JP2010149065A - 浄水場の浄化処理方法 - Google Patents

Abstract

【課題】浄水場における浄化処理について、その浄化処理で排出される発生土中の溶解性マンガンの量を適切なレベルまで低減するオゾン処理を十分に実用的なコスト範囲でのオゾン使用量で行えるようにする。
【解決手段】河川などから取水される原水ＲＷに沈殿池７で凝集沈殿処理を施す過程と凝集沈殿処理で発生する浄水汚泥Ｓに脱水機１２で脱水処理を施す過程を含み、そして脱水処理で発生する固液分離排水ＤＷを凝集沈殿処理の前の原水に返送するようにされている浄水場の浄化処理方法について、固液分離排水にオゾン処理槽１３でオゾンガスＯＧを注入してオゾン処理を施すようにしている。
【選択図】 図１

Description

本発明は、浄水場における浄化処理方法に係り、特に凝集沈殿処理後の浄水汚泥の固液分離で発生する排水を原水に返送する過程を含む浄化処理方法に関する。

一般的な浄水場では以下のような浄化処理が採られている。河川などから取水した原水にまず凝集沈殿処理を施す。凝集沈殿処理では、原水中の粘土質に由来する濁質分やフミン質などに由来する有機物などを凝集沈殿させて除去することで沈殿処理水を得る。具体的には、例えばポリ塩化アルミニウムなどのアルミニウム分を主成分とする凝集剤を原水に注入して濁質分や有機物などをフロックに凝集させることで原水を凝集水とし、その凝集水を沈殿池に導入してフロックを浄水汚泥として沈殿・除去することで沈殿処理水を得る。

沈殿池で得られた沈殿処理水は、下流側に配設されたろ過装置（砂ろ過池または膜ろ過装置）に導入されてろ過処理を施される。ろ過処理では、凝集沈殿処理で分離されなかった微細なフロックをろ過装置によりろ過してろ過処理水を得る。この場合のろ過装置では経時的にろ過損失水頭が上昇してろ過水量が減少する。そのためろ過装置については定期的に逆洗洗浄がなされ、それで発生する逆洗洗浄排水は洗浄排水池に導入された後、原水に返送される。ろ過処理で得られたろ過処理水は、必要に応じて塩素注入などによる最終的な殺菌処理などを施された後、浄水として需要端に供給される。

一方、凝集沈殿処理で発生する浄水汚泥は、沈殿池から引き抜いて排泥池に導入され、さらに排泥池から汚泥濃縮槽に導入され、そこにおいて重力沈降による圧密化で浄水汚泥を濃縮する処理を施される。濃縮処理では濃縮汚泥（濃縮状態の浄水汚泥）と固液分離排水（濃縮過程固液分離排水）が発生し、固液分離排水は原水に返送され、濃縮汚泥は脱水機に送られて脱水処理が施される。脱水処理では、脱水汚泥と固液分離排水（脱水過程固液分離排水）が発生し、固液分離排水は原水に返送され、脱水汚泥は処理系外に排出されて発生土として回収される。

以上のような浄水場の浄化処理については、例えば特許文献１〜特許文献５に開示の例が知られている。

特開平１１−３００３５１号公報 特開平１１−５７７８５号公報 特開２０００−２７９９９６号公報 特開平６−１８２３６５号公報 特開平６−３２８０６９号公報

上述のような浄水場の浄化処理においては、そこで回収される発生土の処理が問題になる。従来では埋立てで発生土を処理するのが一般的であるが、この処理方法には、埋立て用地の不足や処理コストの問題があり、特に最近はこの問題が大きくなってきている。

発生土は植物に有用なミネラル分や有機物を多く含んでいる。そのため農業用や園芸用の培土などとして発生土を有効利用できる可能性があり、そうすることができれば発生土の処理問題を効果的に解決することができる。しかし、発生土を農園芸用培土などとして利用するについては大きな問題がある。それは、発生土に含まれるマンガン（Ｍｎ）の量に関係する。すなわち発生土は大量のマンガンを含むのが通常で、従来の浄化処理方法で排出される発生土をそのまま農園芸用培土などとして用いようとすると、マンガン過剰により多くの植物種で発育障害を引き起こす、という問題である。また発生土がクリプトスポリジウム（Cryptospridium）を含む場合にも発生土を農園芸用培土などとして利用する上で問題になる。クリプトスポリジウムは、例えば特許文献１に記載されているように、激しい下痢や腹痛を伴う感染症を引き起こす病原性原生動物であり、塩素処理に対して耐性を有する。そのため原水にクリプトスポリジウムが存在するとそのクリプトスポリジウムが活性を残したまま発生土に取り込まれるのが通常で、活性のあるクリプトスポリジウムが発生土に含まれていると農園芸用培土などとしての利用において好ましくない。

表１に示すのは、一般的な浄水場から排出される発生土における主な成分の含有率である。これから分かるように発生土には０．４ｗｔ％というように大量のマンガンが含まれている。このように発生土に大量のマンガンが含まれるのは上記のような浄水処理過程でマンガンが濃縮されて発生土に取り込まれることによる。すなわち、原水中のマンガン濃度は約１ｍｇ／リットル以下の微量であるが、その原水中のマンガンが濁質分などと共に凝集して沈殿すること、それに浄水汚泥や濃縮汚泥からの固液分離液水とろ過装置の逆洗洗浄排水が原水に戻されることにより浄水汚泥中にマンガンが濃縮され、その結果として発生土が大量のマンガンを含むことになる。

発生土中のマンガンは、４価(Ｍｎ^４＋)と２価(Ｍｎ^２＋)の形態で存在するのが一般的である。２価のマンガンは、液浸出作用の影響を受けて溶解性マンガンとして溶出し、またイオン交換作用の影響を受けて交換性マンガンとして溶出する。マンガン過剰となって植物に発育障害を引き起こすのはこうした溶出でマンガンが植物の根から吸収され易くなることによる。すなわち発生土中のマンガン量は多くても、その内の２価のマンガンの比率が適切であればマンガン過剰にならないということである。言い換えれば、浄水処理過程で２価のマンガンを４価のマンガンに転化することで、発生土に取り込まれるマンガンにおける２価のマンガンの量を適切に減らしてやれば、発生土の有効利用を阻んでいるマンガン過剰問題を解消できるということである。

２価のマンガンを４価のマンガン（二酸化マンガン（ＭｎＯ_２））に変えるにはオゾン処理が有効であることが知られている。すなわちオゾンの注入により、「Ｍｎ^２＋＋Ｏ_３＋Ｈ_２Ｏ→ＭｎＯ_２↓＋Ｏ_２＋２Ｈ^＋」という反応で２価のマンガンを４価のマンガンに変える処理である。またオゾンは、その強い酸化力でクリプトスポリジウムの不活化についても有効性が高い。こうしたことからオゾン処理を用いれば発生土の有効利用を阻んでいるマンガン過剰とクリプトスポリジウムの両問題をともに解消することを期待できる。ただ、それにはコスト問題が伴う。すなわちオゾン処理のコストが適切でなければ、発生土の農園芸用培土などへの有効利用を実用的なものとすることができない。

そこで発明者等は、最も単純な方法として、汚泥濃縮槽に導入された浄水汚泥にオゾン処理を施す実験を試みた。その結果、以下のことが明らかになった。浄水汚泥に対するオゾンの注入量とマンガンの不溶解性マンガンへの転化率の関係を図４に示し、浄水汚泥におけるオゾン吸収効率の特性を図５に示す。図４に見られるように、浄水汚泥中の溶解性の２価のマンガンは約５５％が不溶解性の４価のマンガンに転化されるが、オゾン注入量を増加させても不溶解性マンガンへの転化率は変化せずにほぼ一定値となる。これは、表１に見られるように浄水汚泥中に有機物が強熱減量で約３０％近く含まれ、この有機物の酸化により注入オゾンの大部分が消費されてしまうからである。すなわちオゾン注入時におけるオゾン吸収効率は図５に見られるように９９％以上となり、２価のマンガンの酸化に要するオゾン量（０．８７ｍｇ・Ｏ_３／ｍｇ・Ｍｎ）は供給されているものの、浄水汚泥中の有機物の酸化によりオゾンが消費されることで不溶解性マンガンへの転化が進まなくなってしまうからである。

こうしたことは、オゾン処理後の浄水汚泥を固液分離して得られた発生土中においても確認された。図６に、中性１Ｍ酢酸アンモニウム液（ＣＨＣＯＯＮＨ_４）を用いて発生土中のマンガンを抽出し、その抽出液中のマンガンを測定することによって、オゾン処理初期の発生土中の交換性マンガン含有量について調べた結果を、浄水汚泥に対するオゾン注入量と発生土中の交換性マンガンの含有量の関係として示す。図６に見られるように、オゾン無注入時の発生土中では含有全マンガンの内、約３０％が交換性マンガンで占められているが、オゾン注入量を増加させても交換性マンガンの含有量とその比率に変化を生じない。

以上の実験結果から、浄水汚泥に対してオゾン処理する場合には、注入オゾン量を増やしても不溶解性マンガンへの転化率を適切なレベルにすることは容易でなく、いたずらに処理コストを増加させるだけで、発生土の農園芸用培土などへの有効利用の実用化には至らないことが明らかになった。

本発明は、以上のような知見に基づいてなされたものであり、発生土中の２価のマンガンの量を適切なレベルまで低減し、また発生土中への活性のあるクリプトスポリジウムの蓄積を抑制するオゾン処理を十分に実用的なコスト範囲でのオゾン使用量で可能とする浄水場の浄化処理方法の提供を目的としている。

発明者等は、できるだけ少ないオゾン使用量による効果的なオゾン処理の可能性を求めて、浄水場における浄化処理の各処理過程についてマンガンの形態や各処理過程の関係を詳細に分析した。その結果、以下のことが明らかになった。沈殿池から排出される浄水汚泥では、不溶解性マンガン（４価のマンガン）が約８０％を占め、残りが溶解性マンガン（２価のマンガン）であり、ろ過池から排出される逆洗洗浄排水では、全てが不溶解性マンガンで占められ、溶解性マンガンは含有しない。これに対して、浄水汚泥や濃縮汚泥からの固液分離排水では、全てが溶解性マンガンで占められ、各処理過程の中で溶解性マンガン含有量の最高値を示す。そして、この溶解性マンガン含有率の高い固液分離排水は、原水に返送されて再度処理過程を循環することになる。このことから、発生土への溶解性マンガンの濃縮をもたらす最大の要因は固液分離排水にあるといえる。また固液分離排水は、発生土へのクリプトスポリジウムの濃縮をもたらす大きな要因ともなっている。その一方で、固液分離排水は、固液分離を経ているために有機物の含有量が少ない。したがって固液分離排水に重点をおいてオゾン処理を行えば少ないオゾン使用量で効果的なオゾン処理が可能となる。

したがって本発明では、原水に凝集沈殿処理を施す過程と前記凝集沈殿処理で発生する浄水汚泥に脱水処理を施す過程を含み、そして前記脱水処理で発生する固液分離排水を前記凝集沈殿処理の前の前記原水に返送するようにされている浄水場の浄化処理方法において、前記固液分離排水にオゾンを注入してオゾン処理を施すようにしたことを特徴としている。

また本発明では上記のような浄水場の浄化処理方法について、前記オゾンを注入する前の前記固液分離排水中のマンガン濃度を測定し、そのマンガン濃度値に基づいて前記オゾンの注入量を制御するようにしている。

また本発明では上記のような浄水場の浄化処理方法について、前記オゾン処理で発生する排オゾンを前記浄水汚泥に注入するようにしている。

本発明では、発生土への溶解性マンガンの濃縮蓄積をもたらす最大の要因であり、その一方でオゾンの浪費をもたらす有機物の含有量が少ない固液分離排水に対してオゾンを注入することでオゾン処理、具体的には発生土中の溶解性マンガン量を適切化し、また発生土中への活性のあるクリプトスポリジウムの蓄積を抑制するオゾン処理を行うようにしている。このため本発明によれば、少ないオゾン量で効果的なオゾン処理を行うことができ、そのことで発生土の農園芸用培土などへの有効利用を実用的なものとすることが可能となり、浄水場における発生土問題を効果的に解決することが可能となる。

以下、本発明を実施するための形態について説明する。図１に一実施形態による浄化処理方法を適用する浄水場のシステム構成をフロー図にして示す。浄水場では河川や湖沼などから取水する原水ＲＷに浄化処理を施して浄水とし、それを需要端に供給する。原水ＲＷは、導水管（図示せず）により沈砂池（図示せず）に導かれて粒径の大きな砂などの除去がなされた後、着水井１に導かれる。着水井１の原水ＲＷは、薬品混和池２に導かれる。薬品混和池２では、硫酸ばんどやＰＡＣ（ポリ塩化アルミニウム）などの凝集剤３が注入される。また、原水ＲＷのアルカリ度が低い場合には、アルカリ度を所定値にするために、凝集補助剤となる水酸化ナトリウム（ＮａＯＨ）などのアルカリ剤４が必要に応じて注入される。さらに、殺菌用として塩素ＣＬが注入される。凝集剤３は薬品混和池２で急速混和され、原水中の濁質分などが凝集してマイクロフロックとなる。

マイクロフロックを含有する凝集水は、その後フロック形成池５に導入される。フロック形成池５では、緩速撹拌するフロッキュレータ６により、フロック相互の衝突が繰返されてフロックの成長が促される。ここで、原水にクリプトスポリジウムが存在する場合、クリプトスポリジウムも凝集してフロックに取り込まれる。その後、粒径が成長したフロックを含有する凝集水は沈殿池７に導入される。沈殿池７では、フロックが沈降分離されて浄水汚泥Ｓとして底部に堆積する一方で、沈殿処理水となる上澄水ＳＷが得られる。

以上までの凝集沈殿処理を経て得られた沈殿処理水ＳＷは、沈殿池７の下流側に配設のろ過装置８に導入されてろ過処理を受ける。ろ過装置８は、ろ過砂を充填した砂ろ過池、あるいはＭＦ膜、ＵＦ膜、ＮＦ膜などを使用する膜ろ過装置などで構成される。ろ過装置８では、沈殿池７で沈降分離できなかった微細なフロックのろ過除去がなされ、それで得られるろ過処理水ＦＷは、浄水として配水地（図示せず）に送られ、最終的に需要端に供給される。ろ過装置８については定期的に逆洗洗浄がなされ、それで発生する逆洗洗浄排水ＢＷは洗浄排水池２７に導入された後、洗浄排水ポンプ２８を介して着水井１の前の原水ＲＷに返送される。

沈殿池７の底部に堆積した浄水汚泥Ｓは、定期的または必要に応じて引抜かれて排泥地９に導入され、その後、排泥ポンプ１０を介して汚泥濃縮槽１１に導入されて濃縮処理を受ける。汚泥濃縮槽１１では、重力沈降による圧密化で浄水汚泥Ｓを濃縮する。この濃縮処理では、濃縮汚泥ＣＳと固液分離排水（濃縮過程固液分離排水）ＳＬが発生する。固液分離排水ＳＬはオゾン処理槽１３に送られ、濃縮汚泥ＣＳは脱水機１２に送られる。

脱水機１２に送られた濃縮汚泥ＣＳは脱水処理を受ける。脱水処理では、脱水汚泥Ｓｈと固液分離排水（脱水過程固液分離排水）ＤＷが発生する。固液分離排水ＤＷはオゾン処理槽１３に送られ、脱水汚泥Ｓｈは発生土として系外に排出される。

オゾン処理槽１３では、固液分離排水ＳＬと固液分離排水ＤＷに対するオゾン処理がなされる。オゾン処理で得られたオゾン処理排水ＯＳは返送ポンプ１６を介して着水井１の前の原水ＲＷに返送される。

以下ではオゾン処理槽１３におけるオゾン処理（発生土中の溶解性マンガン量を適切化し、また発生土中への活性のあるクリプトスポリジウムの蓄積を抑制するオゾン処理）について説明する。図２に、オゾン処理に関するシステム構成を示す。オゾン処理槽１３には、オゾン発生機１４からのオゾンガスＯＧが散気管１５を介して注入される。オゾン注入は、オゾン処理槽１３に流入する固液分離排水、特に固液分離排水ＤＷのマンガン濃度Ｍｎを指標とし、このマンガン濃度Ｍｎに対応したオゾン注入率Ｇで行われる。ここで、固液分離排水ＤＷに含まれるマンガンは上述のようにその全てないしそのほとんどが溶解性マンガンであり、したがって固液分離排水ＤＷのマンガン濃度Ｍｎはオゾン処理対象の溶解性マンガンの濃度となる。

オゾン注入率Ｇはオゾン注入率制御器１７で設定される。オゾン注入率制御器１７には、図３に示すように、オゾン処理槽１３に流入する固液分離排水ＤＷのマンガン濃度Ｍｎをマンガン濃度計１８で測定した測定値が入力値Ｍ１として入力される。マンガン濃度計１８は、一例として吸光光度計で形成する。その場合には、固液分離排水ＤＷに例えば過ヨウ素酸ナトリウム（ＮａＩＯ_４）を添加後の吸光度を測定波長５２５ｎｍで測定する構成とする。この他に原子吸光光度計でマンガン濃度計１８を形成する形態なども可能である。

オゾン注入率制御器１７は、入力されたマンガン濃度Ｍｎに対応したオゾン注入率Ｇを求める。この際にオゾン注入率制御器１７は、図３に示すように、予め設定されている固液分離排水ＤＷに含まれる有機物やクリプトスポリジウムなどによるオゾン消費量Ｏｃとオゾン注入後の溶存オゾン濃度Ｄｇを加味するようにされている。

オゾン注入率制御器１７からのオゾン注入率Ｇは演算器１９に入力される。演算器１９は、オゾン注入率Ｇと流量計２０により測定される固液分離排水ＤＷのオゾン処理槽１３への流量Ｑからオゾン処理槽１３へのオゾン注入量Ｇｉを Ｇｉ＝Ｇ×Ｑとして求める。

オゾン注入量Ｇｉは、オゾン処理槽１３に注入されるオゾンガスＯＧにおけるガス流量Ｇｑとオゾン濃度Ｇｃの積で決まる。本実施形態では、オゾン発生機１４への供給ガス流量を一定とし、オゾン発生機１４からのオゾンガスＯＧにおけるオゾン濃度Ｇｃを調整することによってオゾン注入量Ｇｉを制御するようにしている。このようにすると、オゾンガスＯＧの流量Ｇｑと固液分離排水ＤＷの流量Ｑの気液比を一定として気液比変動に伴うオゾン吸収効率の変化を抑制することができ、より安定的なオゾン処理が可能となる。

オゾン発生機１４では、電源から高周波インバータ２１と高電圧変換器２２を介して放電部（図示せず）に高電圧を高周波で印加することによってオゾンが発生し、これによりオゾンガスＯＧが得られる。オゾンガスＯＧのオゾン濃度Ｇｃは、オゾン発生機１４への供給ガス流量を一定とする場合、放電部での放電電力によって決まり、印加電圧または周波数を上げることで高くなる。一方、印加電圧と周波数を一定とする場合、オゾン濃度Ｇｃは、オゾン発生機１４に供給するガス流量によって決まり、ガス流量を小さくすると高くなる。

オゾン濃度Ｇｃは、制御器２３、高周波インバータ２１および高電圧変換器２２によって制御される。具体的には、オゾン注入率演算器１９からのオゾン注入量Ｇｉと流量計２４で測定されるオゾン発生機１４への供給ガス流量Ｆからオゾン発生機１４における発生オゾン濃度ＧｋをＧｋ＝Ｇｉ／Ｆとして求め、この発生オゾン濃度Ｇｋに基づいて制御器２３が高周波インバータ２１などを制御し、オゾン発生機１４からのオゾンガスＯＧにおけるオゾン濃度Ｇｃを制御する。

以上のような制御により、固液分離排水ＤＷのマンガン濃度に応じたオゾンをオゾン処理槽１３に供給することができる。この結果、必要最小限のオゾン量で効率的にオゾン処理を行えるようになる。このことは、オゾン処理のコストの低減につながり、またオゾン過剰による弊害、つまりオゾンは強い酸化力を有することからオゾン注入が過剰になると、マンガン形態が７価まで進行してオゾン処理排水ＯＳが紫色を呈するようになり、これが原水に返送されることで原水の色度上昇の要因となるという弊害も効果的に避けることができる。

オゾン処理槽１３では、注入されたオゾンガスＯＧで固液分離排水（固液分離排水ＤＷと固液分離排水ＳＬ）を曝気することによりオゾン処理がなされ、固液分離排水中の溶解性マンガンが効率的に不溶解性マンガンに転化され、また固液分離排水中のクリプトスポリジウムの不活化がなされる。

以上のようなオゾン処理によれば、固液分離排水の原水への返送による循環で溶解性マンガンや活性のあるクリプトスポリジウムが浄水汚泥に濃縮されるのを有効に防止することができ、また少ないオゾン量で効果的にオゾン処理を行うことができる。その結果、発生土の農園芸用培土などへの有効利用を実用的なものとすることが可能となる。

オゾン処理槽１３におけるオゾン処理過程では未消費のオゾンガスがある程度残存することになる。この残存オゾンガスは、排オゾンガスＯｅとして排気ブロワー２６により吸引されて汚泥濃縮槽１１の濃縮汚泥ＣＳに注入される。このようにすることにより、排オゾンの有効活用ができ、排オゾンの処理のための設備を不要とすることができる。すなわち排オゾンを濃縮汚泥ＣＳに消費させることで、濃縮汚泥ＣＳ中のクリプトスポリジウムの不活化などに作用させつつ処理することができ、したがってオゾン処理に伴う処理コストを低減することができる。

一実施形態による浄化処理方法を適用する浄水場のシステム構成を示す図である。 オゾン処理のシステム構成を示す図である。 オゾン注入量制御のシステム構成を示す図である。 浄水汚泥に対するオゾンの注入量とマンガンの不溶解性マンガンへの転化率の関係を示す図である。 浄水汚泥におけるオゾン吸収効率の特性を示す図である。 浄水汚泥に対するオゾン注入量と発生土中の交換性マンガンの含有量の関係を示す図である。

符号の説明

３ 凝集剤
５ フロック形成池
７ 沈殿池
９ 排泥地
１１ 汚泥濃縮槽
１２ 脱水機
１３ オゾン処理槽
１４ オゾン発生機
１７ オゾン注入率制御器
１８ マンガン濃度計
Ｏｅ 排オゾンガス
ＯＧ オゾンガス
Ｓ 浄水汚泥
Ｓｈ 発生土

Claims (3)

1. 原水に凝集沈殿処理を施す過程と前記凝集沈殿処理で発生する浄水汚泥に脱水処理を施す過程を含み、そして前記脱水処理で発生する固液分離排水を前記原水に返送するようにされている浄水場の浄化処理方法において、
   前記固液分離排水にオゾンを注入してオゾン処理を施すようにしたことを特徴とする浄水場の浄化処理方法。
2. 前記オゾンを注入する前の前記固液分離排水中のマンガン濃度を測定し、そのマンガン濃度値に基づいて前記オゾンの注入量を制御するようにした請求項１に記載の浄水場の浄化処理方法。
3. 前記オゾン処理で発生する排オゾンを前記浄水汚泥に注入するようにした請求項１または請求項２に記載の浄水場の浄化処理方法。

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