腐植物質（フルボ酸・フミン酸）が水道原水に含まれる際のリスクと対策。緩速ろ過で色度は落とせるか？

2026/4/21

1. フルボ酸とフミン酸の化学的性質

日本の国土の約7割は森林です。山に降った雨は森林の土壌を通り抜け、川となって平野部へと流れ出します。その過程で、森林の落ち葉や枯れ枝が土壌微生物によって徐々に分解され、その分解生成物の一部が雨水や地下水に溶け込んで河川へと流入します。これが腐植物質と呼ばれる物質群であり、その代表がフルボ酸とフミン酸です。

両者の違いは、主に分子量と溶解性にあります。

フルボ酸は分子量がおおよそ1,000〜10,000程度の比較的低分子の腐植物質です。酸性・アルカリ性を問わず水によく溶け、水中では黄褐色からオレンジ・黄色系の着色を呈します。

フミン酸は分子量がおおよそ10,000〜100,000程度の高分子腐植物質です。アルカリ性条件下では溶解しますが、酸性条件下では沈殿する性質を持ちます。水中では赤褐色から黒褐色という濃い着色を示します。

どちらの物質も、金属イオンと強く結合する「キレート作用」を持っています。この性質が、後述する水道原水としてのリスクに直結します。また、どちらも塩素と反応しやすい芳香族構造を含んでおり、消毒副生成物の発生源としても重要な注目すべき物質です。

森林地帯を水源とする表流水では、季節や降雨量によってこれらの腐植物質の濃度が変動し、原水に顕著な着色をもたらすことがあります。水質基準である色度5度を超えるケースも珍しくなく、その処理が現場の大きな課題となっています。

2. 微生物分解のメカニズムと限界

腐植物質がなぜ処理しにくいのか。その理由は、生成のプロセスを理解すると明確になります。

フルボ酸やフミン酸は、落ち葉などの有機物が微生物によって徹底的に分解された後の「残留物」です。言い換えれば、土壌中の微生物がすでに分解できるものを分解し尽くした後に残った、難分解性の物質です。そのため、浄水場内でさらに微生物処理を加えようとしても、追加分解は容易ではありません。

ただし、特定の条件下では分解が進むことも知られています。環境別に整理すると以下の通りです。

森林土壌の表層（好気・半嫌気条件）では、放線菌などの土壌微生物が腐植物質を部分的に分解し、より低分子のフルボ酸へと変換します。ただし完全には消えません。

水が地下に浸透する嫌気域では、Clostridium属などの嫌気性微生物が腐植物質を還元・低分子化し、メタン生成菌の基質として利用する経路があります。地温が10〜50℃程度に上昇する深部では、微生物活性の変化により分解が促進される可能性も指摘されています。

河川や湖沼の底質では、嫌気的な底層で硫酸還元菌やメタン生成菌が腐植物質を電子受容体として利用するほか、光分解や化学酸化も一部寄与します。

地層深部では、粘土鉱物への吸着によって固定された腐植物質が、長期的に微生物・熱・圧力によって変性し、低分子化合物へと徐々に転換されます。

問題は、これらの分解プロセスはいずれも時間スケールが長く、浄水場の滞留時間（通常数時間〜数日）の中に収めることが現実的ではないという点です。自然界で数十年〜数百年かけて起きる分解を、浄水プロセスの中で再現しようとすることには根本的な無理があります。

3. 水道水としての2大リスク

腐植物質が原水に含まれる場合、見た目の着色よりも深刻な2つのリスクに注意が必要です。

キレート作用による有害金属の随伴

フルボ酸・フミン酸はいずれも強いキレート作用を持ちます。これは金属イオンと安定した錯体を形成する能力であり、自然界では金属の移動を助ける役割を果たしています。しかし水道原水という観点からは、この性質が深刻なリスクをもたらします。

腐植物質が鉛、カドミウム、ヒ素、水銀などの有害金属と錯体を形成した状態で原水に流入する場合、通常のろ過処理では金属を十分に除去できない可能性があります。腐植物質と結合した金属は、イオン状態の金属とは異なる挙動を示すため、標準的な処理フローでは見落とされるリスクがあります。

したがって、腐植物質を含む原水を使用する場合は、有害金属の濃度を定期的かつ丁寧に確認することが不可欠です。特に流域に廃鉱山や農業地帯がある場合は、重点的なモニタリングが求められます。

消毒副生成物：トリハロメタンの発生リスク

もう一つの重大なリスクが、塩素消毒との反応によるトリハロメタン（THM）の発生です。

トリハロメタンは、塩素がフミン酸・フルボ酸に含まれる芳香族環構造と反応する際に生成される有機塩素化合物の総称です。クロロホルム、ブロモジクロロメタン、ジブロモクロロメタン、ブロモホルムが代表的な物質であり、いずれも発がん性が懸念されています。

反応は水温が高いほど、塩素注入量が多いほど、そして原水中の腐植物質濃度が高いほど促進されます。腐植物質を含む原水に対して塩素消毒を行う場合は、処理水中のトリハロメタン濃度を必ず測定し、水質基準値（総トリハロメタン0.1mg/L以下）以内であることを確認する必要があります。

4. 「粗ろ過×緩速ろ過」の適用判断

小規模水道で水未来研究所が推進している粗ろ過×緩速ろ過システムは、細菌や濁質の除去において優れた性能を発揮します。しかしフルボ酸・フミン酸による着色の除去については、明確な限界があります。

緩速ろ過の主な浄化力は、砂層表面に形成される生物膜（シュムッツデッケ）の生物的・物理的作用によるものです。しかし腐植物質はすでに述べた通り、難分解性の物質です。緩速ろ過の砂層を通過しても、着色成分は除去されません。色度の改善を目的として粗ろ過×緩速ろ過を導入しても、その効果は期待できないと判断する必要があります。

ではこのシステムを腐植物質を含む原水に適用できないのかというと、必ずしもそうではありません。判断の分岐点は以下の2点です。

まず、有害金属とトリハロメタンが水質基準内に収まっているかどうかです。これらが基準内であれば、健康リスクという観点では許容できる水質と判断できます。

次に、色度超過を住民が受け入れられるかどうかです。黄褐色や茶色がかった水を「飲んでも安全」と説明した上で、住民が納得できるかどうかは、地域によって判断が分かれます。安全性を丁寧に説明し、住民の合意が得られるのであれば、色度基準超過を許容しながら粗ろ過×緩速ろ過を運用するという選択肢は現実的です。しかし住民が色度基準の遵守を求める場合、あるいは有害金属やトリハロメタンが基準を超過する場合は、追加処理の検討が必要になります。

5. 代替処理案とコスト・リスクの比較

腐植物質への対応として検討される主な代替処理案を、コストとリスクの観点から整理します。

活性炭処理

活性炭は腐植物質の吸着処理として候補に挙がりますが、実際には非効率です。腐植物質は分子量が大きく、活性炭の細孔への吸着が速やかに飽和しやすいため、頻繁な交換が必要になることが予想されます。交換コストが継続的に発生し、「低コストで維持できる」という小規模水道の根本的な前提が崩れます。腐植物質への対処として、活性炭は積極的に推奨できる選択肢ではありません。

オゾン処理

オゾンは腐植物質の分解・脱色に対して有効な処理方法です。オゾンの強力な酸化力が芳香族構造を開環・分解し、着色を低減します。しかし導入にあたっては2点の注意が必要です。

一つは臭素酸の発生リスクです。原水中に臭化物イオンが含まれる場合、オゾン処理によって発がん性物質である臭素酸が生成されます。臭素酸の水質基準は0.01mg/L以下であり、原水中の臭化物イオン濃度を事前に確認したうえでオゾン導入の適否を判断する必要があります。

もう一つは設備コストと維持費です。オゾン発生装置の導入コストと電力コストは相応に高く、小規模水道での運用には経済的な負担が伴います。数十年後の制御盤を含めた全体更新の費用捻出も大きな問題です。

MF膜処理

精密ろ過膜（MF膜）は、物理的な膜分離によって腐植物質を含む懸濁物質を確実に除去できます。緩速ろ過と比較すると処理の確実性は高く、水質の安定性も優れています。しかしMF膜のランニングコストは、粗ろ過×緩速ろ過を大きく上回ります。膜の薬品洗浄、定期交換、動力コストが継続的に発生するうえ、数十年後の制御盤を含めた全体更新など、小規模水道の経営を圧迫する可能性があります。

別水源の探索という選択肢

上記の代替処理案はいずれも、ランニングコストの増加という共通の課題を抱えています。腐植物質を含む原水に対して処理を重ねることは、技術的には可能であっても、小規模水道の持続可能な運営という観点からは本末転倒になりかねません。

こうした状況において、真剣に検討すべき選択肢が「別の水源を探す」ということです。腐植物質の影響を受けにくい地下水源の開発、あるいは腐植物質濃度の低い別の表流水源への切り替えは、追加処理コストを丸ごと回避する根本的な解決策です。水源探査にはコストと時間がかかりますが、長期的な視点で見れば、処理コストを積み重ね続けるよりも合理的な判断になるケースは少なくありません。

腐植物質への対処を検討する際は、「どう処理するか」と同時に「この水源を使い続けるべきか」という問いを、常にテーブルの上に置いておくことが重要です。