技報第 24 号

2007

正蓮寺川における底質浚渫脱水固化余水処理水の酸化池的手法を用いた窒素除去現場試行実験
阪神高速道路(株)計画部計画調整グループ 江川
阪神高速道路(株)大阪建設部工事管理グループ 中川典聰
紀雄………………………………………………………………………………
要

旨

淀川左岸線正蓮寺川工区においては，工事エリアの河川を締め切り閉鎖水域としたうえで，河川底質を浚渫・脱水固化し，これにより形成された脱水固化土を埋め戻すことにより基盤整備を施工している．
上記の工事過程の脱水固化時に発生する余水処理水については，排水基準を満足することを確認のうえ河川放流することとしているが，排水基準のうち，窒素については基準を満足しない状況が生じた．この対策として，一般的な薬剤処理による方法を検討する一方で，暫定措置として，工事過程において現場で形成された河川閉鎖
水域に一時貯留させることとした．その後の経過観察及び各種調査の結果，当該閉鎖水域内の硝化脱窒菌等，或いは，植物プランクトンによる自然浄化力による窒素除去の可能性が確認され，これを試行的に活用することとした．更に工事の進捗と共に当該閉鎖水域の領域を拡大し，現場試行実験を発展的に拡大した結果，約２年半の年月を経て，最終的に窒素濃度は排水基準を満足する値に低減することができ，工事コスト縮減に大きく寄与することができたもの．
本稿では，約２年半に渡る現場試行実験の経緯・水質経年変化と浄化メカニズムの推定等についてデータを整理し報告するものである．
キーワード:酸化池、アンモニア性窒素、余水処理水、底質、浚渫脱水固化、正蓮寺川

はじめに工」という．）の施行を主に行うこととしている．
高速道路工に先立ち施行する基盤整備工につい一級河川正蓮寺川においては，河川流水部を陸ては，正蓮寺川流水面部の右半分（以下「右岸地化のうえ，その地下空間に河川暗渠と高速道路側」という．）については，過年度（平成 3 年かを開削工法により築造し，高速道路上面は都市計

ら 8 年度）にセメント系固化剤による原位置改良

画公園並びに歩行者専用道として整備する，いわ工により既に整備完了しているが，その際に，臭ゆる，正蓮寺川総合整備事業が大阪府，大阪市，

気問題と改良土の場内での有効利用が課題として

阪神高速道路㈱により推進されているところ．

残った．これを受け，残る左半分（以下「左岸阪神高速道路㈱はこのうち，河川流水部を陸地側」という．）の基盤整備工においては，河川底化し総合整備事業の基盤整備を行う基盤整備工

質を真空吸引圧送方式で浚渫し，パイプラインで（以下「基盤整備工」という．）の一部及び大阪

脱水固化プラント設備へ送り，ここで超高圧フィ

市道高速道路淀川左岸線築造工（以下「高速道路ルタープレスを用いて脱水固化改良し，処理され1

た脱水固化改良土は埋め戻し有効利用することに受け，恩貴島橋下流右岸側に平成 15 年に設置さより施行することとした．

れた（図‑1 参照）．

本稿は，上述の左岸側基盤整備工に伴い生ずる

余水処理設備については，凝集沈殿方式を採用

脱水固化余水処理水に対する，酸化池的手法を用し，実証実験で全ての排水基準項目を満足する結いた窒素除去現場試行実験の実施に至る経緯と実果を得られたが，底質に含まれていることが確認

験結果等について，そのデータを基に報告するもされた PCB，総水銀，ダイオキシン類についてはのである．

特に配慮し，これらと相関関係にある SS については，通常の排水基準より数十倍厳しい値を設定

１．浚渫脱水固化工法

し，確実に除去する為，砂ろ過器を設置した．
これら想定される事象に対して，必要な対策を

1‑1 底質の有害物質の存在及び対応方針

施し，かつ，監視基準並びに当該監視基準を万一

左岸側基盤整備工の工法選定に係る種々の検満足しなかった場合の講ずべき措置等を規定した

討・実証実験等を進める一方で，平成 11 年 10 月

監視計画を策定し，環境監視委員会の承認を経て，に正蓮寺川河川底質の一部に「底質の暫定除去基

平成 16 年 1 月より浚渫脱水固化工法による左岸

準」を超える PCB が確認された．そのため，平成側の基盤整備工が開始されることとなった．

12 年 8 月に環境関係の学識経験者を委員とする

２ ．余水処理水対策「正蓮寺川総合整備事業にかかる環境対策検討委
員会」（以下「環境対策検討委員会」という．
）が設立され，環境対策工事や環境監視計画の検討が

2‑1 経緯行われ，大阪府において対策の基本的な考え方が底質の脱水固化処理時に発生する余水は凝集沈整理された．これを受け，平成 13 年 8 月には環殿処理を施し，平成 16 年 1 月より河川への放流

境対策検討委員会が「正蓮寺川総合整備事業に係を開始した．これに伴い余水処理水の水質監視をわる環境監視委員会」（以下「環境監視委員会」

実施したが，まもなく生活環境項目である総窒素という．）に移行され，対策工事前，対策工事中が 250mg/L を示し排水基準（120mg/L 以下）を超の環境監視計画が策定された．これら委員会の審過した．この結果を受け，環境監視委員会により議により，汚染底質については，脱水固化改良後承認を得た環境監視計画に示された「講ずべき措

河川内に適切に封じ込めることとし，脱水固化改置」に基づき直ちに放流を止め関係機関で協議を良に伴って生じる余水については，生活環境の保行った結果，放流水を浚渫施工箇所である仮水路

全を目的とし，排水基準に適合するよう余水処理部（当時の閉鎖水域：図‑1 参照）へ返送，貯することとされた．

留・循環させる緊急回避措置をもって工事を進めていくことを決定し，工事進行と並行して対策方

1‑2 脱水固化プラント設備

法を検討することとした．

脱水固化プラント設備は，浚渫された底質に含脱水固化処理施設

まれる夾雑物及び砂分を除去する「前処理設備」，
脱水固化土の所要の品質（含水比 86%以下，コーン指数 1200kN/m2 以上）を確保するため 4Mpa の
超高圧フィルタープレスを備えた「脱水固化設
備」，余水を排水基準に適合させる為の「余水処
閉鎖水域理設備」の３つの部位から構成されるもので，実証実験を重ねたうえで，環境監視委員会の承認を

図‑1 仮水路部（閉鎖水域）平面図
2

2‑2 対策方法の検討

よってアンモニアを段階的に酸化し、最終的には排水基準を超過した総窒素についてその形態確窒素ガスもしくは亜酸化窒素にまで分解し、大気認を行ったところ，大部分がアンモニア性窒素と中に放出することにより水中のアンモニアを除去して存在していることが確認された．

する処理方法である。

そこでアンモニア性窒素除去技術として種々の図‑2 に反応過程を示したが，物理・化学的処理，生物学的処理の現場への適応

・ 反応の中間生成物としてクロロアミンが生成可否，既存設備や処理水量等の現場状況を勘案しし刺激臭が発生する（ﾌﾟｰﾙの塩素臭）．

た上で適応可能性のある数種の手法について室内・ 反応の過程で塩酸が生成するため，ｐＨが低試験による処理性能等を確認した結果，「不連続下する．

点塩素処理法」による窒素除去が最も有効であっ

等，実用にあたっての問題点もみられた．そこで，た．（表‑1，表‑2）

臭気対策設備の付加など既存の設備の最小限の改表‑1 ｱﾝﾓﾆｱ性窒素除去技術と既存設備への適応

変をもって処理設備の整備を図ることとした．
表‑3 に処理対策検討のための実験の結果を示す．

既に 建設され た余 水処理 施設 への適応 性
区

分

種類
課 題等

多成分 除去法

物
理
・
化
学
的
方
法

評価

電 気透析法

大 水量の処理 には 不向き 、処理コスト が高 い×イ オン交換法

大 水量の処理 には 不向き 、余水にはｱﾝﾓﾆｱ以 外の ｲｵﾝが多量にあ る×

逆 浸透膜法

大 水量の処理 には 不向き 、処理コスト が高 い

×

蒸 留法

大 水量の処理 には 不向き 、処理コスト が高 い×ｱﾝﾓﾆｱｽﾄﾘｯﾋﾟﾝｸﾞ法

除 去したｱﾝﾓﾆｱの処 理が 必要、処 理コストが 高い

×NH3 ＋HClO→NH2 Cl＋H2 O（ﾓﾉｸﾛﾗﾐﾝ）
NH2 Cl＋HClO→NHCl2 ＋H2 O（ｼﾞｸﾛﾗﾐﾝ）
NHCl2 ＋HClO→NCl3 ＋H2 O（ﾄﾘｸﾛﾗﾐﾝ）
NH2 Cl＋NHCl2 →N2 ＋3HCl
NH2 Cl＋NHCl2 ＋HClO→N2 O＋4HCl

ｱﾝﾓﾆｱ減少
残ｾﾞｵﾗｲﾄ吸着法

比 較的 現場に適した処 理法 である が、余水には ｱﾝﾓﾆｱ以 外の ｲｵﾝが多 量に あり、ラン ニン グコス トが高くなる

不連続 点塩素処理
法

浄 水場な どでの使用実績が多く、比較的現場に適し た処理 法であるが 、維 持管理面で の検 討が必 要である。

○

薬 剤凝集処理法

比 較的 現場に適した処 理法 である が、余水には ｱﾝﾓﾆｱ以 外の ｲｵﾝが多 量に あり、ｱﾝﾓﾆｱの除 去性 能を確認 する必要が ある△

活 性炭吸着法

比 較的 現場に適した処 理法 である が、余水には ｱﾝﾓﾆｱ以 外の ｲｵﾝが多 量に あり、ｱﾝﾓﾆｱの除 去性 能やラン ニングコス トを確認す る必要がある

△

留

△

①

②

塩
選択的 除去法③

素量NaClO 増加によるｐH 上
HCL 生成によるｐH 低
ｱﾝﾓﾆｱ性窒素除去完了（不連続点）

塩素添加量

生
物
学
的
方
法

藻類、細菌などを利 用する方法

酸 化池法

処 理には広大 な面 積が必 要となるため 不向 きであ る

×

硝 化法

生 物学的処理のため 、施設 規模が大きく なる。また、硝化の みで は総窒 素は低減し ない 。

×

脱 窒法

生 物学的処理のため 、施設 規模が大きく なる。また、脱窒す るに は、
硝 化工程が必 要と なる。

×

硝 化・脱窒法

生 物学的処理のため 、施設 規模が大きく なる。また、脱窒す るに は、
硝 化工程が必 要と なる。

×

図‑2 不連続点塩素処理法における窒素除去の反応模式図果表‑3 不連続点塩素処理による窒素除去実験結果

表‑2 除去性能室内比較実験結果
方 法
原 理

ゼオライト吸着法

不連続点塩素処理法

活性炭吸着法ゼオライト（鉱物）にアンモニアを 次亜塩素酸ソーダの酸化力によ 薬剤（リン酸系の液体凝集剤(商品 活性炭にアンモニアを吸着させ、吸着（イオン交換）させ除去する。 り、アンモニアをＮ２又はＮ２Ｏにま 名称：ネップ)）の添加によってアン 除去する
（天然ｾﾞｵﾗｲﾄ、人工ｾﾞｵﾗｲﾄ（Ca、ｱ で分解する
モニアを凝集沈殿させ、除去する
ﾙﾐﾅ）)

対象処理水
ｾﾞｵﾗｲﾄ吸着
実験フロー

ＳＶ＝６
接触時間10分間

対象処理水

対象処理水

次亜塩素酸ソーダによる酸化分解

ネップによる
薬剤凝集

濃度測定

濃度測定

濃度測定

実験結果

薬剤凝集処理法（天然ｾﾞｵﾗｲﾄ）
通水時間

ｱﾝﾓﾆｱ濃度

通水前
30分間
60分間
90分間
240分間

267mg/L
94mg/L152mg/L
184mg/L
213mg/L

10%次亜塩素酸ｿｰﾀﾞ 10ml/L添加 ネップ 2ml/L添加(ｱﾝﾓﾆｱ濃度相当量)

添加前
添加後

ｱﾝﾓﾆｱ濃度283mg/L
30mg/L

添加前
添加後

ｱﾝﾓﾆｱ濃度232mg/L
223mg/L

対象処理水

ＳＶ＝６
接触時間10分間

○

×

越流水

ｐH

ｐH

8.34
8.30
7.34
7.51
7.58
7.94

8.29
7.84
6.91
7.44

残留塩 NH -N
4素（ｍｇ(mg/L）
／Ｌ）
>10
>20
>20
>20
>20
>20

90
100
90
80
70
30

その後の実機運転による試験結果でもテーブル

濃度測定
通水時間

ｱﾝﾓﾆｱ濃度

通水前10分間

267mg/L
265mg/L

テストで得られた運転条件（次亜塩素酸ソーダ添加量）で目標水質までアンモニア性窒素の除去が吸着性能は認められたが、破過時 次亜塩素酸ソーダの酸化力による ｱﾝﾓﾆｱ以外の陽イオンの影響大、 活性炭によるｱﾝﾓﾆｱの吸着除去は期待できない。
間が極端に短く（ｱﾝﾓﾆｱ以外の陽 除去性能良好。
相当量薬剤添加必要。
イオンの影響）現実的な処理法で薬剤凝集時に白色フロックが大量はない。
に生成（リン酸ｶﾙｼｳﾑ）、フロック
沈降性も悪く現実的な処理方法で
はない。

△

中和槽
中央

活性炭吸着

（人工ｾﾞｵﾗｲﾄ）
天然ｾﾞｵﾗｲﾄと同様の結果

評 価

反応槽
前段
流入側
後段
次亜塩
経過時間 流入水 素酸ｿｰ
残留塩 NH -N 流入水 NaOH添
ORP（ｍ
ORP（ｍ
4
量
ﾀﾞ添加
ｐH
ｐH
素（ｍｇ
量
加量
V)
V)
(mg/L）（L/min)量／Ｌ）（L/min) （L/min)（L/min)
0
7.19
-22
200
10
3.31
198
2.75
227 >20
100
20
5.66
58
2.75
229 >20100
4.5
0.4
30 2505.82
52
2.68
227 >20100 250
40
6.87
-13
2.76
224 >20
90
50
6.93
-17
2.81
220 >20
60
60
7.00
-21
2.85
217 >2040×確認できたことから，不連続点塩素処理法による実機運用への整合性を得ることができた．ただし，① 反応過程でのトリハロメタンの生成の懸念

この結果をもとに実機運用への更なる検討を実② 処理時には膨大な薬剤使用量となる（処理施することとした．

費用の膨大化）などの課題が残った．

2‑3 不連続点塩素処理法

一方，検討の時点において，不連続点塩素処理

不連続点塩素処理法は，次亜塩素酸の酸化力に法による対策方法が確立するまでの期間，余水処
3Ｎ 、Ｎ Ｏ

余水処理水（窒素）の流入

理水を循環・貯留していた仮水路(閉鎖水域)の総

有機性窒素（Ｏｒｇ−Ｎ）

酸化

藻類増殖

窒素循環

アンモニア性窒素（ＮＨ ４４−Ｎ）

過と共に，何れの調査地点においても総窒素の低

酸化有機物の沈降、堆積
溶出

下傾向が確認された（表‑4）
。

２

脱窒

河 川 水

窒素濃度をモニタリング調査した結果，時間の経２硝酸性窒素（ＮＯ３ −Ｎ）

亜硝酸性窒素（ＮＯ２ −Ｎ）

浚渫

還元

アンモニア性窒素

表‑4 仮水路内の総窒素濃度の変化
項目

単位

測定値
仮水路中流

仮水路上流

底

仮水路下流

４

基準値

9/8採水分 11/9採水分 10/7採水分 11/9採水分 9/8採水分 11/9採水分

Ｔ−Ｎ

mg/L

130

4.2

6.3

質

・有機性窒素（Ｏｒｇ−Ｎ）
・アンモニア性窒素（ＮＨ ４ −Ｎ）

2.8

24

4.8

砂

層

120

図‑5 酸化池法による窒素除去メカニズム
この間，閉鎖水域内では浚渫及び余水処理水の循環・貯留以外には特別な処置を施していないこ

３ ．酸化池的手法を 用いた窒素除去現場試行とから，自然浄化能による窒素除去（酸化池法に実験

よる窒素除去）の可能性が示唆された．
閉鎖水域内で窒素濃度の低下傾向が確認された
2‑4 自然浄化の可能性ことから，窒素除去対策として自然浄化能を利用

河川のワンド部や湖沼など水流の少ない場所でした酸化池法利用の可能性を検証することとした．

は，自然水域中に存在する微生物の作用によって有機物の分解や窒素の形態変化・系外除去等の現

3‑1 第１期（可能性確認実験）＜H17 年 1 月＞

象が見られる場合がある（酸化池法）（図‑3）．

区画鋼矢板にて閉鎖水域を確保した先行浚渫箇

また，富栄養化した閉鎖水域では，水中に存在所（図‑6 参照）において余水処理水を貯留・循するプランクトンによって栄養塩類（窒素等）が環しながら，窒素除去の可能性について状況確認

捕り込まれることが知られている（図‑4）
．

を行った．

この両者の作用が相まれば，自然の浄化力を利

脱水固化処理施設

用して窒素除去が可能になると考えられる(図‑5)．
＜窒素形態＞＜作用細菌群＞

有機態窒素
酸化

先行浚渫施工箇所

一般細菌

アンモニア性窒素
硝化

酸化

図‑6 先行閉鎖水域（第１期実験箇所）

亜硝酸菌
亜硝酸性窒素酸化硝酸菌(1)硝酸菌・亜硝酸菌・脱窒菌の存在確認

硝酸性窒素
脱
窒

還元

微生物作用による窒素除去の可能性確認のた

脱窒菌

窒素ガスor亜酸化窒素ガス

め，閉鎖水域の硝酸菌・亜硝酸菌・脱窒菌の存

図‑3 微生物作用による窒素形態変化在を確認した．（表‑5）
閉鎖水域内には硝化脱窒菌の存在が確認され，水中栄養塩類（窒素）その他の環境条件が整えば硝化・脱窒現象は起植物プランクトンによる捕り込み

こる可能性があることが示唆された．

動物プランクトンによる植物プランクトンの捕食

表‑5 閉鎖水域内の硝化脱窒菌の測定結果(平成17年1月17日 測定)

動物プランクトンの死滅

有機物として沈降・堆積

酸化
池

図‑4 プランクトン作用による窒素挙動

4

項目

亜硝酸菌

硝酸菌

脱窒菌

単位

（cfu／mL）（cfu／mL）(MPN/100mL）

4.0×105

2.0×104

3.3×10

中層

4.0×105

4

2.0×10

3.3×10下層

4.0×105＜2.0×104

1.4×103上層

33

(2)プランクトンの存在確認
プランクトンの捕り込みによる窒素除去の可
植物プランクトン

能性確認のため，閉鎖水域内の植物プランクト

動物プランクトン

ﾐﾄﾞﾘﾑｼ藻綱

甲殻綱
ﾆｾﾋｹﾞﾅｶﾞｹﾝﾐｼﾞﾝｺ

Euglena agilis

Pseudodiaptomus inopinus

ン及び動物プランクトンの存在を確認した（表1目盛 2.5μm

1目盛10μm‑6，図‑7）．
閉鎖水域内には動物プランクトン及び植物プ
植物プランクトン

ランクトンの存在が確認され，その他の環境条動物プランクトン

珪藻綱

肉質虫綱
Arcella sp.

Skeletonema costatum

件が整えば，植物プランクトンによる窒素の捕1目盛 2.5μm

1目盛 5μm

り込みによる浄化の可能性があることが示唆さ
図‑7 閉鎖水域内で確認されたプランクトン

れた．

閉鎖水域

3‑2 第２期（下流閉鎖水域実験）＜H17 年 2 月〜＞
閉鎖水域の状況確認調査により，硝化脱窒菌による生物学的窒素除去の可能性，植物プランク
トンの窒素取り込みによる窒素の除去の可能性

最下流部（№１）

北港抽水所（№２）

が示唆された．

図‑8 酸化池法検証調査位置図（下流側）

なお，余水処理水のアンモニア性窒素濃度は，250〜300mg/L 程度で推移しており，依然排水表‑1 に示す「生物学的方法」は一般に広大な基準を上回る状況であった．
一方，現場では最下流部の締切工事完了に伴い，
恩貴島橋下流から最下流部までの閉鎖水域が確

おいて定期的に測定して確認することとした．

こととした．
（図‑8）・余水処理水及び閉鎖水域水のｱﾝﾓﾆｱ性窒素濃度．

表‑6 閉鎖水域内のプランクトン測定結果

・閉鎖水域内の状況： pH，DO，水温等の状況．

＜植物プランクトン＞

調査期日:2005年 1月17日
表中の数字は細胞数/1ﾐﾘﾘｯﾄﾙ (+:1未満)
綱
科
種名
細胞数
Melosira distans
珪藻綱
ﾒﾛｼﾗ科
13
Melosira nummuloides
7
Melosira italica
5
Melosira italica
12
Melosira granulata
19
Skeletonema costatum
135
ﾀﾗｼｵｼﾗ科
Cyclotella spp.
ﾀﾗｼｵｼﾗ科
62
Cyclotella striata
16
Amphora spp.
ﾅｳﾞｨｷｭﾗ科
3
Cymbella minuta
3
Pinnularia spp.
3
Synedra ulna
1
ﾃﾞｨｱﾄﾏ科
Gomphonema spp.
ﾅｳﾞｨｷｭﾗ科
8
Achnanthes spp.
ｱｸﾅﾝﾃｽ科
10
Navicula spp.
ﾅｳﾞｨｷｭﾗ科
36
Nitzschia spp.
37
ﾆｯﾁｱ科
Raphidophyceae
ﾗﾌｨﾄﾞ藻綱 ｳﾞｧｷｭｵﾗﾘｱ科
106
Euglena agilis
ﾐﾄﾞﾘﾑｼ藻綱 ﾐﾄﾞﾘﾑｼ科
500
Pyramimonas sp.
ﾌﾟﾗｼﾉ藻綱 ﾋﾟﾗﾐﾓﾅｽ科
7
Staurastrum sp.
2緑藻綱
ﾂﾂﾞﾐﾓ科
Oxyphysis oxytoxoides
渦鞭毛藻綱 ﾃﾞｨﾉﾌｨｼｽ科
1Cochlodinium radiatum
ｷﾞﾑﾉﾃﾞｨﾆｳﾑ科+
沈殿量（ml/l)
0.20

植物プランクトンの消長（植物色素量：クロ
ロフィルａの測定）．
下流閉鎖水域での約１年に渡る水質変化の一例を示した（図‑9，図‑10）．
・ 閉鎖水域確保直後から 4 月末にかけてアンモ
ニア性窒素は余水処理水の循環による計算上予測値に沿った値で推移しており，閉鎖水域
内は余水処理水の貯留・循環の影響をうけていることがうかがえた．
・ 4 月以降植物プランクトンの増殖によると思われるｐH，DO の上昇，クロロフィルａ＜動物プランクトン＞

浮遊幼生

ｱﾙｹﾗ科
ﾆｾﾋｹﾞﾅｶﾞｹﾝﾐｼﾞﾝｺ科
甲殻類幼生
多毛類

為に構築された閉鎖水域を，窒素除去システムと現場での水質状況は以下の項目について定点にき続き酸化池活用による窒素除去の検証を行う

科

面積を必要とし適用困難視されていたが，工事のして兼用するという発想の転換をするものである．

保された．そこで，この閉鎖水域を利用し，引

綱
肉質虫綱
甲殻綱

恩貴島橋下流（№３）（植物色素）の増加がみられた．その後，5

表中の数字は個体数/1ﾘｯﾄﾙ
種
正蓮寺川
Arcella sp.
30
Pseudodiaptomus inopinus
80
nauplius of Copepoda
10
larba of Polychaeta
20

月にはアンモニア性窒素濃度が低下する傾向となり，植物プランクトンによる窒素取り込
5

みが示唆された．

下流側閉鎖水域の浚渫完了，最上流部の締切工・ 6 月から 8 月中旬にかけては，ｱﾝﾓﾆｱ性窒素

事完了に伴い上流側閉鎖水域が別途確保され，浚は 80〜150mg/L 程度で安定している．しか渫工事が上流側へ移行された．

し，8 月中旬以降は高値を示す傾向がみられ下流側閉鎖水域では工事によって底質を乱すた．これは，恩貴島橋下流付近から順次鋼矢

ことがなければ一定の窒素濃度低下傾向が認めら板の打設，浚渫・埋め戻し工事が行われておれた．そこで，より広大な面積を有する上流側閉

り，これらによる影響が主要因と考えられる． 鎖水域についても下流側閉鎖水域と同様，酸化池
この状況は下流側閉鎖水域の浚渫作業およびの活用検証を実施することとし，浚渫工事移行に

余水の循環貯留が行われた平成 17 年 12 月まあわせて，余水の循環貯留を上流側閉鎖水域に移で観察された．

行した（H17 年 12 月 5 日）．なお，この時点に・ 8 月中旬以降は，工事の進捗に伴う閉鎖水域

おいて下流側貯留水の窒素濃度は当初に比べ低下

内での浚渫・埋め戻しの作業の影響を受け，しているものの依然排水基準を上回る状況であっ酸化池を利用した窒素除去効果の確認が困難たため，下流側閉鎖水域についてはその後も引きな状況になっている．

続き酸化池として利用し，自然環境下（工事によ酸化池№３（恩貴島橋下流）

水温(℃)

る影響がない状態）での窒素濃度の挙動を確認す

pH

35.0

11
水温上層（℃）

30.0

水温中層（℃）
水温下層（℃）

25.0

pH上層
pH中層

ることとした．（図‑11）
10

pH下層

20.0

恩貴島橋下流（№３）

9
15.0
10.0

8

5.0
0.0

ＮＨ4-Ｎ
(mg/L

300
250

11/8

北港抽水所（№２）
酸化池№３（恩貴島橋下流）

ＮＨ4-Ｎ上層（mg/L）
ＮＨ4-Ｎ中層（mg/L）
ＮＨ4-Ｎ下層（mg/L）
計算上予測値
ＤＯ上層(mg/L)
ＤＯ中層(mg/L)
ＤＯ下層(mg/L)

350

11/22

H17

10/25

9/27

10/11

9/13

8/30

8/2

8/16

7/5

7/19

6/7

6/21

5/24

5/10

4/26

4/12

3/29

3/1

3/15

2/15

7

閉鎖水域

最下流部（№１）

ＤＯ
(mg/L
)

恩貴島橋下流左岸側（№４）

25.0
20.0

200

15.0

150

10.0

最上流部（№Ｃ）

森巣橋付近（№Ｂ）
恩貴島橋付近（№Ａ）

100
5.0

50

0.0

11/8

11/22

10/25

10/11

9/27

9/13

8/30

8/2

8/16

7/5

7/19

6/21

6/7

5/24

5/10

4/26

4/12

3/29

H17

3/15

3/1

2/15

0

図‑11 酸化池法検証調査位置（全域）

図‑9 閉鎖水域の水質経時変化
平成 17 年 12 月 5 日以降の上下流閉鎖水域の色素量（ｸﾛﾛﾌｨﾙa+ﾌｪｵﾌｨﾁﾝ）μｇ/L

900.0

№１
№２
№３
№４

800.0
700.0
600.0

アンモニア性窒素濃度の変化の一例を示した（図‑12）．

※：№１〜№４は調査位置を表す。（図-11参照）

500.0
400.0

・ 下流側閉鎖水域については，平成 17 年 12 月

300.0から平成 18 年 3 月にかけて徐々にアンモニ200.0

ア性窒素濃度は低下する傾向がみられた．こ100.0

れは，余水の循環・貯留をストップしたこと

0.0
2

3

4

5

6

7

8

9

10

11
(月） 12および下流側における浚渫工事が終了したこ
図‑10 閉鎖水域の植物色素量の変化とにより静置状態が確保されたことよると考えられる．その後，若干の変動はあるものの3‑3 第３期（上下流閉鎖水域実験）

全体的には減少傾向にあり，平成 18 年 12 月

＜H17 年 12 月〜＞

以降はアンモニア性窒素濃度が 100mg/L 程
6

度で安定している．

に浚渫完了および余水の循環貯留をストップした

・ 上流側閉鎖水域については，余水の循環貯留ことにより，静置状態が確保された．この状態で開始直後は下流側閉鎖水域と同様，アンモニ

概ね１年が経過した時点で，アンモニア性窒素濃

ア性窒素濃度は予測値に沿って上昇したが，度の挙動をとらえ，変化量の数値化を試みた．

平成 18 年３月以降は減少傾向がみられた．

ＮＨ4-Ｎ
350
(mg/L)

その後も下流側同様，若干の変動はあるもの

300
250

の全体的には 50mg/L 程度で安定している．

200

・ 閉鎖水域での観測はアンモニア性窒素のほか，

150

y = -16.817Ln(x) + 191.05
100

亜硝酸性窒素，硝酸性窒素についても実施し

50ているが，いずれも 2〜3mg/L 程度である．

経過日数
（日）

0
0

また，年４回実施している公定法分析による

100

200

300

400

500

1.5年

600

700

２年

800

図‑13 閉鎖水域におけるアンモニア窒素除去速度

形態別窒素の濃度をみると，総窒素はほとん
どがアンモニア性窒素で占められていること

変化量の予測図でみると，このまま静置状態が継から，アンモニア性窒素が 100mg/L 程度以

続した場合，たとえば平成１9 年６月（静置１年下であれば総窒素は排水基準（120mg/L 以半後）には 90mg/L，平成 19 年 12 月（静置２年下）を満足していると考えられる．

後）には 80mg/L とアンモニア性窒素濃度は今後もわずかずつ低下すると予測される．

酸化池№３（下流側閉鎖水域・恩貴島橋下流）

ＮＨ4-Ｎ

350(mg/L
植物ﾌﾟﾗﾝｸﾄﾝ増殖による窒素捕り込み

300

ＮＨ4-Ｎ（上層）

余水処理水の放流先変
更（上流側へ）

上流側閉鎖水域については，下流側に比べて低ＮＨ4-Ｎ（中層）250

ＮＨ4-Ｎ（下層）

値で安定しており，排水基準値も満足している．

底泥からの溶出
計算上予測値

200150

これまでの経過から今後も安定した状況で推移す

100
浚渫・埋め戻しによる底泥攪乱のため濃度上昇

50ると考えられる．（下流側と同様一次式でも低下
7/15

6/15

5/15

4/15

3/15

2/15

1/15

12/15

11/15

9/15

8/15

10/15

7/15

6/15

5/15

4/15

3/15

2/15

1/15

12/15

9/15

11/15

8/15

傾向を示している．
）

酸化池№A（上流側閉鎖水域・恩貴島橋付近）

ＮＨ４−Ｎ(mg/L）

350

10/15

7/15

6/15

5/15

4/15

3/15

2/15

0

ＮＨ4-Ｎ（上層）12/7 余水処理水放流開始

3‑5 開放水域への放流

ＮＨ4-Ｎ（中層）300

上流側から下流側へ送水

ＮＨ4-Ｎ（下層）250

計算上予測値

上述の現場試行実験の経過については，平成

12/24〜1/7

200（総水量：１７７６ｍ３）
150

19 年 6 月第 12 回環境監視委員会において最終報

10050

告し，一定の評価を得るとともに，閉鎖水域貯留
7/5

6/5

5/5

4/5

3/5

2/5

1/5

12/5

11/5

9/5

8/5

7/5

6/5

5/5

4/5

3/5

10/5

H18

2/5

1/5

12/5

0

水については今後工事の展開に合わせて，排水基H19

準を満足することを確認のうえ，河川（開放水

図‑12 閉鎖水域のアンモニア窒素濃度経時変化域）へ放流することが承認された．
その後，現場の工事進捗を踏まえ，平成 19 年

3‑4 酸化池としての定量的評価
約２年半にわたり総窒素排水基準を上回る余

7 月より放流開始し，千鳥橋上流部の右岸側にお水処理水を閉鎖水域に貯留・循環し，閉鎖水域をける施工基盤面築造に成功した，これにより平成

酸化池として利用する窒素除去の可能性を検討し19 年 9 月より正蓮寺川東工区開削トンネル工事てきた．閉鎖水域内にはプランクトン，硝酸・亜による高速道路工本体工に着手することとなった．

硝酸菌および脱窒菌が存在し，季節変動に応じてプランクトンによる窒素の取り込みや硝化脱窒菌
による窒素除去が起こったものと考えられ，一定の窒素除去効果が認められた．
下流側閉鎖水域においては，平成 17 年 12 月
7

おわりに

に有意義な実験となった．

本実験は，工事施工現場を活用した大規模かつ謝辞：工事現場を活用した極めて稀な実験を施行

長期的な水質浄化試験であり，極めて稀な事例とするにあたり，適切なご指導・ご助言をいただいなった．また酸化池のメカニズム（プランクトン

た環境対策工法検討会委員並びに環境監視委員会

増殖による窒素の取り込みや硝化・脱窒菌による委員及びご協力いただいた関係行政機関並びに施窒素除去）と整合したデータを得る事ができた．

工業者の皆様に感謝するとともに，今後も引き続薬剤処理に依らず自然浄化力を活用することにき環境監視に万全を期しながら，正蓮寺川総合整より，自然にやさしい処理方法が実現できたこと， 備事業に参画しその推進に協力していく所存であ加えて，薬剤料のみで理論上，概ね 1.3 億円程度

る．

のコスト縮減を図ることが出来たことから，非常

ON-SITE EXPERIMENT OF NITROGEN REMOVAL USING THE OXIDATION
POND TECHNIQUE ON WASTEWATER FROM DREDGED SEDIMENTDEWATERING AND COMPACTION TREATMENT AT SHORENJI RIVER
Noriaki EGAWA, Norio NAKAGAWA
At Shorenji section of the Yodogawa Sagan Route of the Hanshin Expressway, a river in the section was closed tocreate a closed water area for the work, and river sediment is dredged, dewatered, compacted and then filled back toform the infrastructure.
Wastewater from the dewatering and compaction treatment was assumed to be released to the river after checking
compliance with the wastewater quality standards. However, a case arose where the nitrogen standard was not satisfied.
While common chemical treatments were examined to cope with this problem, wastewater was stored in the closed
section of the river as a tentative measure. Subsequent observation and various investigations suggested a possibility ofnitrogen removal by self-purifying capacity of the closed water area where phytoplankton and nitrifying and denitrifying
bacteria exist. This method has been introduced experimentally in the current work, with the size of the closed water area
expanded with the progress of the work for more extensive experiment. As a result, the nitrogen level decreased tosatisfactory levels in the past two and a half years, making a great contribution to reduction of the entire construction
cost.
This paper provides a summary of the on-site experiment of the past two and a half year, including water qualitychange with time, and estimated purification mechanism along with supporting data.

江川 典聰

中川 紀雄

阪神高速道路株式会社
計画部 計画調整グループ
Noriaki EGAWA

阪神高速道路株式会社
大阪建設部 工事管理グループ
Norio NAKAGAWA

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