JP2006272082A - 超高度水処理方法及びそれに用いる水処理システム - Google Patents

超高度水処理方法及びそれに用いる水処理システム Download PDF

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健一 宍田
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知之 土井
Tomonori Sato
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Abstract

【課題】 被処理水の水質を低コストで改善することができる超高度水処理方法、及びそれに用いる水処理システムを提供すること。
【解決手段】 被処理水に対して、オゾン及び過酸化水素を供給する促進酸化処理（１ａ）と、砂粒子により被処理水をろ過すると共に、微生物により被処理水中の有機物を分解する微生物砂ろ過処理とを少なくとも行う。促進酸化処理（１ａ）の後に前記微生物砂ろ過処理を行い、かつ微生物砂ろ過処理において用いる微生物を含む微生物含有排水を微生物砂ろ過処理を行うための微生物砂ろ過器２から排出し、排出した微生物含有排水のうち少なくとも一部を微生物砂ろ過器２に再流入させる。
【選択図】 図１

Description

本発明は、超高度水処理方法及びそれに用いる水処理システムに関する。さらに詳しくは、下水二次処理水などの被処理水中の化学的酸素要求量（以下、「ＣＯＤ」という）、生物学的酸素要求量（以下、「ＢＯＤ」という）、難生物分解性物質、菌類などを著しく低減させ、安全で水質変動が極めて少ない安定した被処理水を確実に得るための水処理方法、及びそれに用いる水処理システムに関する。
なお、本発明において「水処理」とは「水浄化」を意味し、被処理水を消毒、殺菌、脱色などする操作や、被処理水中のＣＯＤ、ＢＯＤ、難生物分解性物質、菌類などの低減や有機物の分解、透明度の改善などを行う操作をいう。
近年、水資源は有限なものであることから、廃水を浄化して再利用することの重要性が再認識されてきている。一方、上水道水源では微量汚染物質による汚染が問題となっており、従来の窒素やリンの除去を目的とした高度処理に加え、脱臭、脱色、殺菌、微量汚染物質の除去を目的とした処理方法の導入が検討され、例えば活性炭処理、オゾン処理、膜処理などの実用化が進められている。
しかしながら、活性炭処理では有機性汚濁物質に対する吸着除去は可能であるが、殺菌作用がなく、しかも活性炭の交換が必要である。またオゾン処理は脱臭、脱色、殺菌効果には優れているものの、汚濁物質の分解機能に劣る。さらに膜処理は水処理という観点では比較的優れた方法であるが、多量の廃棄物を生じるといった問題がある。
これら従来の処理方法の問題点を解決する手段の１つとして、例えばオゾン処理工程と、生物処理工程と、オゾン、過酸化水素などを組み合わせた活性種により処理する改質工程とで順次処理する生物難分解性有機物含有廃水の処理方法が提案されている（特許文献１参照）。かかる処理方法を採用した場合は、例えば従来のオゾン処理のみの場合と比較して、種々の構造を有する難生物分解性物質を含有した廃水であっても高度に処理することができ、しかも脱臭、脱色、殺菌作用を有し、膜処理時のように多量の廃棄物を生じることもない。
また、特許文献２では、例えばオゾン及び過酸化水素を添加する処理に先立ち、オゾン添加量と被処理水中の溶存オゾン濃度との関係から溶存オゾン濃度の基準値と測定値との差を検討し、かかる差と溶存オゾン濃度の目標値との関係を調べ、溶存オゾン濃度に対する好適な過酸化水素添加量を設定した後、溶存オゾン濃度の目標値に応じてオゾンを添加し、さらに溶存オゾン濃度及び過酸化水素添加量を制御する水処理方法が提案されている。かかる水処理方法によれば、あらかじめ各種関係式から算出した値を利用してオゾン及び過酸化水素にて処理することから、確かに水質変動が比較的少なく、ほぼ一定の範囲に維持された被処理水を得ることが可能である。
特開平１０−１９２８９２号公報 特開２００１−９８４号公報
従来の特許文献１および２に記載の水処理方法において、オゾン及び過酸化水素を添加する処理は、生物処理と組み合わせて行われる場合がある。生物処理には、例えば、生物活性炭処理法や好気性ろ床法が用いられる。生物活性炭処理法は、生物活性炭粒子と被処理水とを接触させる方法であり、活性炭の吸着作用と共に、活性炭層内に増殖した微生物により有機物を分解させ、ＢＯＤを除去するものである。一方、好気性ろ床法は、内部にろ材を充填した生物膜ろ過方式の好気性ろ床を用いる方法である。このときのろ材としては、例えば、多孔質セラミックを用いることができる。
生物活性炭処理法において用いられる生物活性炭粒子は、被処理水に含まれる有機物の吸着力が強い反面、長期間使用する間に摩耗により一部細粒化・流出してしまう。流出してしまった活性炭は補充しなければならない。したがって、生物活性炭粒子をろ材として用いる場合、コストが上昇してしまう。
一方、好気性ろ床法において用いられる多孔質セラミックは、洗浄によりろ過能力が再生するため、繰り返し使用することが可能である。しかしながら、生物活性炭粒子を用いる場合と同様に、長期間使用する間に摩耗により一部細粒化・流出してしまう。流出してしまった活性炭は補充しなければならない。したがって、多孔質セラミックを用いる場合においても、コストが上昇してしまうという問題が生じる。
それゆえに、本発明の目的は、被処理水の水質を低コストで改善することができる超高度水処理方法およびそれに用いる水処理システムを提供することである。
本発明は、被処理水に対して、オゾン及び過酸化水素を供給する促進酸化処理（１ａ）と、砂粒子により被処理水をろ過すると共に、微生物により被処理水中の有機物を分解する微生物砂ろ過処理とを少なくとも行う水処理方法であって、促進酸化処理（１ａ）の後に微生物砂ろ過処理を行い、かつ微生物砂ろ過処理において用いる微生物を含む微生物含有排水を微生物砂ろ過処理を行うための微生物砂ろ過器から排出し、排出した微生物含有排水のうち少なくとも一部を微生物砂ろ過器に再流入させる、水処理方法に関する。また、本発明は、促進酸化処理（１ａ）のための促進酸化処理槽と微生物砂ろ過処理のための微生物砂ろ過器とを少なくとも備えた水処理システムであって、促進酸化処理槽の後段に前記微生物砂ろ過器が備えられ、かつ微生物砂ろ過器に、微生物砂ろ過処理において用いる微生物を含む微生物含有排水を排出し、排出した微生物含有排水のうち少なくとも一部を微生物砂ろ過器に再流入させる微生物含有排水再流入部が備えられたことを特徴とする、水処理システムに関する。
本発明によれば、促進酸化処理（１ａ）と微生物砂ろ過処理とを組み合わせ、かつ微生物砂ろ過器から排出される微生物含有排水の少なくとも一部を微生物砂ろ過器に再流入させる。これにより、安価な砂粒子をろ材として用いるため、被処理水の水質を低コストで改善することができる。また、微生物砂ろ過器から排出される微生物含有排水の少なくとも一部を微生物砂ろ過器に再流入させるため、微生物砂ろ過器内に存在する微生物の量を一定に保つことができる。したがって、微生物による有機物の分解効率を低下させることなく、処理効率を一定に保つことができるため、一定の良範囲に水質が維持された安定した処理水を得ることができる。さらに、促進酸化処理（１ａ）と微生物砂ろ過処理とを組み合わせることにより、種々の難生物分解性物質を含有した被処理水を高度に処理し、また被処理水中のＣＯＤ、ＢＯＤ、菌類なども著しく低減させることができる。
好ましくは、微生物含有排水は、砂粒子により形成されたろ床を逆洗浄することによって生じる排水であるとよい。これにより、ろ材である砂粒子の目詰まりを防止することができ、ろ過能力を一定に保つことができる。
好ましくは、微生物砂ろ過処理の後に、オゾン及び過酸化水素を供給する促進酸化処理（１ｂ）を行い、促進酸化処理（１ｂ）が施される前の微生物含有排水を微生物砂ろ過器に再流入させるとよい。これにより、微生物砂ろ過器内に存在する微生物の量を所定の範囲に維持することができる。また、好ましくは、微生物砂ろ過器は移床型であるとよい。
本発明によれば、被処理水の水質を低コストで改善することができる超高度水処理方法およびそれに用いる水処理システムが提供される。
本発明の超高度水処理方法は、オゾン及び過酸化水素を供給する促進酸化処理（１ａ）と、砂粒子により被処理水をろ過すると共に、微生物により有機物を分解する微生物砂ろ過処理とを少なくとも行う水処理方法であって、促進酸化処理（１ａ）の後に微生物砂ろ過処理を行い、かつ微生物砂ろ過処理において用いる微生物を含む微生物含有排水を排出し、排出した微生物含有排水のうち少なくとも一部を微生物砂ろ過処理を行う処理槽に返送することを特徴とするものである。なお本発明の対象となる「被処理水」には特に限定がないが、例えば下水二次処理水、河川水、地下水、湖沼、工場排水、農業排水、最終処分場浸出水、ゴミ処理排水といった水処理を要するものをいい、本発明の超高度水処理方法及び水処理システムは、水浄化の必要性及び得られる被処理水の利用性がより高い下水二次処理水の水処理に特に好適である。また特に限定がないが、例えばＣＯＤMnが、５〜１５ｍｇ／Ｌ程度の被処理水を対象とすることが可能である。
以下に本発明の超高度水処理方法及びこれに用いる水処理システムの実施態様を図面に基づいて説明する。
（第１の実施形態）
図１は、本発明の第１の実施形態に係る、超高度水処理方法に用いる水処理システムを示す模式図である。図１において、１ａは被処理水に促進酸化処理（１ａ）を施す促進酸化処理槽、２は被処理水に微生物砂ろ過処理を施す微生物砂ろ過器、１３は微生物砂ろ過器２に備えられた微生物含有排水再流入部である。
まず被処理水槽５内の被処理水Ａは、ポンプ５１にて促進酸化処理槽１ａへ移送される。促進酸化処理槽１ａへ移送された被処理水Ａに対して、酸素発生器７からオゾン発生器８を経たオゾンＢ１を供給し、過酸化水素タンク９のポンプ９１にて過酸化水素Ｃ１の水溶液を供給する。これらオゾンＢ１及び過酸化水素Ｃ１の供給により、被処理水Ａ中の溶存オゾンと過酸化水素とが反応して強力な酸化剤であるヒドロキシルラジカル（以下、「ＯＨラジカル」という）が発生し、該ＯＨラジカルの強い酸化力により被処理水Ａ中の難生物分解性物質などの汚濁物質が分解され、ＣＯＤ、菌類などが低減される。なお、かかるオゾンＢ１は、図１及び以下に説明する図２〜図７に示すように、酸素発生器７を経たオゾン発生器８から供給されてもよいが、これら酸素発生器７及びオゾン発生器８を経ずに直接供給する手段によって供給されてもよく、オゾンの供給方法には特に限定がない。
被処理水Ａへのオゾン注入量は、被処理水Ａに含まれる物質の種類や濃度、後述する過酸化水素添加量に応じて適宜調整されるが、汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、１ｍｇ／Ｌ以上、さらには３ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。またオゾン注入量が多すぎると、ＯＨラジカルとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが無為に消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへのオゾン注入量は１０ｍｇ／Ｌ以下、さらには８ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。
また被処理水Ａへの過酸化水素添加量も、前述の被処理水Ａに含まれる物質の種類や濃度、オゾン注入量に応じて適宜調整されるが、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、０．０３ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．０５ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。また過酸化水素添加量が多すぎると、ＯＨラジカルとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが無為に消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへの過酸化水素添加量は１ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．９ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。
促進酸化処理槽１ａにおける被処理水Ａの促進酸化処理条件は、所望の効果が充分に発現される限り特に限定がなく、被処理水Ａの水質や目的とする被処理水の水質などに応じて適宜変更することができるが、例えば促進酸化処理時間（滞留時間）は１〜２０分間程度、さらには５〜１５分間程度であることが好ましい。また、促進酸化処理槽を多段式とすることにより、同じオゾン注入量・過酸化水素添加量でも高い効果が得られる。
なお前促進酸化処理（１ａ）にて用いられたオゾンの一部は、促進酸化処理槽１ａから排オゾン分解装置１０に移送され、ポンプ１０１にてシステム外へと排出される。
促進酸化処理槽１ａにて前述のごとく促進酸化処理が施された被処理水Ａは、微生物砂ろ過器２へ移送され、該微生物砂ろ過器２では、微生物により被処理水Ａ中の有機物の分解が行われて、主に被処理水Ａに含有される易生物分解性物質が分解される。
このように、促進酸化処理（１ａ）の後に微生物砂ろ過処理を行うことが本発明の大きな特徴の１つであり、促進酸化処理（１ａ）にてＯＨラジカルが発生し、被処理水中の微生物分解性物質が、微生物砂ろ過処理にて微生物に分解され易い易生物分解性物質にあらかじめ分解され、微生物による有機物の分解が充分に進行するという大きな利点がある。また、後の微生物砂ろ過処理にて、易生物分解性物質の分解が行われることから、促進酸化処理（１ａ）では有機物を分解してしまうのではなく、有機物の易生物分解性を高めればよいので、従来の方法と比較してオゾン注入量や過酸化水素添加量を著しく低減させることができるという利点もある。また同時に、係る微生物砂ろ過処理によって被処理水ＡのＢＯＤも低減され、微生物砂ろ過処理に先立って行われた促進酸化処理（１ａ）で用いたオゾンによってＢＯＤが増加した場合であっても、かかるＢＯＤは充分に低減され得る。
該微生物砂ろ過処理では、ろ材である砂粒子により被処理Ａ中に含まれる浮遊物質が除去され、ＢＯＤが低減されると共に、砂粒子の間に増殖した微生物により有機物を分解させ、ＢＯＤを除去するものである。
微生物砂ろ過処理に用いられる微生物砂ろ過器２には特に限定がないが、例えば移床型の微生物砂ろ過器が例示されるが、好ましくは、上向流移床型の微生物砂ろ過器を用いるとよい。また、微生物砂ろ過器２は、ろ床上にろ過砂利層及びろ過砂層が順次積層されたものが通常用いられる。かかるろ過砂としては、不純物や扁平、脆弱な砂を多く含まず、石英質が多く、堅い均等なものが好ましい。また例えば有効径が０．８〜２．５ｍｍ程度、均等係数が１．５程度以下のろ過砂を好適に用いることができる。
また、微生物砂ろ過器２に微生物を増殖させるために、余剰汚泥を用いることができる。余剰汚泥は、被処理水に対して活性汚泥を用いる活性汚泥処理において発生する汚泥である。活性汚泥処理法は、多種の微生物を含んだ活性汚泥を利用する方法であり、生物処理槽内の被処理水を活性汚泥と攪拌、ばっ気して被処理水中の有機物を酸化分解させるものである。この活性汚泥処理法において生じた余剰汚泥を、微生物砂ろ過器２の操業に先立ち、試運転時に被処理水Ａと共に微生物砂ろ過器２に移送する。これにより、被処理水の水質に適した微生物を微生物砂ろ過器２内で増殖させることができる。
なお、微生物砂ろ過処理に用いられる微生物には特に限定がないが、好ましくは、好気性の微生物を用いるとよい。微生物は、例えば従属栄養細菌、硝化菌、大腸菌、原生動物、ワムシ類、貧毛類、線虫類などがあげられるが、これら以外の微生物を用いて微生物砂ろ過処理を行ってもよい。
微生物砂ろ過器２における被処理水Ａの微生物砂ろ過処理条件は、充分な処理効果が得られる限り特に限定が無く、被処理水Ａの水質や目的とする処理水の水質などに応じて適宜変更することができるが、例えばろ過速度は１００〜７００ｍ／日程度、さらには２００〜５００ｍ／日程度であることが好ましい。また、本実施形態では、促進酸化処理（１ａ）において、酸素発生器７及びオゾン発生器８を用いてオゾンを発生させている。したがって、促進酸化処理（１ａ）が施された被処理水Ａ中には、微生物の呼吸に必要な量の溶存酸素が存在している。しかしながら、例えば、オゾンの生成が純水の電気分解によって行われるなど、被処理水Ａ中の溶存酸素濃度が充分でない場合には、微生物砂ろ過処理中に、適宜空気を供給することが好ましい。
また、微生物砂ろ過器２では、通常被処理水Ａのろ過と並行して、ろ床の洗浄及び微生物を含む排水の循環が行われる。汚れたろ床は空気と水とで混合洗浄され、この後、微生物を含む逆洗排水（以下、微生物含有排水と呼ぶ）から分離したろ床はろ過水と対向流で洗浄され、再びろ床面に戻る。これにより、ろ材である砂粒子の目詰まりを防止することができ、ろ過能力を一定に保つことができる。
また、微生物砂ろ過器２には、微生物含有排水の排出を制御し、排出した微生物含有排水のうちの少なくとも一部を微生物砂ろ過器２に再流入させる微生物含有排水再流入部１３が備えられている。微生物含有排水再流入部１３は、ろ床と分離された微生物含有排水を微生物砂ろ過器２外へと排出する。微生物砂ろ過器２外へ排出される微生物含有排水の量は、被処理水Ａの水質及び目標とする被処理水の水質に応じて適宜決定することが好ましいが、微生物含有排水の排出量が少なすぎる場合、後述する微生物砂ろ過器２内に再流入される微生物含有排水の量が減少し、被処理水Ａにおける有機物の分解効率が低下するため、微生物砂ろ過器２への被処理水Ａの流入量に対する微生物含有排水の排出量の割合は、５％以上、さらには、６％以上とすることが好ましい。一方、微生物含有排水の排出量が多すぎる場合、微生物砂ろ過器２に存在する微生物が減少し、処理効率が低下するため、微生物砂ろ過器２への被処理水Ａの流入量に対して微生物砂ろ過器２外へ排出される微生物含有排水の割合は、１０％以下、さらには、９％以下とすることが好ましい。
また、微生物含有排水再流入部１３は、微生物砂ろ過器２外へ排出される微生物含有排水のうち、少なくとも一部を、微生物砂ろ過器２に移送される被処理水Ａに混合させ、微生物砂ろ過器２に再流入させる。微生物砂ろ過器２から排出される微生物含有排水の少なくとも一部を再び微生物砂ろ過器２に再流入させて微生物含有排水を循環させることにより、微生物砂ろ過器２内に存在する微生物の量を所定の範囲に維持することができる。また、微生物含有排水を被処理水Ａに混入させることによって、被処理水Ａが微生物砂ろ過器２に流入するまでの間にも、微生物により有機物が分解されることとなるため、微生物砂ろ過器２においてのみ有機物の分解を行う場合に比べ、効率よくＢＯＤを低下させることができる。
微生物砂ろ過処理において、微生物砂ろ過器２に再流入される微生物含有排水の量は、被処理水Ａの水質及び目標とする被処理水の水質に応じて適宜決定することが好ましいが、微生物砂ろ過器２に再流入される微生物含有排水が少なすぎる場合、被処理水Ａに混合された際に有機物の分解効率が低下してしまうため、微生物砂ろ過器２への被処理水Ａの流入量に対して微生物砂ろ過器２に再流入させる微生物含有排水の割合は、１％以上、さらには、２％以上とすることが好ましい。一方、微生物砂ろ過器２に再流入される微生物含有排水が多すぎる場合、被処理水Ａに混入される微生物含有排水の量が増大することにより、被処理水Ａの微生物砂ろ過器２への流入量が低下し、被処理水Ａに対する微生物砂ろ過処理の効率が低下してしまうため、微生物砂ろ過器２への被処理水Ａの流入量に対して微生物砂ろ過器２に再流入させる微生物含有排水の割合は、２０％以下、さらには、１９％以下とすることが好ましい。
かくして微生物砂ろ過器２にて微生物砂ろ過処理が施され、処理水槽１１に移送された処理水Ｄは、種々目的に応じて再利用される。
以上のように、本実施形態によれば、促進酸化処理（１ａ）が施された被処理水に対して微生物砂ろ過処理が施される。微生物砂ろ過処理では、砂粒子をろ材としても用いるため、損耗が少なく、生物活性炭粒子や多孔質セラミック等の高価なろ材を用いる生物処理を行う場合に比べ、低コストでの処理が可能である。したがって、被処理水の水質を低コストで改善することができる。
（第１の変形例）
次に、第１の実施形態に係る第１の変形例について説明する。第１の実施形態では、オゾン注入量および過酸化水素添加量を一定量に調整していた。これに対し、第１の変形例に係る水処理システムは、促進酸化処理槽１ａにおける被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度を測定し、一定範囲に制御する。
図２は、第１の実施形態に係る第１の変形例における、超高度水処理方法に用いる水処理システムを示す模式図である。図２に示す水処理システムは、図１に示す第１の実施形態に係る水処理システムと比較すると、促進酸化処理槽１ａに溶存オゾン濃度測定部４ａが備えられている点で相違する。その他の構成要素は、図１に示す第１の実施形態に係る水処理システムの構成と同様であるため、説明を省略する。
溶存オゾン濃度測定部４ａは、促進酸化処理槽１ａにおける被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度を測定して一定範囲に制御する。このように、促進酸化処理槽１ａにて促進酸化処理を施す際に被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度を測定し、正確に一定範囲に制御することにより、被処理水Ａが水質変動した場合であっても、水質変動が極めて小さく、一定の良範囲に水質が維持された安定した被処理水を得ることができる。
溶存オゾン濃度の制御範囲は、被処理水Ａの水質及び目標とする被処理水の水質に応じて適宜決定することが好ましいが、溶存オゾン濃度が高すぎる場合には、発生したＯＨラジカルが汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果を発現する前に溶存オゾンと反応して消失してしまい、充分な効果が得られないおそれがあるので、該溶存オゾン濃度は１ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．１ｍｇ／Ｌ以下、特に０．０８ｍｇ／Ｌ以下に制御することが好ましい。また溶存オゾン濃度があまりにも低い場合には、ＯＨラジカルの発生が少なく、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減が不充分になるおそれがあるので、該溶存オゾン濃度は０．００１ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．００２ｍｇ／Ｌ以上に制御することが好ましい。
促進酸化処理槽１ａに備えられた溶存オゾン濃度測定部４ａとしては、溶存オゾン濃度の測定が容易であり、より正確に一定範囲に制御することが可能であるという点から、例えば溶存オゾン濃度計が好適に用いられる。
溶存オゾン濃度計としては、例えば紫外線吸収方式の濃度計や隔膜ポーラログラフ方式の濃度計が、精度及び取り扱い性に優れる点から好ましい。溶存オゾン濃度は、被処理水を採取してからモニタリングするまでの距離や被処理水の水量などによって変化する場合があるので、かかる溶存オゾン濃度計としては、例えば検出部及び制御部を有し、促進酸化処理槽１ａと検出部とを接続する、あるいは促進酸化処理槽１ａから連続的に検出部に被処理水Ａの一部を導入することによって被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度を連続的に測定し得るものなどが好適に用いられる。また被処理水の流量、水温や使用時の湿度といった溶存オゾン濃度計の使用環境は、用いる濃度計の適用範囲に応じて適宜調整することが好ましい。
なお本実施態様においては、溶存オゾン濃度計以外の手段を溶存オゾン濃度測定部４ａとして用いることもできる。
前述のごとく促進酸化処理（１ａ）にて被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度を一定範囲に制御するには、例えば、被処理水Ａへのオゾン注入量や過酸化水素添加量を調整する方法を採用することができる。
被処理水Ａへのオゾン注入量は、溶存オゾン濃度の制御範囲や後述する過酸化水素添加量に応じて適宜調整されるが、汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、１ｍｇ／Ｌ以上、さらには３ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。またオゾン注入量が多すぎると、ＯＨラジカルとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが無為に消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへのオゾン注入量は１０ｍｇ／Ｌ以下、さらには８ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。なお、かかるオゾン注入量の調整は、オゾンガス濃度及び／又はオゾンガス流量の調整により行うことができる。
また被処理水Ａへの過酸化水素添加量も、前述の溶存オゾン濃度の制御範囲やオゾン注入量に応じて適宜調整されるが、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、０．０３ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．０５ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。また過酸化水素添加量が多すぎると、ＯＨラジカルとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが無為に消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへの過酸化水素添加量は１ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．９ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。
（第２の変形例）
次に、第１の実施形態に係る第２の変形例について説明する。第１の変形例では、溶存オゾン濃度を測定し、被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度を一定範囲に制御していた。これに対し、第２の変形例に係る水処理システムは、溶存過酸化水素濃度を測定することにより、溶存オゾン濃度を一定範囲に制御する。
本変形例に係る水処理システムの構成は、図２に示す第１の変形例に係る水処理システムの構成において、溶存オゾン濃度測定部４ａを溶存過酸化水素濃度測定部に置き換えたものである。それ以外の構成は、第１の変形例と同様であるため、図２を援用し、説明を省略する。
促進酸化処理槽１ａに備えられた溶存過酸化水素濃度測定部は、促進酸化処理槽１ａにおける被処理水Ａ中の溶存過酸化水素濃度を測定する。このように、促進酸化処理槽１ａにて促進酸化処理を施す際に被処理水Ａ中の溶存過酸化水素濃度を測定し、一定範囲に制御することが本実施例の特徴の１つであり、かかる溶存過酸化水素濃度の正確な制御により、被処理水Ａが水質変動した場合であっても、水質変動が極めて小さく、一定の良範囲に水質が維持された安定した被処理水を得ることができる。
溶存過酸化水素濃度の制御範囲は、被処理水Ａの水質及び目標とする被処理水の水質に応じて適宜決定することが好ましいが、溶存過酸化水素濃度が高すぎる場合には、発生したＯＨラジカルが汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果を発現する前に溶存過酸化水素と反応して消失してしまい、充分な効果が得られないおそれがあるので、該溶存過酸化水素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．３ｍｇ／Ｌ以下、特に０．２ｍｇ／Ｌ以下に制御することが好ましい。また溶存過酸化水素濃度があまりにも低い場合には、ＯＨラジカルの発生が少なく、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減が不充分になるおそれがあるので、該溶存過酸化水素濃度は０．００１ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．００２ｍｇ／Ｌ以上に制御することが好ましい。
促進酸化処理槽１ａに備えられた溶存過酸化水素濃度測定部としては、溶存過酸化水素濃度の測定が容易であり、より正確に一定範囲に制御することが可能であるという点から、例えば溶存過酸化水素濃度計が好適に用いられる。
溶存過酸化水素濃度計としては、例えば酸性過マンガン酸カリウム滴定方式の濃度計、紫外線透過吸収方式の濃度計、ヨウ素電量滴定方式（逆滴定方式）の濃度計などがあげられるが、精度及び取り扱い性に優れる点から酸性過マンガン酸カリウム滴定方式の濃度計が好ましい。ただし、この場合には、溶存オゾンが測定値に影響を与えるため、ばっ気等を行った後に測定を行うことが好ましい。溶存過酸化水素濃度は、被処理水を採取してからモニタリングするまでの距離や被処理水の水量などによって変化する場合があるので、かかる溶存過酸化水素濃度計としては、例えば検出部及び制御部を有し、促進酸化処理槽１ａと検出部とを接続することによって被処理水Ａ中の溶存過酸化水素濃度を連続的に測定し得るものなどが好適に用いられる。また被処理水の流量、水温や使用時の湿度といった溶存過酸化水素濃度計の使用環境は、用いる濃度計の適用範囲に応じて適宜調整することが好ましい。
なお本実施形態様においては、上記溶存過酸化水素濃度計以外の手段を溶存過酸化水素濃度測定部１２ａとして用いることもできる。
前述のごとく促進酸化処理（１ａ）にて被処理水Ａ中の溶存過酸化水素濃度を一定範囲に制御するには、例えば被処理水Ａへのオゾン注入量や過酸化水素添加量を調整する方法を採用することができる。
また被処理水Ａへの過酸化水素添加量も、前述の溶存過酸化水素濃度の制御範囲やオゾン注入量に応じて適宜調整されるが、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、０．０３ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．０５ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。また過酸化水素添加量が多すぎると、ＯＨラジカルとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが無為に消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへの過酸化水素添加量は１ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．９ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。
被処理水Ａへのオゾン注入量は、溶存過酸化水素濃度の制御範囲や後述する過酸化水素添加量に応じて適宜調整されるが、汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、１ｍｇ／Ｌ以上、さらには３ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。またＯＨラジカルの発生量が多すぎると、溶存オゾンとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへのオゾン注入量は１０ｍｇ／Ｌ以下、さらには８ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。
（第３の変形例）
次に、第１の実施形態に係る第３の変形例について説明する。本変形例において、水処理システムは、溶存オゾン濃度および溶存過酸化水素濃度の双方を制御する。
図３は、第１の実施形態に係る第３の変形例において、超高度水処理方法に用いる水処理システムを示す模式図である。図３に示す水処理システムは、図１に示す第１の実施形態に係る水処理システムと比較すると、促進酸化処理槽１ａに溶存オゾン濃度測定部４ａおよび溶存過酸化水素濃度測定部１２ａが備えられている点で相違する。その他の構成要素は、図１に示す第１の実施形態に係る水処理システムの構成と同様であるため、説明を省略する。
また、本変形例において、促進酸化処理槽１ａに備えられた溶存オゾン濃度測定部４ａは、図２に示す溶存オゾン濃度測定部４ａに相当し、また、促進酸化処理槽１ａに備えられた溶存過酸化水素濃度測定部１２ａは、前述の第２の変形例で説明した溶存過酸化水素濃度測定部に相当するため、これらの測定手段についての説明を省略する。
溶存オゾン濃度の制御範囲は、被処理水Ａの水質及び目標とする被処理水の水質に応じて適宜決定することが好ましいが、溶存オゾン濃度が高すぎる場合には、発生したＯＨラジカルが汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果を発現する前に溶存オゾンと反応して消失してしまい、充分な効果が得られないおそれがあるので、該溶存オゾン濃度は１ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．１ｍｇ／Ｌ以下、特に０．０８ｍｇ／Ｌ以下に制御することが好ましい。また溶存オゾン濃度があまりにも低い場合には、ＯＨラジカルの発生が少なく、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減が不充分になるおそれがあるので、該溶存オゾン濃度は０．００１ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．００２ｍｇ／Ｌ以上に制御することが好ましい。
溶存過酸化水素濃度の制御範囲は、被処理水Ａの水質及び目標とする被処理水の水質に応じて適宜決定することが好ましいが、溶存過酸化水素濃度が高すぎる場合には、発生したＯＨラジカルが汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果を発現する前に溶存過酸化水素と反応して消失してしまい、充分な効果が得られないおそれがあるので、該溶存過酸化水素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．３ｍｇ／Ｌ以下、特に０．２ｍｇ／Ｌ以下に制御することが好ましい。また溶存過酸化水素濃度があまりにも低い場合には、ＯＨラジカルの発生が少なく、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減が不充分になるおそれがあるので、該溶存過酸化水素濃度は０．００１ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．００２ｍｇ／Ｌ以上に制御することが好ましい。
このように、溶存オゾン濃度および溶存過酸化水素濃度を制御することにより、被処理水Ａが水質変動した場合であっても、水質変動が極めて小さく、一定の良範囲に水質が維持された安定した被処理水を得ることができる。
なお、本変形例では、促進酸化処理槽１ａには、溶存オゾン濃度測定部４ａおよび溶存過酸化水素濃度測定部１２ａが備えられているものとして説明したが、これらの測定手段はそれぞれ独立して設けられる必要はなく、溶存オゾン濃度および溶存過酸化水素の測定が可能な測定手段が促進酸化処理槽１ａに備えられていてもよい。溶存オゾン濃度および溶存過酸化水素の双方を測定可能な測定手段としては、例えば、紫外線吸収方式を利用した濃度計などが挙げられるが、精度及び取り扱い性に優れる点から紫外線吸収方式の濃度計が好ましい。溶存オゾン濃度および過酸化水素濃度は、被処理水を採取してからモニタリングするまでの距離や被処理水の水量などによって変化する場合があるので、かかる溶存オゾン／過酸化水素濃度計としては、例えば検出部及び制御部を有し、促進酸化処理槽１ａと検出部とを接続することによって被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度および過酸化水素濃度を連続的に測定し得るものなどが好適に用いられる。また被処理水の流量、水温や使用時の湿度といった溶存オゾン／過酸化水素濃度計の使用環境は、用いる濃度計の適用範囲に応じて適宜調整することが好ましい。
（第２の実施形態）
さらに本発明の超高度水処理方法の一実施態様として、促進酸化処理（１ａ）の前に砂ろ過処理を行うことができる。かかる砂ろ過処理を行う場合の一実施態様を図面に基づいて説明する。
図４は、本発明の第２の実施形態に係る、超高度水処理方法にて用いる水処理システムを示す模式図である。図４において、１ａは被処理水に促進酸化処理（１ａ）を施す促進酸化処理槽、２は被処理水に微生物砂ろ過処理を施す微生物砂ろ過器、３は被処理水に砂ろ過処理を施す砂ろ過器、１３は微生物砂ろ過器２に備えられた微生物含有排水再流入部である。
まず被処理水槽５内の被処理水Ａは、途中例えば前述のごとき凝集剤を添加した後、ポンプ５１によりスタティックミキサ６へ移送され、該スタティックミキサ６から砂ろ過器３へ移送される。かかる砂ろ過器３では被処理水Ａ中に含まれる浮遊物質、リンなどがあらかじめ除去されたり、ＢＯＤがあらかじめ低減される。このような砂ろ過処理により、後の促進酸化処理（１ａ）でのＯＨラジカルの必要量を低減させることができ、オゾンや過酸化水素の使用量をより少量とすることが可能である。
なお、被処理水Ａをそのまま砂ろ過処理に供すると濁りが漏出する場合があるので、前処理として凝集剤を添加し、スタティックミキサ６内で凝集剤と被処理水Ａとを混合して被処理水Ａ中に含まれるフロックを肥大化させ、砂ろ過処理に供することが好ましい。
凝集剤には、無機系凝集剤と有機系凝集剤とがある。無機系凝集剤としては、例えば硫酸アルミニウム、ポリ塩化アルミニウム（以下、「ＰＡＣ」という）などのアルミニウム系凝集剤や鉄系凝集剤があげられ、また有機系凝集剤としては、例えばポリアクリルアミド系高分子凝集剤などがあげられる。これらのなかでも、凝集効果や取扱い性に優れる点から、ＰＡＣが好適にあげられる。なおかかる凝集剤は、その効果の発現を考慮して通常５〜２５ｍｇ／Ｌ程度を被処理水Ａに添加することが好ましい。
砂ろ過処理に用いられる砂ろ過器３には特に限定がないが、例えば上向流移床型砂ろ過器などが例示され、ろ床上にろ過砂利層及びろ過砂層が順次積層されたものが通常用いられる。かかるろ過砂としては、不純物や扁平、脆弱な砂を多く含まず、石英質が多く、堅い均等なものが好ましい。また例えば有効径が０．８〜２．５ｍｍ程度、均等係数が１．５程度以下のろ過砂を好適に用いることができる。
砂ろ過器３における被処理水Ａの砂ろ過処理条件は、充分な処理効果が得られる限り特に限定がなく、被処理水Ａの水質や目的とする被処理水の水質などに応じて適宜変更することができるが、例えばろ過速度は１００〜７００ｍ／日程度、さらには２００〜５００ｍ／日程度であることが好ましい。また、かかる砂ろ過処理中には、ろ床の逆洗浄のため、通常５〜１５Ｌ／分（１０〜３０Ｌ／ｍ2 ／分）程度の流量で空気を供給することが好ましい。
また砂ろ過器３では、通常被処理水Ａのろ過と並行してろ床の洗浄が行われる。汚れたろ床は空気と水とで混合洗浄され、この後、逆洗排水から分離したろ床はろ過水と対向流で洗浄され、再びろ床面に戻る。
砂ろ過器３にて砂ろ過処理が施された被処理水Ａには、図１の模式図にて示した第１の実施形態の水処理システムと同様に、上記促進酸化処理槽１ａでの促進酸化処理（１ａ）、及び微生物砂ろ過器２での微生物砂ろ過処理が順次施され、処理水槽１１に移送された処理水Ｄは、種々目的に応じて再利用される。
このように本実施態様によれば、種々の難生物分解性物質を含有した被処理水を高度に処理し、また被処理水中のＣＯＤ、ＢＯＤ、菌類なども著しく低減させることができる。
また、第１の実施形態に係る第１〜第３の変形例で説明したように、溶存オゾン濃度制御部４ａおよび／または溶存過酸化水素濃度測定部１２ａを促進酸化処理槽１ａに備えることとしてもよい。これにより、種々の難生物分解性物質を含有した被処理水を高度に処理し、また被処理水中のＣＯＤ、ＢＯＤ、菌類なども著しく低減させることができるだけでなく、被処理水が水質変動した場合であっても水質変動が極めて小さく、一定の良範囲に水質が維持された安定した被処理水を得ることができる。しかも被処理水の水質にかかわらず少量のオゾン及び過酸化水素での処理が可能で、効率的に低ランニングコストで操業することができる。
（第３の実施形態）
さらに本発明の超高度水処理方法の一実施態様として、微生物砂ろ過処理（２）の後にオゾン及び過酸化水素を供給する促進酸化処理（１ｂ）をさらに行うことができる。かかる促進酸化処理（１ｂ）を行う場合の一実施態様を図面に基づいて説明する。
図５は、本発明の第３の実施形態に係る、超高度水処理方法に用いる水処理システムを示す模式図である。図５において、１ａは被処理水に促進酸化処理（１ａ）を施す促進酸化処理槽、２は被処理水に微生物砂ろ過処理を施す微生物砂ろ過器、１ｂは被処理水に促進酸化処理（１ｂ）を施す促進酸化処理槽、３は被処理水に砂ろ過処理を施す砂ろ過器、１３は微生物砂ろ過器２に備えられた微生物含有排水再流入部である。かかる図７では砂ろ過処理も行う場合の水処理システムの模式図を示しているが、促進酸化処理（１ａ）、微生物砂ろ過処理、促進酸化処理（１ｂ）を順次行い、砂ろ過処理を行わないことも勿論可能である。
まず被処理水槽５内の被処理水Ａは、途中例えば前述のように凝集剤を添加した後、ポンプ５１によりスタティックミキサ６へ移送され、該スタティックミキサ６から砂ろ過器３へ移送される。かかる砂ろ過器３では被処理水Ａ中に含まれる浮遊物質、リンなどがあらかじめ除去される。
砂ろ過器３にて砂ろ過処理が施された被処理水Ａは、促進酸化処理槽１ａへ移送され、促進酸化処理（１ａ）が施される。
促進酸化処理槽１ａへ移送された被処理水Ａに対して、酸素発生器７からオゾン発生器８を経たオゾンＢ１を供給し、過酸化水素タンク９のポンプ９１から過酸化水素Ｃ１の水溶液を供給する。
促進酸化処理槽１ａにて促進酸化処理（１ａ）が施された被処理水Ａは、微生物砂ろ過器２へ移送され、微生物砂ろ過処理が施される。
つぎに例えば第２の実施態様と同様にして、砂ろ過処理、促進酸化処理（１ａ）及び微生物砂ろ過処理が施された被処理水Ａは、微生物砂ろ過器２から促進酸化処理槽１ｂへと移送される。促進酸化処理槽１ｂへ移送された被処理水Ａに対して、酸素発生器７からオゾン発生器８を経たオゾンＢ２を供給し、過酸化水素タンク９のポンプ９１にて過酸化水素Ｃ２の水溶液を供給する。これらオゾンＢ２及び過酸化水素Ｃ２の供給により、促進酸化処理（１ａ）の場合と同様に、被処理水Ａ中の溶存オゾンと過酸化水素とが反応して強力な酸化剤であるＯＨラジカルが発生し、該ＯＨラジカルの強い酸化力により被処理水Ａ中の汚濁物質がさらに分解され、ＣＯＤ、菌類がさらに低減される。このように、促進酸化処理（１ａ）に加えて促進酸化処理（１ｂ）を行った場合には、難生物分解性物質、ＣＯＤ、菌類などのさらなる低減効果が発現されるという利点がある。なおかかるオゾンＢ２は、図５及び以下に説明する図６及び図７に示すように、酸素発生器７を経たオゾン発生器８から供給されてもよいが、これら酸素発生器７及びオゾン発生器８を経ずに直接供給する手段によって供給されてもよく、オゾンの供給方法には特に限定がない。
被処理水Ａへのオゾン注入量は、被処理水Ａに含まれる物質の種類や濃度、後述する過酸化水素添加量に応じて適宜調整されるが、汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、０．５ｍｇ／Ｌ以上、さらには１ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。またオゾン注入量が多すぎると、ＯＨラジカルとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが無為に消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへのオゾン注入量は７ｍｇ／Ｌ以下、さらには６．５ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。
また被処理水Ａへの過酸化水素添加量も前述の被処理水Ａに含まれる物質の種類や濃度、オゾン注入量に応じて適宜調整されるが、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、０．０１ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．０２ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。また過酸化水素添加量が多すぎると、ＯＨラジカルとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが無為に消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへの過酸化水素添加量は０．８ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．７ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。
促進酸化処理（１ａ）にてすでに促進酸化処理が一度施されていることを考慮すると、かかる促進酸化処理（１ｂ）にて用いるオゾン及び過酸化水素が、促進酸化処理（１ａ）における各々の量よりも少量であっても、汚濁物質の分解効果やＣＯＤ、菌類などの低減効果は充分に発現され得る。また促進酸化処理（１ｂ）におけるオゾン注入量及び過酸化水素添加量は、促進酸化処理（１ａ）における各々の量とは別に独立して、オゾン発生器８及び過酸化水素タンク９のポンプ９１にて調整されている。なお、オゾン発生器８から発生するオゾンガスの流量を調整するためのオゾンガス流量調節器（図示せず）を設け、オゾン注入量を調整することとしてもよい。
促進酸化処理槽１ｂにおける被処理水Ａの促進酸化処理条件は、所望の効果が充分に発現される限り特に限定がなく、被処理水Ａの水質や目的とする被処理水の水質などに応じて適宜変更することができるが、例えば促進酸化処理時間（滞留時間）は１〜２０分間程度、さらには５〜１５分間程度であることが好ましい。また、促進酸化処理槽を多段式とすることにより、同じオゾン注入量・過酸化水素添加量でも高い効果が得られる。
なお促進酸化処理（１ｂ）にて用いられたオゾンの一部は、促進酸化処理槽１ｂから排オゾン分解装置１０に移送され、ポンプ１０１からシステム外へと排出される。
促進酸化処理槽１ｂにて前述のごとく促進酸化処理（１ｂ）が施され、処理水槽１１に移送された処理水Ｄは、種々目的に応じて再利用される。
（第１の変形例）
次に、第３の実施形態に係る第１の変形例について説明する。第３の実施形態では、オゾン注入量および過酸化水素添加量を一定量に調整していた。これに対し、第１の変形例に係る水処理システムは、促進酸化処理槽１ａおよび１ｂにおける被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度を測定し、一定範囲に制御する。
図６は、第３の実施形態に係る第１の変形例における、超高度水処理方法に用いる水処理システムを示す模式図である。図６に示す水処理システムは、図５に示す第３の実施形態に係る水処理システムと比較すると、被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度を測定する溶存オゾン濃度測定部４ａが促進酸化処理槽１ａに備えられ、被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度を測定する溶存オゾン濃度測定部４ｂが促進酸化処理槽１ｂに備えられている点で相違する。その他の構成要素は、図５に示す第３の実施形態に係る水処理システムの構成と同様であるため、説明を省略する。
オゾンＢ２及び過酸化水素Ｃ２が供給された促進酸化処理槽１ｂ内の被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度は、溶存オゾン濃度測定部４ｂにて測定して一定範囲に制御する。このように促進酸化処理槽１ｂにて促進酸化処理を施す際に被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度を測定し、一定範囲に正確に制御すると、被処理水Ａが水質変動した場合であっても水質変動が極めて小さく、促進酸化処理（１ａ）のみにて溶存オゾン濃度を一定範囲に制御した場合よりも、より一定の良範囲に水質が維持されたさらに安定した被処理水を得ることができる。
促進酸化処理（１ｂ）での溶存オゾン濃度の制御範囲は、被処理水Ａの水質及び目標とする被処理水の水質に応じて適宜決定することが好ましいが、促進酸化処理（１ａ）と同様に、溶存オゾン濃度が高すぎる場合には、発生したＯＨラジカルが汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果を発現する前に溶存オゾンと反応して消失してしまい、充分な効果が得られないおそれがあるので、該溶存オゾン濃度は１ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．１ｍｇ／Ｌ以下、特に０．０８ｍｇ／Ｌ以下に制御することが好ましい。また溶存オゾン濃度があまりにも低い場合には、ＯＨラジカルの発生が少なく、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減が不充分になるおそれがあるので、該溶存オゾン濃度は０．００１ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．００２ｍｇ／Ｌ以上に制御することが好ましい。
なお促進酸化処理槽１ｂに備えられた溶存オゾン濃度測定部４ｂとしては、溶存オゾン濃度の測定が容易であり、より正確に一定範囲に制御することが可能であるという点から、やはり上記溶存オゾン濃度測定部４ａが好適に用いられる。また溶存オゾン濃度計のなかでも、同様に精度及び取り扱い性の点から紫外線吸収方式の濃度計が好ましく、検出部及び制御部を有し、促進酸化処理槽１ｂと検出部とを接続することによって被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度を連続的に測定し得るものなどが好適に用いられる。また被処理水の流量、水温や使用時の湿度といった溶存オゾン濃度計の使用環境も、用いる濃度計の適用範囲に応じて適宜調整することが好ましい。
なお本実施形態様においては、上記促進酸化処理（１ａ）の場合と同様に、溶存オゾン濃度計以外の手段を溶存オゾン濃度測定部４ｂとして用いることもできる。またかかる溶存オゾン濃度測定部４ｂは、溶存オゾン濃度測定部４ａと同一であってもよく、異なっていてもよい。
前述のごとく促進酸化処理（１ｂ）にて被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度を一定範囲に制御するには、例えば被処理水Ａへのオゾン注入量及び過酸化水素添加量を調整する方法を採用することができる。
被処理水Ａへのオゾン注入量は、溶存オゾン濃度の制御範囲や後述する過酸化水素添加量に応じて適宜調整されるが、汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、０．５ｍｇ／Ｌ以上、さらには１ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。またオゾン注入量が多すぎると、ＯＨラジカルとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが無為に消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへのオゾン注入量は７ｍｇ／Ｌ以下、さらには６．５ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。
また被処理水Ａへの過酸化水素添加量も、溶存オゾン濃度の制御範囲やオゾン注入量に応じて適宜調整されるが、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、０．０１ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．０２ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。また過酸化水素添加量が多すぎると、ＯＨラジカルとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが無為に消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへの過酸化水素添加量は０．８ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．７ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。
（第２の変形例）
次に、第３の実施形態に係る第２の変形例について説明する。第３の実施形態に係る第１の変形例では、溶存オゾン濃度を測定し、被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度を一定範囲に制御していた。これに対し、第２の変形例に係る水処理システムは、溶存過酸化水素濃度を測定することにより、溶存オゾン濃度を一定範囲に制御する。
本変形例に係る水処理システムの構成は、図６に示す第１の変形例に係る水処理システムの構成において、溶存オゾン濃度測定部４ａおよび４ｂを溶存過酸化水素濃度測定部に置き換えたものである。それ以外の構成は、第１の変形例と同様であるため、図６を援用し、説明を省略する。
促進酸化処理槽１ｂに備えられた溶存過酸化水素濃度測定部は、促進酸化処理槽１ｂにおける被処理水Ａ中の溶存過酸化水素濃度を測定する。このように、促進酸化処理槽１ｂにて促進酸化処理を施す際に被処理水Ａ中の溶存過酸化水素濃度を測定し、一定範囲に制御することが本発明の大きな特徴の１つであり、かかる溶存過酸化水素濃度の正確な制御により、被処理水Ａが水質変動した場合であっても、水質変動が極めて小さく、一定の良範囲に水質が維持された安定した被処理水を得ることができる。
溶存過酸化水素濃度の制御範囲は、被処理水Ａの水質及び目標とする被処理水の水質に応じて適宜決定することが好ましいが、溶存過酸化水素濃度が高すぎる場合には、発生したＯＨラジカルが汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果を発現する前に溶存過酸化水素と反応して消失してしまい、充分な効果が得られないおそれがあるので、該溶存過酸化水素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．３ｍｇ／Ｌ以下、特に０．２ｍｇ／Ｌ以下に制御することが好ましい。また溶存過酸化水素濃度があまりにも低い場合には、ＯＨラジカルの発生が少なく、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減が不充分になるおそれがあるので、該溶存過酸化水素濃度は０．００１ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．００２ｍｇ／Ｌ以上に制御することが好ましい。
なお促進酸化処理槽１ｂに備えられた溶存過酸化水素濃度測定部としては、溶存過酸化水素の測定が容易であり、より正確に一定範囲に制御することが可能であるという点から、やはり上記促進酸化処理槽１ａに備える溶存過酸化水素濃度測定部として例示された溶存過酸化水素濃度計が好適に用いられる。また溶存過酸化水素濃度計のなかでも、同様に精度及び取扱い性の点から酸性過マンガン酸カリウム滴定方式の濃度計が好ましい。ただし、この場合には、溶存オゾンが測定値に影響を与えるため、ばっ気等を行った後に測定を行うことが好ましい。溶存過酸化水素濃度は、被処理水を採取してからモニタリングするまでの距離や被処理水の水量などによって変化する場合があるので、かかる溶存過酸化水素濃度計としては、例えば検出部及び制御部を有し、促進酸化処理槽１ｂと検出部とを接続することによって被処理水Ａ中の溶存過酸化水素濃度を連続的に測定し得るものなどが好適に用いられる。また被処理水の流量、水温や使用時の湿度といった溶存過酸化水素濃度計の使用環境は、用いる濃度計の適用範囲に応じて適宜調整することが好ましい。
なお本実施形態様においては、上記促進酸化処理（１ａ）の場合と同様に、溶存過酸化水素濃度計以外の手段を溶存過酸化水素測定部として用いることもできる。またかかる促進酸化処理（１ｂ）にて用いる溶存過酸化水素濃度測定部は、促進酸化処理（１ａ）にて用いる溶存過酸化水素濃度測定部と同一であってもよく、異なっていてもよい。
前述のごとく促進酸化処理（１ｂ）にて被処理水Ａ中の過酸化水素濃度を一定範囲に制御するには、例えば被処理水Ａへのオゾン注入量や過酸化水素添加量を調整する方法を採用することができる。
被処理水Ａへのオゾン注入量は、過酸化水素濃度の制御範囲や後述する過酸化水素添加量に応じて適宜調整されるが、汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、０．５ｍｇ／Ｌ以上、さらには１ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。またオゾン注入量が多すぎると、ＯＨラジカルとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが無為に消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへのオゾン注入量は７ｍｇ／Ｌ以下、さらには６．５ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。
また被処理水Ａへの過酸化水素添加量も、過酸化水素濃度の制御範囲やオゾン注入量に応じて適宜調整されるが、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、０．０１ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．０２ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。また過酸化水素添加量が多すぎると、ＯＨラジカルとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが無為に消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへの過酸化水素添加量は０．８ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．７ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。
（第３の変形例）
次に、第３の実施形態に係る第３の変形例について説明する。本変形例において、水処理システムは、溶存オゾン濃度および溶存過酸化水素濃度の双方を制御する。
図７は、第３の実施形態に係る第３の変形例において、超高度水処理方法に用いる水処理システムを示す模式図である。図７に示す水処理システムは、図５に示す第３の実施形態に係る水処理システムと比較すると、促進酸化処理槽１ａに溶存オゾン濃度測定部４ａおよび溶存過酸化水素濃度測定部１２ａが備えられ、促進酸化処理槽１ｂに溶存オゾン濃度測定部４ｂおよび溶存過酸化水素濃度測定部１２ｂが備えられている点で相違する。その他の構成要素は、図５に示す第３の実施形態に係る水処理システムの構成と同様であるため、説明を省略する。
また、本変形例において、促進酸化処理槽１ａに備えられた溶存オゾン濃度測定部４ａは、前述の第１の実施形態に係る第１の比較例で説明した図２に示す溶存オゾン濃度測定部４ａに相当し、また、促進酸化処理槽１ａに備えられた溶存過酸化水素濃度測定部１２ａは、前述の第２の変形例で説明した溶存過酸化水素濃度測定部に相当する。また、促進酸化処理槽１ｂに備えられた溶存オゾン濃度測定部４ｂは、前述の第１の実施形態に係る第１の比較例で説明した図５に示す溶存オゾン濃度測定部４ｂに相当し、また、促進酸化処理槽１ｂに備えられた溶存過酸化水素濃度測定部１２ｂは、前述の第２の実施形態に係る第２の変形例で説明した溶存過酸化水素濃度測定部に相当する。したがって、これらの測定手段についての説明を省略する。
溶存オゾン濃度の制御範囲は、被処理水Ａの水質及び目標とする被処理水の水質に応じて適宜決定することが好ましいが、溶存オゾン濃度が高すぎる場合には、発生したＯＨラジカルが汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果を発現する前に溶存オゾンと反応して消失してしまい、充分な効果が得られないおそれがあるので、該溶存オゾン濃度は１ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．１ｍｇ／Ｌ以下、特に０．０８ｍｇ／Ｌ以下に制御することが好ましい。また溶存オゾン濃度があまりにも低い場合には、ＯＨラジカルの発生が少なく、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減が不充分になるおそれがあるので、該溶存オゾン濃度は０．００１ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．００２ｍｇ／Ｌ以上に制御することが好ましい。
溶存過酸化水素濃度の制御範囲は、被処理水Ａの水質及び目標とする被処理水の水質に応じて適宜決定することが好ましいが、溶存過酸化水素濃度が高すぎる場合には、発生したＯＨラジカルが汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果を発現する前に溶存過酸化水素と反応して消失してしまい、充分な効果が得られないおそれがあるので、該溶存過酸化水素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．３ｍｇ／Ｌ以下、特に０．２ｍｇ／Ｌ以下に制御することが好ましい。また溶存過酸化水素濃度があまりにも低い場合には、ＯＨラジカルの発生が少なく、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減が不充分になるおそれがあるので、該溶存過酸化水素濃度は０．００１ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．００２ｍｇ／Ｌ以上に制御することが好ましい。
前述のごとく促進酸化処理（１ｂ）にて被処理水Ａ中の溶存オゾン濃度及び過酸化水素濃度を一定範囲に制御するには、例えば被処理水Ａへのオゾン注入量や過酸化水素添加量を調整する方法を採用することができる。
被処理水Ａへのオゾン注入量は、溶存オゾン濃度及び過酸化水素濃度の制御範囲や後述する過酸化水素添加量に応じて適宜調整されるが、汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、０．５ｍｇ／Ｌ以上、さらには１ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。またオゾン注入量が多すぎると、ＯＨラジカルとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが無為に消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへのオゾン注入量は７ｍｇ／Ｌ以下、さらには６．５ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。
また被処理水Ａへの過酸化水素添加量も、溶存オゾン濃度及び過酸化水素濃度の制御範囲やオゾン注入量に応じて適宜調整されるが、やはり汚濁物質の分解やＣＯＤ、菌類などの低減効果の発現に充分なＯＨラジカル発生量を得るには、０．０１ｍｇ／Ｌ以上、さらには０．０２ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。また過酸化水素添加量が多すぎると、ＯＨラジカルとの反応が促進され、その結果ＯＨラジカルが無為に消失してしまう傾向があるので、被処理水Ａへの過酸化水素添加量は０．８ｍｇ／Ｌ以下、さらには０．７ｍｇ／Ｌ以下とすることが好ましい。
このように、溶存オゾン濃度及び溶存過酸化水素濃度を制御することにより、被処理水Ａが水質変動した場合であっても、水質変動が極めて小さく、一定の良範囲に水質が維持された安定した被処理水を得ることができる。このように、促進酸化処理（１ａ）に加えて促進酸化処理（１ｂ）を行った場合には、難生物分解性物質、ＣＯＤ、菌類などのさらなる低減効果が発現されるという利点がある。
なお本発明の水処理システムにおいて、図１〜７の模式図には示していないが、システム全体が効率的かつ安全正確に連続操業されるように、溶存オゾン濃度測定部４ａ、４ｂ、溶存過酸化水素濃度測定部１２ａ、１２ｂ、被処理水槽５のポンプ５１、酸素発生器７、オゾン発生器８、過酸化水素タンク９のポンプ９１、排オゾン分解装置１０のポンプ１０１、処理水槽１１のポンプ１１１などはそれぞれが運転制御されている。
次に本発明の超高度水処理方法及びそれに用いる水処理システムを以下の実施例に基づいてさらに具体的に説明するが、本発明はかかる実施例のみに限定されるものではない。
（実施例１）
図５の模式図に示す水処理システムにて下水二次処理水の処理を２０時間連続して行った。なお用いた下水二次処理水のＣＯＤMnは平均１２ｍｇ／Ｌであった。また砂ろ過処理前に、凝集剤としてＰＡＣを下水処理水に１５ｍｇ／Ｌ添加した。
各処理の条件は以下のとおりである。
（Ｉ）砂ろ過処理
砂ろ過器：上向流移床型砂ろ過器
面積０．５ｍ2
ろ過砂：有効径約１〜２ｍｍ
均等係数約１．４以下
ろ過速度：３００ｍ／日
空気流量：７．５Ｌ／分（１５Ｌ／ｍ2 ）
（II）促進酸化処理（１ａ）
促進酸化処理槽：容量３４０Ｌ
オゾン注入量：１０ｍｇ／Ｌ
過酸化水素添加量：１ｍｇ／Ｌ
滞留時間：１０分間
（III）微生物砂ろ過処理
微生物砂ろ過器：上向流移床型の微生物砂ろ過器
面積０．５ｍ2
ろ過砂：有効径約１〜２ｍｍ
均等係数約１．４以下
処理温度：下水二次処理水温度１８℃
微生物含有排水排出量：被処理水の流入量に対して６％
微生物含有排水流入量：被処理水の流入量に対して３％
ろ過速度：３００ｍ／日
（IV）促進酸化処理（１ｂ）
促進酸化処理槽：容量３４０Ｌ
オゾン注入量：５ｍｇ／Ｌ
過酸化水素添加量：０．３ｍｇ／Ｌ
滞留時間：１０分間
処理水槽１１中の処理水及び被処理水槽５中の下水二次処理水それぞれについて、操業１５時間後にＣＯＤMnを測定した。その結果を表１に示す。表１に示すように、操業１５時間後における下水二次処理水（原水）のＣＯＤMnは１３．２ｍｇ／Ｌであったのに対し、操業１５時間後における処理水のＣＯＤMnは３．８ｍｇ／Ｌであった。
（比較例１）
微生物砂ろ過処理において、微生物含有排水の循環を行わず、微生物含有排水を微生物砂ろ過器２に再流入させなかったことのほかは、実施例１と同様にして下水二次処理水の処理を行った。
処理水について実施例１と同様にして操業１５時間後にＣＯＤMnを測定した。その結果を表１に示す。表１に示すように、下水二次処理水（原水）のＣＯＤMnは１３．２ｍｇ／Ｌであったのに対し、処理水のＣＯＤMnは５．７ｍｇ／Ｌであった。
（比較例２）
微生物砂ろ過処理の代わりに生物処理を行ったことのほかは、実施例１と同様にして下水二次処理水の処理を行った。
生物処理
生物処理槽：容量６７０Ｌ
処理方法：生物活性炭処理法（固定層方式）
処理温度：下水二次処理水温度１８℃
滞留時間：２０分間
処理水について実施例１と同様にして操業１５時間後にＣＯＤMnを測定した。その結果を表１に示す。
Figure 2006272082
表１に示すように、下水二次処理水（原水）のＣＯＤMnは１３．２ｍｇ／Ｌであったのに対し、処理水のＣＯＤMnは３．７ｍｇ／Ｌであった。
表１の結果から以下のことが明らかである。
ＣＯＤMnが１３．２ｍｇである下水二次処理水に処理を行った結果、処理水のＣＯＤMnは、実施例１では３．８ｍｇ／Ｌまで低減したのに対し、比較例１では５．７ｍｇ／Ｌまでしか低減していない。したがって、微生物砂ろ過器２から排出される微生物含有排水の一部を微生物砂ろ過器２に再流入させ、循環させることによって、微生物含有排水を循環させない場合に比べ、被処理水のＣＯＤMnを大幅に低減させることができる。
また、ＣＯＤMnが１３．２ｍｇである下水二次処理水に処理を行った結果、処理水のＣＯＤMnは、実施例１では３．８ｍｇ／Ｌまで低減し、比較例２では３．７ｍｇ／Ｌまで低減した。このことより、微生物含有排水を循環させた微生物砂ろ過処理により、生物活性炭処理法による生物処理と同等の効果を得ることができることが分かる。
このように、本発明の超高度水処理方法に従い、本発明の水処理システムを用いた実施例１では、単に下水二次処理水のＣＯＤMnを著しく低減させることができるだけではなく、微生物砂ろ過処理において砂粒子をろ材として用いるため、生物活性炭粒子や多孔質セラミック等の高価なろ材を用いる生物処理を行う場合に比べ、低コストでの処理が可能である。
本発明の超高度水処理方法及び水処理システムは、例えば下水二次処理水、河川水、地下水、湖沼、工場排水、農業排水、最終処分場浸出水、ゴミ処理排水といった被処理水の水処理に有効利用が可能である。
本発明の第１の実施形態に係る、超高度水処理方法にて用いる水処理システムを示す模式図 第１の実施形態に係る第１の変形例において、超高度水処理方法にて用いる水処理システムを示す模式図 第１の実施形態に係る第３の変形例において、超高度水処理方法にて用いる水処理システムを示す模式図 本発明の第２の実施形態に係る、超高度水処理方法にて用いる水処理システムを示す模式図 本発明の第３の実施形態に係る、超高度水処理方法にて用いる水処理システムを示す模式図 第１の実施形態に係る第１の変形例において、超高度水処理方法にて用いる水処理システムを示す模式図 第１の実施形態に係る第３の変形例において、超高度水処理方法にて用いる水処理システムを示す模式図
符号の説明
１ａ、１ｂ 促進酸化処理槽
２ 微生物砂ろ過器
３ 砂ろ過器
４ａ、４ｂ 溶存オゾン濃度測定部
５ 被処理水槽
５１ ポンプ
６ スタティックミキサ
７ 酸素発生器
８ オゾン発生器
９ 過酸化水素タンク
１２ａ、１２ｂ 溶存過酸化水素濃度測定部
１３ 微生物含有排水再流入部
９１ ポンプ
１０ 排オゾン分解装置
１０１ ポンプ
１１ 処理水槽
１１１ ポンプ




Claims (8)

  1. 被処理水に対して、オゾン及び過酸化水素を供給する促進酸化処理（１ａ）と、砂粒子により被処理水をろ過すると共に、微生物により被処理水中の有機物を分解する微生物砂ろ過処理とを少なくとも行う水処理方法であって、
    促進酸化処理（１ａ）の後に前記微生物砂ろ過処理を行い、かつ
    該微生物砂ろ過処理において用いる微生物を含む微生物含有排水を微生物砂ろ過処理を行うための微生物砂ろ過器から排出し、排出した微生物含有排水のうち少なくとも一部を微生物砂ろ過器に再流入させる、水処理方法。
  2. 微生物含有排水は、砂粒子により形成されたろ床を逆洗浄することによって生じる排水である、請求項１に記載の超高度水処理方法。
  3. 微生物砂ろ過処理の後に、オゾン及び過酸化水素を供給する促進酸化処理（１ｂ）を行い、促進酸化処理（１ｂ）が施される前の微生物含有排水を微生物砂ろ過器に再流入させる、請求項１に記載の超高度水処理方法。
  4. 微生物砂ろ過器は移床型である、請求項１に記載の超高度水処理方法。
  5. 促進酸化処理（１ａ）のための促進酸化処理槽と微生物砂ろ過処理のための微生物砂ろ過器とを少なくとも備えた水処理システムであって、
    前記促進酸化処理槽の後段に前記微生物砂ろ過器が備えられ、かつ
    該微生物砂ろ過器に、微生物砂ろ過処理において用いる微生物を含む微生物含有排水を排出し、排出した微生物含有排水のうち少なくとも一部を微生物砂ろ過器に再流入させる微生物含有排水再流入部が備えられたことを特徴とする、水処理システム。
  6. 微生物含有排水は、前記砂粒子により形成されたろ床を逆洗浄することによって生じる排水である、請求項５に記載の水処理システム。
  7. 微生物砂ろ過器の後段に、オゾン及び過酸化水素を供給する促進酸化処理（１ｂ）のための促進酸化処理槽を備え、
    微生物含有排水再流入部は、促進酸化処理（１ｂ）が施される前の微生物含有排水を微生物砂ろ過器に再流入させる、請求項５に記載の水処理システム。
  8. 微生物砂ろ過器は移床型である、請求項５に記載の水処理システム。
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