水处理装置及水处理方法与流程

本发明涉及根据水质、流量的变动而实时地实现适宜的臭氧注入控制的控制水处理装置及水处理方法。

背景技术：

在自来水原水中所含的腐殖物物质作为三卤代甲烷(以下称为thm)的前体物质而已知。该腐殖物物质是难分解性的有机物之一，在以往的净水处理中难以除去，如果为了消毒而进行氯处理，则成为使thm的生成增大的原因。

就thm而言，由于是致癌性物质，因此作为抑制其生成的对策，将臭氧高度净水处理引入净水场。该臭氧高度净水处理使用臭氧的强氧化力，将自来水原水中的有机物氧化分解。由于臭氧将自来水原水中的腐殖物物质分解除去，因此臭氧处理对于三卤代甲烷生成能力(thmfp)的降低有效。

在这样的臭氧处理中，在被处理水中所注入的臭氧与有机物反应而被消耗，未反应的臭氧作为溶存臭氧被检出。因此，如果为了溶存有机物的分解而将必要量以上的臭氧注入被处理水中，则溶存臭氧浓度增大。而且，如果溶存臭氧浓度升高，则将被处理水中的溴化物离子被氧化，生成溴酸等的消毒副产物。

溴酸具有致癌性的嫌疑，因此根据自来水法的水质标准将自来水的溴酸限制在10μg/l以下。另外，为了抑制溴酸的生成，必须控制臭氧注入率。一般而言，进行有基于处理水的溶存臭氧浓度来控制臭氧的注入率的溶存臭氧浓度恒定控制。

另外，在该溶存臭氧浓度恒定控制中，通过将溶存臭氧浓度控制得尽可能低，抑制溴酸的生成。但是，在夏季这样的高水温期，有时与溶存臭氧的检出同时地生成标准值以上的溴酸。认为这是由于：由于臭氧的自分解速度大，因此与溶存臭氧浓度的测定时刻相比，处理水的溶存臭氧被控制得高。

另外，就将溶存臭氧浓度控制得低而言，虽然对于抑制溴酸的生成有效，但有可能不能充分地减少作为臭氧处理的本来的目的的thmfp。

因此，对与被处理水的水质相符的臭氧注入率的控制进行了研究，提案有基于被处理水与处理水的各自的波长254nm的紫外吸光度的关系的方法(例如参照专利文献1)。另外，也提案有基于被处理水的荧光强度和臭氧消耗效率的关系来控制臭氧注入率的方法(例如，参照专利文献2)。

现有技术文献

专利文献

专利文献1：日本特开平2-277596号公报

专利文献2：日本专利第4660211号公报

技术实现要素：

发明要解决的课题

但是，以往技术中存在如以下这样的课题。

就专利文献1中的臭氧注入率控制方法而言，进行预先求出被处理水与臭氧的反应特性的实验，基于其实验结果来控制臭氧注入率。因此，存在如下问题：如果被处理水的水质由于气候、季节变化而变动，则不能适宜地控制臭氧注入率。

另一方面，专利文献2基于臭氧消耗效率来控制臭氧注入率。即，将注入臭氧气体浓度、排臭氧气体浓度及溶存臭氧浓度等的臭氧处理的结果反映于臭氧注入率的控制。因此，存在如下问题：不能实时地控制以使得形成与被处理水的水质变动相符的适宜的臭氧注入率。进而，在臭氧消耗效率的算出中使用溶存臭氧浓度的值。因此，在夏季这样的高水温期，有可能溴酸的生成增大。

本发明为了解决上述的课题而完成，目的在于得到水处理装置及水处理方法，其能够根据水质、流量的变动实时地进行控制以使得形成适宜的臭氧注入率，且即使在高水温期也能够抑制溴酸的生成、将有机物分解除去。

用于解决课题的手段

本发明涉及的水处理装置具备：向导入而容纳被处理水的处理槽中注入臭氧气体的臭氧注入设备；使用至少第1波长来测定处理槽的多个地点处的被处理水的分光光度的测定部；和控制器，所述控制器基于通过测定部所测定的多个地点处的测定结果，对于在处理槽中被臭氧处理后的处理水或者对于处理水与被处理水这两者，推定第1波长的分光光度的残存率，使用推定的残存率来控制臭氧注入设备的臭氧注入率。

另外，本发明涉及的水处理装置具备：向导入而容纳被处理水的处理槽中注入臭氧气体的臭氧注入设备；对于被导入处理槽的被处理水，测定包含第1波长及第2波长的2种以上的波长的紫外吸光度的第1测定器；对于在处理槽中被臭氧处理后的处理水，测定第1波长的紫外吸光度的第3测定器；基于采用第1测定器和及第3测定器得到的测定结果，控制臭氧注入设备的臭氧注入率的控制器；和导入被处理水而实施臭氧处理，基于臭氧处理的结果来实时地算出臭氧注入率的目标值的小型水处理装置，就控制器而言，通过第3测定器的第1波长的测定值除以第1测定器的第1波长的测定值，算出处理水的第1波长的紫外吸光度的残存率测定值，控制臭氧注入率以使得小型水处理装置中所算出的臭氧注入率的目标值与处理水的第1波长的紫外吸光度的残存率测定值之差变得最小。

另外，本发明涉及的水处理方法是在水处理装置中所应用的水处理方法，所述该水处理装置具备：向导入而容纳被处理水的处理槽中注入臭氧气体的臭氧注入设备；对于被导入处理槽的被处理水，测定包含第1波长及第2波长的2种以上的波长的紫外吸光度的第1测定器；对于在处理槽中被臭氧处理的处理水，测定第1波长的紫外吸光度的第3测定器；和基于采用第1测定器和第3测定器得到的测定结果来控制臭氧注入设备的臭氧注入率的控制器，该水处理方法具有：在控制器中，由采用第1测定器得到的第2波长的测定值，算出处理水的第1波长的紫外吸光度的残存率推定值，设定为目标值的步骤；通过第3测定器的第1波长的测定值除以第1测定器的第1波长的测定值来算出处理水的第1波长的紫外吸光度的残存率测定值的步骤；和控制臭氧注入率以使得设定为目标值的第1波长的紫外吸光度的残存率推定值与处理水的第1波长的紫外吸光度的残存率测定值之差变得最小的步骤。

另外，本发明涉及的水处理方法是水处理装置中所应用的水处理方法，该水处理装置具备：向导入而容纳被处理水的处理槽中注入臭氧气体的臭氧注入设备；对于在处理槽的入口设置的第1测定地点处的被处理水，测定第1波长的分光光度的第1测定器；对于在处理槽内设置的第2测定地点处的被处理水，测定第1波长的分光光度的第2测定器；对于在处理槽的出口设置的第3测定地点处的在处理槽中被臭氧处理后的处理水，测定第1波长的分光光度的第3测定器；和基于采用第1测定器、第2测定器和第3测定器得到的测定结果来控制臭氧注入设备的臭氧注入率的控制器，该水处理方法具有：在控制器中，由采用第1测定器得到的测定值算出第1测定地点处的被处理水的第1波长的分光光度的残存率作为第1残存率的步骤；由采用第2测定器得到的测定值算出第2测定地点处的被处理水的第1波长的分光光度的残存率作为第2残存率的步骤；由采用第3测定器得到的测定值算出第3测定地点处的处理水的第1波长的分光光度的残存率作为第3残存率的步骤；作成由第1残存率和第2残存率导出的1次函数的步骤；算出以第3残存率作为因变数时的1次函数中的自变数的步骤；和基于算出的自变数来控制臭氧注入率的步骤。

发明的效果

根据本发明，具有由被处理水的水质来推定被处理水中的有机物的分解所需的臭氧注入率的构成。其结果，能够实现如下的水处理装置及水处理方法：能够实时地进行控制以使得形成与水质变动相符的适宜的臭氧注入率，不多不少地将有机物的分解所需的臭氧注入被处理水中，且将有机物充分地分解、且能够抑制溴酸的生成。

附图说明

图1为用于说明根据本发明的实施方式1的水处理装置的构成的图。

图2为表示根据本发明的实施方式1涉及的水处理装置的水处理方法的一连串操作的流程图。

图3为表示在本发明的实施方式1涉及的水处理装置中使用以河川作为水源的被处理水进行了臭氧处理时的相对于臭氧注入率的uv254残存率和溶存臭氧浓度的各自的关系的图。

图4为表示在本发明的实施方式1中相对于波长200nm至波长300nm的3种被处理水的吸光度变化的图。

图5为表示在本发明的实施方式1中被处理水的uv210与拐点的uv254残存率的关系的图。

图6为用于说明根据本发明的实施方式2的水处理装置的构成的图。

图7为表示本发明的实施方式2中相对于被处理水的水温的溴酸的生成量的关系的图。

图8为表示根据本发明的实施方式2涉及的水处理装置的水处理方法的一连串操作的流程图。

图9为用于说明根据本发明的实施方式3的水处理装置的构成的图。

图10为用于说明本发明的实施方式3中的小型水处理装置的构成的图。

图11为表示根据本发明的实施方式3涉及的水处理装置的水处理方法的一连串操作的流程图。

图12为用于说明根据本发明的实施方式4的水处理装置的构成的图。

图13为用于说明本实施方式4中的分光光度测定部42的构成的图。

图14为表示根据本发明的实施方式4涉及的水处理装置的水处理方法的一连串的操作的流程图。

图15为表示在本发明的实施方式4涉及的水处理装置中使用被处理水3进行了臭氧处理时的相对于臭氧注入率的uv254残存率和溶存臭氧浓度的各自的关系的实验结果的图。

图16为表示在本发明的实施方式4涉及的水处理装置中对被处理水3进行了臭氧处理时臭氧注入率不足的情况下的、相对于臭氧注入率的uv254残存率和溶存臭氧浓度的各自的关系的图。

图17为表示根据本发明的实施方式5涉及的水处理装置的水处理方法的一连串的操作的流程图。

图18为分别表示在本发明的实施方式5涉及的水处理方法中在规定的水温以下使用被处理水3进行了臭氧处理时的相对于臭氧注入率的uv254残存率和溶存臭氧的变化的图。

具体实施方式

以下，对于本发明的水处理装置及水处理方法的优选的实施方式，使用附图来进行说明。

实施方式1.

图1为用于说明根据本发明的实施方式1的水处理装置的构成的图。本实施方式1中的水处理装置适用于将臭氧处理与生物活性炭处理组合的高度净水处理。不过，对于生物活性炭处理，未必需要。

就图1中所示的水处理装置而言，将被处理水配管1连接于臭氧处理槽2，将处理水配管4连接于臭氧处理槽2的后段。在臭氧处理槽2中容纳被处理水3。

将第1被处理水分支配管5连接于被处理水配管1，将第1被处理水分支配管5经由第1悬浊物质除去器8连接于第1紫外吸光度测定器9。将从第1紫外吸光度测定器9延伸的第2被处理水分支配管6连接于臭氧处理槽2的反应槽上部空间7。

另一方面，将第1处理水分支配管16连接于处理水配管4。而且，将第1处理水分支配管16经由第2悬浊物质除去器18连接于第2紫外吸光度测定器19。将第2处理水分支配管17连接于第2紫外吸光度测定器19。

将用第1紫外吸光度测定器9及第2紫外吸光度测定器19所测定的测定值送至控制部(控制器)10。将控制部10连接于第1臭氧注入器11。在此，就第1臭氧注入器11而言，构成为包含臭氧发生器12、臭氧气体配管13及臭氧气体气体扩散管14。予以说明，将臭氧气体气体扩散管14配置在臭氧处理槽2的底部。另外，将排臭氧气体处理装置15连接于臭氧处理槽2的上部。

第1紫外吸光度测定器9测定被处理水3的2种以上的任意的波长的紫外吸光度。在该测定时，在本实施方式1中，将第1波长的测定范围设为与溶存有机物相关的240nm至270nm，第2波长的测定范围设为200nm至230nm。

另外，第2紫外吸光度测定器19测定处理水的任意的波长的紫外吸光度。不过，在本实施方式1中，将该波长的测定范围设为与有机物相关的240nm至270nm。予以说明，可代替第1紫外吸光度测定器9或第2紫外吸光度测定器19而使用荧光强度测定器。

图2是表示根据本发明的实施方式1涉及的水处理装置的水处理方法的一连串操作的流程图。予以说明，该图2的流程图的步骤s101中，认定为在臭氧处理槽2容纳有被处理水3、在对于被处理水3实施有臭氧处理的状态下开始本实施方式1的水处理方法。

作为用于测定被处理水3的紫外吸光度的前处理，虽然在图2中没有示出，但在第1紫外吸光度测定器9的前段，通过第1悬浊物质除去器8将被处理水3的悬浊物质除去。然后，就第1紫外吸光度测定器9而言，在步骤s102中，关于将悬浊物质除去了的被处理水3，测定波长254nm的紫外吸光度(以下称为uv254)，设为a254ini。

另外，就第1紫外吸光度测定器9而言，在步骤s105中，测定波长210nm的紫外吸光度(以下称为uv210)。将步骤s102及步骤s105中的这些测定并行地实施。因此，在图2中，将分支为步骤s102和步骤s105的横线用双重线来表示。

接着，在步骤s106中，就控制部10而言，使用通过第1紫外吸光度测定器9所测定的被处理水3的uv210，推定处理水的uv254残存率推定值a254est。

另外，作为用于测定处理水的紫外吸光度的前处理，虽然在图2中没有示出，但在第2紫外吸光度测定器19的前段中，通过第2悬浊物质除去器18将处理水中的悬浊物质除去。然后，就第2紫外吸光度测定器19而言，在步骤s103中，关于将悬浊物质除去了的处理水，测定uv254，设为a254fin。

然后，在步骤s104中，控制部10根据下式(1)算出uv254残存率a254result。

uv254残存率a254result＝a254fin/a254ini×100(1)

应予说明，就在紫外吸光度的测定中所使用的被处理水3及处理水而言，可以成为废水，或者可以返回水处理工序。另外，可以使步骤s102及步骤s105的处理、以及与它们相接续的处理成为连续处理。

接着，在步骤s107中，控制部10用下式(2)对步骤s104中所算出的uv254残存率a254result与步骤s106中所推定的uv254残存率推定值a254est的关系进行比较。

uv254残存率推定值a254est＝uv254残存率a254result±b(2)

上式(2)中的b是考虑了紫外吸光度的测定值的偏差、误差的误差范围，设定为0～10％，更优选设定为3～5％。在处理水的uv254残存率a254result适合由上式(2)所规定的范围内的情况下，维持目前的臭氧注入率，返回到步骤s102及步骤s105的处理。

另一方面，不适合的情况下，前进至步骤s108，控制部10用下式(3)对uv254残存率a254result与uv254残存率推定值a254est的关系进行比较。

uv254残存率推定值a254est＞uv254残存率a254result±b(3)

然后，就控制部10而言，在处理水的uv254残存率a254result适合上式(3)的情况下，前进至步骤s109，进行控制以使得减少臭氧注入率，在不适合的情况下，前进至步骤s110，进行控制以使得增大臭氧注入率。

这样，就本实施方式1中的水处理装置而言，连续地测定被处理水3和处理水的紫外吸光度、基于它们的测定结果来控制臭氧注入率。即，就本实施方式1中的水处理装置而言，将uv254残存率a254result与只在与臭氧处理槽2的滞留时间相当的时间之前所推定的uv254残存率推定值a254est比较、基于其比较结果来进行臭氧注入率的控制，由此能够进行与被处理水的水质变动对应的适当的臭氧注入率的控制。

进而，就本实施方式1中的水处理装置而言，由被处理水的水质来推定有机物的分解所需的臭氧注入率，由此也能够进行成为臭氧处理所需的臭氧注入率的前馈控制。

另外，在被处理水3的流入水流量变动的情况下，如果被处理水3的流入水量增大，则向被处理水3的臭氧注入率变得不足。因此，与由被处理水3的uv210来推定的uv254残存率推定值a254est相比，处理水的uv254残存率a254result增大。因此，在这样的情况下，如步骤s110中所示，进行将臭氧注入率增大的控制。

另一方面，如果被处理水3的流入水量减少，则向被处理水3的臭氧注入率变得过剩。因此，与由被处理水3的uv210所推定的uv254残存率推定值a254est相比，被处理水3的uv254残存率a254result降低。因此，在这样的情况下，如步骤s109中所示，进行降低臭氧注入率的控制。这样，本实施方式1中的水处理装置能够对应于被处理水3的流入水流量的变动来控制为适当的臭氧注入率。

进而，在臭氧处理中，如以往的技术中所说明那样，在夏季这样的高水温期，有时与溶存臭氧的检测同时地生成标准值以上的溴酸。因此，在没有检出溶存臭氧的臭氧注入率的范围内、基于水质指标的变化来控制臭氧注入率，由此能够抑制溴酸的生成。

即，即使是没有检出溶存臭氧浓度的臭氧注入率的范围，通过基于水质指标的变化来注入臭氧，也能够防止臭氧的注入率不足而达不到臭氧处理的本来的目的即有机物的分解的状态。进而，通过在没有检出溶存臭氧浓度的臭氧注入率的范围注入对有机物的分解所需的臭氧，能够防止臭氧的过剩注入来抑制溴酸的生成。

因此，为了在没有检出溶存臭氧浓度的臭氧注入率的范围中使用紫外吸光度来控制臭氧注入率，基于实验对相对于臭氧注入率的uv254残存率的变化和溶存臭氧浓度的各个关系进行了调查。在该实验中，使用水源不同的3种被处理水。将其结果示于图3至图5中。

应予说明，3种被处理水(1)～(3)使用以下的物质。

被处理水(1)：以河川作为水源的被处理水

被处理水(2)：以雨水、家庭排水流入的水源作为水源的被处理水

被处理水(3)：以生物处理水流入的水源作为水源的被处理水

图3为表示在本发明的实施方式1涉及的水处理装置中使用被处理水(1)进行了臭氧处理时的相对于臭氧注入率的uv254残存率和溶存臭氧浓度的各个关系的图。应予说明，在图3中，将相对于臭氧注入率的uv254残存率的实验结果绘制为黑圆，将相对于臭氧注入率的溶存臭氧浓度的实验结果绘制为白三角。

假定高水温期，将处理水的水温设为30℃。随着臭氧注入率的增大，uv254残存率降低，如果是臭氧注入率0.8mg/l以上，相对于臭氧注入率的uv254残存率的斜率变缓。

在此将相对于臭氧注入率的uv254残存率的斜率变缓的点称为拐点。该拐点的uv254残存率为48％。对于水源与被处理水(1)不同的被处理水(2)及(3)，也进行同样的实验，分别求出拐点的uv254残存率，但省略图示。

认为：如果是拐点以下的臭氧注入率，与臭氧容易反应的有机物与臭氧的反应完成，如果是拐点以上的臭氧注入率，与臭氧的反应慢的有机物与臭氧反应。认为：就thmfp这样的有机物质而言，由于与臭氧的反应快，因此在拐点的臭氧注入率下被充分地分解。因此，认为：如果将与拐点的臭氧注入率相当的臭氧注入被处理水3，能够实现thmfp等有机物的减少。

另一方面，溶存臭氧在臭氧注入率1.2mg/l以上被检出。如图3中所示，得知：与检出溶存臭氧的臭氧注入率相比，拐点处的臭氧注入率小。由此认为：在没有检出溶存臭氧的臭氧注入率的范围中，能够以uv254残存率作为指标来控制臭氧注入率。

因此，在没有检出溶存臭氧的臭氧注入率的范围中，为了注入有机物的分解所必需的臭氧，必须把握被处理水3的拐点处的uv254残存率及臭氧注入率。

图4为表示在本发明的实施方式1中相对于波长200nm至波长300nm的3种被处理水的吸光度变化的图。被处理水(1)～(3)中都存在着波长越长、吸光度越降低的倾向。另外，在波长200nm至波长230nm的波长范围中，因被处理水不同，吸光度大幅地不同。认为在该波长范围的吸收的差异是由被处理水中所含的腐殖物物质所引起的。

图5为表示在本发明的实施方式1中被处理水的uv210与拐点的uv254残存率的关系的图。越是uv210的吸光度高的被处理水，拐点的uv254残存率越降低。被处理水(1)以河川作为水源，认为溶存有机物主要由腐殖酸、富啡酸等腐殖物物质构成。腐殖酸、富啡酸这样的有机物由于含有芳香环，因此uv210升高。

含有芳香环的有机物质与臭氧的反应性高。因此，认为：如果是腐殖物物质的比例高的被处理水(1)，拐点的uv254残存率低。另外，在被处理水(2)的水源中，流入雨水、家庭排水，认为:与被处理水(1)相比，腐殖物物质少，含有表面活性剂等。

另一方面，就被处理水(3)而言，由于以生物处理水为水源，因此认为主要的溶存有机物是亲水性的有机酸。就亲水性有机酸而言，与腐殖酸相比，波长230nm以下的吸收低，另外，与臭氧的反应性也低。因此，认为：如果是亲水性有机酸的比例高的被处理水(3)，拐点的uv254残存率升高。

就被处理水的uv210与拐点的uv254残存率的关系而言，用作为在图5中用虚线表示的直线的方程式的下式(4)近似地表示。

拐点的uv254残存率＝33.6×uv210+67.94(4)

因此，通过使用上式(4)的直线近似，能够由被处理水的uv210来推定拐点的uv254残存率而将处理水的uv254残存率推定值a254est设定为目标值。该处理相当于前面的图2中的步骤s105、步骤s106的处理。

如以上，根据本实施方式1的水处理装置具备如下的构成：由通过紫外吸光度测定器所测定的被处理水的uv210来推定处理水的uv254残存率、控制臭氧注入率以使得其推定值与处理水的uv254残存率之差成为最小。其结果，能够基于被处理水的uv210来将臭氧注入率控制为适当值，因此能够根据被处理水的水质、流量的变动来设定为适当的臭氧注入率。

实施方式2.

图6是用于说明根据本发明的实施方式2的水处理装置的构成的图。本实施方式2的水处理装置的特征在于，进一步加入了第1ph调节器20、水温计21、第1溶存臭氧浓度计22、第1曝气机23及第2ph调节器24。

将第1被处理水分支配管5连接于水处理装置的被处理水配管1，经由第1悬浊物质除去器8连接于第1紫外吸光度测定器9。在第1悬浊物质除去器8与第1紫外吸光度测定器9之间，配置有第1ph调节器20。将从第1紫外吸光度测定器9延伸的第2被处理水分支配管6连接于臭氧处理槽2。

在臭氧处理槽2中配置有水温计21。予以说明，水温计21也可配置于被处理水配管1、第1被处理水分支配管5、第2被处理水分支配管6、处理水配管4、第1处理水分支配管16或第2处理水分支配管17。

另一方面，经由第1溶存臭氧浓度计22将第1处理水分支配管16连接于处理水配管4。将第1处理水分支配管16经由第2悬浊物质除去器18和第1曝气机23连接于第2紫外吸光度测定器19。进而，在第1曝气机23与第2紫外吸光度测定器19之间，配置有第2ph调节器24。另外，将从第2紫外吸光度测定器19延伸的第2处理水分支配管17连接于臭氧处理槽2。

予以说明，第1溶存臭氧浓度计22可配置于臭氧处理槽2内的处理水出口附近、处理水配管4与第1处理水分支配管16的连接部的后段、或者第1处理水分支配管16的第2悬浊物质除去器18的前段。或者，可形成对臭氧处理槽2内的被处理水3的溶存臭氧浓度进行测定的构造。

进而，在本实施方式2中的水处理装置中，由水温计21及第1溶存臭氧浓度计22得到的测定值被送至控制部10。

在本实施方式2中，将第2被处理水分支配管6和第2处理水分支配管17连接于臭氧处理槽2。通过形成为这样的构成，能够使注入了臭氧的被处理水3逆流，对第1紫外吸光度测定器9和第2紫外吸光度测定器19进行清洗。或者，可形成将臭氧气体注入到第1被处理水分支配管5或第2处理水分支配管17的构造。由此，能够将紫外吸光度测定器9、19的污垢除去，能够维持紫外吸光度测定器9、19的测定精度。

第1ph调节器20具有向被处理水3中添加酸或碱而调节到规定ph的功能。由此，能够将用第1紫外吸光度测定器9所测定的被处理水3的ph调节到6.5至8.5，更优选地调节到7.4至7.8。

调节被处理水的ph的理由是由于：就溶存有机物的取代基、官能团而言，由于ph，进行离子化的比例发生变化，由此有时吸光度变化。因此，通过具备第1ph调节器20，紫外吸光度的测定精度提高，能够控制到更适当的臭氧注入率。

另外，就第2ph调节器24而言，与第1ph调节器同样，具有能够将处理水的ph调节到规定值的功能。其结果，处理水的紫外吸光度的测定精度提高，能够控制到更适当的臭氧注入率。

通过在第2紫外吸光度测定器19的前段设置第1曝气机23，能够将处理水中溶存的臭氧除去。就臭氧而言，由于在波长254nm处显示吸收，因此如果在处理水中臭氧残存，则对处理水的uv254残存率产生正的误差。因此，通过对处理水进行曝气来将溶存臭氧除去，能够提高处理水的uv254残存率的测定精度。

图7是表示本发明的实施方式2中溴酸的生成量相对于被处理水3的水温的关系的图。应予说明，图7中所示的溴酸的生成量表示溶存臭氧浓度与时间之积为10mg/l·min^-1的值。另外，将纯水用于被处理水3。

如图7中所示，如果比较水温10℃至30℃的范围中的溴酸的生成量，则形成如下的结果：具有在水温20℃以上溴酸的生成量增大的倾向、在水温25℃以上溴酸的生成量急剧地增大。因此，如果是水温25℃以上，则在没有检出溶存臭氧的臭氧注入率的范围实施臭氧处理。由此，能够将有机物分解、且抑制溴酸的生成。

另一方面，如果水温不到10℃，如图7中所示，具有溴酸的生成量减少的倾向。不过，在低水温时的溶存臭氧浓度控制中，已知：即使检出溶存臭氧，虽然溴酸的生成量少，但也没有将霉味这样的臭气物质充分地分解。因此，如果在水温10℃以下这样的低水温期，也包含检出溶存臭氧浓度的臭氧注入率的范围在内，基于uv254残存率来实施臭氧处理。

予以说明，在检出溶存臭氧的臭氧注入率的范围来实施臭氧处理的情况下，通过用第2紫外吸光度测定器19的前段的第1曝气机23将溶存臭氧从处理水中除去，能够提高由第2紫外吸光度测定器19得到的紫外吸光度的测定精度。

图8为表示根据本发明的实施方式2涉及的水处理装置的水处理方法的一连串操作的流程图。予以说明，就本实施方式2中的图8的流程图而言，相对于前面的实施方式1中的图2的流程图，在追加步骤s202～步骤s205的这方面不同，步骤s102～步骤ss110相同。因此，以追加的步骤为中心，在以下进行说明。

予以说明，在该图8的流程图的步骤s201中，认定为在臭氧处理槽2中容纳有被处理水3、在对于被处理水3实施有臭氧处理的状态下开始本实施方式2的水处理方法。

在步骤s202中，控制部10读取水温计21的测量值，进行情况划分，分为3种情形。作为情形1，在被处理水3的水温为10℃以上且不到25℃的情况下，前进到步骤s203，控制部10实施溶存臭氧浓度恒定控制。然后，转移至步骤s102转移的处理。

另外，作为情形2，在被处理水3的水温为25℃以上的情况下，前进到步骤s204，控制部10在被处理水3中没有检出残存臭氧的臭氧注入率的范围来实施臭氧注入率控制。即，控制部10以溶存臭氧浓度成为采用第1溶存臭氧浓度计22得到的检测下限值以下的方式进行臭氧注入率的控制。然后，转移至步骤s102转移的处理。

另外，作为情形3，在被处理水3的水温不到10℃的情况下，前进到步骤s205，控制部10通过将采用第1溶存臭氧浓度计22得到的测定值代入上式(4)中来推定拐点的uv254残存率，基于推定的uv254残存率来实施臭氧注入率控制。然后，转移至步骤s102转移的处理。

这样，就本实施方式2中的水处理装置而言，基于采用水温计21和第1溶存臭氧浓度计22得到的各自的测定值，能够实施适当的臭氧注入控制。

如以上，在根据本实施方式2的水处理装置中，能够基于处理水的水温将溶存臭氧浓度恒定控制和采用紫外吸光度的臭氧注入率控制进行切换。另外，通过在第2紫外吸光度测定器的前段具备对被处理水进行曝气的手段，能够将被处理水中残存的臭氧除去，因此能够更为准确地测定紫外吸光度。

另外，在将被处理水及处理水的ph调节到规定值后，测定紫外吸光度，由此能够提高测定精度。通过具备这些构成，能够根据被处理水的水温、水质、流量的变动来实现适当的臭氧注入率。

实施方式3.

图9为用于说明根据本发明的实施方式3的水处理装置的构成的图。本实施方式3的水处理装置的特征在于，加入小型水处理装置25。在小型水处理装置25中，能够实时地求出拐点的uv254残存率。

将小型水处理装置25经由第3被处理水分支配管26连接于被处理水配管1。予以说明，也可以是将小型水处理装置25连接于第1被处理水分支配管5或第2被处理水分支配管6的构成。

将第1被处理水分支配管5连接于水处理装置的被处理水配管1，将第1被处理水分支配管5经由第1悬浊物质除去器8连接于第1紫外吸光度测定器9。将从第1紫外吸光度测定器9延伸的第2被处理水分支配管6连接于被处理水配管1与第1被处理水分支配管5的分支点的后段的被处理水配管1。

另一方面，将第1处理水分支配管16连接于处理水配管4，将第1处理水分支配管16经由第2悬浊物质除去器18连接于第2紫外吸光度测定器19。将从第2紫外吸光度测定器19延伸的第2处理水分支配管17连接于处理水配管4与第1处理水分支配管16的分支点的后段的处理水配管4。

图10为用于说明本发明的实施方式3中的小型水处理装置25的构成的图。将第3被处理水分支配管26经由第1切换阀27连接于第3悬浊物质除去器28。经由第3紫外吸光度测定器29将第2切换阀30连接于第3悬浊物质除去器28的后段。将第4被处理水分支配管31及第5被处理水分支配管32连接于第2切换阀30。

将处理槽33连接于第5被处理水分支配管32。将从处理槽33延伸的第3处理水分支配管34经由第2溶存臭氧浓度计35连接于第2曝气机36，在其后段，连接于第1切换阀27。

另外，将第2臭氧注入器37连接于处理槽33。予以说明，可代替在第2臭氧注入器37中所生成的臭氧气体而使用从第1臭氧注入器11分支的臭氧气体。

小型水处理装置25经由第3被处理水分支配管26导入被处理水3，开始臭氧处理。首先，为了测定被处理水3的uv254，第1切换阀27在第3悬浊物质除去器28的方向上打开，将被处理水3的悬浊物质除去。对于经过了第3悬浊物质除去器28的被处理水，通过第3紫外吸光度测定器29来测定uv254。

测定后，通过在处理槽33侧打开第2切换阀30，将被处理水3导入到处理槽33。从第2臭氧注入器37将任意的注入率的臭氧注入到处理槽33内的被处理水3。

经过规定时间后，用第2溶存臭氧浓度计35测定处理水的溶存臭氧浓度，求出相对于臭氧注入率的溶存臭氧浓度。使用第2曝气机36除去处理水的溶存臭氧。然后，将除去后的处理水经由第1切换阀27导入到第3紫外吸光度测定器29。然后，第3紫外吸光度测定器29测定臭氧处理水的uv254，求出相对于臭氧注入率的uv254残存率。

就本实施方式3中的小型水处理装置25而言，分别求出1点以上的相对于任意的臭氧注入率的uv254残存率和溶存臭氧浓度。由此，能够求出图3中所示的相对于臭氧注入率的uv254残存率和溶存臭氧浓度的关系。

如上述，通过与臭氧水处理并行地使用小型水处理装置25实时地求出拐点的uv254残存率，能够提高臭氧注入率的目标值的设定精度。

图11为表示根据本发明的实施方式3涉及的水处理装置的水处理方法的一连串操作的流程图。予以说明，本实施方式3中的图11的流程图在代替前面的实施方式1中的图2的流程图的步骤s105、步骤s106而使用步骤s302的这方面不同，其他的步骤相同。因此，以下以步骤s302为中心进行说明。

予以说明，在该图11的流程图的步骤s301中，认定为在臭氧处理槽2中容纳有被处理水3、在对于被处理水3实施着臭氧处理的状态下开始本实施方式3的水处理方法。

就本实施方式3的水处理方法而言，基本上与使用前面的图2说明的实施方式1的一连串操作同样地进行。不过，在本实施方式3中，代替由被处理水的uv210来推定处理水的uv254残存率推定值a254est，而使用小型水处理装置25在步骤s302中实时地算出。

如以上，在本实施方式3中，具备使用小型水处理装置25实时地求出被处理水的拐点的uv254残存率的构成。其结果，能够对应于被处理水的水质变动来进行更为合理的臭氧注入率的控制。

实施方式4.

图12为用于说明根据本发明的实施方式4的水处理装置的构成的图。本实施方式4的水处理装置的特征在于，在包含臭氧处理槽2的出入口和中间的1点以上的至少3点以上测定分光光度。以在多段式的臭氧处理槽2中将臭氧气体注入到第1槽和第2槽的情形为例，以下进行说明。

在图12中，作为从水分支配管38分支的3个配管，示出有第1分支配管39、第2分支配管40及第3分支配管41。而且，将第1分支配管39连接于臭氧处理槽2的被处理水配管1。另外，将第2分支配管40以在臭氧处理槽2的中间地点的被处理水3中延伸的方式连接，进而，将第3分支配管41连接于处理水配管4。在第1分支配管39～第3分支配管41中分别设置第1阀39a、第2阀40a及第3阀41a。

将水分支配管38连接于分光光度测定部42。采用分光光度测定部42得到的测定值经由电缆43被送至控制部10。将控制部10经由电缆44连接于第1臭氧注入器11。然后，将第1臭氧注入器11的臭氧气体气体扩散配管14分别配置于臭氧处理槽2的第1槽和第2槽的底部。

图13为用于说明本实施方式4中的分光光度测定部42的构成的图。分光光度测定部42由第4紫外吸光度测定器45、第4悬浊物质除去器46、第4曝气机47由吸水泵48构成。可代替第4紫外吸光度测定器45而使用第1荧光强度测定器。

将第1分支配管39～第3分支配管41的前端部配置于臭氧处理槽2内的被处理水3中，分别设置第1测定地点39b、第2测定地点40b和第3测定地点41b。就各测定地点39b～41b的被处理水3而言，在被连接于各测定地点的配管所配置的阀39a～41a的任一个打开，通过吸水泵48的作用，被送至分光光度测定部42。

就分光光度测定部42而言，通过第4悬浊物质除去器46将被处理水3中的悬浊物质除去，通过第4曝气机47将溶存臭氧除去。然后，通过第4紫外吸光度测定器45测定被处理水3的吸光度(uv254)。予以说明，在第3测定地点41b，通过配置溶存臭氧浓度计49，可测定溶存臭氧浓度。

或者，可如下所述求出溶存臭氧浓度。即，在第3测定地点41b，将采取的被处理水3的悬浊物质除去后，在进行曝气的前段，测定第1次的uv254。接着，对测定了第1次的uv254的被处理水3进行曝气，将溶存臭氧除去后，通过第4紫外吸光度测定器45，测定第2次的uv254。

然后，由第1次与第2次的uv254测定值之差，可求出溶存臭氧浓度。在后者的情况下，即使没有设置溶存臭氧浓度计49也可测定溶存臭氧浓度，能够简化装置构成。

图14为表示根据本发明的实施方式4涉及的水处理装置的水处理方法的一连串的操作的流程图。另外，图15为表示在本发明的实施方式4涉及的水处理装置中使用被处理水3进行了臭氧处理时的相对于臭氧注入率的uv254残存率和溶存臭氧浓度的各自的关系的实验结果的图。

在图15中，相对于臭氧注入率，将uv254残存率绘制为黑圆●，将溶存臭氧浓度绘制为白三角△。在以下使用图14、图15对实施方式4的水处理方法详细地说明。

本实施方式4中的图14中的步骤s102与前面的实施方式1中的图2中的步骤s102相同。另外，本实施方式4中的图14中的步骤s203与前面的实施方式2中的图8中的步骤s203相同。因此，以下以追加了的步骤为中心进行说明。

予以说明，在图14的流程图的步骤s401中，认定为在臭氧处理槽2中容纳有被处理水3、在对于被处理水3实施着臭氧处理的状态下开始本实施方式4的水处理方法。

因此，从溶存臭氧浓度恒定控制切换为本实施方式4的水处理方法后即刻，实施说明。因此，认定为在臭氧处理水中检出有溶存臭氧浓度的状态下开始本实施方式4的水处理方法。

在步骤s402中，就控制部10而言，在水温为规定温度以上的情况下开始本实施方式4的水处理方法。在夏季这样的高水温期的情况下，虽然没有检出溶存臭氧浓度，但是有时溴酸的生成增大。其中，将规定温度设为水温25℃以上，在以下进行说明。另外，以用紫外吸光度测定器45来测定了波长254nm的吸光度(uv254)的情形为例进行说明。

就本实施方式4中的分光光度测定部42而言，在臭氧处理槽2的3处以上进行波长254nm的吸光度测定。其中，将臭氧处理槽2的入口设为第1测定地点39b，将中间设为第2测定地点40b，将出口设为第3测定地点40c。在以下的说明中，将第1测定地点39b设为测定地点a，将第2测定地点40b设为测定地点b，将第3测定地点41b设为测定地点c进行说明。

另外，在这些测定地点a、b及c处测定uv254，将各地点的uv254残存率分别设为uv％a、uv％b和uv％c。

在水温为25度以上的情况下，前进到步骤s102，就第4紫外吸光度测定器45而言，在测定地点a，关于将悬浊物质除去了的被处理水3，测定uv254，前进到步骤s403。予以说明，在水温不到25度的情况下，前进到步骤s203，控制部10与前面的图8的步骤s203同样地实施溶存臭氧浓度恒定控制。

接着，在步骤s403中，第4紫外吸光度测定器45测定在臭氧处理槽2的中间地点b处的臭氧注入率ob和uv254b，算出残存率uv％b。

接着，在步骤s404中，控制部10使用测定地点a、b的各处的臭氧注入率的测定结果和残存率的算出结果，使用下式(5)的一次函数作成将臭氧注入率设为x、将uv254残存率设为y时的变化曲线。

y＝-ax+uv％a(5)

进而，第4紫外吸光度测定器45在步骤s405中测定在测定地点c处的臭氧注入率oc和uv254c，算出残存率uv％c。然后，控制部10在步骤s406中作为步骤s404中作成的一次函数的因变数y代入uv％c，求出作为自变数x的臭氧注入率xc。

接着，控制部10在步骤s407中使用下式(6)求出臭氧注入率xuv。

(检出的溶存臭氧0.1mg/l的臭氧注入率oc+臭氧注入率xc)/2＝臭氧注入率xuv(6)

就检出上式(6)中的溶存臭氧0.1mg/l的臭氧注入率oc而言，能够利用在切换为本实施方式4之前即刻所实施的臭氧注入率恒定控制中的臭氧注入率。

即，在臭氧注入率恒定控制中，控制臭氧注入率以使得在臭氧处理水中检出0.1mg/l的溶存臭氧。因此，在切换为本实施方式4后即刻，能够将臭氧注入率恒定控制的臭氧注入率作为臭氧注入率oc利用。

接着，在步骤s408中，控制部10将臭氧注入率xuv设定为臭氧注入率oc，继续根据本实施方式4的水处理。接着，在步骤s409中，控制部10对测定地点c处的溶存臭氧浓度进行测定，判定有无检出溶存臭氧。

在检出了溶存臭氧的情况下，前进至步骤s402，控制部10反复执行根据本实施方式4的臭氧注入率的控制。另一方面，在没有检出溶存的情况下，前进至步骤s410，控制部10使用下式(7)来比较臭氧注入率oc与臭氧注入率xc的关系。

臭氧注入率oc＞臭氧注入率xc(7)

然后，就控制部10而言，在臭氧注入率oc适合上式(7)的情况下，返回至步骤s402，反复执行根据本实施方式4的臭氧注入率的控制。另一方面，在不适合的情况下，前进至步骤s411，控制部10增大臭氧注入率直至适合上式(7)。

在连续地实施水处理的情况下，被处理水3的水质及流入水量变动。因此，控制部10每隔一定时间，在检出了溶存臭氧浓度的情形(相当于在步骤s409中判定为yes的情形)下，或者上式(7)的臭氧注入率oc＞臭氧注入率xc的关系成立的情形(相当于在步骤s410中判定为yes的情形)下，进行控制以使得维持目前的臭氧注入率。

这样，本实施方式4中的水处理装置在包含臭氧处理槽2的出入口及1点以上的中间点的至少3处以上测定uv254，基于这些的测定结果作成关系式，控制臭氧注入率。

即，就本实施方式4中的水处理装置而言，使用上式(5)～(7)，推定相对于臭氧注入率的uv254残存率的斜率变小的臭氧注入率，以该推定的臭氧注入率作为目标值，控制臭氧注入率。

如图15中所示，在夏季这样的高水温期，在未检出溶存臭氧的臭氧注入率的范围中，存在如图3中所示相对于臭氧注入率的uv254残存率的斜率变小的拐点。因此，在夏季这样的高水温期，以uv254残存率作为指标来控制臭氧注入率，由此无论有无检出溶存臭氧，都能够将有机物的分解所需的臭氧注入到被处理水中。

就测定地点a而言，由于为反应槽入口，因此是臭氧注入率0mg/l、uv254残存率100％。因此，就控制部10而言，使用测定地点a、b的uv254残存率，作成uv254残存率相对于臭氧注入率而降低的上式(5)。进而，就控制部10而言，将测定地点c的uv％c代入上式(5)的y中，求出臭氧注入率xc。在以下示出使用这些值的臭氧注入率的算出方法。

如果水温上升至25℃以上，则控制部10将臭氧注入率的控制指标从溶存臭氧浓度切换为uv254残存率。接着，控制部10使用切换前即刻的臭氧注入率、即检出了溶存臭氧0.1mg/l的臭氧注入率oc，由(xc+oc)/2(相当于上式(6))来设定臭氧注入率xuv。然后，控制部10以xuv的臭氧注入率为目标来控制根据本实施方式4的臭氧注入率。

对于臭氧注入率的控制方法，在测定地点c处检出溶存臭氧浓度的情况下，由于臭氧注入率过剩，因此以与从溶存臭氧浓度控制切换为本实施方式4的臭氧注入率控制后即刻相同的要点来设定臭氧注入率。

图16为表示在本发明的实施方式4涉及的水处理装置中对被处理水3进行了臭氧处理时臭氧注入率不足的情形下的、相对于臭氧注入率的uv254残存率和溶存臭氧浓度的各个关系的图。

予以说明，在图16中，将相对于臭氧注入率的uv254残存率的实验结果绘制为黑圆●，将相对于臭氧注入率的溶存臭氧浓度的实验结果绘制为白三角△。

在臭氧注入率oc与臭氧注入率xc同等的情况下，即上式(5)的一次函数的直线上存在测定地点c的uv％c的情况下，臭氧注入率不足。因此，控制部10使臭氧注入率增大直至臭氧注入率oc＞臭氧注入率xc的关系成立。

予以说明，在本实施方式4中的水处理中，以将紫外吸光度测定器45用于分光光度测定部42的情形为例进行了说明，但可将荧光强度测定器用于分光光度测定部。在使用荧光强度测定器的情况下，用与被处理水中的腐殖物物质的相关高的波长200nm～370nm的任意的波长的光来进行激发，由此测定波长400nm～460nm的任意的波长的荧光。

优选地，用波长260nm的光来进行激发，由此测定波长450nm的荧光。就荧光强度而言，已知由溶存氧、温度、浓度和共存物质产生的消光现象。因此，在用荧光强度来实施根据本实施方式4的水处理的情况下，在测定样品中添加规定浓度的荧光物质，测定值作为与添加了的荧光物质的荧光强度的相对值来进行评价。

就荧光物质而言，在对处理水进行曝气而将溶存臭氧除去后，被添加到处理水中。在与腐殖物物质的相关高的荧光强度测定中，不受溶存臭氧的影响。但是，如果在处理水中残存有溶存臭氧，则在臭氧处理水中所添加的荧光物质有可能被臭氧分解。

因此，在对臭氧处理水进行曝气而将溶存臭氧从处理水中除去后，将荧光物质添加到臭氧处理水中。由此，能够防止荧光物质被臭氧分解。进而，通过在测定荧光强度前将悬浊物质除去，荧光强度的相对评价的精度提高。

就本实施方式4中的水处理装置而言，测定各测定地点a～c的荧光强度，算出各测定地点处的相对荧光强度后，用与使用uv254的情形同样的方法，推定相对于臭氧注入率的相对荧光强度的残存率的斜率变小的臭氧注入率。然后，控制部10以该推定的臭氧注入率作为目标来控制臭氧注入率。

这样，在实施方式4的水处理方法中，具备在臭氧处理槽2的多个地点测定与有机物浓度相关的波长的紫外吸光度或者荧光强度的构成。由此，在没有检出溶存臭氧的臭氧注入率的范围中，能够根据被处理水的水质来控制臭氧注入率。进而，能够在将被处理水中的有机物分解的同时抑制作为副产物的溴酸的生成。

另外，根据被处理水的水温是否为规定温度以上来将溶存臭氧浓度恒定控制与根据本实施方式4的臭氧注入率控制进行切换，由此能够进行与水质变动及水量变化相符的臭氧注入率的控制。

实施方式5.

在本实施方式5中，对于水温为规定温度以下的情形下的臭氧注入率控制进行说明。图17为表示根据本发明的实施方式5涉及的水处理装置的水处理方法的一连串的操作的流程图。图18是分别示出了在本发明的实施方式5涉及的水处理方法中在规定的水温以下使用被处理水3进行了臭氧处理时的相对于臭氧注入率的uv254残存率和溶存臭氧的变化的图。

在以下使用图17、图18对于实施方式5进行说明。予以说明，根据本实施方式5的水处理装置的特征在于，在包含臭氧处理槽2的出入口和中间的1点以上的、至少3点以上测定分光光度，即使是在规定水温以下检测溶存臭氧的臭氧注入率，也使用uv254残存率来控制臭氧注入率。

本实施方式5中的图17中的步骤s102与前面的实施方式1中的图2中的步骤s102相同。另外，本实施方式5中的图17中的步骤s203与实施方式2中的图8中的步骤s203相同。进而，本实施方式5中的图17中的步骤s403～s406、s410、s411与前面的实施方式4中的图14中的步骤s403～s406、步骤s410、步骤s411相同。因此，以下以追加的步骤为中心进行说明。

予以说明，在图17的流程图的步骤s501中，认定为在臭氧处理槽2中容纳有被处理水3、在对被处理水3实施有臭氧处理的状态下开始本实施方式5的水处理方法。

因此，从溶存臭氧浓度恒定控制切换为本实施方式5的水处理方法后即刻，实施说明。因此，认定为在臭氧处理水中检出有溶存臭氧浓度的状态下开始本实施方式5的水处理方法。

在步骤s502中，就控制部10而言，在水温不到规定温度的情况下，开始本实施方式5的水处理方法。在冬季这样的低水温期的情况下，由于臭氧的自分解受到抑制，因此担心在少的臭氧注入率下检出溶存臭氧、有机物的分解所需的臭氧没有被充分地注入到被处理水中。在此，将规定温度设为水温10℃，在以下进行说明。另外，以用紫外吸光度测定器45来测定波长254nm的吸光度(uv254)的情形为例进行说明。

就图17中所示的根据实施方式5的流程图中的步骤s102、s403～s406的一连串处理而言，与图14中所示的根据前面的实施方式4的流程图相同。而且，就控制部10而言，在步骤s406中求出臭氧注入率xc后，前进到步骤s410。

然后，就控制部10而言，在步骤s410中在臭氧注入率oc适合上式(7)的情况下，返回到步骤s502，反复执行根据本实施方式5的臭氧注入率的控制。另一方面，在不适合的情况下，前进到步骤s411，控制部10增大臭氧注入率直至适合上式(7)。

接着，在步骤s503中，控制部10判定在测定地点c处是否溶存臭氧浓度被检出为规定浓度以下。然后，在溶存臭氧浓度为规定浓度以下的情况下，返回步骤s502，控制部10反复执行根据本实施方式5的臭氧注入率的控制。

另一方面，在溶存臭氧浓度不为规定浓度以下的情况下，前进至步骤s504，控制部10减少臭氧注入率直至溶存臭氧达到规定浓度以下。其中，作为在测定地点c处所检出的溶存臭氧浓度的规定浓度，考虑0.1mg/l～2.0mg/l的范围。而且，优选地，控制部10将溶存臭氧浓度控制到0.5mg/l以下。

如图18中所示，在冬季这样的低水温期，在检出溶存臭氧的臭氧注入率的范围中，不存在如图3中所示的、相对于臭氧注入率的uv254残存率的斜率变小的拐点。这是因为：在冬季这样的低水温期，由于臭氧的自分解速度慢，因此用少的臭氧注入率可检出溶存臭氧。

就测定地点a而言，由于为反应槽入口，因此为臭氧注入率0mg/l、uv254残存率100％。因此，就控制部10而言，使用测定地点a、b的uv254残存率作成相对于臭氧注入率、uv254残存率降低的上式(5)。其中，如果将测定地点c的uv％c代入上式(5)的y来求出臭氧注入率xc，则上式(7)的关系不成立。

因此，控制部10增大测定地点c处的臭氧注入率直至上式(7)的关系成立，将上式(7)的关系成立的臭氧注入率设定为xuv。此时，在测定地点c处，在检出溶存臭氧超过规定浓度的情况下，控制部10降低臭氧注入率直至溶存臭氧浓度成为规定浓度以下，将上式(7)的关系成立、且溶存臭氧成为规定浓度以下的最大的臭氧注入率设定为xuv。

这样，通过利用溶存臭氧浓度作为臭氧注入率的上限，即使是检出溶存臭氧的臭氧注入率，也能够在不使溴酸的生成量过度增大地兼顾有机物的分解和溴酸的生成抑制。

在本实施方式5中，在检出溶存臭氧的臭氧注入率下，测定uv254残存率。因此，在将采来的被处理水3曝气而将溶存臭氧除去后，测定uv254。由此，能够精度良好地测定uv254的变化。

在溶存臭氧浓度恒定控制的情况下，不清楚是否注入被处理水中的有机物的分解所需的臭氧。对此，在本实施方式5中，以与有机物相关的uv254残存率作为指标来控制臭氧注入率，由此能够与溶存臭氧检测的有无无关地将有机物的分解所需的臭氧注入被处理水中。

予以说明，在本实施方式5中的水处理中，以在分光光度测定部42使用紫外吸光度测定器45的情形为例进行了说明，但也可在分光光度测定部使用荧光强度测定器。在使用荧光强度测定器的情况下，用与被处理水中的腐殖物物质的相关高的波长200nm～370nm的任意的波长的光来进行激发，由此测定波长400nm～460nm的任意的波长的荧光。

优选地，通过用波长260nm的光进行激发，测定波长450nm的荧光。就荧光强度而言，已知由溶存氧、温度、浓度和共存物质引起的消光现象。因此，在用荧光强度来实施根据本实施方式5的水处理的情况下，在测定样品中添加规定浓度的荧光物质，就测定值而言，作为与添加的荧光物质的荧光强度的相对值来进行评价。

就荧光物质而言，在对处理水进行曝气而将溶存臭氧除去后，添加到处理水中。在与腐殖物物质的相关高的荧光强度测定中，不受溶存臭氧的影响。但是，如果在处理水中溶存臭氧残存，则在臭氧处理水中所添加的荧光物质有可能被臭氧分解。

因此，对臭氧处理水进行曝气而将溶存臭氧从处理水中除去后，在臭氧处理水中添加荧光物质。由此，能够防止荧光物质被臭氧分解。进而，通过在测定荧光强度前将悬浊物质除去，在各测定地点的荧光强度的相对评价的精度提高。

就本实施方式5中的水处理装置而言，测定各测定地点a～c的荧光强度，算出各测定地点处的相对荧光强度后，用与使用uv254的情形同样的方法，推定相对于臭氧注入率的相对荧光强度的残存率的斜率变小的臭氧注入率。然后，就控制部10而言，以该推定的臭氧注入率作为目标，控制臭氧注入率。

这样，在实施方式5的水处理方法中，具备在臭氧处理槽2的多个地点测定与有机物浓度相关的波长的紫外吸光度或荧光强度的构成。由此，能够根据被处理水的水质来控制臭氧注入率。

进而，在水温低、以少的臭氧注入率而检出溶存臭氧的情况下，在检出溶存臭氧的臭氧注入率的范围中也能够维持被处理水中的有机物的分解所需的臭氧注入率。

另外，根据被处理水的水温是否不到规定温度来切换溶存臭氧浓度恒定控制和根据本发明的实施方式5的臭氧注入率控制，由此能够进行根据水质变动和水量变化的控制。