JP2017064649A - 有害物質含有液の浄化処理方法及びこれを実施するための有害物質含有液の浄化処理装置 - Google Patents

Abstract

【課題】安全性の高い酸化剤である溶存オゾンを使用して、有害物質含有液を効率よく浄化処理することができる有害物質含有液の浄化処理方法及びこれを実施するための有害物質含有液の浄化処理装置の提供。
【解決手段】有害物質を含有する有害物質含有液に溶存オゾンを添加、混合した後、前記含有液を、ＢＥＴ比表面積が８０ｍ²／ｇ以上である、オゾンを吸着し、且つ、有害物質を吸着する遷移金属含有酸化物と接触させて流し、前記有害物質の溶存オゾンによる酸化を促進させ、高効率な酸化分解を行なう有害物質含有液の浄化処理方法、及びこれを実施するための有害物質含有液の浄化処理装置。
【選択図】 なし

Description

本発明は、各種有機系汚染物、悪臭成分、細菌類などの有害物質を含有する液（以下、有害物質含有液と呼ぶ）の無害化処理方法及び無害化処理装置に関し、特に、安全性の高い酸化剤である溶存オゾンによる処理による無害化効率を向上させた有害物質含有液の浄化処理方法及び装置に関する。本発明は、上下水の浄化処理や、養殖水槽における淡水や海水の浄化に有用である。

有機系汚染物などの有害物質を含有する汚染液の無害化処理方法の一つとして、生物活性処理があるが、微生物による生化学反応に依存することからその処理速度は遅く、また、有害物質を分解する微生物槽を必要とし、その運転・維持には、多大な注意と経験を必用とする。有機系汚染物などの有害物質の微生物の分解は、好気性雰囲気での有害物質からの酸化が一般的であるが、悪臭成分であるアンモニアの消化菌による除去においては、アンモニア酸化後のｐＨ調整、硝酸の処理等の課題が残る。一方、各種ＣＯＤ成分やアンモニア等の悪臭成分などの有害物質を低濃度に含有する水の無害化処理方法の一つとして、オゾンによる酸化分解処理方法がある。そして、その処理効率を向上させる目的で、種々の提案がなされている。例えば、含酸素ハロゲン化物や過酸化水素等の水溶性酸化剤と溶存オゾンの混合溶液による酸化処理方法も試みられている（特許文献１、２）が、低濃度有害物質と水溶性酸化剤又は水溶性酸化剤と溶存オゾンの混合溶液の反応速度がそれほど大きくないことから、単独での実用化には至っていない。しかし、水溶性酸化剤と溶存オゾンの混合溶液は、自己分解が進行することから、処理液中にこれらが残存して入体に影響を及ぼす危険性は少なく、クリーンな処理剤として今後さらに利用分野が拡大していくものと予想され、有害物質含有液を処理する酸化剤として利用できれば非常に有効な処理法として期待される。

また、溶存オゾンによる有害物質の酸化分解処理については、効率よく行うことを目的として、有害物質を吸着すると共にオゾンを吸着する高シリカ吸着剤に関する提案がされている（特許文献３、４）。さらに、近年、オゾンガスを溶解させて溶存オゾンを得る方法に替わって、電解によって直接オゾン水を製造する方法や装置が提案されており、得られるオゾン水は、ダイオキシンを含む有機塩素化合物の分解、廃液処理などに利用できるとしている（特許文献５、６）。

特開２００８−５５３１２号公報 特開２００９−２９７６２９号公報 特許第３３７７７３３号公報 特許第３６１１２７８号公報 特許第５５１１３８９１号公報 特許第５５１１３８９２号公報

上記した状況下、本発明者らは、溶存オゾンによる浄化処理は、有害物質含有液中に溶存オゾンを注入することによって行うが、通常、処理対象とする有害物質含有液中の有害物質の濃度が非常に希薄なため、有害物質の酸化分解に寄与する前に溶存オゾンの自己分解が進行してしまうことから、化学量論比を大きく超える過剰な溶存オゾンを注入する必要があり、経済的でないこと、更に、過剰な溶存オゾンの注入は、その後に余分なオゾンを分解処理する必要が生じ、この点でも経済的でないとの認識をもった。また、上記の点に加え、処理対象の有害物質にもよるが、オゾン酸化反応速度がそれほど大きくないケースが多く、無害化効率が低いという問題があり、これらの点が改善されなければ、溶存オゾンによる浄化処理の実用化は難しいとの認識をもつに至った。

従って、本発明は、このような従来技術における問題点を解決し、安全性の高い酸化剤である溶存オゾンを使用して、有害物質含有液を効率よく浄化処理することができる有害物質含有液の浄化処理方法及びこれを実施するための有害物質含有液の浄化処理装置を提供することを目的とする。

上記の目的は、下記の本発明によって達成される。すなわち、本発明は、有害物質を含有する有害物質含有液に溶存オゾンを添加、混合した後、前記含有液を、ＢＥＴ比表面積が８０ｍ²／ｇ以上である、オゾンを吸着し、且つ、有害物質を吸着する遷移金属含有酸化物と接触させて流し、前記有害物質の溶存オゾンによる酸化を促進させ、高効率な酸化分解を行なうことを特徴とする有害物質含有液の浄化処理方法を提供する。

本発明の有害物質含有液の浄化処理方法の好ましい形態としては、下記のことが挙げられる。前記遷移金属含有酸化物が、Ｃｏ、Ｍｎ及びＣｕからなる群から選ばれる少なくともいずれかの酸化物、或いは、前記群から選ばれる２種以上の複合酸化物であること；前記遷移金属含有酸化物が、Ｃｏ、Ｍｎ及びＣｕの複合酸化物、或いは、Ｃｏの酸化物であること；前記遷移金属含有酸化物が、Ｃｏ、Ｍｎ及びＣｕから選ばれる少なくともいずれかの金属塩の水溶液、或いは、前記群から選ばれる２種以上の金属塩の混合水溶液を、アルカリ溶液と混合することにより生成した沈殿物を用いて形成した遷移金属含有酸化物の超微粒子であること；前記遷移金属含有酸化物の形状が超微粒子であり、且つ、ハニカム状の高シリカ吸着剤に担持されていること；更に、前記有害物質含有液を流して接触させる前記遷移金属含有酸化物に対して、上流側又は下流側に、前記有害物質と前記溶存オゾンとを共吸着する高シリカ吸着剤を配置し、前記有害物質含有液を前記高シリカ吸着剤に接触させて流すように構成すること；前記高シリカ吸着剤が、高シリカペンタシルゼオライト、脱アルミニウムフォージャサイト及びメソポーラスシリケートからなる群から選ばれるいずれかの材料からなるものであることが挙げられる。

本発明は、別の実施形態として、上記いずれかの有害物質含有液の浄化処理方法を実施するための有害物質含有液の浄化処理装置であって、少なくとも前記遷移金属含有酸化物が単独又は混合物の形態で内部に配置されている吸着剤充填塔と、該吸着剤充填塔に有害物質含有液を供給するための供給配管と、該供給管に接続され、有害物質含有液中に溶存オゾンを添加するための溶存オゾン発生器と、前記吸着剤充填塔から浄化処理済みの処理液を排出する処理液排出配管とを備えてなることを特徴とする有害物質含有液の浄化処理装置を提供する。

本発明の有害物質含有液の浄化処理装置の好ましい形態としては、前記吸着剤充填塔に配置されている遷移金属含有酸化物の単独又は混合物の形態が、超微粒子粉体、粒状、ペレット状、ラシヒリング状及びハニカム状からなる群から選択されるいずれかであることが挙げられる。

本発明の有害物質含有液の浄化処理方法によれば、有害物質含有液の溶存オゾンによる処理において、溶存オゾンを効率よく吸着し、且つ、有害物質を吸着する吸着剤を使用することにより、溶存オゾンの混合溶液の有効利用率が向上し、処理速度が速く高効率な、上下水の浄化処理、養殖水槽の淡水や海水の浄化が可能となる。また、溶存オゾンの混合溶液の利用率（有害物質の酸化等に寄与する率）が向上すること及び溶存オゾンの混合溶液吸着力が高いことなどから、排出される処理済み液ヘのリーク溶存オゾン量も少なく、さらには、必要により、活性炭などの溶存オゾンの分解剤層を設けることによって溶存オゾンのリークを完全に防止することができる。また、本発明の装置によれば、有害物質含有液の溶存オゾンによる処理を効率よく低い運転コストで行うことができる。

本発明の浄化処理方法における処理フローの１例を示す模式的な概略図である。 実施例５におけるＳＶ値と、処理対象であるトリクロロベンゼン除去率の関係を示す図である。 実施例６における溶存オゾンと、処理対象のトリクロロベンゼンの質量比と、トリクロロベンゼン除去率の関係を示す図である。

本発明の好ましい実施の形態を挙げて、本発明を詳細に説明する。本発明の有害物質含有液の浄化処理方法では、（Ａ）有害物質含有液に溶存オゾンを添加、混合し、（Ｂ）溶存オゾンを吸着し、且つ、有害物質も吸着する特定の吸着剤を充填した充填塔に流過させ、（Ｃ）液中の有害物質を溶存オゾンの作用により無害化することを基本構成としており、その際に、吸着剤として、ＢＥＴ比表面積が８０ｍ²／ｇ以上である遷移金属含有酸化物を用いたことを特徴とする。

本発明で浄化処理の対象とする有害物質含有液としては、例えば、環境庁指定のＣＯＤ規制値に該当する（ｃｈｅｍｉｃａｌ ｏｘｙｇｅｎ ｄｅｍａｎｄ）有害物質を高値に示す排水や、悪臭物質であるアンモニア等を含有する養殖水槽の水等が挙げられる。

本発明で使用する溶存オゾンを供給するための溶存オゾンの混合溶液発生器（オゾナイザー）としては、公知の無声放電方式、紫外線ランプ方式、水電解方式や、近年提案されている電解によって直接オゾン水を製造する方式など、いずれの方式のものでも適用できる。溶存オゾンを有害物質含有液に添加する方法としては、上流に配置したエジェクターに溶存オゾンを吸引して処理対象の有害物質含有液に混合する方法と、液相に挿入した気相オゾンの散気管でマイクロバブルを発生させて気−液接触により注入する方法が一般的である。溶存オゾンの添加量は、処理対象の有害物質含有液中の有害物質の種類、濃度等によって適宜設定すればよいが、従来行われている、通常の汚水液処理においては、有害物質１モルに対し１〜２０モル、好ましくは３〜１０モル程度である。

本発明で使用する吸着剤は、溶存オゾンを吸着し、且つ、有害物質を吸着するものであり、その中で、ＢＥＴ比表面積が８０ｍ²／ｇ以上である遷移金属含有酸化物であることを特徴とする。本発明で使用するより好ましい吸着剤としては、Ｃｏ、Ｍｎ及びＣｕからなる群から選ばれる少なくともいずれかの遷移金属含有酸化物、或いは、前記群から選ばれる２種以上の複合酸化物が挙げられ、特に超微粒子であることが好ましい。

先に述べたように、有害物質を吸着すると共にオゾンを吸着する高シリカ吸着剤を使用することで、溶存オゾンによる有害物質の酸化分解処理の効率向上が図れることは、既に知られている。本発明者らは、このような従来技術によっても十分でなく、実用化のためには、溶存オゾンによる有害物質の酸化分解処理の更なる効率向上が要望されるとの認識の下、鋭意検討をした結果、本発明に至ったものである。具体的には、本発明者らは、本発明を特徴づける「ＢＥＴ比表面積が８０ｍ²／ｇ以上である遷移金属含有酸化物」を用いることで、オゾン酸化反応速度が速まり、無害化効率よく行うことを見出して、本発明を達成した。更に、本発明に好適な遷移金属含有酸化物は、超微粒子であることから、従来技術で提案されている有害物質を吸着すると共にオゾンを吸着する高シリカ吸着剤と併用することは容易にでき、このように構成することで、溶存オゾンによる有害物質の酸化分解処理の更なる効率向上が図れることを確認した。

本発明を特徴づける「ＢＥＴ比表面積が８０ｍ²／ｇ以上である遷移金属含有酸化物」を用いることで、溶存オゾンによる有害物質の酸化分解処理の効率向上が達成できた理由について、本発明者らは、以下のように考えている。本発明で用いる遷移金属含有酸化物は、溶存オゾンと有害物質とを同時吸着する吸着剤として機能し、更に、該吸着剤中で、オゾン、有害物質が濃縮され、吸着剤の結晶（または非晶質）構造内でオゾンが分解されることなく吸着される結果、有害物質が効率よく酸化分解される効果を奏したものと考えられる。このように、本発明を特徴づける吸着剤は、ＢＥＴ比表面積が８０ｍ²／ｇ以上と高く、多くの吸着サイトをもち、液中における溶存オゾンからのオゾンの高い吸着能力を実現でき、しかも吸着した溶存オゾン自体の混合溶液中における分解率は低く、且つ、有害物質を吸着する特性も有するため、液相での、有害物質に対する安定したオゾン酸化処理を可能できる。

以下、本発明を特徴づける吸着剤として有用な、Ｃｏ、Ｍｎ及びＣｕからなる群から選ばれる少なくともいずれかの遷移金属含有酸化物、或いは、該群から選ばれる２種以上の複合酸化物について説明する。具体的には、Ｃｏ、Ｍｎ及びＣｕの３種からなる複合酸化物と、Ｃｏ酸化物を例にとって説明する。

本発明に好適なＣｏ、Ｍｎ及びＣｕの複合酸化物の調製は、以下の湿式法によって調製することが好ましく、このような方法で調製した複合酸化物は、平均粒子径が０．１μｍ以下の超微粒子となり、そのＢＥＴ比表面積が容易に８０ｍ²／ｇ以上のものになる。まず、Ｃｏ、Ｍｎ、Ｃｕの各金属塩水溶液と、アルカリ水溶液を用意し、これらの水溶液を水媒体中に滴下し、各金属の共沈物を析出させる。次に、得られた共沈物を、濾過、水洗、乾燥した後、１００〜５００℃の範囲で熱処理を行うことで、目的とする超微粒子の、Ｃｏ、Ｍｎ及びＣｕ含有の複合酸化物を得ることができる。上記で使用する金属塩水溶液の調製に使用する各金属の塩としては、市販の金属塩であればいずれも使用可能で、例えば、硫酸塩、硝酸塩、塩化物等が使用可能である。また、上記アルカリ水溶液の調製に使用するアルカリとしては、苛性ソーダ、ソーダ灰、重曹などの一般的なアルカリが使用可能である。混合する３種の金属塩の割合は、各金属の全体に対するモル比で、Ｃｏは４０モル％以下、Ｍｎは３０〜７０モル％、Ｃｕは２５〜４５モル％の範囲が好適である。また、使用する金属塩水溶液の濃度は概ね、５〜５０質量％の範囲が適当である。

沈殿条件としては、沈殿ｐＨは、各遷移金属が沈殿する範囲のｐＨ領域にあれば微細な沈殿が析出でき、概ね５〜１４の範囲が適当である。また、本発明者らの検討によれば、沈殿を析出させる際に液相での酸化を促進することにより、後段の熱処理時における反応特性を有利にすることができる。このため、エアーレーションによるバブリングや、酸化剤の添加も効果がある。上記目的で使用できる酸化剤としては、塩素酸ソーダ、次亜塩素酸ソーダやそれらのカリ塩、過酸化水素などが使用できる。上記で得られた沈殿物は、無定形に近いが、特性の安定化のためには熱処理をすることが有効であり、熱処理温度としては、１００〜５００℃の範囲が好ましい。熱処理温度が高過ぎると得られる酸化物粒子の比表面積が減少し、吸着サイトが減少するため、有害物質含有液の浄化に用いた場合における処理能力が低下するので好ましくない。上記のようにして得られるＣｏ、Ｍｎ及びＣｕの複合酸化物の平均粒子径は０．１μｍ以下であることが好ましい。ＢＥＴ比表面積は８０ｍ²／ｇ以上、更には、１００ｍ²／ｇ以上であることが望ましい。

次にＣｏ酸化物の調製について説明するが、基本的には、上記した複合酸化物の場合と同様である。まず、Ｃｏの金属塩の水溶液と、アルカリ水溶液とを用意し、これらを水媒体中に滴下し、Ｃｏの沈殿物を析出させる。次に、得られた沈殿物を濾過、水洗、乾燥した後、１００〜８００℃の範囲で熱処理を行うことで、目的とする超微粒子のＣｏ含有酸化物が得られる。この際に使用するＣｏ金属の塩は、市販の金属塩であればいずれも使用可能で、硫酸塩、硝酸塩、塩化物などが使用可能である。また、使用するアルカリは、苛性ソーダ、ソーダ灰、重曹などの一般的なアルカリが使用可能である。また、金属塩の濃度は概ね５〜５０質量％の範囲が適当である。沈殿条件としては、沈殿ｐＨは、Ｃｏ金属が沈殿する範囲のｐＨ領域にあれば微細な沈殿が析出でき、概ね５〜１４の範囲が適当である。得られた沈殿物は、無定形に近いが、一部結晶化しており、さらに特性の安定化のためには熱処理が有効であり、熱処理温度としては、１００〜８００℃の範囲が好ましい。熱処理温度が高過ぎると、得られる酸化物粒子の比表面積が減少し、吸着サイトが減少するため、有害物質含有液の浄化に用いた場合における処理能力が低下するので好ましくない。上記のようにして得られるＣｏ酸化物の平均粒子径は０．１μｍ以下であることが好ましい。ＢＥＴ比表面積は８０ｍ²／ｇ以上、更には、１００ｍ²／ｇ以上であることが望ましい。

上記した本発明で使用する遷移金属含有酸化物は、そのＢＥＴ比表面積を問題としなければ、各金属の酸化物や炭酸塩、塩基性炭酸塩、シュウ酸塩などを組み合わせて乾式混合し、焼成する、所謂「乾式混合法」でも製造可能である。しかし、各金属の酸化物などの混合原料は１次粒子が大きく、乾式混合後に焼成して得られる粉末の粒子径はサブミクロンが限界で、それ以下の粒子径を作ることは難しい。このため、比表面積も数ｍ²程度で、吸着サイトの少ない粉末になり、本発明で規定するＢＥＴ比表面積が８０ｍ²以上である遷移金属含有酸化物とはならない。これに対し、上記記載の「湿式法」によって得られる遷移金属含有酸化物は、粒子径が０．０２〜０．１μｍ、例えば、０．０５μｍ程度の超微粒子が得られ、場合により、比表面積が１００ｍ²を超える遷移金属含有酸化物が得られるため、本発明の有害物質含有液の浄化処理方法に極めて有用なものになる。

本発明は、発明者らが、溶存オゾンの吸着試験を行う中で、上記した特定の吸着剤が、溶存オゾンを効率よく吸着し、しかも、処理対象である有害物質を吸着したオゾンにより高効率で無害化し得ることを見出した結果に基づくものである。すなわち、本発明を特徴づける遷移金属含有酸化物からなる吸着剤の存在下、有害物質と溶存オゾンとの混合溶液を流し、これらを共存させると、混合液中の溶存オゾンと有害物質とが吸着剤に吸着する結果、混合液中の有害物質の、溶存オゾンの吸着したオゾンによる酸化分解が効率よく進行し、本発明の顕著な効果が得られる。

本発明を限定するものではないが、アンモニアの溶存オゾンによる促進反応で例示すると、下記のような、酸化分解機構が考えられる。
液中の溶存オゾンの液相酸化分解反応は、溶存オゾンの混合溶液濃度〔Ｏ₃〕と、有害物質濃度〔ＮＨ₄ＯＨ〕の積〔Ｏ₃〕・〔ＮＨ₄ＯＨ〕に比例して進行する。一方、本発明を構成する吸着剤相には、溶存オゾンと有害物質が、選択的に且つ同時に吸着されるため、吸着剤が存在していない単なる液相に比べて、吸着剤内での溶存オゾン濃度〔Ｏ₃〕及び有害物質濃度〔ＮＨ₄ＯＨ〕は、それぞれ１０〜１００倍程度に達する。従って、吸着剤表面での〔Ｏ₃〕・〔ＮＨ₄ＯＨ〕は、液相中での１００〜１００００倍に達すると予想される。

また、本発明の特筆すべき特長としては、従来の消化菌を使用したＮＨ₄ＯＨの酸化分解で生成するＨＮＯ₃やＨＮＯ₂が、本発明を特徴づける遷移金属超微粒子材料上のＮＨ₄ＯＨ−Ｏ₃反応では殆ど生成しないことが挙げられる。
すなわち、本発明を特徴づける吸着剤上でのオゾンとアンモニアとの反応は、下記の（１）〜（４）の少なくともいずれかから構成されると考えられる。本発明者らの検討によれば、本発明の浄化処理方法では、（１）、（２）＞＞（３）、（４）の反応の選択性があり、ＨＮＯ₃、ＨＮＯ₂が殆ど生成しないことを確認した。
（１）：ＮＨ₄ＯＨ＋５／６Ｏ₃→１／２Ｎ₂＋５／２Ｈ₂Ｏ
（２）：２ＮＨ₄ＯＨ＋７／３Ｏ₃→２ＮＯ＋５Ｈ₂Ｏ
（３）：ＮＨ₄ＯＨ＋４／３Ｏ₃→ＨＮＯ₃＋２Ｈ₂Ｏ
（４）：ＮＨ₄ＯＨ＋Ｏ₃→ＨＮＯ₂＋２Ｈ₂Ｏ

本発明を特徴づける吸着剤は、それぞれ使用目的に応じて単独又は混合物の形態で用いることができ、例えば、そのまま超微粒子粉体として、或いは、粒状、ペレット状、ラシヒリング状、ハニカム状など任意の形状に成形して使用できる。例えば、従来技術において使用されている、オゾンを吸着し、且つ、有害物質を吸着する高シリカ吸着剤をハニカム状に形成し、これに上記のようにして得た遷移金属含有酸化物の超微粒子粉体を担持させる構成とすることが好ましい。

本発明を特徴づける吸着剤の使用量は、使用目的に応じて異なる。例えば、溶存オゾンに加えて、含酸素ハロゲン化物や過酸化水素等の水溶性酸化剤を併存させる系とした場合であれば、通常汚染物質１〜１０００ｐｐｍ（ｗ／ｗ）、水溶性酸化剤と溶存オゾンの混合溶液量１〜１００００ｐｐｍ（ｗ／ｗ）の条件で、吸着剤１ｍ³当たりの流量［ｍ³／ｈ］であるＳＶ値で、１〜２５０（１／ｈ）程度である。本発明を特徴づける吸着剤の性能は、使用目的に応じて異なるが、後述するように、８０％以上の非常に高い除去率を示す。

本発明者らの検討によれば、液相では、溶存オゾンは有害物質以外の第三物質との衝突により無害化に寄与することなく分解してしまう頻度が多く、溶存オゾンによる無害化効率に限界があった。しかし、本発明を特徴づける吸着剤を用いることで、本発明で可能になった、吸着剤の表面での溶存オゾンによる有害物質の無害化処理においては、吸着剤に溶存オゾン及び有害物質が選択的に吸着されることから、第三物質との衝突による溶存オゾンの分解の確率は大幅に低減され、溶存オゾンは、有害物質の無害化のために選択的に且つ効率的に消費される。

液相での有害物質の無害化処理効率の悪い従来法（例えば、消化菌を使用した生物活性処理）では、装置容量が大きく、液組成の変動、競合する微生物の侵入で消化菌の活性が大幅に低下する懸念が常に存在し、経済性、保守性についての改善のニーズが強かった。先に従来技術として挙げた、有害物質の水溶性酸化剤又は該水溶性酸化剤と溶存オゾンの混合溶液酸化反応の均一液相反応による排水処理は、効率が非常に低いことから単独では採用されていないが、一般的なＣＯＤ成分の低減として、生物活性処理の後流処理としては採用されている。しかし、このように、生物活性処理の上流への設置は、リーク溶存オゾンによる生物活性槽の性能低下が懸念されることから採用されていない。これに対し、本発明の有害物質含有液の浄化処理方法では、未反応の溶存オゾンは、本発明を特徴づける吸着剤に吸着されたまま滞留するため後流へのリークの恐れはほとんどなく、本発明者らの検討によれば、リーク溶存オゾン濃度は従来の１／１０以下であり、必ずしもリークする溶存オゾンを分解するための分解剤層を設ける必要はない。

しかし、本発明でも、特殊な細菌の殺菌など、多量の溶存オゾンを添加する場合や、何らかの理由により未反応の溶存オゾンがリークした場合の対策としては、溶存オゾンによる無害化（浄化）処理を行う吸着剤充填塔の処理液出口部分に、リークする溶存オゾンを分解するための分解剤層を設けることが好ましい。このように構成することで、未反応の溶存オゾンを確実に分解することができる。この場合に使用する溶存オゾンの混合溶液分解剤としては、リーク溶存オゾンと接触して自らはＣＯ₂へと酸化される消耗型吸着剤である、活性炭やアルミナ系化合物などが挙げられる。なお、分解剤層は吸着剤充填塔の出口部分の内側に設けてもよく、また、充填塔の外側に別途設けてもよい。本発明の有害物質含有液の浄化処理方法では、先に述べたように、リークする溶存オゾンの濃度が低いため、溶存オゾンの交換頻度も従来の１０倍程度と大幅な延長が達成でき、経済的な処理が可能になる。

なお、必要により、有害物質含有液ヘの溶存オゾンの混合溶液注入点の上流側及び／又は溶存オゾンの混合溶液吸着反応器（吸着剤充填塔）の後流側に、液中のダストを除去するろ過材層を設けることができる。ろ過材層の設置の有無、設置位置等は、装置の状況有害物質含有液の性状等により適宜定めればよい。

次に、図面を参照して本発明の処理装置を説明する。図１に、工場排水からの排液処理に本発明の有害物質含有液の浄化処理方法を適用した、有害物質含有液の処理フローの１例を示す。図１において主プラント１からの有害物質含有液は、排液輸送ポンプ３により排液導出配管２を経て溶存オゾンとの混合器４に送られ、オゾン発生器５からオゾンが注入されて溶存オゾン含有排水として、吸着剤充填塔６に導入される。吸着剤充填塔６には本発明を特徴づける特定の吸着剤が充填されており、導入液中の有害物質及び溶存オゾンが吸着剤に共吸着し、高濃度の状態で反応して有害物質がオゾン酸化分解される。通常は、処理液排出配管７から排出される処理済の処理液ヘの溶存オゾンのリークはないが、必要により吸着剤充填塔６内の処理液出口側あるいは吸着剤充填塔６の後流に活性炭などの溶存オゾンの分解剤層を設けてもよい。なお、図１には、吸着剤充填塔６内の吸着剤層６ａの処理液出口側に、仕切６ｃを介して、溶存オゾン分解剤層６ｂを設けた例を示した。溶存オゾン分解剤層６ｂは、水溶性酸化剤又は水溶性酸化剤と溶存オゾンの混合溶液からなる。

以下に実施例、比較例及び参考例を挙げて本発明を更に詳しく説明する。文中記載の「部」及び「％」は特に断らない限り質量基準である。
［実施例１〜４、比較例１、参考例１］；
図１に示したフロー図の試験装置（但し、リークした溶存オゾンの分解剤層６ｂは設けず）を用いて、溶存オゾンによる液中のトリクロロベンゼンの浄化処理試験を行った。使用した各吸着剤を表１に示した。また、装置の構成と試験条件等を表２に示した。具体的には、トリクロロベンゼン１０ｐｐｍを含有する模擬排液を、溶存オゾンとトリクロロベンゼンの質量比が１．５になるように設定して浄化処理を行った。そして、図１に示した処理液排出配管７の部分でサンプリングした各処理液中におけるトリクロロベンゼン濃度及び溶存オゾン濃度を測定し、それぞれ出口濃度として表３に測定結果を示した。

吸着剤として下記のＳ−１〜Ｓ−５の５種類を使用した。「Ｓ−１」として、高シリカゼオライトの、Ｕｌｔｒａ Ｓｔａｂｌｅ Ｙ−ｔｙｐｅ Ｚｅｏｌｉｔｅ（以下、ＵＳＹと略記）（ＳｉＯ₂／Ａｌ₂Ｏ₃比２００）からなるハニカム構造を有する基材のみを用い、比較例１とした。ハニカム構造は、板厚０．２ｍｍ、ピッチ２ｍｍであり、吸着剤の形状は、円筒とした。「Ｓ−２」として、Ｃｏ酸化物超微粒子（粒子径０．０２μｍ、比表面積１００ｍ²／ｇ）を上記ハニカム基材に担持したものを用い、実施例１とした。「Ｓ−３」として、Ｃｏ、Ｍｎ及びＣｕの複合酸化物超微粒子（Ｃｏ：Ｍｎ：Ｃｕ＝０．２：０．７：０．４組成（モル比））を上記ハニカム基材に担持したものを用い、実施例２とした。（Ｓ−４）として、前方に上記「Ｓ−１」を用い、後方に上記「Ｓ−２」を用い、これらを（体積比１：１）で充填したものを吸着剤に用い、実施例３とした。「Ｓ−５」として、前方に上記「Ｓ−１」を用い、後方に上記「Ｓ−３」を用い、これらを（体積比１：１）で充填したものを吸着剤に用い、実施例４とした。更に、上記した以外に、「Ｓ−６」として、吸着剤をしようせず、未充填の状態で処理したものを参考例１とした。

上記で使用した超微粒子は、それぞれ下記のようにして調製した。「Ｓ−２」を構成するＣｏ酸化物超微粒子の調製は、まず、硫酸コバルト５６．８部を１００部の溶解水に溶解した硫酸コバルト水溶液を調製した。次いで、アルカリ溶液としてソーダ灰２５部を溶解水１００部に溶解したアルカリ水溶液を調製した。これらの水溶液を予め用意した沈殿用水２１０部中に撹拌しながら滴下し、滴下後のｐＨを７に調整して、目的とするＣｏ酸化物前駆体を作成した。得られたＣｏ酸化物前駆体は、その後、水洗、乾燥し、３００℃で熱処理を行い目的とするＣｏ酸化物超微粒子を得た。得られたＣｏ酸化物超微粒子は、粒子径が０．０２μｍで、比表面積が１００ｍ²／ｇであった。

「Ｓ−３」を構成するＣｏ、Ｍｎ及びＣｕの複合酸化物超微粒子（Ｃｏ：Ｍｎ：Ｃｕ＝０．２：０．７：０．４組成（モル比））の調製法は、混合塩水溶液を用い、「Ｓ−２」の調製手順とほぼ同様にして、行った。具体的には、混合塩水溶液は、硫酸銅３４．９部、硫酸マンガン４４部、硫酸コバルト１８．３部を３００部の溶解水に溶解して調製した。沈殿剤としてのアルカリ水溶液は、４２．６部の苛性ソーダを３２０部の溶解水に溶解し、調製した。これらの水溶液を、予め用意した沈殿水２７０部中に撹拌しながら滴下し、滴下後のｐＨを１２．５に調整して、目的とするＣｏ、Ｍｎ及びＣｕの複合酸化物超微粒子前駆体を作製した。この際、液相での酸化を促進するため、３５％に薄めた過酸化水素を２４部添加した。得られた前駆体は、水洗、乾燥し、３００℃で熱処理を行い、目的とするＣｏ、Ｍｎ、Ｃｕの複合酸化物超微粒子を得た。得られたＣｏ、Ｍｎ及びＣｕの複合酸化物超微粒子は、粒子径が０．０５μｍで、比表面積が２００ｍ²／ｇであった。

「Ｓ−１」を構成すると同様のハニカム構造を有するＵＳＹ製の円筒状の基材を用い、上記のようにして得られたＣｏ酸化物超微粒子とＣｏ、Ｍｎ及びＣｕの複合酸化物超微粒子を、上記基材にそれぞれ担持させて、「Ｓ−２」、「Ｓ−３」の吸着剤を得て、表１に示したそれぞれの態様で、性能評価試験に供した。表１に、それぞれの性能評価試験（浄化処理試験）に用いた吸着剤の構成の概要を示した。また、その際に用いた装置の構成と試験条件等を表２に示した。

表３に、評価試験結果を示した。前記したように、評価試験は、処理対象を、トリクロロベンゼン１０ｐｐｍを含有する模擬排液とし、該排液に、溶存オゾン濃度が１５ｐｐｍとなるように溶存オゾンを添加して、溶存オゾンとトリクロロベンゼンの質量比が１．５になるように設定して浄化処理した。評価は、図１に示した処理液排出配管７の部分（出口部分）でサンプリングした処理液中における、トリクロロベンゼン濃度とオゾン濃度を測定し、出口／入口トリクロロベンゼン濃度比を算出してトリクロロベンゼンの除去率とし、出口／入口Ｏ₃濃度比を算出してオゾンの除去率とし、これらの値を表３に示した。また、表３中に、吸着剤を用いず、溶存オゾンを添加したのみで浄化処理した参考例の結果を基準として、実施例及び比較例の結果を相対的に判断し、評価結果を下記の基準で示した。すなわち、参考例１における除去率に比較して３倍以上の除去率を示した場合を◎と評価し、２．５倍以上の除去率を示した場合を○と評価し、２倍以上の除去率を示した場合を△と評価した。

表３に示したように、トリクロロベンゼンの溶存オゾンによる分解では、「Ｓ−１」〜「Ｓ−５」のいずれも、未充填のトリクロロベンゼン分解率３０％を大きく上回っている。しかし、既に公知の促進酸化法である高シリカゼオライトによる分解ではその上限は７０％程度であった。その点で、遷移金属超微粒子担持ハニカムである「Ｓ−２」、「Ｓ−３」では７５％、８０％と従来技術に対する優位性が見出された。更に、高シリカゼオライト「Ｓ−１」の後流に「Ｓ−２」、「Ｓ−３」を充填する高シリカゼオライトと遷移金属超微粒子２種類を充填する部分充填では、（Ｓ−４）では９０％、「Ｓ−５」では９５％であり、分解性能が更に向上した。

［実施例５］
先に行った評価試験で最も高いトリクロロベンゼン除去率を示した「Ｓ−５」の吸着剤構成を用い、先に行った評価試験と同様の、反応温度２５℃、溶存オゾン／トリクロロベンゼン質量比１．５（ｗ／ｗ）の条件で、ＳＶ値を１〜４０［１／ｈ］で変更して浄化試験を行った。そして、得られたトリクロロベンゼン除去率を用いて評価した。「Ｓ−５」の吸着剤構成は、吸着剤充填塔における液の流れの前方に「Ｓ−１」を配置し、後方に「Ｓ−３」を配置し、両者の体積比が１：１となるようにした。吸着剤の形状は、ハニカム（板厚０．２ｍｍ、ピッチ２ｍｍ）構造を有する。この結果、図２に示したように、ＳＶ値１〜４０［１／ｈ］の全領域で、対象の有害物質であるトリクロロベンゼンの除去率は、９０％以上と極めて高効率であることが確認された。

［実施例６］
実施例５と同様に、先に行った評価試験で最も高いトリクロロベンゼン除去率を示した「Ｓ−５」の吸着剤構成を用い、ＳＶ値は１０［１／ｈ］と一定として、処理対象のトリクロロベンゼンに対する添加する溶存オゾンの量を変更して、浄化試験を行った。具体的には、溶存オゾン／トリクロロベンゼン質量比（ｗ／ｗ）を０．５〜３で変更して、得られたトリクロロベンゼン除去率で評価した。この結果、図３に示したように、溶存オゾン／トリクロロベンゼン質量比（ｗ／ｗ）１〜３の全領域で、トリクロロベンゼン除去率が９０％以上の高効率であることが確認された。また、図３に示したように、この処理条件であれば、溶存オゾン／トリクロロベンゼン質量比が０．７と、溶存オゾン量を少なくしてもトリクロロベンゼン除去率８０％が維持されることがわかった。

［実施例７〜１０、比較例２、参考例２］
図１のフローの試験装置（但し、リークした溶存オゾンの分解剤層６ｂは設けず）を用いて、溶存オゾンによるアンモニアの処理試験を行った。使用した吸着剤は、表１と同一であり、試験条件等は表２に示したのと同一である。すなわち、アンモニアの処理試験では、処理対象を、アンモニア１０ｐｐｍを含有する模擬排液とし、該排液に、溶存オゾン濃度が１５ｐｐｍとなるように溶存オゾンを添加して、溶存オゾンとアンモニアの質量比が１．５になるように設定して浄化処理した。その他は、表２の条件で浄化処理した。評価は、トリクロロベンゼン含有排水の場合と同様に、図１に示した処理液排出配管７の部分（出口部分）でサンプリングした処理液中における、アンモニア濃度とオゾン濃度を測定し、アンモニア除去率と、オゾン除去率を算出して、結果を表４に示した。

表４より、アンモニアの溶存オゾンによる分解では、「Ｓ−１」〜「Ｓ−５」のいずれも、参考例２の未充填のアンモニア除去率１０％を大きく上回っていた。また、表４に示したように、既に公知のオゾン酸化を促進させる、比較例２のハニカム構造を有するＵＳＹ製の基材を用いた系の分解でも、アンモニア除去率は８５％程度で、高い分解性が得られている。これに対し、表４に示したように、遷移金属超微粒子を担持したハニカムである「Ｓ−２」、「Ｓ−３」では８８％、９０％であり、比較例２のハニカム構造を有するＵＳＹ製の基材を用いた系と比べて、アンモニア分解における優位性が確認できた。更に、比較例２のハニカム構造を有するＵＳＹ製の基材からなる吸着剤「Ｓ−１」の後流に、「Ｓ−２」を充填した「Ｓ−４」を吸着剤とした実施例９或いは、「Ｓ−３」を充填した「Ｓ−５」を吸着剤とした実施例１０では、「Ｓ−４」では９５％、「Ｓ−５」では９８％であり、オゾンによるアンモニアの分解性能が更に向上することがわかった。評価は、アンモニア除去率が９０％以上の場合を◎と評価し、８０％以上をの場合を○と評価した。

１：主プラント
２：排液導出（供給）配管
３：排液輸送ポンプ
４：溶存オゾンとの混合器
５：溶存オゾン発生器
６：吸着剤充填塔
６ａ：吸着剤層
６ｂ：水溶性酸化剤又は水溶性酸化剤と溶存オゾンの混合溶液からなる分解剤層
６ｃ：仕切
７：処理液排出配管

Claims (9)

1. 有害物質を含有する有害物質含有液に溶存オゾンを添加、混合した後、前記含有液を、ＢＥＴ比表面積が８０ｍ²／ｇ以上である、オゾンを吸着し、且つ、有害物質を吸着する遷移金属含有酸化物と接触させて流し、前記有害物質の溶存オゾンによる酸化を促進させ、高効率な酸化分解を行なうことを特徴とする有害物質含有液の浄化処理方法。
2. 前記遷移金属含有酸化物が、Ｃｏ、Ｍｎ及びＣｕからなる群から選ばれる少なくともいずれかの酸化物、或いは、前記群から選ばれる２種以上の複合酸化物である請求項１に記載の有害物質含有液の浄化処理方法。
3. 前記遷移金属含有酸化物が、Ｃｏ、Ｍｎ及びＣｕの複合酸化物、或いは、Ｃｏの酸化物である請求項１に記載の有害物質含有液の浄化処理方法。
4. 前記遷移金属含有酸化物が、Ｃｏ、Ｍｎ及びＣｕから選ばれる少なくともいずれかの金属塩の水溶液、或いは、前記群から選ばれる２種以上の金属塩の混合水溶液を、アルカリ溶液と混合することにより生成した沈殿物を用いて形成した超微粒子である請求項１〜３のいずれか１項に記載の有害物質含有液の浄化処理方法。
5. 前記遷移金属含有酸化物の形状が超微粒子であり、且つ、ハニカム状の高シリカ吸着剤に担持されている請求項１〜４のいずれか１項に記載の有害物質含有液の浄化処理方法。
6. 更に、前記有害物質含有液を流して接触させる前記遷移金属含有酸化物に対して、上流側又は下流側に、前記有害物質と前記溶存オゾンとを共吸着する高シリカ吸着剤を配置し、前記有害物質含有液を前記高シリカ吸着剤に接触させて流すように構成する請求項１〜５のいずれか１項に記載の有害物質含有液の浄化処理方法。
7. 前記高シリカ吸着剤が、高シリカペンタシルゼオライト、脱アルミニウムフォージャサイト及びメソポーラスシリケートからなる群から選ばれるいずれかの材料からなるものである請求項５又は６に記載の有害物質含有液の浄化処理方法。
8. 請求項１〜７のいずれか１項に記載の有害物質含有液の浄化処理方法を実施するための有害物質含有液の浄化処理装置であって、少なくとも前記遷移金属含有酸化物が単独又は混合物の形態で内部に配置されている吸着剤充填塔と、該吸着剤充填塔に有害物質含有液を供給するための供給配管と、該供給管に接続され、有害物質含有液中に溶存オゾンを添加するための溶存オゾン発生器と、前記吸着剤充填塔から浄化処理済みの処理液を排出する処理液排出配管とを備えてなることを特徴とする有害物質含有液の浄化処理装置。
9. 前記吸着剤充填塔に配置されている遷移金属含有酸化物の単独又は混合物の形態が、超微粒子粉体、粒状、ペレット状、ラシヒリング状及びハニカム状からなる群から選択されるいずれかである請求項８に記載の有害物質含有液の浄化処理装置。

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