚泥は凝集状汚泥、粒子状汚泥中のいずれか１つである。その
内に、前記凝集状汚泥市下水処理場の残りの汚泥または汚泥濃縮槽の汚泥のいずれか１つ
であるが、上記の嫌気性活性汚泥に限らない。前記嫌気性反応器は通常消化槽、嫌気性接
触消化槽、上昇流嫌気性汚泥床、嫌気性粒子状汚泥膨張床中のいずれか１つである。
さらに、前記攪拌方法は以下のとおりである。機械的攪拌で２２時間培養し、攪拌速度１
２０ｒｐｍで嫌気性培養する。
本発明の一側面によれば、上記解決策の導電性ナノ材料はナノ四酸化三鉄であり、前記ナ
ノ四酸化三鉄の粒子径が２０～３０ｎｍである。
本発明の別の側面によれば、上記解決策の導電性ナノ材料は修飾ナノ四酸化三鉄であり、
修飾ナノ四酸化三鉄とナノ四酸化三鉄とは同等に置き換えられ、前記修飾ナノ四酸化三鉄
の調製方法は以下のとおりである。
１）アニリンモノマー与Ｆｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏのモル比が１：０．４５～１．９４
になるように、Ｆｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏを無水エタノールに溶解し、アニリンモノマ
ーを無水エタノールに溶解する。
２）次に、磁気リング反応管内への充填量が磁気リングの高さ以下になるように磁気リン
グ反応管に加えた後、磁気リング反応管内へ窒素ガスを、圧力が２．５ＭＰａになるよう
に流入し、磁気リング反応管を１８０～２００℃に加熱して６～８時間反応させる。
３）反応開始から３０分後、磁気リング反応管の電磁リングを４５～９０ｓ／回の頻度で
反応管本体の反応ゾーンと低温ゾーンに切り替えて生成された修飾ナノ四酸化三鉄を吸着
および固定し、電磁リングが通電されると反応ゾーンと低温ゾーンでの滞留時間が３～５
ｓであり、前記低温ゾーンの温度を８０～１１０℃に制御する。
４）調製された沈殿物を遠心分離により収集し、洗浄および乾燥して、修飾ナノ四酸化三
鉄を得る。
上記の方法を使用すると、アニリンモノマーを使用して、追加の物質を追加することなく
、３価の鉄を２価の鉄に部分的に還元することが可能であり、四酸化三鉄の効果的な変換
を確実にする同時に、二価鉄および三価鉄は、アニリンモノマーの重合を触媒して、四酸
化三鉄/ポリアニリン複合ナノ材料の調製を実現することができ、反応開始後も継続的に
発生する修飾四酸化三鉄を磁気的に引き付け、低温領域に移動させて短期間の温度差スイ
ッチングを行い、実験を通して、短期間の温度差スイッチングは、修飾された四酸化三鉄
材料の磁気特性を安定させるのに有益であることが見出され、同時に、その後の使用では
、修飾された四酸化三鉄がより安定した磁気および電気伝導率などを有するため、嫌気性
反応器の始動促進中、導電性ナノ材料をＶＦＡｓの異化作用を強化するための電子伝達メ
ディエーターとして使用し、反応器内のＶＦＡｓの大量の蓄積を効果的に回避で、ｐＨを
緩衝し、酸化還元電位を低下させる役割を果たし、嫌気性菌の増殖を促進する環境を作り
、種間直接電子移動能力を有する嫌気性菌を強化・濃縮し、嫌気性菌のメタン生成率を高
める。
導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を調製し、調製された導電性ナノ材料複合嫌気性活
性化汚泥を５～１８ｇＶＳＳ／Ｌの体積濃度で嫌気性反応器に接種して、嫌気性反応器を
始動する。
その内に、前記導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥の調製方法は以下のとおりである。
前記導電性ナノ材料を脱イオン水に加えて超音波で分散して、導電性ナノ材料分散溶液を
調製し、
調製された導電性ナノ材料分散溶液を嫌気性活性化汚泥に加え、２２時間攪拌して、導電
性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を得る。
さらに、前記導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥中の導電性ナノ材料と前記嫌気性活性
化汚泥乾燥重量の質量比が（０．０３～０．１５）：１である。
さらに、前記嫌気性反応器が始動されると、ｐＨを６．７～７．５、温度を２７～３６℃
に制御し、嫌気性反応器の動作開始過程中、ＣＯＤ：Ｎ：Ｐが（４００～２００）：（７
～３）：１である。
さらに、前記嫌気性活性化汚泥は凝集状汚泥、粒子状汚泥中のいずれか１つである。その
内に、前記凝集状汚泥市下水処理場の残りの汚泥または汚泥濃縮槽の汚泥のいずれか１つ
であるが、上記の嫌気性活性汚泥に限らない。前記嫌気性反応器は通常消化槽、嫌気性接
触消化槽、上昇流嫌気性汚泥床、嫌気性粒子状汚泥膨張床中のいずれか１つである。
さらに、前記攪拌方法は以下のとおりである。機械的攪拌で２２時間培養し、攪拌速度１
２０ｒｐｍで嫌気性培養する。
本発明の一側面によれば、上記解決策の導電性ナノ材料はナノ四酸化三鉄であり、前記ナ
ノ四酸化三鉄の粒子径が２０～３０ｎｍである。
本発明の別の側面によれば、上記解決策の導電性ナノ材料は修飾ナノ四酸化三鉄であり、
修飾ナノ四酸化三鉄とナノ四酸化三鉄とは同等に置き換えられ、前記修飾ナノ四酸化三鉄
の調製方法は以下のとおりである。
１）アニリンモノマー与Ｆｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏのモル比が１：０．４５～１．９４
になるように、Ｆｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏを無水エタノールに溶解し、アニリンモノマ
ーを無水エタノールに溶解する。
２）次に、磁気リング反応管内への充填量が磁気リングの高さ以下になるように磁気リン
グ反応管に加えた後、磁気リング反応管内へ窒素ガスを、圧力が２．５ＭＰａになるよう
に流入し、磁気リング反応管を１８０～２００℃に加熱して６～８時間反応させる。
３）反応開始から３０分後、磁気リング反応管の電磁リングを４５～９０ｓ／回の頻度で
反応管本体の反応ゾーンと低温ゾーンに切り替えて生成された修飾ナノ四酸化三鉄を吸着
および固定し、電磁リングが通電されると反応ゾーンと低温ゾーンでの滞留時間が３～５
ｓであり、前記低温ゾーンの温度を８０～１１０℃に制御する。
４）調製された沈殿物を遠心分離により収集し、洗浄および乾燥して、修飾ナノ四酸化三
鉄を得る。
上記の方法を使用すると、アニリンモノマーを使用して、追加の物質を追加することなく
、３価の鉄を２価の鉄に部分的に還元することが可能であり、四酸化三鉄の効果的な変換
を確実にする同時に、二価鉄および三価鉄は、アニリンモノマーの重合を触媒して、四酸
化三鉄/ポリアニリン複合ナノ材料の調製を実現することができ、反応開始後も継続的に
発生する修飾四酸化三鉄を磁気的に引き付け、低温領域に移動させて短期間の温度差スイ
ッチングを行い、実験を通して、短期間の温度差スイッチングは、修飾された四酸化三鉄
材料の磁気特性を安定させるのに有益であることが見出され、同時に、その後の使用では
、修飾された四酸化三鉄がより安定した磁気および電気伝導率などを有するため、嫌気性
反応器の始動促進中、導電性ナノ材料をＶＦＡｓの異化作用を強化するための電子伝達メ
ディエーターとして使用し、反応器内のＶＦＡｓの大量の蓄積を効果的に回避で、ｐＨを
緩衝し、酸化還元電位を低下させる役割を果たし、嫌気性菌の増殖を促進する環境を作り
、種間直接電子移動能力を有する嫌気性菌を強化・濃縮し、嫌気性菌のメタン生成率を高
める。
本発明は、以下の有益な効果を有する。
（１）本発明の導電性ナノ材料嫌気性反応器の始動の促進方法は、四酸化三鉄または修飾
四酸化三鉄を導電性ナノ材料として使用し、嫌気性反応器の始動促進中、導電性ナノ材料
を使用して嫌気性反応器内の揮発性脂肪酸ＶＦＡｓ大量の蓄積を効果的に回避し、ｐＨを
緩衝し、酸化還元電位を低下させる役割を果たし、嫌気性菌の増殖を促進する環境を作り
、種間直接電子移動能力を有する嫌気性菌を強化・濃縮し、嫌気性菌のメタン生成率を高
める。
（２）本発明の導電性ナノ材料嫌気性反応器の始動の促進方法は、四酸化三鉄または修飾
四酸化三鉄を導電性ナノ材料として使用し、これは、酸生成細菌とメタン生成菌の間の電
子伝達を強化し、電子伝達の効率を改善し、ＶＦＡの異化作用を強化するための電子伝達
として使用でき、また、ＥＰＳ分泌を刺激して嫌気性汚泥の造粒を促進し、バイオマスが
大きく沈降性能の良い嫌気性粒状汚泥を形成し、これにより、嫌気性反応器の有機負荷耐
性が向上し、高い有機負荷下での嫌気性反応器の安定した迅速な始動が強化され、その適
用範囲が広く、従来の技術では、活性炭を添加する方法は、大きな比表面積および活性炭
の高い多孔性によって形成される高い物理吸着容量のみを使用して、細菌ミセルの形成を
加速し、微生物を固定化し、汚泥の損失を防止し、デバイスをすばやく起動して、低負荷
嫌気性反応器に適しており、その適用範囲は比較的限られている。
（３）本発明の導電性ナノ材料嫌気性反応器の始動の促進方法によって提供される導電性
ナノ材料、例えばナノ四酸化三鉄、修飾ナノ四酸化三鉄は、合成粒度が小さく、表面性能
が安定しており、生体適合性に優れ、同時に嫌気性消化システムでは、共栄養細菌群集の
間に直接的な種間電子伝達プロセスがあり、種間の直接電子移動のプロセスを強化するた
めに嫌気性消化システムに導電性ナノ材料を導入すると、特に高い有機負荷に直面した場
合に、嫌気性消化の迅速な開始が容易になる。
（４）本発明の導電性ナノ材料嫌気性反応器の始動の促進方法は、活性汚泥と導電性ナノ
材料を用いて複合嫌気性活性汚泥を調製し、それを嫌気性反応器に接種し、導電性ナノ材
料を嫌気性反応器に直接添加する方法より嫌気性反応器の有機負荷耐性をさらに効果的に
改善し、これにより、高い有機物負荷下での嫌気性反応器の安定した迅速な始動がさらに
強化され、嫌気性反応器の始動期間が短縮される。
（５）本発明の導電性ナノ材料嫌気性反応器の始動の促進方法は、嫌気性活性化汚泥と導
電性ナノ材料（ナノ四酸化三鉄、修飾ナノ四酸化三鉄）を複合して嫌気性反応器に接種し
、ナノ四酸化三鉄を添加しない場合と比べて、嫌気性反応器の始動周期が１１．８～２２
．１％短縮され、ＳｉＯ２ナノ粒子（非導電性）を添加する場合と比べて、始動周期が９
．７～１９．５％短縮され、修飾ナノ四酸化三鉄を添加しない場合と比べて、嫌気性反応
器の始動周期が１４．７～２５．４％短縮され、ＳｉＯ２ナノ粒子（非導電性）を添加す
る場合と比べて、始動周期が１２．２～２３．５％短縮され、嫌気性反応器が到達できる
最大負荷が大幅に改善され、ＣＯＤ除去率が大幅に改善される。
（６）本発明の導電性ナノ材料嫌気性反応器の始動の促進方法は、接種した粒状汚泥や凝
集性汚泥の嫌気性消化システムに使用でき、幅広い用途があり、嫌気性反応器は安定して
迅速に起動し、嫌気性反応器の構造を変えることなく既存の嫌気性反応器に直接追加する
ことができ、操作が簡単でランニングコストが安いため、普及・利用しやすい。
（１）本発明の導電性ナノ材料嫌気性反応器の始動の促進方法は、四酸化三鉄または修飾
四酸化三鉄を導電性ナノ材料として使用し、嫌気性反応器の始動促進中、導電性ナノ材料
を使用して嫌気性反応器内の揮発性脂肪酸ＶＦＡｓ大量の蓄積を効果的に回避し、ｐＨを
緩衝し、酸化還元電位を低下させる役割を果たし、嫌気性菌の増殖を促進する環境を作り
、種間直接電子移動能力を有する嫌気性菌を強化・濃縮し、嫌気性菌のメタン生成率を高
める。
（２）本発明の導電性ナノ材料嫌気性反応器の始動の促進方法は、四酸化三鉄または修飾
四酸化三鉄を導電性ナノ材料として使用し、これは、酸生成細菌とメタン生成菌の間の電
子伝達を強化し、電子伝達の効率を改善し、ＶＦＡの異化作用を強化するための電子伝達
として使用でき、また、ＥＰＳ分泌を刺激して嫌気性汚泥の造粒を促進し、バイオマスが
大きく沈降性能の良い嫌気性粒状汚泥を形成し、これにより、嫌気性反応器の有機負荷耐
性が向上し、高い有機負荷下での嫌気性反応器の安定した迅速な始動が強化され、その適
用範囲が広く、従来の技術では、活性炭を添加する方法は、大きな比表面積および活性炭
の高い多孔性によって形成される高い物理吸着容量のみを使用して、細菌ミセルの形成を
加速し、微生物を固定化し、汚泥の損失を防止し、デバイスをすばやく起動して、低負荷
嫌気性反応器に適しており、その適用範囲は比較的限られている。
（３）本発明の導電性ナノ材料嫌気性反応器の始動の促進方法によって提供される導電性
ナノ材料、例えばナノ四酸化三鉄、修飾ナノ四酸化三鉄は、合成粒度が小さく、表面性能
が安定しており、生体適合性に優れ、同時に嫌気性消化システムでは、共栄養細菌群集の
間に直接的な種間電子伝達プロセスがあり、種間の直接電子移動のプロセスを強化するた
めに嫌気性消化システムに導電性ナノ材料を導入すると、特に高い有機負荷に直面した場
合に、嫌気性消化の迅速な開始が容易になる。
（４）本発明の導電性ナノ材料嫌気性反応器の始動の促進方法は、活性汚泥と導電性ナノ
材料を用いて複合嫌気性活性汚泥を調製し、それを嫌気性反応器に接種し、導電性ナノ材
料を嫌気性反応器に直接添加する方法より嫌気性反応器の有機負荷耐性をさらに効果的に
改善し、これにより、高い有機物負荷下での嫌気性反応器の安定した迅速な始動がさらに
強化され、嫌気性反応器の始動期間が短縮される。
（５）本発明の導電性ナノ材料嫌気性反応器の始動の促進方法は、嫌気性活性化汚泥と導
電性ナノ材料（ナノ四酸化三鉄、修飾ナノ四酸化三鉄）を複合して嫌気性反応器に接種し
、ナノ四酸化三鉄を添加しない場合と比べて、嫌気性反応器の始動周期が１１．８～２２
．１％短縮され、ＳｉＯ２ナノ粒子（非導電性）を添加する場合と比べて、始動周期が９
．７～１９．５％短縮され、修飾ナノ四酸化三鉄を添加しない場合と比べて、嫌気性反応
器の始動周期が１４．７～２５．４％短縮され、ＳｉＯ２ナノ粒子（非導電性）を添加す
る場合と比べて、始動周期が１２．２～２３．５％短縮され、嫌気性反応器が到達できる
最大負荷が大幅に改善され、ＣＯＤ除去率が大幅に改善される。
（６）本発明の導電性ナノ材料嫌気性反応器の始動の促進方法は、接種した粒状汚泥や凝
集性汚泥の嫌気性消化システムに使用でき、幅広い用途があり、嫌気性反応器は安定して
迅速に起動し、嫌気性反応器の構造を変えることなく既存の嫌気性反応器に直接追加する
ことができ、操作が簡単でランニングコストが安いため、普及・利用しやすい。
［符号の説明］
１ 反応管本体
１１ シールカバー
１２ 温度制御ロッド
１３ 加熱プレート
２ 電磁リング
３ ガイドリング
４ 駆動コンポーネント
４１ 駆動モータ
４２ 駆動ギアリング
４３ 第１スクリュー
４４ 第２スクリュー
４５ 第１ギア
４６ 第２ギア
５ ハウジング
６ 台座
１ 反応管本体
１１ シールカバー
１２ 温度制御ロッド
１３ 加熱プレート
２ 電磁リング
３ ガイドリング
４ 駆動コンポーネント
４１ 駆動モータ
４２ 駆動ギアリング
４３ 第１スクリュー
４４ 第２スクリュー
４５ 第１ギア
４６ 第２ギア
５ ハウジング
６ 台座
以下は、本発明の利点をよりよく反映するために、特定の実施形態を参照して本発明をさ
らに詳細に説明する。
らに詳細に説明する。
実施例１
本実施例１は導電性ナノ四酸化三鉄を含む嫌気性活性化汚泥を接種する嫌気性反応器であ
り、具体的に以下のとおりである。
導電性ナノ材料に基づく嫌気性反応器の始動の促進方法は、導電性ナノ材料を使用して嫌
気性反応器の始動を促進し、以下のステップを含む。
導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を調製し、調製された導電性ナノ材料複合嫌気性活
性化汚泥を１２ｇＶＳＳ／Ｌの体積濃度でＥＧＳＢ嫌気性反応器に接種して、ＥＧＳＢ嫌
気性反応器を始動し、前記ＥＤＳＢ嫌気性反応器が始動されると、ｐＨを６．７～７．５
、温度を３５℃に制御し、前記ＥＧＳＢ嫌気性反応器の動作開始過程中ＣＯＤ：Ｎ：Ｐが
２００：５：１である。
その内に、前記導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥の調製方法は、
前記導電性ナノ材料を脱イオン水に加えて超音波で分散し、超音波で３０分間分散し、出
力を２００Ｗとし、導電性ナノ材料分散溶液を調製して、前記導電性ナノ材料はナノ四酸
化三鉄であり、前記ナノ四酸化三鉄の粒子径が２０～３０ｎｍである。
調製された導電性ナノ材料分散溶液を嫌気性活性化汚泥に加え、嫌気性活性化汚泥都市下
水処理場の汚泥濃縮槽から取り出され大きな粒子を篩かけ、前記導電性ナノ材料複合嫌気
性活性化汚泥中の導電性ナノ材料と前記嫌気性活性化汚泥の乾燥重量の質量比が０．１：
１であり、機械的攪拌で２２時間培養し、攪拌速度１２０ｒｐｍで嫌気性培養して、導電
性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を得る。
本実施例１は導電性ナノ四酸化三鉄を含む嫌気性活性化汚泥を接種する嫌気性反応器であ
り、具体的に以下のとおりである。
導電性ナノ材料に基づく嫌気性反応器の始動の促進方法は、導電性ナノ材料を使用して嫌
気性反応器の始動を促進し、以下のステップを含む。
導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を調製し、調製された導電性ナノ材料複合嫌気性活
性化汚泥を１２ｇＶＳＳ／Ｌの体積濃度でＥＧＳＢ嫌気性反応器に接種して、ＥＧＳＢ嫌
気性反応器を始動し、前記ＥＤＳＢ嫌気性反応器が始動されると、ｐＨを６．７～７．５
、温度を３５℃に制御し、前記ＥＧＳＢ嫌気性反応器の動作開始過程中ＣＯＤ：Ｎ：Ｐが
２００：５：１である。
その内に、前記導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥の調製方法は、
前記導電性ナノ材料を脱イオン水に加えて超音波で分散し、超音波で３０分間分散し、出
力を２００Ｗとし、導電性ナノ材料分散溶液を調製して、前記導電性ナノ材料はナノ四酸
化三鉄であり、前記ナノ四酸化三鉄の粒子径が２０～３０ｎｍである。
調製された導電性ナノ材料分散溶液を嫌気性活性化汚泥に加え、嫌気性活性化汚泥都市下
水処理場の汚泥濃縮槽から取り出され大きな粒子を篩かけ、前記導電性ナノ材料複合嫌気
性活性化汚泥中の導電性ナノ材料と前記嫌気性活性化汚泥の乾燥重量の質量比が０．１：
１であり、機械的攪拌で２２時間培養し、攪拌速度１２０ｒｐｍで嫌気性培養して、導電
性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を得る。
実施例２
本実施例２は導電性ナノ四酸化三鉄を含む嫌気性活性化汚泥を接種する嫌気性反応器であ
り、具体的に以下のとおりである。
導電性ナノ材料に基づく嫌気性反応器の始動の促進方法は、導電性ナノ材料を使用して嫌
気性反応器始動を促進し、以下のステップを含む。
導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を調製し、調製された導電性ナノ材料複合嫌気性活
性化汚泥を５ｇＶＳＳ／Ｌの体積濃度でＥＧＳＢ嫌気性反応器に接種し、ＥＧＳＢ嫌気性
反応器を始動し、前記ＥＤＳＢ嫌気性反応器が始動されると、ｐＨを６．７～７．５、温
度を２７℃に制御し、前記ＥＧＳＢ嫌気性反応器の動作開始過程中ＣＯＤ：Ｎ：Ｐが４０
０：８：１である。
その内に、前記導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥の調製方法は、
前記導電性ナノ材料を脱イオン水に加え超音波で分散し、超音波で３０分間分散し、出力
を２００Ｗとして、導電性ナノ材料分散溶液を調製し、前記導電性ナノ材料はナノ四酸化
三鉄であり、前記ナノ四酸化三鉄の粒子径が２０～３０ｎｍである。
調製された導電性ナノ材料分散溶液を嫌気性活性化汚泥に加え、嫌気性活性化汚泥が都市
下水処理場の汚泥濃縮槽から取り出され大きな粒子を篩かけ、前記導電性ナノ材料複合嫌
気性活性化汚泥中の導電性ナノ材料と前記嫌気性活性化汚泥の乾燥重量の質量比が０．０
５：１であり、機械的攪拌で２２時間培養し、攪拌速度１２０ｒｐｍで嫌気性培養して、
導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を得る。
本実施例２は導電性ナノ四酸化三鉄を含む嫌気性活性化汚泥を接種する嫌気性反応器であ
り、具体的に以下のとおりである。
導電性ナノ材料に基づく嫌気性反応器の始動の促進方法は、導電性ナノ材料を使用して嫌
気性反応器始動を促進し、以下のステップを含む。
導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を調製し、調製された導電性ナノ材料複合嫌気性活
性化汚泥を５ｇＶＳＳ／Ｌの体積濃度でＥＧＳＢ嫌気性反応器に接種し、ＥＧＳＢ嫌気性
反応器を始動し、前記ＥＤＳＢ嫌気性反応器が始動されると、ｐＨを６．７～７．５、温
度を２７℃に制御し、前記ＥＧＳＢ嫌気性反応器の動作開始過程中ＣＯＤ：Ｎ：Ｐが４０
０：８：１である。
その内に、前記導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥の調製方法は、
前記導電性ナノ材料を脱イオン水に加え超音波で分散し、超音波で３０分間分散し、出力
を２００Ｗとして、導電性ナノ材料分散溶液を調製し、前記導電性ナノ材料はナノ四酸化
三鉄であり、前記ナノ四酸化三鉄の粒子径が２０～３０ｎｍである。
調製された導電性ナノ材料分散溶液を嫌気性活性化汚泥に加え、嫌気性活性化汚泥が都市
下水処理場の汚泥濃縮槽から取り出され大きな粒子を篩かけ、前記導電性ナノ材料複合嫌
気性活性化汚泥中の導電性ナノ材料と前記嫌気性活性化汚泥の乾燥重量の質量比が０．０
５：１であり、機械的攪拌で２２時間培養し、攪拌速度１２０ｒｐｍで嫌気性培養して、
導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を得る。
実施例３
本実施例３は、導電性ナノ四酸化三鉄を含む嫌気性活性化汚泥を接種する嫌気性反応器で
あり、具体的に以下のとおりである。
導電性ナノ材料に基づく嫌気性反応器の始動の促進方法は、導電性ナノ材料を使用して嫌
気性反応器始動を促進し、以下のステップを含む。
導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を調製し、調製された導電性ナノ材料複合嫌気性活
性化汚泥を１８ｇＶＳＳ／Ｌの体積濃度でＥＧＳＢ嫌気性反応器に接種して、ＥＧＳＢ嫌
気性反応器を始動し、前記ＥＤＳＢ嫌気性反応器が始動されると、ｐＨを６．７～７．５
、温度を３６℃に制御し、前記ＥＧＳＢ嫌気性反応器の動作開始過程中ＣＯＤ：Ｎ：Ｐが
３００：２：１である。
その内に、前記導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥の調製方法は、
前記導電性ナノ材料を脱イオン水に加え超音波で分散し、超音波で３０分間分散し、出力
を２００Ｗとして、導電性ナノ材料分散溶液を調製し、前記導電性ナノ材料はナノ四酸化
三鉄であり、前記ナノ四酸化三鉄の粒子径が２０～３０ｎｍである。
調製された導電性ナノ材料分散溶液を嫌気性活性化汚泥中に加え、嫌気性活性化汚泥が都
市下水処理場の汚泥濃縮槽から取り出され大きな粒子を篩かけ、前記導電性ナノ材料複合
嫌気性活性化汚泥中の導電性ナノ材料と前記嫌気性活性化汚泥の乾燥重量の質量比が０．
２：１であり、機械的攪拌で２２時間培養し、攪拌速度１２０ｒｐｍで嫌気性培養して、
導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を得る。
本実施例３は、導電性ナノ四酸化三鉄を含む嫌気性活性化汚泥を接種する嫌気性反応器で
あり、具体的に以下のとおりである。
導電性ナノ材料に基づく嫌気性反応器の始動の促進方法は、導電性ナノ材料を使用して嫌
気性反応器始動を促進し、以下のステップを含む。
導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を調製し、調製された導電性ナノ材料複合嫌気性活
性化汚泥を１８ｇＶＳＳ／Ｌの体積濃度でＥＧＳＢ嫌気性反応器に接種して、ＥＧＳＢ嫌
気性反応器を始動し、前記ＥＤＳＢ嫌気性反応器が始動されると、ｐＨを６．７～７．５
、温度を３６℃に制御し、前記ＥＧＳＢ嫌気性反応器の動作開始過程中ＣＯＤ：Ｎ：Ｐが
３００：２：１である。
その内に、前記導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥の調製方法は、
前記導電性ナノ材料を脱イオン水に加え超音波で分散し、超音波で３０分間分散し、出力
を２００Ｗとして、導電性ナノ材料分散溶液を調製し、前記導電性ナノ材料はナノ四酸化
三鉄であり、前記ナノ四酸化三鉄の粒子径が２０～３０ｎｍである。
調製された導電性ナノ材料分散溶液を嫌気性活性化汚泥中に加え、嫌気性活性化汚泥が都
市下水処理場の汚泥濃縮槽から取り出され大きな粒子を篩かけ、前記導電性ナノ材料複合
嫌気性活性化汚泥中の導電性ナノ材料と前記嫌気性活性化汚泥の乾燥重量の質量比が０．
２：１であり、機械的攪拌で２２時間培養し、攪拌速度１２０ｒｐｍで嫌気性培養して、
導電性ナノ材料複合嫌気性活性化汚泥を得る。
実施例４
本実施例は以下のことを除いて実施例１と基本的に同じであり、前記導電性ナノ材料は修
飾ナノ四酸化三鉄であり、前記修飾ナノ四酸化三鉄の調製方法は、
１）アニリンモノマーとＦｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏのモル比が１：１．４５になるよう
に、Ｆｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏを無水エタノール中に溶解し、アニリンモノマーを無水
エタノール中に溶解する。
２）次に磁気リング反応管中に加え、磁気リング反応管内への充填量が磁気リング高さ以
下であり、その後磁気リング反応管内へ窒素ガスを圧力が２．５ＭＰａになるように流入
し、磁気リング反応管を１９５℃に加熱して７時間反応させる。
３）反応開始から３０分後、磁気リング反応管の電磁リングが７５ｓ／回の頻度で反応管
本体１の反応ゾーンと低温ゾーンに切り替えられ、生成された修飾ナノ四酸化三鉄を吸着
および固定し、電磁リングが通電されると反応ゾーンと低温ゾーンでの滞留時間がともに
４ｓである。
４）調製された沈殿物を遠心分離により収集し、洗浄および乾燥して、修飾ナノ四酸化三
鉄を得る。
上記の方法を使用すると、アニリンモノマーを使用して、追加の物質を追加することなく
、３価の鉄を２価の鉄に部分的に還元することが可能であり、四酸化三鉄の効果的な変換
を確実にする同時に、二価鉄および三価鉄は、アニリンモノマーの重合を触媒して、四酸
化三鉄/ポリアニリン複合ナノ材料の調製を実現することができ、反応開始後も継続的に
発生する修飾四酸化三鉄を磁気的に引き付け、低温領域に移動させて短期間の温度差スイ
ッチングを行い、実験を通して、短期間の温度差スイッチングは、修飾された四酸化三鉄
材料の磁気特性を安定させるのに有益であることが見出され、同時に、その後の使用では
、修飾された四酸化三鉄がより安定した磁気および電気伝導率などを有するため、嫌気性
反応器の始動促進中、導電性ナノ材料をＶＦＡｓの異化作用を強化するための電子伝達メ
ディエーターとして使用し、反応器内のＶＦＡｓの大量の蓄積を効果的に回避で、ｐＨを
緩衝し、酸化還元電位を低下させる役割を果たし、嫌気性菌の増殖を促進する環境を作り
、種間直接電子移動能力を有する嫌気性菌を強化・濃縮し、嫌気性菌のメタン生成率を高
める。
またさらに、前記低温ゾーンの温度を１０５℃に制御する。
その内に、図６および図７に示すように、前記磁気リング反応管は、反応管本体１と、反
応管本体１に摺動可能に嵌設された電磁リング２と、反応管本体１内壁に摺動可能に設け
られ電磁リング２を制御するためのガイドリング３と、ガイドリング３と同期して上下に
移動する駆動コンポーネント４と、駆動コンポーネント４をカバーするハウジング５と、
駆動コンポーネント４および反応管本体１を支持するための台座６と、を含む。
図７および図８に示すように、前記駆動コンポーネント４は駆動モータ４１と、駆動ギア
リング４２と、電磁リング２外壁の第１バンプ２１に回転可能に設けられたスクリューナ
ットおよび第１スクリュー４３と、ガイドリング３内壁の第２バンプ３１に回転可能に設
けられたスクリューナットおよび第２スクリュー４４と、を含み、第１バンプ２１が電磁
リング２の下端面に周方向に設けられ、４０°間隔で９組設けられ、第２バンプ３１がガ
イドリング３の下端面に周方向に設けられ、４０°間隔で９組設けられ、第１スクリュー
４３、第２スクリュー４４が第１バンプ２１、第２バンプ３１と対応して設けられ、前記
駆動モータ４１が台座６上に設けられ、前記第１スクリュー４３下端、第２スクリュー４
４下方における駆動ギアリング４３に対応する位置にそれぞれ第１ギア４５、第２ギア４
６が設けられて駆動ギアリング４３の外、内側面のギア面と噛み合って伝達され、前記第
２ギア４６は軸ロッドを介して反応管本体１を貫通して第２スクリュー４４の下端に接続
され、前記第１スクリュー４３、第２スクリュー４４のねじり方向が逆であ。
図７に示すように、前記反応管本体１の上頂面にシールカバー１１が設けられ、前記シー
ルカバー１１の中心に反応管本体１内に延伸する温度制御ロッド１２が設けられ、反応管
本体１の内底面に加熱プレート１３が設けられ、前記シールカバー１１の内底面に低温ゾ
ーンを監視するための第１温度センサー、および反応管本体１内の圧力を監視するための
気圧センサーが設けられ、反応管本体１の内底面に反応ゾーンを監視するための第２温度
センサーが設けられる。
上記磁気リング反応管は、修飾ナノ四酸化三鉄の調製過程のプロセスの技術的要件を満た
すことができ、同時に１組の駆動モータ４１を設けることで、駆動コンポーネント４の他
の部材を組み合わせて電磁リング２、ガイドリング３を同期して移動させ、ステップ３）
のプロセスの調製要求をさらに満たし、上記磁気リング反応管により、修飾ナノ四酸化三
鉄のプロセスの調製難しさが低減され、この修飾ナノ四酸化三鉄の調製コストが顕著に低
下する。
上記磁気リング反応管の動作原理は以下のとおりである。外部プログラマブルＰＬＣコン
トローラ命令により駆動モータ４１の回転数と時間を制御して、電磁リング２、ガイドリ
ング３を反応管本体１に沿って上下移動する滞留時間などを制御し、プログラマブルＰＬ
Ｃコントローラは、市販されているＳｉｅｍｅｎｓの小型ＳＲ４０コントローラーまたは
本装置の制御要件を満たす他の市販コントローラを使用することができる。
駆動モータ４１が回転すると、出力軸を介して駆動ギアリング４２に接続されて駆動ギア
リング４２を回転させ、駆動ギアリング４２が回転すると、外側の第１ギア４５、第２ギ
ア４６がそれぞれ正、逆回転し、第１スクリュー４３、第２スクリュー４４の異なるねじ
り方向によって対応の回転ナットの作用下で電磁リング２とガイドリング３が同期して移
動し、同時に同期移動の要件を満たすために、駆動ギアリング４２の内径と外径の違いを
考慮して、駆動ギアリング４２が１ターン回転する場合第１ギア４５および第２ギア４６
の回転ターン数が同じであることを確保する必要がある。
本実施例は以下のことを除いて実施例１と基本的に同じであり、前記導電性ナノ材料は修
飾ナノ四酸化三鉄であり、前記修飾ナノ四酸化三鉄の調製方法は、
１）アニリンモノマーとＦｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏのモル比が１：１．４５になるよう
に、Ｆｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏを無水エタノール中に溶解し、アニリンモノマーを無水
エタノール中に溶解する。
２）次に磁気リング反応管中に加え、磁気リング反応管内への充填量が磁気リング高さ以
下であり、その後磁気リング反応管内へ窒素ガスを圧力が２．５ＭＰａになるように流入
し、磁気リング反応管を１９５℃に加熱して７時間反応させる。
３）反応開始から３０分後、磁気リング反応管の電磁リングが７５ｓ／回の頻度で反応管
本体１の反応ゾーンと低温ゾーンに切り替えられ、生成された修飾ナノ四酸化三鉄を吸着
および固定し、電磁リングが通電されると反応ゾーンと低温ゾーンでの滞留時間がともに
４ｓである。
４）調製された沈殿物を遠心分離により収集し、洗浄および乾燥して、修飾ナノ四酸化三
鉄を得る。
上記の方法を使用すると、アニリンモノマーを使用して、追加の物質を追加することなく
、３価の鉄を２価の鉄に部分的に還元することが可能であり、四酸化三鉄の効果的な変換
を確実にする同時に、二価鉄および三価鉄は、アニリンモノマーの重合を触媒して、四酸
化三鉄/ポリアニリン複合ナノ材料の調製を実現することができ、反応開始後も継続的に
発生する修飾四酸化三鉄を磁気的に引き付け、低温領域に移動させて短期間の温度差スイ
ッチングを行い、実験を通して、短期間の温度差スイッチングは、修飾された四酸化三鉄
材料の磁気特性を安定させるのに有益であることが見出され、同時に、その後の使用では
、修飾された四酸化三鉄がより安定した磁気および電気伝導率などを有するため、嫌気性
反応器の始動促進中、導電性ナノ材料をＶＦＡｓの異化作用を強化するための電子伝達メ
ディエーターとして使用し、反応器内のＶＦＡｓの大量の蓄積を効果的に回避で、ｐＨを
緩衝し、酸化還元電位を低下させる役割を果たし、嫌気性菌の増殖を促進する環境を作り
、種間直接電子移動能力を有する嫌気性菌を強化・濃縮し、嫌気性菌のメタン生成率を高
める。
またさらに、前記低温ゾーンの温度を１０５℃に制御する。
その内に、図６および図７に示すように、前記磁気リング反応管は、反応管本体１と、反
応管本体１に摺動可能に嵌設された電磁リング２と、反応管本体１内壁に摺動可能に設け
られ電磁リング２を制御するためのガイドリング３と、ガイドリング３と同期して上下に
移動する駆動コンポーネント４と、駆動コンポーネント４をカバーするハウジング５と、
駆動コンポーネント４および反応管本体１を支持するための台座６と、を含む。
図７および図８に示すように、前記駆動コンポーネント４は駆動モータ４１と、駆動ギア
リング４２と、電磁リング２外壁の第１バンプ２１に回転可能に設けられたスクリューナ
ットおよび第１スクリュー４３と、ガイドリング３内壁の第２バンプ３１に回転可能に設
けられたスクリューナットおよび第２スクリュー４４と、を含み、第１バンプ２１が電磁
リング２の下端面に周方向に設けられ、４０°間隔で９組設けられ、第２バンプ３１がガ
イドリング３の下端面に周方向に設けられ、４０°間隔で９組設けられ、第１スクリュー
４３、第２スクリュー４４が第１バンプ２１、第２バンプ３１と対応して設けられ、前記
駆動モータ４１が台座６上に設けられ、前記第１スクリュー４３下端、第２スクリュー４
４下方における駆動ギアリング４３に対応する位置にそれぞれ第１ギア４５、第２ギア４
６が設けられて駆動ギアリング４３の外、内側面のギア面と噛み合って伝達され、前記第
２ギア４６は軸ロッドを介して反応管本体１を貫通して第２スクリュー４４の下端に接続
され、前記第１スクリュー４３、第２スクリュー４４のねじり方向が逆であ。
図７に示すように、前記反応管本体１の上頂面にシールカバー１１が設けられ、前記シー
ルカバー１１の中心に反応管本体１内に延伸する温度制御ロッド１２が設けられ、反応管
本体１の内底面に加熱プレート１３が設けられ、前記シールカバー１１の内底面に低温ゾ
ーンを監視するための第１温度センサー、および反応管本体１内の圧力を監視するための
気圧センサーが設けられ、反応管本体１の内底面に反応ゾーンを監視するための第２温度
センサーが設けられる。
上記磁気リング反応管は、修飾ナノ四酸化三鉄の調製過程のプロセスの技術的要件を満た
すことができ、同時に１組の駆動モータ４１を設けることで、駆動コンポーネント４の他
の部材を組み合わせて電磁リング２、ガイドリング３を同期して移動させ、ステップ３）
のプロセスの調製要求をさらに満たし、上記磁気リング反応管により、修飾ナノ四酸化三
鉄のプロセスの調製難しさが低減され、この修飾ナノ四酸化三鉄の調製コストが顕著に低
下する。
上記磁気リング反応管の動作原理は以下のとおりである。外部プログラマブルＰＬＣコン
トローラ命令により駆動モータ４１の回転数と時間を制御して、電磁リング２、ガイドリ
ング３を反応管本体１に沿って上下移動する滞留時間などを制御し、プログラマブルＰＬ
Ｃコントローラは、市販されているＳｉｅｍｅｎｓの小型ＳＲ４０コントローラーまたは
本装置の制御要件を満たす他の市販コントローラを使用することができる。
駆動モータ４１が回転すると、出力軸を介して駆動ギアリング４２に接続されて駆動ギア
リング４２を回転させ、駆動ギアリング４２が回転すると、外側の第１ギア４５、第２ギ
ア４６がそれぞれ正、逆回転し、第１スクリュー４３、第２スクリュー４４の異なるねじ
り方向によって対応の回転ナットの作用下で電磁リング２とガイドリング３が同期して移
動し、同時に同期移動の要件を満たすために、駆動ギアリング４２の内径と外径の違いを
考慮して、駆動ギアリング４２が１ターン回転する場合第１ギア４５および第２ギア４６
の回転ターン数が同じであることを確保する必要がある。
実施例５
本実施例は、以下のことを除いて実施例４と基本的に同じであり、調製中の反応温度が異
なり、具体的に以下のとおりである。磁気リング反応管を１８０℃に加熱して６時間反応
させ、前記低温ゾーンの温度を８０℃に制御する。
本実施例は、以下のことを除いて実施例４と基本的に同じであり、調製中の反応温度が異
なり、具体的に以下のとおりである。磁気リング反応管を１８０℃に加熱して６時間反応
させ、前記低温ゾーンの温度を８０℃に制御する。
実施例６
本実施例は、以下のことを除いて実施例４と基本的に同じであり、調製中の反応温度が異
なり、具体的に以下のとおりである。磁気リング反応管を２００℃に加熱して８時間反応
させ、前記低温ゾーンの温度を１１０℃に制御する。
本実施例は、以下のことを除いて実施例４と基本的に同じであり、調製中の反応温度が異
なり、具体的に以下のとおりである。磁気リング反応管を２００℃に加熱して８時間反応
させ、前記低温ゾーンの温度を１１０℃に制御する。
実施例７
本実施例は、以下のことを除いて実施例４と基本的に同じであり、アニリンモノマーとＦ
ｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏの添加比率が異なり、具体的に以下のとおりである。アニリン
モノマーとＦｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏのモル比が１：０．４５である。
本実施例は、以下のことを除いて実施例４と基本的に同じであり、アニリンモノマーとＦ
ｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏの添加比率が異なり、具体的に以下のとおりである。アニリン
モノマーとＦｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏのモル比が１：０．４５である。
実施例８
本実施例は以下のことを除いて実施例４と基本的に同じであり、アニリンモノマーとＦｅ
（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏの添加比率が異なり、具体的に以下のとおりである。アニリンモ
ノマーとＦｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏのモル比が１：１．９４である。
本実施例は以下のことを除いて実施例４と基本的に同じであり、アニリンモノマーとＦｅ
（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏの添加比率が異なり、具体的に以下のとおりである。アニリンモ
ノマーとＦｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏのモル比が１：１．９４である。
実施例９
本実施例は以下のことを除いて実施例４と基本的に同じであり、ステップ３）中のプロセ
スパラメータが異なり、具体的に以下のとおりである。反応開始から３０分後、磁気リン
グ反応管の電磁リングが４５ｓ／回の頻度で反応管本体１の反応ゾーンと低温ゾーンに切
り替えられ生成された修飾ナノ四酸化三鉄を吸着および固定し、電磁リングが通電される
と反応ゾーンと低温ゾーンでの滞留時間がともに３ｓである。
本実施例は以下のことを除いて実施例４と基本的に同じであり、ステップ３）中のプロセ
スパラメータが異なり、具体的に以下のとおりである。反応開始から３０分後、磁気リン
グ反応管の電磁リングが４５ｓ／回の頻度で反応管本体１の反応ゾーンと低温ゾーンに切
り替えられ生成された修飾ナノ四酸化三鉄を吸着および固定し、電磁リングが通電される
と反応ゾーンと低温ゾーンでの滞留時間がともに３ｓである。
実施例１０
本実施例は以下のことを除いて実施例４と基本的に同じであり、ステップ３）中のプロセ
スパラメータが異なり、具体的に以下のとおりである。反応開始から３０分後、磁気リン
グ反応管の電磁リングが９０ｓ／回の頻度で反応管本体１の反応ゾーンと低温ゾーンに切
り替えられ生成された修飾ナノ四酸化三鉄を吸着および固定し、電磁リングが通電される
と反応ゾーンと低温ゾーンでｎ滞留時間がともに５ｓである。
本実施例は以下のことを除いて実施例４と基本的に同じであり、ステップ３）中のプロセ
スパラメータが異なり、具体的に以下のとおりである。反応開始から３０分後、磁気リン
グ反応管の電磁リングが９０ｓ／回の頻度で反応管本体１の反応ゾーンと低温ゾーンに切
り替えられ生成された修飾ナノ四酸化三鉄を吸着および固定し、電磁リングが通電される
と反応ゾーンと低温ゾーンでｎ滞留時間がともに５ｓである。
実験例
実施例１を例にして、導電性ナノ材料の添加による嫌気性反応器始動に対する影響を調査
し、実験で使用されるＦｅ３Ｏ４ＮＰｓはＳｈａｎｇｈａｉ Ｍａｃｌｅａｎｓ Ｂｉｏｃ
ｈｅｍｉｃａｌ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ Ｃｏ．,Ｌｔｄから購入され、技術仕様書の公称
粒度が２０ｎｍである。実験で使用されるＳｉＯ２ＮＰｓはＳｈａｎｇｈａｉ Ａｌａｄ
ｄｉｎ Ｂｉｏｃｈｅｍｉｃａｌ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ Ｃｏ．,Ｌｔｄから購入され、公
称粒度が２０～３０ ｎｍである。実験で使用される接種汚泥は南京江心州下水処理場の
汚泥濃縮槽から採取され、３５メッシュのふるいを通過して大きな粒子を除去した後の汚
泥ＭＬＳＳは２４．５３±０．０７ｇ／Ｌであり、ＭＬＶＳＳ／ＭＬＳＳ=０．４７であ
る。
都市下水処理場からの残留汚泥（ＡＳ）、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓ複合汚泥（Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓ
@Ａｓ）、ＳｉＯ２ＮＰｓ複合汚泥（ＳｉＯ２ＮＰｓ@ＡＳ）（依次番号Ｒ０、Ｒ１、Ｒ２
）を別々に接種し、同じ実験条件下で実行を開始し、３台のＥＧＳＢ反応器にそれぞれ等
量のブランク接種汚泥、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓ複合汚泥、ＳｉＯ２ＮＰｓ複合汚泥を接種し、
最終的にＭＬＶＳＳが３ｇ／Ｌであり、反応器温度を３５±１℃に制御する。反応器は模
擬廃水運転で始動した。プロピオン酸ナトリウム（Ｃ３Ｈ５Ｏ２Ｎａ）を炭素源とし、塩
化アンモニウム（ＮＨ４Ｃｌ）を窒素源とし、リン酸二カリウム／リン酸二水素カリウム
（Ｋ２ＨＰＯ４／ＫＨ２ＰＯ４）をリン源として模擬廃水を調製した。廃水ＣＯＤ:Ｎ:Ｐ
= ２００:５:１であり、１ Ｌ ＣＯＤが５０００ｍｇ／Ｌの模擬廃水を例にして、プロ
ピオン酸ナトリウム４６．３０ｇ、塩化アンモニウム４．７８ｇ、リン酸二カリウム０．
９２１ｇ、リン酸二水素カリウム０．５４９ｇ、塩化マグネシウム０．１ｇ、塩化カルシ
ウム０．０５ｇを秤量して５００ｍＬ水に溶解し、１ｍＬの微量元素複合溶液を追加し、
ボリュームを１Ｌにする。一度準備して室温で２日間保持し、翌日に再調製する必要があ
る。
３台の反応器が同じ条件下で動作し、動作温度を３５±１℃、反応器始動初期負荷１ ｋ
ｇ／（ｍ３・ｄ）、流入ＣＯＤ濃度５０００ｍｇ／Ｌ、ＨＲＴを１２０時間に制御し、反
応動作が安定するまで（ＣＯＤ除去率が８５％以上で安定し、相対的偏差が３％以下にな
り、安定時間が５日以上）、流入ＣＯＤを増やすか、ＨＲＴを短くすることで、負荷を元
の１．５～２倍に増やす。反応器の異なるＯＬＲによると、反応器始の動過程を、Ｓｔａ
ｇｅ Ｉ：ＯＬＲが１～４ ｋｇ／（ｍ３・ｄ）、Ｓｔａｇｅ ＩＩ：ＯＬＲが８～１６ ｋ
ｇ／（ｍ３・ｄ）、Ｓｔａｇｅ ＩＩＩ：ＯＬＲが２０ｋｇ／（ｍ３・ｄ）に達するとい
う３つの階段に分かれる。最終的に反応器が１６５日動作し、流入ＣＯＤを１２５００ｍ
ｇ／Ｌ、ＨＲＴを１５時間、ＯＬＲを２０ｋｇ／（ｍ３・ｄ）とする。反応器の動作開始
パラメータおよび負荷増加過程は表１に詳しく示される。
表 １ 始動期間の反応器の動作条件表
実施例１を例にして、導電性ナノ材料の添加による嫌気性反応器始動に対する影響を調査
し、実験で使用されるＦｅ３Ｏ４ＮＰｓはＳｈａｎｇｈａｉ Ｍａｃｌｅａｎｓ Ｂｉｏｃ
ｈｅｍｉｃａｌ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ Ｃｏ．,Ｌｔｄから購入され、技術仕様書の公称
粒度が２０ｎｍである。実験で使用されるＳｉＯ２ＮＰｓはＳｈａｎｇｈａｉ Ａｌａｄ
ｄｉｎ Ｂｉｏｃｈｅｍｉｃａｌ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ Ｃｏ．,Ｌｔｄから購入され、公
称粒度が２０～３０ ｎｍである。実験で使用される接種汚泥は南京江心州下水処理場の
汚泥濃縮槽から採取され、３５メッシュのふるいを通過して大きな粒子を除去した後の汚
泥ＭＬＳＳは２４．５３±０．０７ｇ／Ｌであり、ＭＬＶＳＳ／ＭＬＳＳ=０．４７であ
る。
都市下水処理場からの残留汚泥（ＡＳ）、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓ複合汚泥（Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓ
@Ａｓ）、ＳｉＯ２ＮＰｓ複合汚泥（ＳｉＯ２ＮＰｓ@ＡＳ）（依次番号Ｒ０、Ｒ１、Ｒ２
）を別々に接種し、同じ実験条件下で実行を開始し、３台のＥＧＳＢ反応器にそれぞれ等
量のブランク接種汚泥、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓ複合汚泥、ＳｉＯ２ＮＰｓ複合汚泥を接種し、
最終的にＭＬＶＳＳが３ｇ／Ｌであり、反応器温度を３５±１℃に制御する。反応器は模
擬廃水運転で始動した。プロピオン酸ナトリウム（Ｃ３Ｈ５Ｏ２Ｎａ）を炭素源とし、塩
化アンモニウム（ＮＨ４Ｃｌ）を窒素源とし、リン酸二カリウム／リン酸二水素カリウム
（Ｋ２ＨＰＯ４／ＫＨ２ＰＯ４）をリン源として模擬廃水を調製した。廃水ＣＯＤ:Ｎ:Ｐ
= ２００:５:１であり、１ Ｌ ＣＯＤが５０００ｍｇ／Ｌの模擬廃水を例にして、プロ
ピオン酸ナトリウム４６．３０ｇ、塩化アンモニウム４．７８ｇ、リン酸二カリウム０．
９２１ｇ、リン酸二水素カリウム０．５４９ｇ、塩化マグネシウム０．１ｇ、塩化カルシ
ウム０．０５ｇを秤量して５００ｍＬ水に溶解し、１ｍＬの微量元素複合溶液を追加し、
ボリュームを１Ｌにする。一度準備して室温で２日間保持し、翌日に再調製する必要があ
る。
３台の反応器が同じ条件下で動作し、動作温度を３５±１℃、反応器始動初期負荷１ ｋ
ｇ／（ｍ３・ｄ）、流入ＣＯＤ濃度５０００ｍｇ／Ｌ、ＨＲＴを１２０時間に制御し、反
応動作が安定するまで（ＣＯＤ除去率が８５％以上で安定し、相対的偏差が３％以下にな
り、安定時間が５日以上）、流入ＣＯＤを増やすか、ＨＲＴを短くすることで、負荷を元
の１．５～２倍に増やす。反応器の異なるＯＬＲによると、反応器始の動過程を、Ｓｔａ
ｇｅ Ｉ：ＯＬＲが１～４ ｋｇ／（ｍ３・ｄ）、Ｓｔａｇｅ ＩＩ：ＯＬＲが８～１６ ｋ
ｇ／（ｍ３・ｄ）、Ｓｔａｇｅ ＩＩＩ：ＯＬＲが２０ｋｇ／（ｍ３・ｄ）に達するとい
う３つの階段に分かれる。最終的に反応器が１６５日動作し、流入ＣＯＤを１２５００ｍ
ｇ／Ｌ、ＨＲＴを１５時間、ＯＬＲを２０ｋｇ／（ｍ３・ｄ）とする。反応器の動作開始
パラメータおよび負荷増加過程は表１に詳しく示される。
表 １ 始動期間の反応器の動作条件表
* ＣＯＤは化学的酸素要求量を表し、ＨＲＴは水力学的滞留時間を表し、ＯＬＲは有機負
荷率を表し、Ｆは循環水と流入水との比率を表し、Ｕｐ-ｆｌｏｗ ｖｅｌｏｃｉｔｙは上
昇速度を表す。
荷率を表し、Ｆは循環水と流入水との比率を表し、Ｕｐ-ｆｌｏｗ ｖｅｌｏｃｉｔｙは上
昇速度を表す。
次に、以下の調査を行う。
一、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓとＳｉＯ２ＮＰｓの添加による始動階段システムの性能に対する影
響
嫌気性反応器の始動プロセス中の有機負荷耐性に対するナノ四酸化三鉄の影響を調査する
ために、それぞれ嫌気性活性化汚泥（ＡＳ）、ナノ四酸化三鉄複合嫌気性活性化汚泥（Ｆ
ｅ３Ｏ４ＮＰｓ@ＡＳ）、ナノ二酸化硅複合嫌気性活性化汚泥（ＳｉＯ２ＮＰｓ@ＡＳ）を
接種した反応器の異なる負荷階段下での流出ＣＯＤを監視して分析する。
図１に示すように、嫌気性ＥＧＳＢ反応器の始動期間、ＯＬＲ耐性に対する導電性ナノ粒
子の影響を調査するために、ＡＳ、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓ@ＡＳおよびＳｉＯ２ＮＰｓ@ＡＳを
接種した３つの反応器の異なる負荷階段での流出ＣＯＤ、メタン生成率およびｐＨを監視
して分析する。３つのＥＧＳＢ反応器（Ｒ０、Ｒ１およびＲ２）の流出ＣＯＤ濃度は最初
の数日間で異なる下降傾向を示し、１５日目、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２の流出ＣＯＤ濃度が
それぞれ８８．８５±２９．１０ｍｇ／Ｌ、８５．３７±２５．７８ ｍｇ／Ｌおよび９
２．３４±１３．１５ ｍｇ／Ｌｄであり、低ＯＬＲ廃水（１ ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ
））を受けた後処理効率が類似になる。１６日～１２９日の期間、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２
の流出ＣＯＤ濃度がＯＬＲの増加に従い変化するが、流出ＣＯＤ除去効率の一致性が第２
階段の終了まで続け、Ｒ０の流出ＣＯＤ除去効率が常に８９．１２±０．１９％を超え、
Ｒ１の流出ＣＯＤ除去効率が９０．７９±０．０８％であり、Ｒ２の流出ＣＯＤ除去効率
が８３．８８±０．１９％である（２０日目を除く）（図１Ｂ）。前記ＣＯＤ除去効率が
高いＯＬＲの影響後現れ、汚泥がさらに順応され成熟した後、３つのシステムの安定性が
向上した。特に５４日目、嫌気性反応器のＨＲＴをさらに１５時間に短縮し、流入ＣＯＤ
濃度を５０００ｍｇ／Ｌにすることで、ＯＬＲが８ ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）に増加し
た。次の数日間、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２の流出ＣＯＤ濃度がそれぞれ７４８．８９±１０
．１０ｍｇ／Ｌ、４００．７３±５．９１ ｍｇ／Ｌおよび２６６．９２±９．２３ ｍｇ
／Ｌ（６０日）から３９９．１７±４２．３４および７４．０９±１０．５８ １６９．
３４±３．０２ ｍｇ／Ｌ（６２日目）に低下し、これは、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓ@ＡＳシステ
ムの影響耐性および回復過程の安定性が他のシステムよりも優れたことを示す。これは、
嫌気性微生物がＥＰＳの分泌を増加させることによってナノ粒子に付着し、ナノ粒子が細
胞膜を通過するのを防ぐだけでなく、ＡＳに付着したナノ粒子の凝集を利用して、活性汚
泥の造粒を促進し、反応器内のバイオマスを増やすことができる。また、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰ
ｓの導電性はアセトゲンとメタン生成菌の間の導電体として使用でき、電子の直接移動を
促進し、ＶＦＡｓの嫌気性代謝を強化することができる。第３階段の流入ＣＯＤ濃度がさ
らに１２５００ｍｇ／Ｌに増加し、同時にＨＲＴを１５時間として、反応器ＯＬＲが２０
ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）に達した。Ｒ０およびＲ２と比較して、Ｒ１は、ＯＬＲの影
響に対してまったく異なる応答を示し、Ｒ１のプロセス安定性が７日間回復し（流出ＣＯ
Ｄ濃度が３９４．８２±２１．２３ ｍｇ／Ｌから２４７．５２±５４．０８ ｍｇ／Ｌに
低下）、Ｒ０およびＲ２は流出ＣＯＤ濃度の急激上昇につれて崩壊する傾向がある。具体
的には、Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目２０９．１７±１５．７９ ｍｇ／Ｌ程度維
持し（除去率が９８．２２％）、Ｒ０およびＲ２の流出ＣＯＤ濃度がそれぞれ４７８．６
６±１．０６ ｍｇ／Ｌおよび１３１２．８７±９．５５ ｍｇ／Ｌ（１３１日目）から急
激に５９９６．４７±１２．３３および６３８１．２７±５１．８ ｍｇ／Ｌ（１６０日
目）に増加した。つまり、高ＯＬＲ下でＦｅ３Ｏ４ＮＰｓを添加すると有機物の分解を促
進し、嫌気性反応器の動作安定性を向上させることができる。
図１Ｃに示すように、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２（第１階段）のメタン生成率はわずかな違い
を示し、ＯＬＲの増加とともに同じ増加傾向を示し、限られたマトリックスは、３つのシ
ステムで十分に活用および変換される可能性がある。第２階段では、ＯＬＲが８ ｋｇ Ｃ
ＯＤ／（ｍ３・ｄ）に増加した場合、３つの反応器のメタン生成率が有意な差が出た。６
３日目、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２のメタン生成率がそれぞれ１３．０２±０．８８ Ｌ／ｄ
、１７．１４±２．６２ Ｌ／ｄおよび１２．５５±０．７６ Ｌ／ｄに増加した。Ｒ１の
メタン生成率がＲ０およびＲ２よりも３１．６４％および３６．５７％高かった。Ｆｅ３
Ｏ４ＮＰｓの自身の導電性によりアセトゲンとメタン生成菌間の電子移動が加速され、基
質の新陳代謝を促進し、それによって嫌気性汚泥のメタン生成性能を改善することができ
る。特に、流入ＣＯＤ濃度を調整することで、反応器ＯＬＲが１６ ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３
・ｄ）に達し、Ｒ１のメタン生成率が１２０日目安定して４０Ｌ／ｄ程度増加し、Ｒ０お
よびＲ２はこの生成速度に達するまでそれぞれ１５日と１３日遅れた。高ＯＬＲを抵抗す
る過程中、Ｒ１およびＲ２のデータを比較して分かるように、ナノ材料の凝集によって引
き起こされる嫌気性汚泥の造粒は、種間の電子移動効果によって徐々に置き換えられ、そ
れによって基質の代謝を促進する。したがって、ＯＬＲがさらに２０ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ
３・ｄ）（階段ＩＩＩ）に増加すると、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２のメタン生成率が５日間そ
れぞれ４４．４５±１．１２ Ｌ／ｄ、４９．６３±１．１３ Ｌ／ｄおよび３９．８８±
２．６４ Ｌ／ｄに増加した。その後、Ｒ１反応器のメタン生成率がやや低下し、約４３
Ｌ／ｄに維持するが、Ｒ０およびＲ２反応器のメタン生成率が急激に低下し、約２６ Ｌ
／ｄおよび２３ Ｌ／ｄに低下した。
嫌気性消化の過程中、適切なｐＨ範囲は微生物の代謝を助長する。第１階段および第２階
段（図１Ｄ）では、全体のｐＨ値が適切な範囲内（７．２-７．５）に保持され、嫌気性
メタン菌の活発なパフォーマンスを助長する。第３階段では、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２のｐ
Ｈ値も低下し、Ｒ１反応器のｐＨ値が相対的に高いレベルに保持され、Ｒ０およびＲ２よ
り約６％高かったが、ＥＧＳＢ始動過程中、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓの添加によりｐＨ値を安定
させることができることを示した。現在のデータから分析して分かるように、揮発性脂肪
酸（ＶＦＡｓ）の蓄積はＲ０およびＲ１システムｐＨ値がやや低下することによって引き
起こされる可能性がある。以前の推測を確認するために、ＶＦＡｓなどのより多くのデー
タをマイニングする必要がある。
一、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓとＳｉＯ２ＮＰｓの添加による始動階段システムの性能に対する影
響
嫌気性反応器の始動プロセス中の有機負荷耐性に対するナノ四酸化三鉄の影響を調査する
ために、それぞれ嫌気性活性化汚泥（ＡＳ）、ナノ四酸化三鉄複合嫌気性活性化汚泥（Ｆ
ｅ３Ｏ４ＮＰｓ@ＡＳ）、ナノ二酸化硅複合嫌気性活性化汚泥（ＳｉＯ２ＮＰｓ@ＡＳ）を
接種した反応器の異なる負荷階段下での流出ＣＯＤを監視して分析する。
図１に示すように、嫌気性ＥＧＳＢ反応器の始動期間、ＯＬＲ耐性に対する導電性ナノ粒
子の影響を調査するために、ＡＳ、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓ@ＡＳおよびＳｉＯ２ＮＰｓ@ＡＳを
接種した３つの反応器の異なる負荷階段での流出ＣＯＤ、メタン生成率およびｐＨを監視
して分析する。３つのＥＧＳＢ反応器（Ｒ０、Ｒ１およびＲ２）の流出ＣＯＤ濃度は最初
の数日間で異なる下降傾向を示し、１５日目、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２の流出ＣＯＤ濃度が
それぞれ８８．８５±２９．１０ｍｇ／Ｌ、８５．３７±２５．７８ ｍｇ／Ｌおよび９
２．３４±１３．１５ ｍｇ／Ｌｄであり、低ＯＬＲ廃水（１ ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ
））を受けた後処理効率が類似になる。１６日～１２９日の期間、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２
の流出ＣＯＤ濃度がＯＬＲの増加に従い変化するが、流出ＣＯＤ除去効率の一致性が第２
階段の終了まで続け、Ｒ０の流出ＣＯＤ除去効率が常に８９．１２±０．１９％を超え、
Ｒ１の流出ＣＯＤ除去効率が９０．７９±０．０８％であり、Ｒ２の流出ＣＯＤ除去効率
が８３．８８±０．１９％である（２０日目を除く）（図１Ｂ）。前記ＣＯＤ除去効率が
高いＯＬＲの影響後現れ、汚泥がさらに順応され成熟した後、３つのシステムの安定性が
向上した。特に５４日目、嫌気性反応器のＨＲＴをさらに１５時間に短縮し、流入ＣＯＤ
濃度を５０００ｍｇ／Ｌにすることで、ＯＬＲが８ ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）に増加し
た。次の数日間、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２の流出ＣＯＤ濃度がそれぞれ７４８．８９±１０
．１０ｍｇ／Ｌ、４００．７３±５．９１ ｍｇ／Ｌおよび２６６．９２±９．２３ ｍｇ
／Ｌ（６０日）から３９９．１７±４２．３４および７４．０９±１０．５８ １６９．
３４±３．０２ ｍｇ／Ｌ（６２日目）に低下し、これは、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓ@ＡＳシステ
ムの影響耐性および回復過程の安定性が他のシステムよりも優れたことを示す。これは、
嫌気性微生物がＥＰＳの分泌を増加させることによってナノ粒子に付着し、ナノ粒子が細
胞膜を通過するのを防ぐだけでなく、ＡＳに付着したナノ粒子の凝集を利用して、活性汚
泥の造粒を促進し、反応器内のバイオマスを増やすことができる。また、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰ
ｓの導電性はアセトゲンとメタン生成菌の間の導電体として使用でき、電子の直接移動を
促進し、ＶＦＡｓの嫌気性代謝を強化することができる。第３階段の流入ＣＯＤ濃度がさ
らに１２５００ｍｇ／Ｌに増加し、同時にＨＲＴを１５時間として、反応器ＯＬＲが２０
ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）に達した。Ｒ０およびＲ２と比較して、Ｒ１は、ＯＬＲの影
響に対してまったく異なる応答を示し、Ｒ１のプロセス安定性が７日間回復し（流出ＣＯ
Ｄ濃度が３９４．８２±２１．２３ ｍｇ／Ｌから２４７．５２±５４．０８ ｍｇ／Ｌに
低下）、Ｒ０およびＲ２は流出ＣＯＤ濃度の急激上昇につれて崩壊する傾向がある。具体
的には、Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目２０９．１７±１５．７９ ｍｇ／Ｌ程度維
持し（除去率が９８．２２％）、Ｒ０およびＲ２の流出ＣＯＤ濃度がそれぞれ４７８．６
６±１．０６ ｍｇ／Ｌおよび１３１２．８７±９．５５ ｍｇ／Ｌ（１３１日目）から急
激に５９９６．４７±１２．３３および６３８１．２７±５１．８ ｍｇ／Ｌ（１６０日
目）に増加した。つまり、高ＯＬＲ下でＦｅ３Ｏ４ＮＰｓを添加すると有機物の分解を促
進し、嫌気性反応器の動作安定性を向上させることができる。
図１Ｃに示すように、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２（第１階段）のメタン生成率はわずかな違い
を示し、ＯＬＲの増加とともに同じ増加傾向を示し、限られたマトリックスは、３つのシ
ステムで十分に活用および変換される可能性がある。第２階段では、ＯＬＲが８ ｋｇ Ｃ
ＯＤ／（ｍ３・ｄ）に増加した場合、３つの反応器のメタン生成率が有意な差が出た。６
３日目、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２のメタン生成率がそれぞれ１３．０２±０．８８ Ｌ／ｄ
、１７．１４±２．６２ Ｌ／ｄおよび１２．５５±０．７６ Ｌ／ｄに増加した。Ｒ１の
メタン生成率がＲ０およびＲ２よりも３１．６４％および３６．５７％高かった。Ｆｅ３
Ｏ４ＮＰｓの自身の導電性によりアセトゲンとメタン生成菌間の電子移動が加速され、基
質の新陳代謝を促進し、それによって嫌気性汚泥のメタン生成性能を改善することができ
る。特に、流入ＣＯＤ濃度を調整することで、反応器ＯＬＲが１６ ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３
・ｄ）に達し、Ｒ１のメタン生成率が１２０日目安定して４０Ｌ／ｄ程度増加し、Ｒ０お
よびＲ２はこの生成速度に達するまでそれぞれ１５日と１３日遅れた。高ＯＬＲを抵抗す
る過程中、Ｒ１およびＲ２のデータを比較して分かるように、ナノ材料の凝集によって引
き起こされる嫌気性汚泥の造粒は、種間の電子移動効果によって徐々に置き換えられ、そ
れによって基質の代謝を促進する。したがって、ＯＬＲがさらに２０ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ
３・ｄ）（階段ＩＩＩ）に増加すると、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２のメタン生成率が５日間そ
れぞれ４４．４５±１．１２ Ｌ／ｄ、４９．６３±１．１３ Ｌ／ｄおよび３９．８８±
２．６４ Ｌ／ｄに増加した。その後、Ｒ１反応器のメタン生成率がやや低下し、約４３
Ｌ／ｄに維持するが、Ｒ０およびＲ２反応器のメタン生成率が急激に低下し、約２６ Ｌ
／ｄおよび２３ Ｌ／ｄに低下した。
嫌気性消化の過程中、適切なｐＨ範囲は微生物の代謝を助長する。第１階段および第２階
段（図１Ｄ）では、全体のｐＨ値が適切な範囲内（７．２-７．５）に保持され、嫌気性
メタン菌の活発なパフォーマンスを助長する。第３階段では、Ｒ０、Ｒ１およびＲ２のｐ
Ｈ値も低下し、Ｒ１反応器のｐＨ値が相対的に高いレベルに保持され、Ｒ０およびＲ２よ
り約６％高かったが、ＥＧＳＢ始動過程中、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓの添加によりｐＨ値を安定
させることができることを示した。現在のデータから分析して分かるように、揮発性脂肪
酸（ＶＦＡｓ）の蓄積はＲ０およびＲ１システムｐＨ値がやや低下することによって引き
起こされる可能性がある。以前の推測を確認するために、ＶＦＡｓなどのより多くのデー
タをマイニングする必要がある。
二、ＶＦＡｓの代謝特徴
３つの反応器の始動階段で放出されたＶＦＡｓを調査した（図２）。その結果、反応器中
のＶＦＡｓは主に酢酸塩とプロピオン酸塩であり、それらの濃度を当量ＣＯＤで算出した
（酢酸塩当量１．０７ｇ ＣＯＤ／ｇ、プロピオン酸塩当量１．５１ｇ ＣＯＤ／ｇ）。始
動過程中、高いＯＬＲの影響下で、３つの反応器中のＶＦＡｓがＯＬＲの増加に従って類
似な変化特徴（つまりプロピオン酸塩および酢酸塩の早速蓄積）があるが、プロピオン酸
塩と酢酸塩の濃度比が大きな差がある。要するに、第１階段では、反応器に低ＯＬＲ（８
ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）未満）で給料する場合、３つの反応器中のプロピオン酸塩の
濃度（約７０ｍｇ／ＬのＣＯＤ）が酢酸塩（約２０ｍｇ／ＬのＣＯＤ）よりも数倍だけ高
かった。しかしながら、第２階段の５７日目、ＯＬＲが８ ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）に
増加した場合（図２Ａ）、Ｒ０中のプロピオン酸塩および酢酸塩の濃度が３４５．０１
ｍｇ／Ｌおよび９７．１１ ｍｇ／Ｌに増加し、Ｒ１中にプロピオン酸塩および酢酸塩の
顕著な蓄積がなかった。Ｒ２中の対応するプロピオン酸塩の濃度が５７日目Ｒ１と同様に
２００ｍｇ／Ｌであったが、６１日目、この値が７００ｍｇ／Ｌに増加した。次の階段（
第３階段）では、ＯＬＲが２０ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）に達し、Ｒ０およびＲ２の排
水にプロピオン酸塩が顕著に蓄積された。１５２日目、Ｒ０のプロピオン酸塩の濃度が３
７１２．４２ ｍｇ／Ｌに達し、Ｒ２のプロピオン酸塩の濃度が４６４５．６４ ｍｇ／Ｌ
に達したが、Ｒ１では汚水中のＶＦＡｓの顕著な蓄積がなく、特にプロピオン酸塩の濃度
が１５４．１０ｍｇ／Ｌであった。
したがって、３つの反応器のＶＦＡｓ状況から分かるように、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓの添加に
より、特に高ＯＬＲの影響下で回復過程の安定性を高める。これは、プロピオン酸塩は嫌
気性消化過程中の合成代謝のコア代謝物として、効果的に酢酸に変換できるからである。
長い間、ＶＦＡｓの蓄積は嫌気性メタン細菌に対して有毒であると考えられてきた。した
がって、プロピオン酸によって生体内変換された酢酸のさらなる消費は、主に、Ｆｅ３Ｏ
４ＮＰが電子シャトル（Ｈ２またはギ酸）よりも直接的な種間電子移動モードで嫌気性微
生物共栄養群集間の情報交換と物質変換を促進するという事実による可能性がある。した
がって、ＶＦＡｓの分解に割り当てられるエネルギーは、メタン生成菌に好ましい生活条
件を提供するように最適化されている。実際、活性汚泥の造粒プロセスは、アセトゲンと
メタン生成菌の間の電子移動距離をさらに短縮する。上記の議論に基づいて、高負荷廃水
を処理する開始段階の間に、導電性材料の提供が嫌気性メタン生成システムのための代替
の電子移動経路を提供することが見出され、システムが安定した状態にあることを確保す
る。
３つの反応器の始動階段で放出されたＶＦＡｓを調査した（図２）。その結果、反応器中
のＶＦＡｓは主に酢酸塩とプロピオン酸塩であり、それらの濃度を当量ＣＯＤで算出した
（酢酸塩当量１．０７ｇ ＣＯＤ／ｇ、プロピオン酸塩当量１．５１ｇ ＣＯＤ／ｇ）。始
動過程中、高いＯＬＲの影響下で、３つの反応器中のＶＦＡｓがＯＬＲの増加に従って類
似な変化特徴（つまりプロピオン酸塩および酢酸塩の早速蓄積）があるが、プロピオン酸
塩と酢酸塩の濃度比が大きな差がある。要するに、第１階段では、反応器に低ＯＬＲ（８
ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）未満）で給料する場合、３つの反応器中のプロピオン酸塩の
濃度（約７０ｍｇ／ＬのＣＯＤ）が酢酸塩（約２０ｍｇ／ＬのＣＯＤ）よりも数倍だけ高
かった。しかしながら、第２階段の５７日目、ＯＬＲが８ ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）に
増加した場合（図２Ａ）、Ｒ０中のプロピオン酸塩および酢酸塩の濃度が３４５．０１
ｍｇ／Ｌおよび９７．１１ ｍｇ／Ｌに増加し、Ｒ１中にプロピオン酸塩および酢酸塩の
顕著な蓄積がなかった。Ｒ２中の対応するプロピオン酸塩の濃度が５７日目Ｒ１と同様に
２００ｍｇ／Ｌであったが、６１日目、この値が７００ｍｇ／Ｌに増加した。次の階段（
第３階段）では、ＯＬＲが２０ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）に達し、Ｒ０およびＲ２の排
水にプロピオン酸塩が顕著に蓄積された。１５２日目、Ｒ０のプロピオン酸塩の濃度が３
７１２．４２ ｍｇ／Ｌに達し、Ｒ２のプロピオン酸塩の濃度が４６４５．６４ ｍｇ／Ｌ
に達したが、Ｒ１では汚水中のＶＦＡｓの顕著な蓄積がなく、特にプロピオン酸塩の濃度
が１５４．１０ｍｇ／Ｌであった。
したがって、３つの反応器のＶＦＡｓ状況から分かるように、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓの添加に
より、特に高ＯＬＲの影響下で回復過程の安定性を高める。これは、プロピオン酸塩は嫌
気性消化過程中の合成代謝のコア代謝物として、効果的に酢酸に変換できるからである。
長い間、ＶＦＡｓの蓄積は嫌気性メタン細菌に対して有毒であると考えられてきた。した
がって、プロピオン酸によって生体内変換された酢酸のさらなる消費は、主に、Ｆｅ３Ｏ
４ＮＰが電子シャトル（Ｈ２またはギ酸）よりも直接的な種間電子移動モードで嫌気性微
生物共栄養群集間の情報交換と物質変換を促進するという事実による可能性がある。した
がって、ＶＦＡｓの分解に割り当てられるエネルギーは、メタン生成菌に好ましい生活条
件を提供するように最適化されている。実際、活性汚泥の造粒プロセスは、アセトゲンと
メタン生成菌の間の電子移動距離をさらに短縮する。上記の議論に基づいて、高負荷廃水
を処理する開始段階の間に、導電性材料の提供が嫌気性メタン生成システムのための代替
の電子移動経路を提供することが見出され、システムが安定した状態にあることを確保す
る。
三、電子伝達システムの活性
電子伝達システム（ＥＴＳ）の活性化検出は潜在的な呼吸能力を反映するために使用され
るだけでなく、好気性および嫌気性環境における生物の代謝活性の指標としても使用され
る。３０日目、５０日目、および１５０日目のＩＮＴ-ＥＴＳ指標を、ＮＰがある場合と
ない場合のＥＴＳの活動を決定するために３つのリアクターで確立する。結果から分かる
ように（図３Ａ）、対照組反応器（Ｒ０）およびＦｅ３Ｏ４ＮＰｓ（Ｒ１）またはＳｉＯ
２ＮＰｓ（Ｒ２）を補充した反応器のＩＮＴ-ＥＴＳは異なる時間で大きな差がある。Ｒ
１の全体ＩＮＴ-ＥＴＳはＲ０およびＲ２よりも遥かに高く、３０日目の２５６．９８±
２６．３３ μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）、５０日目の４７７．４４±１４．７３ μｇ／（ｇ・
ｍｉｎ）、１５０日目の８８３．９９±１０６．２１ μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）に達した。
Ｒ０の対応する値は、２０４．７６±７．６１μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）（３０日目）、１９
１．１９±２６．６３μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）（５０日目）および５２５．９４±３２．９
０μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）（１５０日目）であり、Ｒ２の対応する値は、１６８．０７±１
７．１１μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）（３０日目）、２６２．６８±４５．５９μｇ／（ｇ・ｍ
ｉｎ）（５０日目）および３８１．９６±３９．６５ μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）（１５０日
目）であった。Ｒ０およびＲ２と比較した結果から分かるように、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓを添
加した後（Ｒ１）、酢酸生成菌およびメタン生成菌間の電子伝達効率がそれぞれ６８．７
８％および１３１．４４％向上し、導電性材料の添加は、より効果的な電子移動経路であ
るＤＩＥＴを引き起こす可能性があるため、電子は電子供与体から電子受容体に直接移動
する。したがって、高いＯＬＲの影響下で、導電性の良いＦｅ３Ｏ４ＮＰを嫌気性微生物
間の導体として使用して、ＤＩＥＴを実現でき、ＶＦＡｓの代謝およびメタンの蓄積を促
進する。
ＤＩＥＴのさらなる証拠は、ＣＶ曲線によって説明され、酸化還元ピークの動きは、共栄
養細菌間の電子伝達能力を特徴づけることができる。フォワードスキャンの結果、同じ電
圧の下で、Ｒ１が０．２４６Ｖで強化された酸化ピークを持って、電流が１．４ｍＡ（図
３Ｂ）、Ｒ０より約７６．５９％、Ｒ２より６１．８７％高かった。結果から分かるよう
に、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓの長期暴露により、嫌気性汚泥システムは、特に高いＯＬＲの下で
、より強力な電子伝達能力を持つ。システムの電子移動能力に対するＦｅ３Ｏ４ＮＰの導
電率の寄与をさらに調査するために、測定前にＲ１と同じＦｅ３Ｏ４ＮＰｓを暴露して一
時的にＲ０に追加する。同じ条件下でＣＶ曲線をスキャンする。結果から分かるように、
Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓ、Ｒ０の添加により汚泥の電子伝達能力が向上した（０．７９から１．
０ｍＡ）が、Ｒ１より４０．０％低い。Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓの導電性によって誘発される種
間電子移動効果に加えて、電子移動の効率を改善することができる他の要因、例えばＤＩ
ＥＴに関与できる微生物の濃縮または細胞外分泌物における電子伝達メディエーターの増
加があるはずである。また、これはまた、３つの反応器すべてが第２段階でより良い有機
物負荷除去率を示した理由を確認した。
電子伝達システム（ＥＴＳ）の活性化検出は潜在的な呼吸能力を反映するために使用され
るだけでなく、好気性および嫌気性環境における生物の代謝活性の指標としても使用され
る。３０日目、５０日目、および１５０日目のＩＮＴ-ＥＴＳ指標を、ＮＰがある場合と
ない場合のＥＴＳの活動を決定するために３つのリアクターで確立する。結果から分かる
ように（図３Ａ）、対照組反応器（Ｒ０）およびＦｅ３Ｏ４ＮＰｓ（Ｒ１）またはＳｉＯ
２ＮＰｓ（Ｒ２）を補充した反応器のＩＮＴ-ＥＴＳは異なる時間で大きな差がある。Ｒ
１の全体ＩＮＴ-ＥＴＳはＲ０およびＲ２よりも遥かに高く、３０日目の２５６．９８±
２６．３３ μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）、５０日目の４７７．４４±１４．７３ μｇ／（ｇ・
ｍｉｎ）、１５０日目の８８３．９９±１０６．２１ μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）に達した。
Ｒ０の対応する値は、２０４．７６±７．６１μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）（３０日目）、１９
１．１９±２６．６３μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）（５０日目）および５２５．９４±３２．９
０μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）（１５０日目）であり、Ｒ２の対応する値は、１６８．０７±１
７．１１μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）（３０日目）、２６２．６８±４５．５９μｇ／（ｇ・ｍ
ｉｎ）（５０日目）および３８１．９６±３９．６５ μｇ／（ｇ・ｍｉｎ）（１５０日
目）であった。Ｒ０およびＲ２と比較した結果から分かるように、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓを添
加した後（Ｒ１）、酢酸生成菌およびメタン生成菌間の電子伝達効率がそれぞれ６８．７
８％および１３１．４４％向上し、導電性材料の添加は、より効果的な電子移動経路であ
るＤＩＥＴを引き起こす可能性があるため、電子は電子供与体から電子受容体に直接移動
する。したがって、高いＯＬＲの影響下で、導電性の良いＦｅ３Ｏ４ＮＰを嫌気性微生物
間の導体として使用して、ＤＩＥＴを実現でき、ＶＦＡｓの代謝およびメタンの蓄積を促
進する。
ＤＩＥＴのさらなる証拠は、ＣＶ曲線によって説明され、酸化還元ピークの動きは、共栄
養細菌間の電子伝達能力を特徴づけることができる。フォワードスキャンの結果、同じ電
圧の下で、Ｒ１が０．２４６Ｖで強化された酸化ピークを持って、電流が１．４ｍＡ（図
３Ｂ）、Ｒ０より約７６．５９％、Ｒ２より６１．８７％高かった。結果から分かるよう
に、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓの長期暴露により、嫌気性汚泥システムは、特に高いＯＬＲの下で
、より強力な電子伝達能力を持つ。システムの電子移動能力に対するＦｅ３Ｏ４ＮＰの導
電率の寄与をさらに調査するために、測定前にＲ１と同じＦｅ３Ｏ４ＮＰｓを暴露して一
時的にＲ０に追加する。同じ条件下でＣＶ曲線をスキャンする。結果から分かるように、
Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓ、Ｒ０の添加により汚泥の電子伝達能力が向上した（０．７９から１．
０ｍＡ）が、Ｒ１より４０．０％低い。Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓの導電性によって誘発される種
間電子移動効果に加えて、電子移動の効率を改善することができる他の要因、例えばＤＩ
ＥＴに関与できる微生物の濃縮または細胞外分泌物における電子伝達メディエーターの増
加があるはずである。また、これはまた、３つの反応器すべてが第２段階でより良い有機
物負荷除去率を示した理由を確認した。
四、嫌気性汚泥ＥＰＳ分析
微生物によって分泌されるＥＰＳには、タンパク質（Ｐｒｏｔｅｉｎｓ, ＰＮ）、多糖（
Ｐｏｌｙｓａｃｃｈａｒｉｄｅｓ, ＰＳ）、腐植物質（Ｈｕｍｉｃｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ
,ＨＳ）、ヌクレオチドおよび脂類などが含まれ、ＰＮとＰＳの相対的な含有量変化が外
部の環境条件に関連する。
ＥＰＳはルーズタイプＥＰＳ（Ｌｏｓｅ-ｂｏｎｄ ＥＰＳ, ＬＢ-ＥＰＳ）およびコンパ
クトタイプＥＰＳ（Ｔｉｇｈｔ-ｂｏｎｄ ＥＰＳ, ＴＢ-ＥＰＳ）に分かれる。ＥＰＳ成
分の分析が図４に示される。結果から分かるように、ＴＢ-ＥＰＳは、細胞外分泌物で構
成される３次元マトリックスの主成分であり、その含有量は外部環境の干渉により変動す
る。ＯＬＲの増加に伴い、ＬＢ-ＥＰＳであろうとＴＢ-ＥＰＳであろうと、ＰＮの含有量
は大幅に増加したが、ＰＳは常に低レベルに保たれている。特に、ＴＢ-ＥＰＳは３つの
反応器でのＰＮ含有量が約１５ｍｇ／ｇ ＶＳＳ（６５日目）から７０ｍｇ／ｇ ＶＳＳ超
え（１１４日目）、これは、高いＯＬＲの影響により、システムが関連するタンパク質含
有量を増加させて、環境変化によって引き起こされる代謝ストレスに抵抗し、さらに粒状
汚泥の構造安定性と代謝活性をさらに維持することを示す。ＰＳは、汚泥の形態を維持し
、水力負荷の変化によって引き起こされる汚泥フロックの分散を防ぐ上で重要な役割を果
たしたが、始動過程中、３つの反応器中のＰＳ含有量はあまり変化せず、その濃度はＬＢ
-ＥＰＳとＴＢ-ＥＰＳの両方で約２．５ ｍｇ / ｇＶＳＳのままであった。６５日目、反
応器Ｒ１中のＥＰＳ総量が最も高く、次はＲ２であり、これは、ナノ粒子を追加する初期
段階で、微生物がＥＰＳの分泌を増加させ、ナノ粒子が細胞膜を通過するのを防ぐ可能性
があることを示した。１５２日目、ＥＰＳ総量が減少し、Ｒ０およびＲ２のＥＰＳ分泌量
がＲ１より低くなり、これは、２０ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）の高ＯＬＲはＲ０および
Ｒ２の許容限界を超え、プロピオン酸塩が蓄積し、ＣＯＤ除去率が約５０％低下した。こ
れは、微生物システムが採用した２つのアプローチに基づいている可能性があり、１つは
高いＯＬＲ（２０ ｋｇ ＣＯＤ /（ｍ３・ｄ））が粒状汚泥の耐衝撃性に大きく挑戦し、
Ｒ０とＲ２の３次元マトリックスを薄くすること、２つは導電性Ｆｅ３Ｏ４ＮＰが合成コ
ミュニティ間の電子移動を促進し、システム内のプロピオン酸の蓄積を効果的に回避し、
代謝圧力を低下させることである。したがって、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓを介したＥＧＳＢシス
テムは、高い有機負荷の影響に直面した場合、より多くの選択肢があり、つまりＥＰＳの
分布を調整し、情報伝達をより助長する生体内変化法を選択する。高いＯＬＲおよびＦｅ
３Ｏ４ＮＰがＥＰＳを誘導して、シトクロムｃやキノン化合物などのＤＩＥＴに関与する
いくつかの電子伝達メディエーター、例えばシトクロムｃおよびキノン化合物を分泌する
可能性があることは否定できず、これは、Ｒ１がＲ０システムよりも高い電子移動効率を
持っていることを合理的にする。
微生物によって分泌されるＥＰＳには、タンパク質（Ｐｒｏｔｅｉｎｓ, ＰＮ）、多糖（
Ｐｏｌｙｓａｃｃｈａｒｉｄｅｓ, ＰＳ）、腐植物質（Ｈｕｍｉｃｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ
,ＨＳ）、ヌクレオチドおよび脂類などが含まれ、ＰＮとＰＳの相対的な含有量変化が外
部の環境条件に関連する。
ＥＰＳはルーズタイプＥＰＳ（Ｌｏｓｅ-ｂｏｎｄ ＥＰＳ, ＬＢ-ＥＰＳ）およびコンパ
クトタイプＥＰＳ（Ｔｉｇｈｔ-ｂｏｎｄ ＥＰＳ, ＴＢ-ＥＰＳ）に分かれる。ＥＰＳ成
分の分析が図４に示される。結果から分かるように、ＴＢ-ＥＰＳは、細胞外分泌物で構
成される３次元マトリックスの主成分であり、その含有量は外部環境の干渉により変動す
る。ＯＬＲの増加に伴い、ＬＢ-ＥＰＳであろうとＴＢ-ＥＰＳであろうと、ＰＮの含有量
は大幅に増加したが、ＰＳは常に低レベルに保たれている。特に、ＴＢ-ＥＰＳは３つの
反応器でのＰＮ含有量が約１５ｍｇ／ｇ ＶＳＳ（６５日目）から７０ｍｇ／ｇ ＶＳＳ超
え（１１４日目）、これは、高いＯＬＲの影響により、システムが関連するタンパク質含
有量を増加させて、環境変化によって引き起こされる代謝ストレスに抵抗し、さらに粒状
汚泥の構造安定性と代謝活性をさらに維持することを示す。ＰＳは、汚泥の形態を維持し
、水力負荷の変化によって引き起こされる汚泥フロックの分散を防ぐ上で重要な役割を果
たしたが、始動過程中、３つの反応器中のＰＳ含有量はあまり変化せず、その濃度はＬＢ
-ＥＰＳとＴＢ-ＥＰＳの両方で約２．５ ｍｇ / ｇＶＳＳのままであった。６５日目、反
応器Ｒ１中のＥＰＳ総量が最も高く、次はＲ２であり、これは、ナノ粒子を追加する初期
段階で、微生物がＥＰＳの分泌を増加させ、ナノ粒子が細胞膜を通過するのを防ぐ可能性
があることを示した。１５２日目、ＥＰＳ総量が減少し、Ｒ０およびＲ２のＥＰＳ分泌量
がＲ１より低くなり、これは、２０ｋｇ ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）の高ＯＬＲはＲ０および
Ｒ２の許容限界を超え、プロピオン酸塩が蓄積し、ＣＯＤ除去率が約５０％低下した。こ
れは、微生物システムが採用した２つのアプローチに基づいている可能性があり、１つは
高いＯＬＲ（２０ ｋｇ ＣＯＤ /（ｍ３・ｄ））が粒状汚泥の耐衝撃性に大きく挑戦し、
Ｒ０とＲ２の３次元マトリックスを薄くすること、２つは導電性Ｆｅ３Ｏ４ＮＰが合成コ
ミュニティ間の電子移動を促進し、システム内のプロピオン酸の蓄積を効果的に回避し、
代謝圧力を低下させることである。したがって、Ｆｅ３Ｏ４ＮＰｓを介したＥＧＳＢシス
テムは、高い有機負荷の影響に直面した場合、より多くの選択肢があり、つまりＥＰＳの
分布を調整し、情報伝達をより助長する生体内変化法を選択する。高いＯＬＲおよびＦｅ
３Ｏ４ＮＰがＥＰＳを誘導して、シトクロムｃやキノン化合物などのＤＩＥＴに関与する
いくつかの電子伝達メディエーター、例えばシトクロムｃおよびキノン化合物を分泌する
可能性があることは否定できず、これは、Ｒ１がＲ０システムよりも高い電子移動効率を
持っていることを合理的にする。
五、微生物群集構成
３つのＥＧＳＢ反応器の起動中のＯＬＲの影響下での細菌群集の進化特性を説明するため
に、０日目、５０日目、および１５０日目のサンプル汚泥のゲノムＤＮＡを分離し、ハイ
スループットシーケンシングによって分析した。図５Ａから分かるように、１５０日目、
Ｓｙｎｔｒｏｐｈｏｂａｃｔｅｒ, ｆ_Ｓｐｉｒｏｃｈａｅｔａｃｅａｅ, ｆ_Ｓｙｎｅｒ
ｇｉｓｔａｃｅａｅおよびｆ_Ａｎａｅｒｏｌｉｎｅａｃｅａｅ種に最も類似した配列は
、３つの反応器では顕著に蓄積された。具体的に、１５０日目、Ｓｙｎｔｒｏｐｈｏｂａ
ｃｔｅｒの相対存在量が３２．０３％に達し、Ｒ０（２０．３５％）およびＲ２（２７．
８０％）よりも高かった。Ｓｙｎｔｒｏｐｈｏｂａｃｔｅｒはプロピオン酸と酪酸の合成
と酸化に不可欠なので、Ｍｅｔｈａｎｏｓｅａｃｉｎａと電子を共有する。Ｒ０、Ｒ１お
よびＲ２では、ｆ_Ｓｐｉｒｏｃｈａｅｔａｃｅａｅの相対存在量はそれぞれ１６．７１
％、１７．４１％および１６．７５％であった。ｆ_Ｓｙｎｅｒｇｉｓｔａｃｅａｅに関
連する細胞外部電子をＦｅ（ＩＩＩ）酸化物または電極に伝達できる微生物が蓄積され、
その存在度がＲ０、Ｒ１およびＲ２でそれぞれ１７．５６％、７．１９％および８．１７
％に達した。Ｇｅｏｂａｃｔｅｒは典型的な合成細菌として、ＤＩＥＴを介して電子受容
体と電子を共有できることが証明されているが、それがなくても電子伝達の効率が大幅に
低下することはない。これは、ｆ_Ｓｙｎｅｒｇｉｓｔａｃｅａｅなどの代替性電子供与
体の存在により、高ＯＬＲ下での共栄養微生物間の情報交換と物質変換を実現する可能性
がある。ｆ_Ａｎａｅｒｏｌｉｎｅａｃｅａｅは炭化水素の発酵と代謝を特徴とし、その
糸状の形態は、Ｍｅｔｈａｎｏｓａｅｔａと一緒に集まりやすく、互いに協力し合うため
、それらの間の電子移動距離を短くするのに役立る。
３つのＥＧＳＢ反応器の起動中のＯＬＲの影響下での細菌群集の進化特性を説明するため
に、０日目、５０日目、および１５０日目のサンプル汚泥のゲノムＤＮＡを分離し、ハイ
スループットシーケンシングによって分析した。図５Ａから分かるように、１５０日目、
Ｓｙｎｔｒｏｐｈｏｂａｃｔｅｒ, ｆ_Ｓｐｉｒｏｃｈａｅｔａｃｅａｅ, ｆ_Ｓｙｎｅｒ
ｇｉｓｔａｃｅａｅおよびｆ_Ａｎａｅｒｏｌｉｎｅａｃｅａｅ種に最も類似した配列は
、３つの反応器では顕著に蓄積された。具体的に、１５０日目、Ｓｙｎｔｒｏｐｈｏｂａ
ｃｔｅｒの相対存在量が３２．０３％に達し、Ｒ０（２０．３５％）およびＲ２（２７．
８０％）よりも高かった。Ｓｙｎｔｒｏｐｈｏｂａｃｔｅｒはプロピオン酸と酪酸の合成
と酸化に不可欠なので、Ｍｅｔｈａｎｏｓｅａｃｉｎａと電子を共有する。Ｒ０、Ｒ１お
よびＲ２では、ｆ_Ｓｐｉｒｏｃｈａｅｔａｃｅａｅの相対存在量はそれぞれ１６．７１
％、１７．４１％および１６．７５％であった。ｆ_Ｓｙｎｅｒｇｉｓｔａｃｅａｅに関
連する細胞外部電子をＦｅ（ＩＩＩ）酸化物または電極に伝達できる微生物が蓄積され、
その存在度がＲ０、Ｒ１およびＲ２でそれぞれ１７．５６％、７．１９％および８．１７
％に達した。Ｇｅｏｂａｃｔｅｒは典型的な合成細菌として、ＤＩＥＴを介して電子受容
体と電子を共有できることが証明されているが、それがなくても電子伝達の効率が大幅に
低下することはない。これは、ｆ_Ｓｙｎｅｒｇｉｓｔａｃｅａｅなどの代替性電子供与
体の存在により、高ＯＬＲ下での共栄養微生物間の情報交換と物質変換を実現する可能性
がある。ｆ_Ａｎａｅｒｏｌｉｎｅａｃｅａｅは炭化水素の発酵と代謝を特徴とし、その
糸状の形態は、Ｍｅｔｈａｎｏｓａｅｔａと一緒に集まりやすく、互いに協力し合うため
、それらの間の電子移動距離を短くするのに役立る。
図５Ｂに示すように、高ＯＬＲ影響下で（１５０日目）、Ｍｅｔｈａｎｏｓａｅｔａは最
も豊富な古細菌であり、存在度がＲ１で６０．５８％に達し、Ｒ０（５４．５９％）およ
びＲ２（５７．２２％）よりも高かった。次はＭｅｔｈａｎｏｂａｃｔｅｒｉｕｍ属およ
びＭｅｔｈａｎｏｌｉｎｅａ属である。最近、Ｇ． ｍｅｔａｌｌｉｒｅｄｕｃｅｎｓが
メタン生成生物（例えばＭｅｔｈａｎｏｓａｅｔａ種）と直接電子移動を行うことが発見
され、後者は、ＤＩＥＴプロセスを通じて電子を受け入れ、二酸化炭素をメタンに還元す
る。したがって、相互栄養と共代謝が重要な役割を果たした可能性があり、Ｍｅｔｈａｎ
ｏｓａｅｔａが生物生成細菌と直接電子を交換できることが示されているためである。Ｍ
ｅｔｈａｎｏｂａｃｔｅｒｉｕｍはＨ２を介した種間電子移動のモデルとして、ＤＩＥＴ
の能力を持っていることが証明され、メタン生成菌におけるＤＩＥＴの能力の分布が以前
に考えられていたよりもはるかに広いことを示す。全体として、起動段階での外部負荷の
手続き的な増加に伴い、嫌気性消化システムは細菌群集構造を調節してシステムの安定状
態を維持する傾向が強いようであり、特定の機能性細菌や古細菌の存在量を増やすだけで
はない。ただし、ＯＬＲが一定の閾値（２０ ｋｇ ＣＯＤ /（ｍ３・ｄ）以上）に達する
と、嫌気性消化システムの性能は徐々に低下し、細菌群集の存在度だけによって逆転でき
ない。例えば、ｆ_Ｓｐｉｒｏｃｈａｅｔａｃｅａｅ、ｆ_Ｓｙｎｅｒｇｉｓｔａｃｅａｅ
およびＭｅｔｈａｎｏｌｉｎｅａ属の存在度は、ＩＨＴが電子伝達の主なモードであるこ
とを示している可能性がある。ただし、高いＯＬＲ条件下では、ＩＨＴベースの嫌気性消
化システムのパフォーマンスが低く、抑制された疑似定常状態、つまりＩＨＴを介したア
セトゲンとメタン生成菌間の電子の伝達がブロックされることが引き起こされる。Ｆｅ３
Ｏ４ＮＰｓによって媒介されるＤＩＥＴが、アセトゲンとメタン生成菌の間の電子移動の
効率を促進し、嫌気性消化システムに対する高いＯＬＲの影響が弱まり、良好なＣＯＤ除
去率とメタン生成率が得られる。
も豊富な古細菌であり、存在度がＲ１で６０．５８％に達し、Ｒ０（５４．５９％）およ
びＲ２（５７．２２％）よりも高かった。次はＭｅｔｈａｎｏｂａｃｔｅｒｉｕｍ属およ
びＭｅｔｈａｎｏｌｉｎｅａ属である。最近、Ｇ． ｍｅｔａｌｌｉｒｅｄｕｃｅｎｓが
メタン生成生物（例えばＭｅｔｈａｎｏｓａｅｔａ種）と直接電子移動を行うことが発見
され、後者は、ＤＩＥＴプロセスを通じて電子を受け入れ、二酸化炭素をメタンに還元す
る。したがって、相互栄養と共代謝が重要な役割を果たした可能性があり、Ｍｅｔｈａｎ
ｏｓａｅｔａが生物生成細菌と直接電子を交換できることが示されているためである。Ｍ
ｅｔｈａｎｏｂａｃｔｅｒｉｕｍはＨ２を介した種間電子移動のモデルとして、ＤＩＥＴ
の能力を持っていることが証明され、メタン生成菌におけるＤＩＥＴの能力の分布が以前
に考えられていたよりもはるかに広いことを示す。全体として、起動段階での外部負荷の
手続き的な増加に伴い、嫌気性消化システムは細菌群集構造を調節してシステムの安定状
態を維持する傾向が強いようであり、特定の機能性細菌や古細菌の存在量を増やすだけで
はない。ただし、ＯＬＲが一定の閾値（２０ ｋｇ ＣＯＤ /（ｍ３・ｄ）以上）に達する
と、嫌気性消化システムの性能は徐々に低下し、細菌群集の存在度だけによって逆転でき
ない。例えば、ｆ_Ｓｐｉｒｏｃｈａｅｔａｃｅａｅ、ｆ_Ｓｙｎｅｒｇｉｓｔａｃｅａｅ
およびＭｅｔｈａｎｏｌｉｎｅａ属の存在度は、ＩＨＴが電子伝達の主なモードであるこ
とを示している可能性がある。ただし、高いＯＬＲ条件下では、ＩＨＴベースの嫌気性消
化システムのパフォーマンスが低く、抑制された疑似定常状態、つまりＩＨＴを介したア
セトゲンとメタン生成菌間の電子の伝達がブロックされることが引き起こされる。Ｆｅ３
Ｏ４ＮＰｓによって媒介されるＤＩＥＴが、アセトゲンとメタン生成菌の間の電子移動の
効率を促進し、嫌気性消化システムに対する高いＯＬＲの影響が弱まり、良好なＣＯＤ除
去率とメタン生成率が得られる。
同時に、様々な実施例の技術的効果をさらに検証するために、以下の実験的調査が現在行
われている。
１）嫌気性反応器始動効果に対する異なるパラメータの影響
実施例１、２、３を例にして、上記の方法を使用して反応器始動の第３階段（Ｓｔａｇｅ
ＩＩＩ）で流入ＣＯＤ濃度をさらに１２５００ｍｇ／Ｌに増加し、ＨＲＴを１５時間に
維持する。
実施例１：Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約２０９．１７±１５．７９ ｍｇ／Ｌ
に維持した。
実施例２：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約２３１．０５±１２．７３ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例３：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約２２９．４２±１３．１１ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
したがって、比較して分かるように、実施例２、３は実施例１に対して、流出ＣＯＤが高
いため、実施例１の嫌気性反応器の始動効果がより優れた。
２）嫌気性反応器始動効果に対する異なる導電性ナノ材料の影響
実施例１、４を例にして、上記の方法を使用して、反応器始動の第３階段（Ｓｔａｇｅ
ＩＩＩ）で流入ＣＯＤ濃度をさらに１２５００ｍｇ／Ｌに増加し、ＨＲＴを１５時間に維
持する。
実施例１：Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が第１６０日目、約２０９．１７±１５．７９ ｍｇ／
Ｌに維持した。
実施例４：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９１．３４±１４．７５ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
同時に、実施例４を例にして、Ｆｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏを無水エタノール中に溶解し
、アニリンモノマーを無水エタノール中に溶解して、アニリンモノマーとＦｅ（ＮＯ３）
３・９Ｈ２Ｏのモル比が１：１．４５になり、その後磁気リング反応管に入れ、磁気リン
グ反応管内へ磁気リングの高さ以下になるように流入し、次に磁気リング反応管内へ圧力
が２．５ＭＰａになるように窒素ガスを充填し、磁気リング反応管を１９５℃に加熱して
７時間反応させ、調製された沈殿物を遠心分離により収集し、洗浄および乾燥して、修飾
ナノ四酸化三鉄を得、調製された修飾ナノ四酸化三鉄を対照例とする。
対照例：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約２０３．１７±１３．６７ ｍｇ
／Ｌに維持した。
したがって、比較して分かるように、実施例４で修飾ナノ四酸化三鉄を使用する方が実施
例１でナノ四酸化三鉄する方よりも、流出ＣＯＤが相対的に低く、磁気リング反応管で処
理されていない修飾ナノ四酸化三鉄の嫌気性反応器始動効果に対する影響が小さいため、
実施例４の嫌気性反応器の始動効果がより優れた。
３）嫌気性反応器始動効果に対する異なる温度パラメータの影響
実施例４、５、６を例にして、上記の方法を使用して、反応器始動の第３階段（Ｓｔａｇ
ｅ ＩＩＩ）で流入ＣＯＤ濃度をさらに１２５００ｍｇ／Ｌに増加し、ＨＲＴを１５時間
に維持する。
実施例４：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９１．３４±１４．７５ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例５：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９８．７１±１５．１２ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例６：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約２００．５３±１５．１７ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
したがって、比較して分かるように、実施例５、６では異なる温度パラメータを使用する
と調製された修飾ナノ四酸化三鉄の使用効果に一定の影響を与え、実施例４で使用される
温度パラメータは相対的により優れた。
４）嫌気性反応器始動効果に対する異なる混合添加比率の影響
実施例４、７、８を例にして、上記の方法を使用して、始動器始動の第３階段（Ｓｔａｇ
ｅ ＩＩＩ）で流入ＣＯＤ濃度をさらに１２５００ｍｇ／Ｌに増加し、ＨＲＴを１５時間
に維持する。
実施例４：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９１．３４±１４．７５ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例７：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９９．８１±１４．２３ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例８：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９６．３４±１３．７６ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
したがって、比較して分かるように、実施例７、８で異なる混合添加比率を使用すると調
製された修飾ナノ四酸化三鉄の使用効果に一定の影響を与え、実施例４、８の使用効果が
相対的により優れるが、実際の生産コストなどの要素を考慮して、必要に応じて選択すれ
ばよい。
５）嫌気性反応器始動効果に対する異なる磁気リング反応管パラメータの影響
実施例４、７、８を例にして、上記の方法を使用して、始動器始動の第３階段（Ｓｔａｇ
ｅ ＩＩＩ）で流入ＣＯＤ濃度をさらに１２５００ｍｇ／Ｌに増加し、ＨＲＴを１５時間
に維持した。
実施例４：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９１．３４±１４．７５ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例９：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９５．８１±１４．４３ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例１０：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９４．７７±１４．８９
ｍｇ／Ｌに維持した。
したがって、比較して分かるように、実施例９、１０で異なる磁気リング反応管を使用す
ると調製された修飾ナノ四酸化三鉄の使用効果に一定の影響を与え、実施例４の使用効果
が相対的により優れた。
われている。
１）嫌気性反応器始動効果に対する異なるパラメータの影響
実施例１、２、３を例にして、上記の方法を使用して反応器始動の第３階段（Ｓｔａｇｅ
ＩＩＩ）で流入ＣＯＤ濃度をさらに１２５００ｍｇ／Ｌに増加し、ＨＲＴを１５時間に
維持する。
実施例１：Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約２０９．１７±１５．７９ ｍｇ／Ｌ
に維持した。
実施例２：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約２３１．０５±１２．７３ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例３：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約２２９．４２±１３．１１ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
したがって、比較して分かるように、実施例２、３は実施例１に対して、流出ＣＯＤが高
いため、実施例１の嫌気性反応器の始動効果がより優れた。
２）嫌気性反応器始動効果に対する異なる導電性ナノ材料の影響
実施例１、４を例にして、上記の方法を使用して、反応器始動の第３階段（Ｓｔａｇｅ
ＩＩＩ）で流入ＣＯＤ濃度をさらに１２５００ｍｇ／Ｌに増加し、ＨＲＴを１５時間に維
持する。
実施例１：Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が第１６０日目、約２０９．１７±１５．７９ ｍｇ／
Ｌに維持した。
実施例４：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９１．３４±１４．７５ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
同時に、実施例４を例にして、Ｆｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏを無水エタノール中に溶解し
、アニリンモノマーを無水エタノール中に溶解して、アニリンモノマーとＦｅ（ＮＯ３）
３・９Ｈ２Ｏのモル比が１：１．４５になり、その後磁気リング反応管に入れ、磁気リン
グ反応管内へ磁気リングの高さ以下になるように流入し、次に磁気リング反応管内へ圧力
が２．５ＭＰａになるように窒素ガスを充填し、磁気リング反応管を１９５℃に加熱して
７時間反応させ、調製された沈殿物を遠心分離により収集し、洗浄および乾燥して、修飾
ナノ四酸化三鉄を得、調製された修飾ナノ四酸化三鉄を対照例とする。
対照例：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約２０３．１７±１３．６７ ｍｇ
／Ｌに維持した。
したがって、比較して分かるように、実施例４で修飾ナノ四酸化三鉄を使用する方が実施
例１でナノ四酸化三鉄する方よりも、流出ＣＯＤが相対的に低く、磁気リング反応管で処
理されていない修飾ナノ四酸化三鉄の嫌気性反応器始動効果に対する影響が小さいため、
実施例４の嫌気性反応器の始動効果がより優れた。
３）嫌気性反応器始動効果に対する異なる温度パラメータの影響
実施例４、５、６を例にして、上記の方法を使用して、反応器始動の第３階段（Ｓｔａｇ
ｅ ＩＩＩ）で流入ＣＯＤ濃度をさらに１２５００ｍｇ／Ｌに増加し、ＨＲＴを１５時間
に維持する。
実施例４：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９１．３４±１４．７５ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例５：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９８．７１±１５．１２ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例６：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約２００．５３±１５．１７ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
したがって、比較して分かるように、実施例５、６では異なる温度パラメータを使用する
と調製された修飾ナノ四酸化三鉄の使用効果に一定の影響を与え、実施例４で使用される
温度パラメータは相対的により優れた。
４）嫌気性反応器始動効果に対する異なる混合添加比率の影響
実施例４、７、８を例にして、上記の方法を使用して、始動器始動の第３階段（Ｓｔａｇ
ｅ ＩＩＩ）で流入ＣＯＤ濃度をさらに１２５００ｍｇ／Ｌに増加し、ＨＲＴを１５時間
に維持する。
実施例４：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９１．３４±１４．７５ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例７：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９９．８１±１４．２３ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例８：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９６．３４±１３．７６ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
したがって、比較して分かるように、実施例７、８で異なる混合添加比率を使用すると調
製された修飾ナノ四酸化三鉄の使用効果に一定の影響を与え、実施例４、８の使用効果が
相対的により優れるが、実際の生産コストなどの要素を考慮して、必要に応じて選択すれ
ばよい。
５）嫌気性反応器始動効果に対する異なる磁気リング反応管パラメータの影響
実施例４、７、８を例にして、上記の方法を使用して、始動器始動の第３階段（Ｓｔａｇ
ｅ ＩＩＩ）で流入ＣＯＤ濃度をさらに１２５００ｍｇ／Ｌに増加し、ＨＲＴを１５時間
に維持した。
実施例４：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９１．３４±１４．７５ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例９：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９５．８１±１４．４３ ｍ
ｇ／Ｌに維持した。
実施例１０：反応器Ｒ１の流出ＣＯＤ濃度が１６０日目、約１９４．７７±１４．８９
ｍｇ／Ｌに維持した。
したがって、比較して分かるように、実施例９、１０で異なる磁気リング反応管を使用す
ると調製された修飾ナノ四酸化三鉄の使用効果に一定の影響を与え、実施例４の使用効果
が相対的により優れた。
Claims (6)
- ナノ四酸化三鉄を使用して嫌気性反応器の始動を促進する方法であって、
ナノ四酸化三鉄複合嫌気性活性化汚泥を調製し、調製されたナノ四酸化三鉄複合嫌気性活
性化汚泥を５～１８ｇＶＳＳ／Ｌの体積濃度で嫌気性反応器に接種して、嫌気性反応器を
始動するステップを含み、
前記ナノ四酸化三鉄複合嫌気性活性化汚泥の調製方法は、
前記ナノ四酸化三鉄を脱イオン水に加えて超音波で分散し、ナノ四酸化三鉄分散溶液を調
製するステップと、
調製されたナノ四酸化三鉄分散溶液を嫌気性活性化汚泥に加え、２２時間攪拌して、ナノ
四酸化三鉄複合嫌気性活性化汚泥を得るステップと、を含み、
前記ナノ四酸化三鉄はポリアニリンで修飾された四酸化三鉄であり、前記修飾ナノ四酸化
三鉄の調製方法は、
１）アニリンモノマーとＦｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏのモル比が１：０．４５～１．９４
であるように、Ｆｅ（ＮＯ３）３・９Ｈ２Ｏを無水エタノールに溶解し、アニリンモノマ
ーを無水エタノールに溶解するステップと、
２）次に、電磁リング反応管内へのステップ１）で調製された溶解物の充填量が電磁リン
グの高さ以下であるように、ステップ１）で調製された溶解物を電磁リング反応管に加え
た後、電磁リング反応管内へ窒素ガスを、圧力が２．５ＭＰａになるように流入し、電磁
リング反応管を１８０～２００℃に加熱して６～８時間反応させるステップと、
３）反応開始から３０分後、電磁リング反応管の電磁リング（２）を４５～９０ｓ／回の
頻度で反応管本体（１）の反応ゾーンと低温ゾーンに切り替えて生成されたポリアニリン
で修飾された四酸化三鉄を吸着および固定し、電磁リング（２）が通電されると反応ゾー
ンと低温ゾーンでの滞留時間が３～５ｓであり、前記低温ゾーンの温度を８０～１１０℃
に制御するステップと、
４）調製された沈殿物を遠心分離により収集し、洗浄および乾燥して、ポリアニリンで修
飾された四酸化三鉄を得るステップと、を含む、
ことを特徴とするナノ四酸化三鉄に基づく嫌気性反応器の始動の促進方法。 - 前記ナノ四酸化三鉄はナノ四酸化三鉄であり、前記ナノ四酸化三鉄の粒子径は２０～３０
ｎｍである、
ことを特徴とする請求項１に記載のナノ四酸化三鉄に基づく嫌気性反応器の始動の促進方
法。 - 前記ナノ四酸化三鉄複合嫌気性活性化汚泥中のナノ四酸化三鉄と前記嫌気性活性化汚泥の
乾燥重量の質量比が０．０３～０．１５：１である、
ことを特徴とする請求項１に記載のナノ四酸化三鉄に基づく嫌気性反応器の始動の促進方
法。 - 前記嫌気性反応器が始動されると、ｐＨを６．７～７．５、温度を２７～３６℃に制御し
、嫌気性反応器の動作開始過程中、ＣＯＤ：Ｎ：Ｐが４００～２００：７～３：１である
、
ことを特徴とする請求項１に記載のナノ四酸化三鉄に基づく嫌気性反応器の始動の促進方
法。 - 前記嫌気性反応器は、通常消化槽、嫌気性接触消化槽、上昇流嫌気性汚泥床、嫌気性粒子
状汚泥膨張床中のいずれか１つであり、前記嫌気性活性化汚泥は凝集状汚泥、粒子状汚泥
中のいずれか１つである、
ことを特徴とする請求項１に記載のナノ四酸化三鉄に基づく嫌気性反応器の始動の促進方
法。 - 前記攪拌方法は、機械的攪拌で２２時間培養し、攪拌速度１２０ｒｐｍで嫌気性培養する
、
ことを特徴とする請求項１に記載のナノ四酸化三鉄に基づく嫌気性反応器の始動の促進方
法。
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|---|---|---|---|
| CN202110824610.3A CN113582333B (zh) | 2021-07-21 | 2021-07-21 | 一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法 |
| CN202110824610.3 | 2021-07-21 |
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| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
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| Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
|---|---|---|---|
| JP2021137773A Active JP7046298B1 (ja) | 2021-07-21 | 2021-08-26 | 導電性ナノ材料に基づく嫌気性反応器の始動の促進方法 |
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|---|---|
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| CN (1) | CN113582333B (ja) |
Cited By (1)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| CN115448311A (zh) * | 2022-09-15 | 2022-12-09 | 城康材料技术有限公司 | 一种载铁活性炭及其制备方法和应用 |
Citations (3)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| CN103632800A (zh) * | 2013-12-03 | 2014-03-12 | 东华理工大学 | 一种聚苯胺包覆Fe3O4磁流体的制备方法 |
| CN105315461A (zh) * | 2015-12-03 | 2016-02-10 | 西北师范大学 | 溶剂热制备聚苯胺-四氧化三铁纳米复合材料的方法 |
| CN108314184A (zh) * | 2018-03-19 | 2018-07-24 | 南京大学 | 一种促进厌氧反应器启动的方法 |
-
2021
- 2021-07-21 CN CN202110824610.3A patent/CN113582333B/zh active Active
- 2021-08-26 JP JP2021137773A patent/JP7046298B1/ja active Active
Patent Citations (3)
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|---|---|---|---|---|
| CN103632800A (zh) * | 2013-12-03 | 2014-03-12 | 东华理工大学 | 一种聚苯胺包覆Fe3O4磁流体的制备方法 |
| CN105315461A (zh) * | 2015-12-03 | 2016-02-10 | 西北师范大学 | 溶剂热制备聚苯胺-四氧化三铁纳米复合材料的方法 |
| CN108314184A (zh) * | 2018-03-19 | 2018-07-24 | 南京大学 | 一种促进厌氧反应器启动的方法 |
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| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| CN115448311A (zh) * | 2022-09-15 | 2022-12-09 | 城康材料技术有限公司 | 一种载铁活性炭及其制备方法和应用 |
Also Published As
| Publication number | Publication date |
|---|---|
| JP2023016647A (ja) | 2023-02-02 |
| CN113582333B (zh) | 2022-06-21 |
| CN113582333A (zh) | 2021-11-02 |
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