17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-1

Effects of organic pollutant from anaerobic digestate on solubility ofpoly-brominated diphenylether in aquatic environment
Chen Shi1, 2, Yong Hu1, Takuro Kobayashi1, Hidetoshi Kuramochi1, Kaiqin Xu1 and Zhenya Zhang2
1

National Institute for Environmental Studies, 2University of Tsukuba

Keywords: polybrominated diphenyl ethers, dissolved organic carbon, partition coefficient, anaerobic,

aquatic environment
ABSTRACTIn this research, two kinds of typical polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) were selected as the target
pollutant and their aqueous solubility in the presence of two dissolved organic carbons (DOCs) from two
different anaerobic digesters (35 Cº and 55 Cº ) were measured. In the solubility experiment, a wide rangeof DOC strengths based on the chemical oxygen demand (COD) concentration was used. From the linear
relationships between PBDE and DOC concentrations through 48 hours equilibrium experiment,
furthermore, the partition coefficients (KDOC) of the two PBDEs between water and individual DOC were
determined. The results revealed that KDOC at the thermophilic condition (KDOC =0.0114) was 10 times
higher than that at the mesophilic condition (KDOC =0.0011), suggesting that the solubility of PBDE wasaffected by the DOC sources in the environment.
1. INTRODUCTION

where STotal, SDOC, and SWater is the PBDE concentration in
total solution, DOC phase, and water phase, respectively,
and CDOC is the DOC concentration in the solution.
Because KDOC is constant regardless of DOC
concentration, the higher the DOC concentration, thehigher the risk of contamination expansion by PBDE [3].

Because of its excellent fire resistance ability, some
PBDEs as the famous retardant were widely applied in
textile, plastics, and electronic circuitry industry
worldwide [1]. On the one hand, it is known that such
PBDEs are toxic to the endocrine system and the nervous
system and also has enrichment in vivo, and has a hugethreat to the humanity [2]. Currently the PBDEs are diffused
everywhere in the environment, and they are easily
detected especially in the water environment. Hence, they
are listed as persistent organic pollutants (POPs) under the
Stockholm Convention. Although these POP- PBDEs arehydrophobic, their aqueous solubility tends toincrease
according to the organic concentration in water. Thisfeature is the key for POP-PBDEs to diffuse into theenvironment. Therefore, in order to understand the
behavior of POP-PBDEs in aquatic environment, it isimportant to grasp dissolution characteristics for variousorganic pollutants in water environment.

In this study, we focused on digested methane
fermentation solution containing very high DOC as asample of water system. Methane fermentation is operated
under various conditions. Typical conditions are classified
to two temperature conditions: medium (35 Cº mesophilic) and high (55 Cº - thermophilic) temperatures.
The objective of this study is to clarify the influences of
DOC extracted from two different digested liquids ofmethane fermentation (35 Cº and 55 Cº ) on aqueous
solubility of two POP-PBDEs resulting in determining
their KDOC values for two different DOCs.
2. METHODSPBDE partition coefficients (KDOC) between waterand DOC components in water environments such as
rivers and lakes have been measured in previous studies so
far [3]. The KDOC is calculated by the following equations(1-2):
𝑆𝑆𝐷𝐷𝐷𝐷𝐷𝐷

𝑆𝑆𝑊𝑊𝑊𝑊𝑊𝑊𝑊𝑊𝑊𝑊
𝑆𝑆𝑇𝑇𝑇𝑇𝑇𝑇𝑇𝑇𝑇𝑇

𝑆𝑆𝑊𝑊𝑊𝑊𝑊𝑊𝑊𝑊𝑊𝑊= 𝐾𝐾𝐷𝐷𝐷𝐷𝐷𝐷 ∗ 𝐶𝐶𝐷𝐷𝐷𝐷𝐷𝐷(1)= 𝐾𝐾𝐷𝐷𝐷𝐷𝐷𝐷 ∗ 𝐶𝐶𝐷𝐷𝐷𝐷𝐷𝐷 + 1(2)

Solution Preparation: The sludge was centrifuged andfiltered with a 0.22 µm filter, then the supernatant was used
as DOC stock solution. The DOC solution was adjusted to0, 10, 50, 100, 250, and 500 mg/L (as COD measuring [3]),respectively. We selected BDE-47 and BDE-99(AccuStandard Co., USA) as target POP-PBDEs. 5 mg ofeach PBDE was dissolved into 500 mL of hexane
respectively. The solution was used as the standard
solution in the following experiment.
Equilibrium Experiment: First, the standard PBDE
hexane solution was added into a 15-mL test tube. Second,

1

1271

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018º to evaporate hexane. The
the test tube was heated at 90 C
amount of solidified PBDE in the tube exceeded the massof PBDE required for preparing its solubility in 15 mL ofwater. Then 12 mL of prepared DOC solution was added
into the tube and shaken at 35 C
º for 48 hours in an
incubator. Three parallel experiments for each sample
were carried out at the same time.

Fig. 1 illustrates a linear relationship between the
DOC concentration and the two PBDE contents. The
correlation coefficients for BDE-47 are both higher than
95%.The KDOC values for the thermophilic solution of
BDE-47 and BDE-99 were 0.0114 and 0.0024,
respectively, while the mesophilic KDOC values for the two
PBDEs were 0.0011 and 0.00027 by order.
Under both 35 and 55 C
º conditions, the KDOC of
BDE47 was higher than that of BDE-99. This is because
the increase in the number of Br in PBDE molecule
decreases the solubility. [3]. In addition, the difference in
KDOC between mesophilic and thermophilic conditions
may be due to the number of adsorption sites and types offunctional groups in DOC molecule.

Sample Extraction: After the equilibrium experiment
was settled down, the supernatant of the solution was
filtered to remove the superfluous solid PBDE with a 0.22
µm filter paper, getting 10 mL of each sample. And
dichloromethane was used to extract PBDE in the solution
for 3 times, then dichloromethane in the extract was
replaced with 10 mL of n-hexane. All samples were stored
in brown bottle at 4 Cº .
Sample Analysis: The PBDE content in hexane wasdetermined by a gas chromatography/electron ionizationquadrupole mass spectrometry (GC-EI-QMS) system(5975C GC/MSD system; Agilent Technologies Inc.,
Santa Clara, CA, USA) equipped with a DB-5MS capillarycolumn (15 m × 0.25 mm, 0.1 μm film thickness; Agilent
Technologies Inc., Santa Clara, CA, USA), according to aprevious study [4].

4. CONCLUSIONS

3. RESULTS and DISCUSSION

solubility of PBDE was affected by the DOC
sources in the environment. Further study is necessary

Aqueous solubility of BDE-47 and BDE-99 in thepresence of DOC derived from medium temperature andhigh temperature anaerobic sludge were investigated.
The KDOC was determined from the solubility data and
DOC concentration data. The results obtained in thisresearch indicated that KDOC of PBDE with DOC ofthermophilic digested sludge was clearly higher than thatwith DOC of mesophilic sludge. It suggested that theto clarify the mechanisms of the factors caused highsolubility of PBDE.
REFERENCES

Fig. 1 KDOC of thermophilic and mesophilic DOC
solution for the BDE-47 and BDE-99

1272

2

[1]

M. Guardia, R. Hale, E. Harvey: Detailed PolybrominatedDiphenyl Ether (PBDE) Congener Composition of the Widely
Used Penta-, Octa-, and Deca-PBDE Technical Flameretardant Mixtures, Environ. Sci. Technol., Vol. 40, 6247-6254,
2006.

[2]

A. Schecter, D. Haffner, J. Colacino, K. Patel, O. Päpke, M.
Opel: Polybrominated Diphenyl Ethers (PBDEs) andHexabromocyclodecane (HBCD) in Composite U.S. Food
Samples, Environ. Health Perspect., Vol. 118, 357-362, 2010.

[3]

M. Haas, K. Hageman, Y. Chin: Partitioning of
Polybrominated Diphenyl Ethers to Dissolved Organic Matter
Isolated from Arctic Surface Waters, Environ. Sci. Technol.,Vol. 48, 4852-4859, 2014.

[4]

H. Matsukami, G. Suzuki, M. Someya, N. Uchida, N. Tue, L.
Tuyen, P. Viet, S. Takahashi, S. Tanabe, H. Takigami:
Concentrations of polybrominated diphenyl ethers andalternative flame retardants in surface soils and river
sediments from an electronic waste-processing area innorthern Vietnam, Chemosphere, Vol. 167, 291-299, 2017.

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-2

ディスポーザー排水嫌気性処理における流入濃度の影響
胡勇 1，小林 拓朗 1，Chen Shi1, 2，徐 開欽 1
1

国立環境研究所，2 筑波大学

キーワード：バイオマス，メタン発酵，無動力撹拌槽，嫌気性ろ床
抄録
河川や湖沼流域の水質を保全するために，ディスポーザー排水を適切な処理することが重要である。本研究では，無動力撹拌槽と嫌気性ろ床槽を組み合わせたシステムに用いた都市生ごみディスポーザー排水のメタン発酵実験を行い，生ごみの流入濃度が処理性能に与える影響を検討した。流入 TS 濃度が 6.8 から 15.5 g/Lに増加に伴い，システムに流入する COD が 14.4 から 35.5 g-COD/L/d に増加した。システムのメタンガス生
成速度も 0.46 から 0.92 L-CH4/L/d に増加した。一方，流入 TS 濃度が 23.8 g/L にさらに増加すると，無動力
槽にスカムが大量に発生した。COD の転換率を算出した結果，いずれの希釈条件においても流出水に残存した COD が 2%前後であったが，流入濃度の増加とともに，システム槽内に残存した COD が大幅に増加した。
安定したメタン発酵を維持するために，15.5 g/L 以下の TS 濃度で供給することが重要であることが分かった。
茨城県つくば市にある和食店の生ゴミを破砕機

1. はじめに
都心部の商業ビルやショッピングセンター，ホテ

によって破砕し，微細化した後，表 1 に示した各希ルなどではまとまった量の生ごみが一般廃棄物とし釈倍率の水道水で希釈し，基質タンクに保存した。

て排出され，また一定規模以上のビルには厨房除害

表 1設備を設置する必要性から余剰汚泥が排出されてい実験条件まとめ

実験段階

1

2

3

がかかり，その貯蔵，運搬には臭気が出るなど衛生

日数(d)

0∼63

64∼133

134∼145面の問題も大きかった[1]。一方で，エネルギー回収

希釈倍数

18

9

6

と減量化の 2 つのメリットを有するメタン発酵技

システムの HRT(d)

10

10

10

術は，生ごみのようなバイオマスの利活用拡大に資システムの OLR

1.44

3.65

6.36

るところもある。これらの処分には高い場外処分費する技術として期待されている。生ごみをディスポ(g-COD/L/d)ーザーで破砕，水道水で希釈した後の排水がサイフ

図１に示したようにメタン発酵システムはサイン式無動力メタン発酵槽を用いた研究が報告されているが[2, 3]，このディスポーザー排水の流入濃度が処

フン式無動力撹拌槽（有効容量 10 L）と嫌気ろ床

理性能に与える影響に関する先行研究はまだ少ない。

槽（有効容積 10 L）の組み合わせであった。ろ床

また，この排水処理がうまくいかないと河川や湖沼槽の金属箱に小円筒状ろ材で充填し，2 室で合計

流域に汚濁負荷源になる恐れもある。

73%の充填率とした。無動力撹拌槽と嫌気ろ槽側面

本研究では，メタン発酵の処理性能を向上するこChamber 1

Chamber 2 Chamber 3

Chamber 4

Chamber 5とを目指し，サイフォン式無動力撹拌槽と嫌気ろ床槽の組み合わせた高効率なシステムの確立に向け流出た検討を行った。生ごみをディスポーザーで破砕処理した後，組み合わせた処理システムによってエネ

担体

ルギー回収することを想定し，処理性能に対する生ごみの流入 TS 濃度の影響を究明することを目的と

流入

した。

基質タンク

2. 方法

無動力攪拌式メタン発酵槽

嫌気性ろ床槽図 1 メタン発酵システム概略図

1

1273

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018のウォータージャケットに温水循環装置から温水

ともに，流入 COD がメタンガスへの転換率が 90.6%を供給することで常時 35 ºC に保持した。タイマー

から 64.8%に減少した。一方，システム槽内に残存制御式ローラーポンプを用いてメタン発酵システ

した COD が 7.1%から 32.7%に増加した。いずれの条件においても，流出水に残存した COD が 2%前後

ムに投入し，連続運転を行った。消化液は，オーバであった。

ーフローで排出した。システムのバイオガス生成量は湿式ガスメータにより測定した。本研究では流入および流出水を週 2 回程度サンプリングし水質分析を行った。
3. 結果
図 2 に処理システムのメタンガス生成速度，TSおよび COD の経日変化の結果を示す。生ごみの流
入 TS 濃度が 6.8 から 15.5 g/L に増加するとともに，基質（無動力槽流入水）の COD が 14.4 から 35.5
g-COD/L/d に増加した。これに伴い，システムのメ
タンガス生成速度が 0.46 から 0.92 L-CH4/L/d に増加した。これらの条件で，システムの COD 除去率が96%以上であり，安定した処理性能を維持できた。
一方，流入濃度が 23.8 g/L にさらに増加すると（実図 3 各希釈倍率における流入 COD の転換率

験開始 134 日目から），メタンガス生成速度が一時的

5. 結論に増加したが，実験開始 143 日目に無動力槽にスカ

無動力撹拌槽と嫌気ろ床槽の組み合わせたシステ

ムが大量に発生し，嫌気ろ床槽に流入した。その結ムを 145 日間連続運転し，生ごみの濃度が処理性能

果，システムのガス生成量が測定できなかった。

に大きく影響することがわかった。流入 TS 濃度が23.8 g/L の場合，メタン生成に悪影響を与えた。一
定した水準以下の TS 濃度（15.5 g/L）で供給することが良好な嫌気性処理の鍵となる。この研究の結果から，ディスポーザー排水の適切処理によって，流域への負荷削減に寄与することが示唆された。

引用文献

図 2 ガス生成、TS および COD の経日変化

4. 考察
図 3 に各希釈倍率における流入 COD の転換率を示した。流入濃度が 6.8 から 15.5 g/L に増加すると

1274

2

[1]

塩田憲明, 徳田直子, 竹林徹也: あべのハルカス向け都
心型バイオガスシステムの安定運転結果, 神鋼環境ソ
リューション技報 Vol. 13, pp. 15-20, 2016.A.

[2]

小林拓朗, 宇佐見心, 李玉友: 無動力撹拌機構を有する
新規低コストメタン発酵リアクターの開発, 水環境学
会誌 Vol.33, pp.201-208, 2010.

[3]

Y. Hu, T. Kobayashi, W. Qi, H. Oshibe, K.-Q. Xu: Effect oftemperature and organic loading rate on siphon-driven
self-agitated anaerobic digestion performance for food waste
treatment, Waste Management, Vol. 74, pp. 150-157, 2018.

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-3

Verification on AOSD Control System as Electric Power Reduction Saving
Energy /Advanced Wastewater Treatment Technology in VIETNAM and
Spread for Environmental Restoration in Asian Areas
Ryuhei INAMORI1, Takashi SUEMURA1, Hideshi NISHIMURA1, Takashi KUWABARA2, Koki MACHII3,
Rie SUZUKI4, Shoichi SAMESHIMA5 , Kai-Qin XU6 and Yuhei INAMORI7
1

FAIS,2 Sakura Eco Tec , 3Rtec co.Ltd, 4Ibaraki PAIC, 5Meidensya Corp., 6NIES, 7FAIS㺃NPO㸸BIO-ECO

Keywords: Bio-engineering system, Advanced wastewater treatment, Electric power reduction N/P, Automatic Oxygen
Supply Device (AOSD) system
ABSTRACTThe AOSD (Automatic Oxygen Supply Device) system is the latest environment renovation system which supplies only
the necessary quantity of oxygen of the microorganism in the advanced sewage treatment under the electric power
reduction. It also contributes to COP21 including a basin of lakes and marshes. In the sewage treatment process,
optimal oxygen amounts required for organic matter removal, nitrogen nitrification-denitrification etc. are predicted byusing some parameters such as water temperature and dissolved oxygen (DO), and efficiency of blowers and stirrers canbe operated automatically. As the model project of Asia Water Environment Improvement by Ministry of theEnvironment of Japan, "Vietnam's sophistication of wastewater treatment and cost saving response control system
dissemination project" is carrying out. By this project advanced BOD, nitrogen and phosphorus removal have beenaccomplished and verified with more than 50% electric power reduction in combination with AOSD system,
simultaneously. We need to start the spread in Asian areas such as Lake KASUMIGAURA basins.
1. INTRODUCTION

cost for aeration and investigated the conditions such astreatment method and water qualities. As a result, 4 sites
were selected for the demonstration in this fiscal year as
follows;1㸧Binh Hung Wastewater Treatment Plant at Ho
Chi Minh City managed by Steering Center of the Urban
Flood Control Program, 2 㸧 Thu Dau Mot Wastewater
Treatment Plant at Binh Duong Province managed by Binh
Duong Water Supply – Sewerage – Environment Co., Ltd.
(BIWASE), 3㸧Wastewater Treatment facility at industrial
park at Binh Duong Province managed by Investment andIndustrial Development Corporation (BECAMEX),4 㸧
Wastewater Treatment facility for food processing factoryat Mekong Delta area managed by private company.

For the restoration and preservation of lake areas, N/Premoval and saving energy waste water treatment is very
important.
The energy for aeration in the aeration tank usuallyoccupies large part of total energy consumption in
wastewater treatment plants. An oxic-aeration blower
usually needs its operation of 24hours. AOSD system is
one of the best ways for energy-saving equipment for
improving advanced treated water quality. The applicationof this equipment will serve to improve water quality,
reduce electricity cost by constantly sending to CPU-PLC
information signals regarding temperature and dissolved
oxygen to work out the nitrification-denitrification
velocity and the proper aeration hours and the system offaeration time. The time length for aeration depends on theload of inflowing organic substances. Automatic controlsof aeration enable advanced sewage disposal, by
maintaining pH for proper bio-treatment, depending on pH
decrease by nitrification or pH increase by denitrification.
Moreover, the Innovate AOSD system could confirm thestability of water treatment power reduction performanceand best biota under on/off aeration, automatically.
In the last fiscal year, we created relationships with related
government and companies in the verification, determinedthe candidate sites for demonstration with AOSD
(Automatic Oxygen Supply Device)system which can
improve performance of wastewater treatment and save

2. METHOD
AOSD system have been introduced as a main target for
Asian water environmental improvement, restoration andpreservation.
The effect value on the introduction of AOSD system havebeen evaluated by the road map building of the spreaddevelopment for environment protection revival plan in
Asia. The thing with a high possibility of the businessexpansion estimated AOSD introduction of the systembusiness application properties as its effect, and wasinspected. These results can be contributed to therestoration and preservation of Lake KASUMIGAURA
basins.

11275

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

Table1 Operation time for each process of Thu Dau
Mot in current operation method

3. RESULTS
It succeeds at amount 140,000 m3/ day,17,000 m3/ day
sewage-treatment plants, 1,000m3/ day industrial parkprocessing institutions and 500m3/ day fish processing
effluent treatment facilities.
AOSD system introduction at a sewage-treatment plant,
about more than 30-60 % of electric power reduction
below T-N and the BOD10mg/L were achieved by the baseof the most suitable DO control. And it was found out thata phosphorus outflow load can be reduced nearly about
50 % compared with an existence system.
In the case of introduce AOSD system for HRT about 2.8hours of 141,000 m3/ day and change the former 2 hours
for 1 cycle in 1 hour, nearly 60 % of power reduction
effectiveness , and T-N and the BOD concentration lessthan 10mg/L was obtained. Continuous aeration for 24hours have been caused and occurred dispersion ofactivated sludge in low loading in the time when that
inflow large rain fall, reduction of inflow raw water
volume and system trouble appears.
But, aeration time have been reduced less than nearly 10
minutes for 1 cycle under the AOSD introduction system
in comparison with conventional 60 minutes. And
advantage of an artificial intelligence (AI) system wasinspected. For example, as the case of Thu Dau Mot
Wastewater Treatment Plant, the results on AOSD system
is shown in Fig.1, Table1, 2, Fig.2 and 3.

Operation

Time

Aeration
Stirring
Settle㸦Precipitation㸧
Supernatant discharge
Per 1 cycle
Pre 1 day5cycles(24min * 5times = 120min)
2cycles(24min * 2times = 48min)
60min
60min
288min (4.8hr)
288min * 5 cycle= 1,440min (24hr)

Table 2 Operation time for each process of Thu Dau
Mot after AOSD installation

Operation
Aeration
Stirring

Settl㸦Precipitation㸧
Supernatant discharge
Per 1 cycle
Per 1 dayTime
3cycles(28min, 14min, 14min;
Sub-total 56min)3cycles(28min, 42min, 42min;
Sub-total 112min)
60min
60min
288min (4.8hr)
288min * 5 cycle= 1,440min (24hr)

Fig.2 Average integrated value of each nitrogen form
4. DISCUSSION
4.1 Binh Hung Wastewater Treatment Plant
It succeeded that the performance of AOSD control was
reproduced by the open and close of the air-flow valve onsite without any influences to existing blower. And
furthermore reducing the amount of air for aeration wasable to make the gently mixing under the anoxic condition.
As a result, AOSD could create nitrification anddenitrification and removed nitrogen with higher
Fig.3 Reduction of effect by AOSD on phosphorus load
Percentage than existing system. Therefore, AOSD system
reduced 13% (5,587 kg) of the load of nitrogen discharged
to the natural environment compared with existing system
during the demonstration. The reduction ratio of electricity
consumption calculated by the opening time and closing
time of air-flow valve was 42 ~ 61% with highperformance, although it fluctuated in consequence of
seasonal change.
4.2 Thu Dau Mot Wastewater Treatment Plant
AOSD system carried out the improvement of wastewater
treatment and saving electric consumption at the same timewith higher performances even though the existing system

Fig.1 Effectiveness on AOSD installation

1276

2

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

was already installed PID control program tosave electricity with DO sensor. In particular,
35.2 minutes of aeration time can be reduced
and reduction ratio of electricity consumption
was 15.5% compared with existing system.
High performances to treat organic pollutants
such as BOD and COD and SS weremaintained and treatment of nitrogen was
improved. It is particularly worth noting that
phosphorus
removalwas
improved
dramatically compared with existing system.
Therefore, AOSD system reduced 47.1% of
the load of phosphorus discharged to naturalenvironment compared with existing system
during the demonstration (for 65 days).
Additionally, as a consequence of whole day
research, we found that the performance ofwastewater treatment by AOSD was highly stable eventhough there has fluctuation of concentration ofwastewater.
4.3 BECAMEX wastewater Treatment facility
Because of the raw water acceptance discharged fromanother wastewater treatment facility managed by
BECAMEX, the facility subjected to have installed AOSD
system needed to receive the wastewater and the amountbecame more than usual. Under the quantitative andqualitative fluctuation of wastewater, AOSD system
maintained the performance of wastewater treatment. At
the same time, 74.3% of aeration time saved and estimatedreduction ratio of electricity consumption was 53.0%
compared with existing system. The saving electricity
arises from the suitable control of amount of air required
for removal of organic pollutant.
4.4 Mekong Delta wastewater Treatment facility
The quality of wastewater in Mekong Delta facility
included high nitrogen and much fluctuation of raw waterthat is typical of industrial wastewater. Under the controlof AOSD system, microbial reaction such as BOD
oxidation and nitrification-denitrification maintained goodcondition and quality of treated water was stable highly.
As a result, removal for BOD, COD were almost perfect.
Regarding the treatment of nitrogen, nitrification ratio was
95.8% and removal ratio of nitrogen was 90.5%. Both highperformance of wastewater treatment and reduction ratioof electricity consumption was 61.1% as average indemonstration period and 83.7% in lunar New Yearholidays. We found that AOSD carried out the electricity
saving not only daily operation but also big event such as
long vacation.
4. 5 Cost evaluation
Based on the results of demonstration related to reductionof electricity, the cost evaluation was studied. AppliedFig,4 The outline of this project and effects of the AOSD
system introduction by Ministry of the Environment ofJapan.
methods were B/C method as one of Present Value method,
EIRR method as one of Internal Rate of Return method andPayback Period method. As a result, for example in caseof Binh Hung Wastewater Treatment Plant, investment
efficiency on introduction of AOSD system was high in all
applied methods and it expects these results served as agreat incentive to install the system.
Fig.4 show the outline of this project and effects of the
AOSD system introduction.
5. CONCLUSION
The new challenges emerged from the demonstration inthis fiscal year will be revealed through verification testwith high accuracy. Based on the obtainable data, theproject effect including the cost evaluation will be
estimated and studied, and the business plan made fromfeasibility study in the last fiscal year will be readjusted forcommercialization. Depending on the result of summary,
we have to put forward a suggestion to government thatchanges enforcement of policy. In parallel to theestablishment on business model, the enlargement of sales
activities such as the installation of AOSD system toplanned projects of sewerage system in Vietnam and the
spread to Japanese private companies have to promotestrongly. Based on these win-win advanced treatment andelectric power reduction results, we need to pursue thepreparation to start the spread in Asian areas such as Lake
KASUMIGAURA basins. From fiscal year 2018, in thebottom of cooperation and support of Rtec co.LTD, using
AOSD system can be contributed for the restoration ofaccelerated pollution environment and global warming.

3

1277

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-4

Nutrient removal performance in a constructed wetlandusing modified biochar as a bed filter
Kaoru Abe1, Michio Komada2, and Miyoko Waki3
1

Institute for Agro-Environmental Sciences, NARO, 2Central Region Agricultural Research Center, NARO, 3Institute ofLivestock and Grassland Science, NARO
Keywords: biochar, constructed wetland, nitrogen, tidal flow
ABSTRACT

Nutrient removal performance in a constructed wetland using modified biochar, which has a highmonovalent anion exchange capacity, was studied. Moreover, the performances of two influent feeding
modes—tidal flow and horizontal subsurface flow—were compared. Zizania latifolia dominated inconstructed wetlands with modified biochar and grew better in the horizontal subsurface-flow constructedwetland, which had a constant water level. Modified biochar effectively removed NO3-N, whereas
removal of NH4-N was assumed to be due to plant absorption. Nitrification progressed better in the
tidal-flow constructed wetland than in the horizontal subsurface-flow constructed wetland.
1. INTRODUCTION
In rural areas where sewerage systems are not constructed,
either domestic wastewater is treated by household
wastewater treatment facilities that combine primary andsecondary treatment processes, or excrement and urine
are treated and miscellaneous drainage is discharged
without treatment. Therefore, in many cases, wastewaterin those areas is not purified as efficiently as thatprocessed by sewage treatment facilities. In particular,
nitrogen and phosphorus are not removed sufficiently.
Constructed wetlands have been studied as an advanced
treatment method for such domestic wastewater.
In recent years, modified biochar, which has a highmonovalent anion exchange capacity, has beencommercially available. We studied the possibility ofusing the biochar as a bed filter in compact constructedwetlands to enhance the nitrogen purification of theeffluent from a combined treatment tank. We also
compared the efficacies of two different influent feeding
methods, namely tidal flow and horizontal subsurface
flow.

Horizontal subsurface flow（constant water level）
6 cm
14 cm
Water saturated

Tidal flow
（water level varied）

6 cm
9 cm
5 cm
Water saturated

Dry and wet
SiphonFig. 1 Constructed wetlands (wetland area: 0.25m2)

constructed wetland (HSF) with a constant water depth of
14 cm (Fig. 1). Artificial wastewater (18.5 mg/L NH4-N,
17.0 mg/L NO3-N, 5.6 mg/L PO4-P) representing effluent
from a combined treatment tank was supplied to theconstructed wetlands. The wastewater loading rate was 4
L/day (~160 mm/day). Volumes of influent and effluent,and water quality parameters, were measured weekly for
22 months. Plants in the constructed wetland were
harvested several times during the experiment to measure
dry weight and nitrogen and phosphorus concentrations.
At the end of the experiment, the nitrogen andphosphorus concentrations of the modified biochar were
measured. The amount of NO3-N adsorbed to themodified biochar was also measured by KCl extraction.

2. METHODSEach model constructed wetland (0.6 m long × 0.41 m
wide × 0.2 m deep) was filled with 6.67 kg (dry weight)of modified biochar (particle diameter 1–3 mm; Nisshoku
Corp.), and vegetation (Zizania latifolia L., Vinca major
L., Trachelospermum asiaticum ‘Hatsuyukikazura’,
Salvia microphylla Kunth) was then transplanted into thewetland. Two constructed wetlands with different feeding
modes of artificial wastewater were prepared. One was a
tidal-flow constructed wetland (TF) with a water depththat was varied from 5 to 14 cm each day by using asiphon, and the other was a horizontal subsurface-flow

1278

Water level

3. RESULTS AND DISCUSSION

1

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

Zizania latifolia dominated the vegetation; the other plant
species died or showed inferior growth. This outcome
was likely due to the low pH of the modified biochar. The
dry weight of the aboveground plant parts in HSF was
about 1.5 times greater than that in TF. Thus, Z. latifolia,
which is an emergent macrophyte, appeared to prefer theconstant water level of HSF.
The concentration of NO3-N in effluent was less than
1 mg/L for about 6 months after the start of theexperiment in June 2015, but it then shifted to 2–4 mg/L
(Fig. 2). The NO3-N concentration in the effluent from
TF started to rise sharply at about 18 months after thestart of the experiment, suggesting that the adsorption
sites of modified biochar became saturated more rapidly
in TF than in HSF. On the other hand, the concentrationof NH4-N showed a seasonal fluctuation that declined
during summer with vigorous vegetation growth andincreased during winter (Fig. 2). The PO4-P concentrationof effluent remained low for about the first 4 months, butthen increased and showed seasonal fluctuation (Fig. 3).
The PO4-P concentration in effluent from HSF tended to
be lower than that from TF.
30

N(mg/L)00

N(炭濾床内）BiocharTidal flow (TF)
00

N(炭濾床内）Biochar

入り
NO3‐N
炭４
Inflow(TF)

Outflow(HSF)
NO3‐N
炭３(浸透）

Tidal flow（TF)

10

Outflow(TF)
NO3‐N
炭４(干満）

5
0

2015

2016

2017

PlantsN(植物）Unknown
不明（脱N+α）
40000N (g) 60000

20000

20

40

60

NH4‐N

NO3‐N

80000

NO2‐

10000080

100Outflow

PlantsN(植物）Unknown
不明（脱N+α）

NH4‐N

NO3‐N

NO2

In a batch adsorption test using artificial sewage,
modified biochar adsorbed NO3-N at a maximum of 7
mg/g (dry weight; data not shown). A KCl extraction test
indicated that the NO3-N adsorbed on the modified
biochar in TF reached 34% (3.44 mg/g) of removed N,
whereas that in HSF, where the vegetation grew better,reached only 11% (1.27 mg/g). Based on the N balanceillustrated in Fig. 4, we assumed that NH4-N was
removed mainly via absorption by Z. latifolia, because
this species absorbs NH4-N preferentially over NO3-N [1].
Nitrification N (NH4-N decreased – N absorbed) was
estimated as 21% of influent NH4-N in HSF and as 32%
in TF. Thus, TF seemed to be advantageous in terms ofoxygen supply to the bed filter. Most unknown parts in
the N balance are assumed to have been due todenitrification. In HSF, denitrification seems to haveprogressed well because of the abundant supply oforganic matter from the roots due to the vigorous plant
growth.

入り
NO3‐N
炭３
Inflow
(HSF)

15

100
100

Fig. 4 Nitrogen balances in constructed wetlands

NO3‐N(mg/L)

20

1000008080

ゆくえ
Destination

Outflow(IF)
NH4‐N
炭４(干満）

25

80000

Outflow

Removal

NH4‐N
炭３(浸透）
Outflow
(HSF)

0
30

60
60

流入
Inflow

入り
NH4‐N (TF)
炭４
Inflow

5

40
40

ゆくえ
Destination

入り
NH4‐N (HSF)
炭３
Inflow

10

20
20

Removal20
1540000N (g) 60000

20000

流入
Inflow

NH4‐N(mg/L)

25

N(mg/L)

Horizontal subsurface flow (HSF)

Horizontal
subsurface flow
（HSF)

4. CONCLUSION

and effluent of constructed wetlands

Zizania latifolia dominated in the constructed wetlands
with modified biochar and grew better in the HSF system ,which had a constant water level. Modified biochar
effectively removed NO3-N, whereas the removal of
NH4-N was considered to be due to plant absorption.
Nitrification progressed better in TF than in HSF.
REFERENCES

PO4‐P(mg/L)

Fig. 2 NH4-N and NO3-N concentrations in influent

10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0

Tidal flow（TF)①浸透
入り(HSF)
PO4‐P
Inflow➁干満
入り(TF)
PO4‐P
Inflow

Outflow(HSF)①浸透
出 PO4‐P
Outflow(TF)➁干満
出 PO4‐P

Horizontal
subsurface flow
（HSF)
2015

2016

[1] A. Kohama, K. Enari, S. Tamaoka, and M. Nakayama:
Evaluation of the amount of nitrogen and phosphorus
absorption by the aquatic plant (Zizania latifolia), Journalof Japanese Society of Water Treatment Biology, Vol. 39,
pp. 59–66, 2003.

2017

Fig. 3 PO4-P concentrations in influent and effluentof constructed wetlands

2

1279



17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-5

Ch
C
harraccteeriistiicss ofo NitrN roogeen anndd Ph
P ossphhooru
us RRem
moovval T
Typpe O
OnsitteWa
Wasttew
waateer Trreaatm
meen
nt Sy
Systtemm anndd App
A pliicaab
biliityy tot Fooreeiggn
nC
Cooun
ntrrieesYoosu
uke Tabbataa1, Kaz
K zuya Tana
Ta aka1, Tsuy
T yoshhi Icchinnarri1 anda Maasasshi Goto1
1

Fujji C
Cleaan Co.,C Ltdd.

K ywo
Keyordss:GRP
PHVWWLFZZDVWHHZDDWHUUFRRQWUUROQLWURRJHQ
QUHHPRYDDOSSKRRVSKRUUXVVUHHPRRYDOLUURQ
QHOHFWWURO\VLLV
AB
BST
TRA
ACT
T

Sm
mall-sccalee oonsiite waasteewaaterr trreattmeent pllantts aare wiideely useed as deecen
ntraalizzed wasttew
wateer ttreaatm
menttsystemms in spaarselyy po
opuulatted areeas of Jap
pann. TheT e Fuuji CleC eann CR
RXXϩ modm del hash s beeenn deevellopped in Jappann
as an ennhan
nceed nitr
n rogen andd pphossph
horuus rem
r movval sysstem
m usinu ng an iroon elec
e ctroolyttic proocess. Th
he strus uctuure,,
funncttionn annd meechhan
nics off thhe CRRXϩϩ moodeel iis intr
i rod
duceed alo
ongg with
w h perfformmanncee daata fromm grrabbsammppless taakenn frromm 27
2 aactuuall sittes. T
The ressultt shhow
wedd highh trreattmeent perfoorm
mancce, suuggeestiing
g thhat thee
CR
RXϩm
mo
odell is ann efffectivee optioon to ppro
otecct w
water resor ourrcess worl
w ldw
widee.
1. IN
NTR
RO
ODU
UCT
TIO
ON

ffirst chhammberr is a sedis imentattion
n chham
mberr annd thhe ssecoonddc ambber is anchan aanaeerob
bic filtraationn cchammbeer whhichh
c ntainns cyllinddricaal skel
con
s letoon filteer meddia.. T
Thesse twot omall-scaale onssite waastew
water ttreattmeent pplan
nts refeerreed tooSm
d toas Jokkasoo arre w
wideely uusedo treeat ddom
mestic was
w stew
wateer inn
spaarseely po
opullateed areeas off JJapaan. Jookasso meeanns“puurifficattion
n taank”” inn Jaapannesee. T
Thee cuurren
nt numn mbeer oof
opeerattingg Joka
J asoss iin Jap
pan ass ofo Ma
March 20177 iis
nt ddeveloppmeentss in
7,5589,,1766[1]. Reecenn Jookasso techt hnollogyy
proovid
de forr redu
r uctioon in nitro
n ogenn anda d phosp sphooruus
com
mpo
ounnds as weell as BO
OD annd SS.. Thes
T se nnutrriennt
ducttionn sy
ysteems arre incr
pulaar tot p
prevvennt
red
i reassinggly pop
phiccatio
on in
i thhe eenvironnmeentaally sennsitiive areeas nea
n areuttropmprrommiseed w
wateer boodiees.
com
Cleaan Co.,C Ltd
d deevellopeed the
t CR
RX m
moddel as tthe firsst
Fujji Cosp
phorrus rem
movval ty
ype Jookasso in 20002 annd haasphoout 4,00
4 00 uunitts inn Jaapann. The
T CR
RX modm del useu es
insstallled abo
on elec
e ctrollysiis too reemo
ovee phhospphoorus. Beca
B ausee off ittsiro
i allaationn an
nd maainteenannce pro
opeertiees, thist s moodeel
eassy inst
w l reeceiived
d inn thhe inddustrry. Mo
ore reccenttly, theewaas welldateed CR
RX ϩ mw s rreleaasedd in
i Nov
vem
mbeer
upd
modeel was
onsum
mptio
on aas wel
w ll
2016[22] feaaturiing redducced eneergyy cod evene n easiee er inst
i tallaatio
on aandd main
m ntenancce. In thiis
andper,, strructturee annd ffuncctio
on oof thhe CR
C Xϩ
ϩ mod
m del, anddpap
t ting ressultts arre ddesccribed. Thhen chaallenngees
acttuall fieeld test
xporrtinng Japa
J anesse Joko teechnnolo
ogy to the ootheer
forr ex
J kasountrries aree discuussedd.
cou

F 1 Sttruccturre oof CRX
Fig.
C Xϩ moodeelTTab
ble 1 Deesig
gn sp
peccificcatioon oof C
CRX
Xϩ mo
odeel
M del
Mod

CR
ϩ-5
RXϩ

C Xϩ-77
CRX

CR
RXϩ
ϩ-10

P on E
Pers
Equivvalen
nt (P
PE)

5

7

10

3

1.0

1.4

2.0

1.048

1.550222.113

H drauliic Looadinng (mHydm /d))T al Volumee (m3):
Tota
Seedimmentaationn
A robicc Filttratio
Anaer
on

1.052

1.449822.106

TR
RUC
CTU
URE
EA
D FU
UNC
CT
TION
N OF
O CR
RXϩ
2. ST
AND
ϩ

A bic Conta
Aerob
C act Fiiltrattion

00.482

0.668700.939he CRXC X ϩ modem el wTh
wass teestedd aand acccreediteed by theeuildiing Cen
nterr off Jappan
n with a treeatm
mennt peerfoormmancce oof
Bumannd (BOocheemiical ox
xygen dem
ODD) ӌ 100 mg/L
m L, ttotaalbioN)ӌ
ӌ100 mgg/L, total phoosphhoru
us ((TP)ӌ1 m
mg/L
nitrroggen (TNL,
ndeed solid
s ds (SSӌ10 mgg/L annd chemc miccal oxyygenn
susspenS)ӌ
man
nd by KM
MnO
O4 (CO
OD
DMn)ӌ1) 15 mgg/L. Thhe tankk iisdem
f er-reeinfforced plastiic andd contc tainns fivee
maade off fibe
nctionaal trreattment cchaambers (Fiig.1
1 annd Tab
T ble 1). Thee
fun

Cllarifi
fication00.2370.333900.470

Disinffectio
on00.0150.002100.044To
otal

22.8344.004755.672

60

990

110
0

45

558

80

1280

B wer FBlow
Flow
w Ratte (LL/minn)
P wer C
Pow
Consuumpttion (W):
BlloweerPhhospphoruus Reemovval D
Devicce

3.8

7.4

10.7
7

To
otal

8
48.8

655.4

90.7
7




17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018chambers provide primary treatment functions such as
sludge separation, sludge accumulation and anaerobic
decomposition. The third chamber is an aerobic contact
filtration chamber which is filled with two different typesof media; board contact media in the upper section andcylindrical net contact/filter media in the lower section.
In aerobic chamber, organics are biologicallydecomposed and ammonia is nitrified to nitrite or nitrate.
The fourth chamber is a clarification chamber followed
by a disinfection chamber. A recirculation air-lift pump isequipped to constantly return treated water from thebottom of the clarification chamber back to thesedimentation chamber through a phosphorus removal
device installed in the sedimentation chamber.
Recirculation volume is 4-6 times Q (4-6 Q) with 1Q
equivalent to total daily flow. Sludge accumulated at thebottom of the clarification chamber is transferred to thesedimentation chamber by this recirculation process.
Nitrified process water is also recirculated to thesedimentation chamber as nitrite and nitrate solutions,which are converted to inert nitrogen gas in the anaerobic
filtration chamber and vented to the ambient air.

Fig. 2 Process of phosphorus removal

Grab samples were taken from the clarification chamber
at each site. BOD, CBOD, SS, TN, NH4-N, NO2-N,
NO3-N, and TP were measured.
4. RESULTS AND DISCUSSION

The phosphorus removal device is composed of two or
three pairs of iron electrodes (quantity depends on systemsize) connected to direct current power source. Fig.2
shows the process of phosphorus removal by ironelectrolysis. Iron released from the anode is oxidized toferric ions. These ferric ions combine with phosphateions to form phosphorus compounds which precipitateand settle in the sedimentation chamber. Eventually,
phosphorus compounds are removed by the occasionalsludge pump out procedure. The amount of iron released
from electrodes can be controlled via a control panel by
adjusting electric current flow. The recommended molar
ratio (Fe:P) is 1.7. The polarity is inverted every 24 hours
to prevent forming an oxide layer, which doesn’t conduct
electricity.

All effluent data are summarized in Table 2. The average
concentrations of BOD, CBOD, SS, TN and TP
expressed in mg/L are 8.0, 3.2, 4.3, 10.0 and 0.5,
respectively, showing good treatment performance.
However, the maximum values were much higher than
the average and median values. These were mainly
caused by sites with a high number of occupants andimproper operation, such as an improper recirculation
rate setting. At the site of CRXϩ-5 where 7 people areliving (two more than standard for this model), BOD, SS,
TN and TP were 13.3 mg/L, 13 mg/L, 25.2 mg/L and 2.3
mg/L, respectively. At the site with no recirculation, BOD,
SS, TN and TP were 55.1 mg/L, 8.0 mg/L, 23.2 mg/L and
1.4 mg/L, respectively. At the site whose recirculation
rate was as much as 19 Q (too high), BOD, SS, TN andTP were 28.7 mg/L, 24 mg/L, 7.4 mg/L and 1.0 mg/L,
respectively. These data indicate that adjusting
recirculation properly is one of the most important
maintenance procedures and essential to good treatment
performance.

3. METHOD
Twenty seven sites at five prefectures (regions) in Japan
were investigated from October to December, 2017; 9 in
Kanagawa, 8 in Ibaraki, 5 in Fukushima, 4 in Miyagi and
2 in Gifu -prefectures. The investigated number ofmodels CRXϩ-5, CRXϩ-7 and CRXϩ-10 were 20, 4
and 3, respectively. In Japan, a CRX ϩ -5-person
equivalent (PE) tank is typically installed for a housewith a total floor space equal to or less than 130m2, a
CRXϩ-7 PE is for houses larger than 130m2 and a CRX
ϩ-10 PE is for a two-family house (duplex). The averagewater temperature in the aerobic contact filtrationchamber was 19.7Υ with a range of 12.6 to 25.8Υ.

Fig.3 shows accumulated distribution data for BOD,
CBOD, SS, TN and TP. More than 90% of the data points
are less than 20 mg/L of BOD, CBOD, SS and TN, and
85% are less than 1.0 mg/L of TP.
Overall, the result shows good treatment performance forevery analytical parameter. Furthermore, effluent quality
could be further improved by proper maintenanceincluding adjustment of recirculation and electric current.



1281





17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

Upsizing to a larger blower is also one proven techniqueto improve treatment quality on sites with high inflow
loading.

Table 3 Comparison of influent concentrations

5. APPLICABILITY TO FOREIGN COUNTRIES
Table 3 shows national testing condition in Japan[3]compared to those in the United States of America[4],EU[5] and Australia[6]. There is a significant difference
between Japanese standard and the other countries. The
range and maximum are typically wider and higher forother countries. As shown in Table 3, phosphorus
concentrations in the other countries are much higher
than that of Japan. It means that more electric current,
larger iron electrodes and more tank volume for sludge
accumulation derived from phosphorus removal may benecessary in order to treat this high concentration
wastewater properly.

CBOD

SS

TN

NH4-N

NOx-N

TP

mg/L

mg/L

mg/L

mg/L

mg/L

mg/L

Avg.

8.0

3.2

4.3

10.0

2.3

6.2

0.5

S.D.

11.1

3.1

5.3

6.3

4.9

5.2

0.5

Med.

3.8

2.0

2.0

7.4

0.5

4.4

0.3

Max.

55.1

11.5

24.0

25.2

22.7

21.7

2.3

EU

Australia

100-300

150-500

150-750

CODcr (mg/L)--

300-1000-SS (mg/L)

145-175

100-350

200-700

150-750

TN (mg/L)

40-50

-

-

20-150TKN (mg/L)

-

35-70

25-100-NH4-N (mg/L)

-

-

22-80

-

TP (mg/L)

4-6

-

5-20

6-25

It is important to understand such differences in standards
as described above, and to incorporate these differences
in model design and selection when the Japanese Jokaso
system is exported to the other countries.
6. CONCLUSION
About 120,000 onsite aerobic wastewater treatment units
for residential use are sold annually in Japan. Fuji Clean
CRXϩ model is a high-performance model which can
reduce nitrogen and phosphorus as well as BOD and SS.
This study demonstrated that treatment performance isvery high showing an average effluent quality of 8.0
mg/L for BOD, 4.3 mg/L for SS, 10.0 mg/L for TN and
0.5 mg/L for TP. It is anticipated that this Jokaso
technology will work for other countries as well, if it isproperly operated and maintained and model selection
considers wastewater characteristics within each country.

Table 2 Summary of effluent data from 27 sites in Japan
BOD

USA

180-220

is taken from the disinfection chamber after chlorination
and BOD is measured after de-chlorination. In this case,the BOD value becomes similar to CBOD because
nitrifying bacteria is sterilized by chlorination procedure.

The data of BOD and CBOD in Table 2 and Fig. 3 showthat more than half of the BOD was derived from
nitrification. This is because the effluent sample isusually taken from the clarification chamber before
disinfection in Japan. On the other hand, CBOD ismeasured in the USA and Germany. In Australia, effluent

mg/L

Japan
BOD (mg/L)

NOx-N is sum of NO2-N and NO3-N

REFERENCES

Fig. 3 Effluent quality

1282



[1]

Ministry of the Environment: Information for Jokaso
installation as of March 2017, 2017. (Japanese)
https://www.env.go.jp/press/105299-print.html[2]

Y. Tabata, M. Hama, T. Ichinari, M. Goto and K. XU:
Structure and Treatment Characteristics of Nitrogen andPhosphorus Removal Type Johkasou Using Iron Electrolytic
Method, journal of Water and Waste, Vol. 59, No. 7, pp.
548-553, 2017. (Japanese)[3]

The Building Center of Japan: Performance evaluation
method of Jokaso Ver.1.11, 2015. (Japanese)[4]

NSF/ANSI 245 – 2002 Wastewater Treatment Systems –Nitrogen Reduction, 2012.

[5]

EN 12566-3:2005+A2, Small wastewater treatment system
for up to 50 PT – Part 3: Packaged and/or site assembled
domestic wastewater treatment plants, 2013.

[6]

AS 1546.3:2017, On-site domestic wastewater treatment
units Part 3: Secondary treatment systems, 2017.



17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-6

Nutrient Removal from Domestic Wastewater by Johkasou in
Watershed of Lakes
Yoko Fujimura1, Katsumasa Hanno2, Hisako Ogura2*, Yoshimasa Amano1, 3 and Motoi Machida1, 3
1Graduate School of Engineering, Chiba University, 2 Chiba Prefectural Environmental Research Center, 3 Safety and
Health Organization, Chiba University
Keywords: domestic wastewater, nutrient removal, Johkasou
ABSTRACTThe removal performance of nutrient (nitrogen and phosphorus) by actual Johkasou, on-site household
domestic wastewater treatment facility was investigated in the watershed of Lake Inba-numa. The nitrogen
removal type Johkasou showed better performance for BOD and nitrogen removal than the conventional
Johkasou. The high performance of nitrogen removal type Johkasou was attributed to a mixed liquor (after
aerated) circulating system for denitrification. However, phosphorus in the effluent from nitrogen removal
type Johkasou was not different from that of conventional Johkasou. Therefore, in order to reduce
phosphorus from Johkasou, the phosphorus removal pellets which recently developed were put into various
types Johkasous. When 400 g of phosphorus removal pellets were placed in the Johkasou in one week, total
phosphorus (T-P) and orthophosphate (PO4-P) in the effluent from various types Johkasous decreased. By
using these systems the Johkasou is able to remove nutrient from domestic wastewater in areas not provided
with a public sewerage system in watershed of lakes.
1. INTRODUCTION
Lake Tega-numa and Lake Inba-numa are polluted lakes
in Japan (Fig. 1), and their chemical oxygen demand(CODMn) are about 10 mg / L. One of the causes ofpollution of these lakes is eutrophication. Chiba
Prefectural Government and other organizations
implemented various measures such as sewerage systemconstruction for the reduction of nutrient mainly nitrogenand phosphorus in lake water. In these watersheds of lakes
there are also areas without sewerage, and in these area
most of the domestic wastewater is treated with various
on-site treatment systems. The on-site treatment systems
are called Johkasou which plays an important role toreduce pollutants caused by domestic wastewater in Japan.
As shown in Fig. 2, domestic wastewater accounts for alarge proportion among the nutrient loads of the watershedof Lake Tega-numa and Lake Inba-numa. Most of the loadof these domestic wastewaters is discharged from thehouse using various Johkasous. As shown in Fig. 3,
Johkasou for domestic wastewater is classified into
Tandoku-shori Johkasou, conventional Johkasou, andnitrogen removal type Johkasou, and the like. (In Japan
Tandoku-shori Johkasou is not allowed to be newly
installed now.) It is important to reduce nutrient from theJohkasou. Therefore, in this paper, we studied a method of
removing nutrients from the effluent from Johkasou.

Tone River

Lake Tega-numa

Japan

Lake Inba-numa

Chiba
prefecture

Fig.1

Lake Tega-numa and Lake Inba-numa

Ｌａｋｅ Tega-numa T-N
domestic

industrial

Ｌａｋｅ Tega-numa T-P

non-point sources

domestic

3,000
2,500

300.0

2,000

1,500

200.0

1,000

100.0

500

0.0

0

1990

2000

1990

2010

4,000

400.0

T-P Load (kg/d)

T-N Load (kg/d)

500.0

2,000
1,000
0

1990

2000
Fiscal year

Fig.2

2010

2010

Ｌａｋｅ Inba-numa T-P

Ｌａｋｅ Inba-numa T-N
5,000

3,000

2000
Fiscal year

Fiscal year

* Present address : The Committee for the Lake Inba-numa
Watershed Management

non-point sources

T-P Load (kg/d)

T-N Load (kg/d)industrial

400.0

300.0
200.0
100.0
0.0

1990

2000

2010

Fiscal year

The Load of T-N and T-P in Watershed of Lake

Tega-numa and Lake Inba-numa

1

1283

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018Ｂｌａｃｋ ｗａｔｅｒ

Ｓｅｄｉｍｅｎｔａｔｉｏｎ
ｓｅｐａｒａｔｉｏｎ ｔａｎｋ

Ｓｅｄｉｍｅｎｔａｔｉｏｎ
ｔａｎｋ

Ａｅｒａｔｉｏｎ ｔａｎｋ

ＤｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｔａｎｋＥｆｆｌｕｅｎｔ

ＤｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｔａｎｋＥｆｆｌｕｅｎｔ（ａ） Ｔａｎｄｏｋｕ－ｓｈｏｒｉ Ｊｏｈｋａｓｏｕ

Ｂｌａｃｋ ｗａｔｅｒ＋
Ｇｒａｙ ｗａｔｅｒ

Ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｆｉｌｔｅｒ
ｔａｎｋ （１ｓｔ ａｎｄ２ｎｄ）ｃｏｎｔａｃｔ
ａｅｒａｔｉｏｎ ｔａｎｋ

Ｓｅｄｉｍｅｎｔａｔｉｏｎｔａｎｋａｌｗaｙｓ ｃｉｒｃｕｌａｔｅｓ ｉｎ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｒｅｍｏｖａｌ ｔｙｐｅ Ｊｏｈｋａｓｏｕ（ｂ）Ｃｏｎｖｅｎｔｉｏｎａｌ Ｊｏｈｋａｓｏｕ ａｎｄ （ｃ）Ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｒｅｍｏｖａｌ ｔｙｐｅ Ｊｏｈｋａｓｏｕ

Fig. 3

Typical process of(a) Tandoku-shori Johkaso,(b) Conventional Johkasou and(c) Nitrogen removal type Johkasou

2. NITROGEN REMOVAL TYPE JOHKASOU

blowerConventional Johkasou generally treats black water (nightsoil) and gray water (domestic wastewater) and thebiochemical oxygen demand (BOD) of the effluent after
treatments of these systems is expected to be less than 20
mg/L in most of the cases [1]. Nitrogen removal type
Johkasou is widely used in Japan recently. The nitrogen
removal type Johkasou is equipped with a device
constantly circulating treated water in a conventional
general system and having an anaerobic tank and a contact
aeration tank (Fig 4). In this paper, we report the results ofthe survey of the effluent water of the actual 34 nitrogen
removal type Johkaosu. Those nitrogen removal type
Johkasous smaller than 10 population equivalents (p.e.) inwatershed of Lake Inba-numa (Chiba Prefecture) weresurveyed from 1998 to 2004. The results of survey
approximately 80% of BOD and T-N data for the final
effluent water exhibit below 15 mg/L [2]. The data ranges
for the effluent water qualities and their average values areshown in Table 1. The results were represented fornitrogen removal type Johkasou compared withconventional type without recycling [2]. It was clear thatthe values of BOD and T-N for the nitrogen removal type
Johkasou were lower than those of conventional Johkasou.
The significant decrease in T-N suggested that thedenitrification of NO3-N could take place in the anaerobic
filter tanks by recycling liquor containing NO3-N [2].
Whereas the T-P concentration for nitrogen removal type
Johkasou was not remarkably different from theconventional Johkaosu (Table 1), because the nitrogen
removal type Johkasou does not have any function toremove phosphorus. In watershed of lakes it is desirable touse a Johkasou with phosphorus removal function in
addition to nitrogen removal function.

circulationin flow
H.W.L

H.W.L

L.W.L

L.W.L

out flow

sedimentation tank

1stchamber

2ndchamberanaerobic filter tank(nitrogen removal reaction tank)Fig. 4contact aeration tank(nitrification reaction tank)

Typical scheme of small-scale nitrogen removal type
Johkasou ; individual household type.

Table 2

Types of Johkaosu investigated for phosphorus
removalEquipment
Number of
Actual numberNo.
users for designof users
T-1
53
Tandoku-shori
T-2
7
5
Johkasou
T-3
10
3
C-1
7
3
Conventional
Johkasou
C-2
5
3
N-1
5
4
N-2
10
7
Nitrogen removal
type Johkasou
N-3
7
3
N-4
7
4

Type of Johkasou

3. PHOSPHORUS REMOVAL PELLET
Phosphorus removal pellets for the reduction ofphosphorus were tested in existing Johkasou. The pellet
was developed by Sugawara et al. [3] and was produced by1284

disinfection tank2

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

4.0

40

20

10

4.0

PO4-P

3.0
2.0
1.0

0

3

7 10 14
Time (day)17

3

7 10 14
Time (day)

17

20
10

T-P, PO4-P (mg/L)

PO4-P

4.0

PO4-P

3.0
2.0

4.0

7 10 14
Time (day)

17

PO4-P

3

7 10 14
Time (day)17

conventional Johkasou, N-1 to N-3: nitrogen
removal type Johkasou,

5

Using 400g pellets in 1 week from day 1 to 14,

03

7 10 14
Time (day)

2.0

0

21

10

0

PO4-P

3.0

T-1 to T-3: Tandoku-shori Johkasou, C-1 to C-2:

T-P

15

T-P

3

7 10 14
Time (day)

17

21

4.0

20

Ｔ－３

21

0.0

0

21

17

21

Fig. 5using 800g pellets per week from day 15 to 21

T-P

Ｎ－３
T-P, PO4-P (mg/L)

3

17

1.0

0.0
0

7 10 14
Time (day)

Ｎ－２

T-P

1.0

0

3

5.0

Ｃ－２

T-P

30

2.0

0

T-P, PO4-P (mg/L)

Ｔ－２

3.0

21

5.0

40

PO4-P

0.0

0

21

T-P

1.0

0.0

0

T-P, PO4-P (mg/L)

Ｎ－１

T-P

T-P, PO4-P (mg/L)

PO4-P

30

T-P, PO4-P (mg/L)

5.0

Ｃ－１

T-P

T-P, P04--P (mg/L)

T-P, PO4-P (mg/L)

Ｔ－１

PO4-P

3.0

2.0

1.0

0.0
0

3

7 10 14
Time (day)17

21

Changes of T-P and PO4-P in effluent water from various Johkasous

Nitrogen can be reduced by the Johkasou circulating
treated water, and phosphorus can be reduced by using
phosphorus removal pellets. The reduction of nutrient indomestic wastewater is expected in the future by various
methods.

Nikka Maintenance Co., Ltd, Japan. Main component of
the pellet is potassium aluminum sulfate (AlK(SO4)2 ・
12H2O) and the pellet was formed with adding a small
amount of auxiliary materials. Potassium aluminum
sulfate has been used as a coagulant, the pellet became
safer to human body and easier to handling by molding
into tablets.
Various Johkasous shown in Table 2 were investigated incooperation with Johkasou users in watershed of Lake
Inba-numa（Sakura City） in 2010.

5. ACKNOWLEDGEMENT
We would like to thank Dr. Inamori, Dr. Sugawara andMr.Kondo for helpful advice for the study on phosphorus
removal pellets. We also thank Chiba Prefecture Water
Quality Conservation Division and Sakura City Living
Environment Section for their cooperation on this research.
In addition, we would like to express our gratitude for thefact that this research was carried out in the project of theCommittee for Lake Inba-numa Watershed Management.

Fig. 5 shows the phosphorus concentration in the effluent
water from Johkasou when the pellet was added into theraw water tank of various Johkasous (sedimentation
separation tank or anaerobic filter tank, Fig. 3). There was
no input of pellets on day 0 and 400 g of pellets were put
in one week from day 1 to 14. Then pellets of 800 g were
put in one week from day 15 to day 21. As shown in Fig.
5, when the pellet was put in the raw water tank, thephosphor concentration of effluent water in various
Johkasous was reduced, and the effect of pellet on the
reduction of the phosphorus was clarified.

REFERENCES[1]

J. Nakajima, Y. Fujimura, Y. Inamori: Performance evaluationof on-site treatment facilities for wastewater from households,
hotels and restaurants, Water Sci. Technol., Vol. 39, pp. 85-92,
1999

[2]

Y. Fujimura, K. Kiuchi, Y. Amano, M. Machida: Performance
evaluation of nitrogen removal type on-site treatment systemfor domestic wastewater, Jpn. J. Water Treat. Bol., Vol. 53, pp.
111-118, 2017[3]

M. Sugawara, M. Kondo, H. Yamazaki, K.Q. Xu, R. Inamori,Y. Inamori: Evaluation of nutrient removal performance in abench-scale Johkasou system using phosphorus removal pellet,
J. Bioind. Sci., Vol. 1, pp. 25-31, 2012

4. NUTRIENT REDUCTION BY JOHKASOU
Johkasou has been used mainly for the purpose of reducing
organic matter of domestic wastewater. However, in thearea without sewerages in the watershed of lakes,
reduction of nutrient in effluent from Johkasou is required.

3

1285

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-7

環境技術実証事業の概要と有機性排水処理技術の性能評価㻌
岸田㻌 直裕 㻝，大塚俊彦 㻝，浅川㻌 進 㻝，野口裕司 㻝㻌㻝

一般社団法人埼玉県環境検査研究協会㻌

キーワード：浄水・排水処理技術，技術実証，性能評価㻌
抄録㻌
環境技術実証事業では，環境技術の普及を支援する目的で，第三者機関が技術の環境保全効果を実証している。
実証対象技術分野の一つである有機性排水処理技術分野では，装置における流入水と流出水の汚濁負荷量を比較することで，装置の性能（除去効率）を評価している。しかしながら，小規模の飲食店や食品工場等からの排水は，流量や汚濁物質濃度の変動が激しいため，一般的な採水及び分析に基づく手法では，汚濁負荷量を正確に把握することが難しい。本稿では，この課題を解決するために採用した，コンポジット採水手法や原単位を用いた性能評価
手法について紹介した。㻌
㻌
1. 環境技術実証事業の概要

環境技術実証事業では，現在（2018 年度），次の 8

環境保全に有用であると考えられる環境技術の中につの分野で実証が行われている。このうち，有機性排水は，その性能が客観的に評価されていないために，ユ処理技術分野では，当協会が実証機関として選定され，ーザーからの信頼が得られず，普及が進んでいないも技術の処理性能等を試験している（実証試験）。本技術のがある。環境省の事業の一つである「環境技術実証

分野が環境技術実証事業で取り上げられた理由は，下事業（ETV 事業）」では，そのような技術の普及を支援

水道普及率の向上に伴い，下水道未普及地域での排する目的で，技術開発者でもユーザーでもない「実証水規制対象外の小規模施設からの排水が，水環境保機関」と称する第三者機関が，環境保全効果等を実証

全上の大きな課題となっていることから，適切な排水処している。実証結果は，環境省のウェブサイトに公開さ理技術を普及させ，環境保全に資すること等であったとれ，ユーザー等が自由に閲覧することができる。また，報告されている[2]。

実証済みの技術には，図１に示すとおり，技術毎に個表 1 に，近年実証された技術の概要を示す。ノルマ

別のロゴマークが交付され，技術紹介・広告等のために

ルヘキサン抽出物質のみを処理対象とした，排水から使用することができる[1]。

の油分除去・回収技術は，レストランや小規模の食品工場等のユーザーからの関心が高く，近年はこれらの技
術の性能が実証されることが多くなっている。
【実証対象技術分野（㻞㻜㻝㻤 年度）】㻌
① 中小水力発電技術分野㻌
② 自然地域トイレし尿処理技術分野㻌
③ 有機性排水処理技術分野㻌
④ 閉鎖性海域における水環境改善技術分野㻌
⑤ 湖沼等水質浄化技術分野㻌
⑥ ヒートアイランド対策技術分野（建築物外皮による空調負荷低減等技術）㻌
⑦ ヒートアイランド対策技術分野（地中熱・下水等を利用したヒートポンプ空調システム）㻌

図 㻝㻌 交付される個別ロゴマークの１例㻌
（有機性排水処理技術分野の場合）㻌



1286

1

⑧ テーマ自由枠（特定の対象技術を定めない，上記技術分野以外の環境技術が対象）㻌

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

表１環境技術実証事業「有機性排水処理技術分野」で近年実証した技術の概要
実証年度
2017
2016
2015

2014

実証技術名

申請者

浄化原理の概要

油脂分離回収装置「環吉君 Jr.」
厨房及び食品工場排水
油水分離回収・SS 回収装置
グリス ECO SS+2
BS-400 バイオ固形剤による阻集器内油分除去方法
遠心分離方式搾油機「レノバティ」

株式会社
ティービーエム

既存のグリース阻集器に後付で設置し，水と油の比重差を利用して阻集器内の浮上油分を回収する。

株式会社
大都技研

厨房排水等の油分を油水分離器により回収するとともに，ス
クリュー式の加圧ろ過装置で浮遊物質を除去する。

セキュリオン・24 株式会社
有限会社
ウインダム
株式会社
メイカム

配合菌が分泌する酵素の油脂分解能を利用して油水分離槽の機能を補完し，油分含有排水を処理する。
揚げ物調理で発生する揚げカスから油分を遠心分離により回収し，洗浄排水への油分混入を低減する。
担体流動方式による生物処理に消化酵素を加え，油分が多い
排水を処理する。

酵素工場システム

2. 有機性排水処理技術の評価における採水手法の課題
有機性排水処理技術分野では，実証対象となる処理装置における流入水と流出水の汚濁負荷量を測定することで，装置の性能（除去効率）を評価している。このため，流入汚濁負荷量を正確に把握することは重要である。しかしながら，小規模事業場の排水は，流量や汚濁
物質濃度の変動が激しいため，一般的な採水方法では，代表的な水質の排水を採取することが困難であり，汚濁負荷量を把握することが難しい。
図 2 には，A 事業場において排水を高頻度で採水し図 㻞㻌 小規模事業場排水における濃度変動の１例（文献[3]を一部改編）㻌

た際の濃度変化（油分：n-Hex）を示しているが，このよう㻌な排水濃度変動の激しい事業場では，採水のタイミングによって水質濃度が大きく変化するため，採水間隔を㻌

適切に設定しないと，汚濁負荷量が過大または過小評

㻌

価されるおそれがある。採水間隔を短くすれば短くする㻌ほど，より正確に汚濁負荷量を把握することが可能とな㻌

るが，採水や分析に係る作業量が増加し，試験費用が増大するという問題が発生する。また，敷地面積の限られる飲食店等では，排水処理装置が厨房フロア（床）に

図 㻟㻌 コンポジット採水機器の１例㻌

埋設されているケースもあり，高頻度の採水作業は，営

一方，水質のみでなく流量変動も激しい事業場の業の妨げになることもある。

場合は，本手法を用いても評価が困難となる。正確な

3. コンポジット採水手法

汚濁負荷量を把握するためには，流量に比例させて採上記の採水手法の課題を解決するため，筆者らは，

水速度を変化させる必要があるが，小規模事業場におコンポジット採水手法を検討した [3] 。本手法では，図 㻟

いて，流量変動をリアルタイムで把握し，それに合わせに示すような小型の採水ポンプを用いて，排水を少量て採水速度を自動的に制御することは困難である。実ずつ自動で採取して混合することで，対象期間中の平際に過去の試験において，短期間に高濃度の排水が均的な水質の排水を採取することが可能である。混合さ大量に発生した際に，本手法で採取した排水は僅かなれたコンポジット試料を分析するため，分析試料数も少水質濃度の上昇に留まり，汚濁負荷量が過小評価されなくすることができる。また，自動で採水が行われるため，たことがある [4]。この際は，この高濃度の排水の汚濁負

採水作業に伴う営業の妨げも防止することが可能であ荷量を個別に調査することで，全体の汚濁負荷量の補る。㻌

正を行った。㻌

㻌

㻌
2

1287

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

油分が除去対象の場合は，水中に均一に分散して的に発生する高濃度の排水を，定時採水では採取するいないため，採水チューブの吸引口の位置によって採ことができず，結果として汚濁負荷量が過小評価された取される排水の濃度が大きく変化するおそれもある。さと考えられた。㻌

らに，懸濁物質が多い等，排水性状によっては，採水

原単位を活用した評価手法では，排水の濃度・流量

チューブの閉塞が生じるため，本手法を採用することが変動の影響を受けずに流入汚濁負荷量を把握すること困難となる。㻌

が可能であり，小規模事業場からの排水に対しては，有㻠㻚 原単位を用いた有機性排水処理技術の性能評価㻌

用な手法であると考えられる。一方，排水工程やメニュ

採水および水質分析に基づく従来の評価手法に代ーの種類が多い場合には，調査試料が多くなり，調査わる手法として，筆者らは原単位を用いた評価手法をが煩雑化し，費用も増大するおそれがある。また，食数[5]検討した 。本手法は，小規模事業場の主要な汚濁排データの入手のために，事業場の協力が不可欠であ

出工程における汚濁負荷量を把握する際に利用するこる。㻌

とができる。たとえば，ラーメン店においては，下式に示

5. 結論

すとおり，ラーメン１杯あたりの平均的な残汁の水量およ

有機性排水処理技術の性能をより正確に評価するたび濃度を測定することで，１食あたりの汚濁負荷量（原めに，コンポジット採水手法や原単位を用いた評価手単位）を把握し，さらに店舗から提供された食数を掛け法を検討し，一部の実証試験において採用した。一方，合わせることで，主要な汚濁源である残汁由来の汚濁

これらの手法にも課題が存在することから，調査対象事

負荷量を算出することが可能である。㻌

業場の排水の流出特性に合わせて，適切な手法を選択するとともに，複数の採水・評価手法を組み合わせる｛汚濁原単位（g/食）｝＝｛残汁量（L/食）｝×｛残汁濃度（g/L）｝

等の工夫が必要である。

｛汚濁負荷量（g/日）｝＝｛汚濁原単位（g/食）｝×｛食数（食/日）｝

引用文献

㻌

[1]

環境省 HP（http://www.env.go.jp/policy/etv/）[2]

藤田正憲: 有機性排水処理技術分野における環境技術実証事業の意義と動向，用水と廃水，Vol. 55, pp. 737-740,
2013.

[3]

野口裕司，浅川 進，大塚俊彦，鈴木 章: 小規模事業
場向け有機性排水処理技術の評価，用水と廃水，Vol. 56,
pp. 825-833, 2014.

[4]

平成 28 年度環境技術実証事業（有機性排水処理技術分野）実証試験結果報告書（実証番号：020-1601），2017.

[5]

野口裕司，浅川 進，鈴木 章，大塚俊彦: 工程別原単位を活用した有機性排水処理技術の評価について，第17 回日本水環境学会シンポジウム講演要旨集 ，pp.
119-120, 2014.

表２に，事業場 B（ラーメン店）における，原単位を用いた残汁排水の汚濁負荷量の算出例を示す。上記の方法でメニュー毎の汚濁原単位を調査した結果，4.6～
29.9g/食であった。それぞれの原単位の値に，店舗から提供された食数の値を掛け合わせることで，汚濁負荷量を算出した。その合計は約 4,470g であった。別に求めた流出汚濁負荷量（約 110g）から，処理装置の除去効率を約 98％と算出した。一方，通常の定時採水及び分析に基づいて流入汚濁負荷量を評価した場合は934g であり，原単位調査と比べ，低い値であった。一時

表２原単位を用いた汚濁負荷量の評価事例

メニュー

原単位（g/食）

食数（食/日）

汚濁負荷量（g/日）

A

29.9

122

3,642

B

13.5

51

690

C

6.4

19

121

D

6.4

2

13
4,466

合計

1288

3

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-8

鉛直流式人工湿地による直鎖アルキルベンゼンスルホン酸の除去
井上 大介 1，藤井 大輝 1，黒田 真史 1，池 道彦 1
1

大阪大学大学院工学研究科

キーワード：生活排水対策，浄水・排水処理技術，人工湿地，直鎖アルキルベンゼンスルホン酸
抄録
直鎖アルキルベンゼンスルホン酸（LAS）は，陰イオン界面活性剤の一種であり，家庭用洗剤として汎用されている。生活排水に含まれる主な汚濁物質の一つであり，水生生物に対する毒性を有することから，日本では，水生生物の保全に関わる水質環境基準項目の一つになっている。本研究では，環境適合性と経済性に優れた排水処理技術として多様な有機・無機化合物の除去に適用されている人工湿地による LAS の除去について検討を行った。ヨシ植栽／非植
栽のラボスケール鉛直流式人工湿地システムを用いてモデル下水二次処理水及びモデル河川水中の LAS の除去を試みた結果，植栽の有無によらず LAS の除去が可能であった。また，詳細な検討の結果，LAS の除去は主に吸着により生じており，非植栽系では吸着飽和によって除去率が時間とともに低下したが，植栽系では長期にわたり高い除去率が維持され，植物の存在による除去能の向上が示唆された。
1. はじめにことを示してきた。

直鎖アルキルベンゼンスルホン酸（LAS）は，陰イオン

そこで本研究では，生活排水由来の汚濁物質の除去，界面活性剤の一種であり，家庭用洗剤として利用されてならびに水域保全に対する鉛直流式人工湿地システム

いるほか，各種工業においても幅広く利用されている。

の有効性を検討するため，家庭排水由来の主要汚濁物

特に家庭用洗剤としての使用により，LAS は生活排水質である LAS の除去について一連の検討を行った。

中の主な汚濁物質の一つになっており [1]，世界中で下

2. 方法

排水処理に汎用されている活性汚泥法等による処理後

2.1. 鉛直流式人工湿地システムにも一部が残存し，水環境中に排出されている[2]。LAS
は比較的生分解されやすい物質ではあるものの，魚類

大学構内にある温室にラボスケールの人工湿地リアクや藻類などの水生生物に対して毒性を示す可能性があターを設置し，実験を行った（図 1）。温室内では，ガラスることから，日本では 2013 年に水生生物の保全に関わ面を透過する太陽光に加え，地表面における照度が約

る水質環境基準項目に追加され，適切な汚濁防止対策

2000 lux の照明を午前 6 時から午後 6 時まで点灯した。

が求められている。

高さ 63 cm，直径 18 cm の透明な塩化ビニル製容器に
粒径約 15 mm の砂利を基材として約 50 cm 敷き詰めた

人工湿地は，湿地の植物，土壌（基材），微生物など

ものを人工湿地として 4 基作製した。その内，2 基にはヨ自然生態系の自浄作用を活用して排水処理方法である。

シを植え付けて植栽系とし，残り 2 基はヨシの植え付けを処理に広い面積を要し，処理性能が天候に左右される

行わず，非植栽系とした。

という問題点を有するものの，環境適合性や経済性に優2.2. 人工湿地による LAS 除去実験

れ，また，運転や維持管理が容易であることから，発展途上国にも適用可能な排水処理技術として注目されて

下水二次処理水及び環境水中に含まれる LAS の除いる。人工湿地では，植物によって吸収される栄養塩類

去を想定して，それぞれ合成下水を活性汚泥で 1 日処

（窒素，リン）や金属類に加え，基材への吸着や微生物

理し，ろ過して 2 倍希釈した水（モデル下水二次処理水）

による分解により有機化合物の除去も可能である。既往

及び合成河川水（モデル河川水）を用意し，直鎖アルキ

[3]

[4]

研究では，医薬品類 や多環芳香族化合物 などの有ルベンゼンスルホン酸ナトリウム（炭素数 12）を LAS とし

害化学物質の除去について検討され，多様な有機化合て添加して，実験に用いる流入水とした。人工湿地の上物を除去し得ることが示されている。我々のグループに部から各流入水を 5 L 流入し，1 日間ポンプで人工湿地

おいても，鉛直流式人工湿地システムを用いて，廃棄物内を循環させた後，人工湿地内の水（処理水）をすべて[5]

排出し、新たな流入水を上部から流入することを 5 回繰最終処分場の浸出水中に含まれる重金属類 及びフェ
[6]

り返し，流入水及び処理水中の LAS 濃度を測定した。

ノール性の難分解性有機化合物 の除去が可能である

1

1289

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018て，水温はそれぞれ約 25℃及び約 29℃であった。各実
験における LAS 除去の結果を図 2 に示す。流入水においては，モデル河川水を用いた実験の一部で測定ミスによるデータの欠損があったが，LAS 濃度は実験期間を通じて 7 mg/L 弱であった。処理水中の LAS 濃度は，植栽系，非植栽系ともに，モデル下水二次処理水を用いた実験では 1 mg/L 以下，モデル河川水を用いた実験
では 2 日目を除いて 1.5 mg/L 以下となり，ヨシの有無によらず，LAS が除去可能であることが示された。既往研
究では，水平流式の人工湿地システムを用いた LAS の除去がわずかに報告されているが[4,7]，本研究により，鉛直流式人工湿地システムでも LAS を除去することが可能であることが示された。また，モデル下水二次処理水を用いた実験では 2 日目以降，モデル河川水を用いた実験では 3 日目以降に除去率が向上したことから，サイ
クルを重ねることで LAS 除去に寄与するメカニズムがより効果的に作用したものと考えられた。

8

図 1 人工湿地システム（上）及び温室内に設置した人工

LAS濃度（mg/L）

湿地の外観（下）2.3. LAS 除去メカニズムの検討
人工湿地システムで確認された LAS 除去のメカニズ
ムを詳細に理解するため，小型の実験系を用いた検討を行った。まず，オートクレーブ滅菌した砂利を 500 mL

6
4
2
0

容トールビーカー6 つに敷き詰め，その内 3 つにヨシを植え付けて植栽系とし，残りの 3 つを非植栽系とした。ま

8LAS濃度（mg/L）

た，滅菌した 1 L 容褐色瓶を 3 つ用意し，500 mL になるように滅菌した砂利を入れ，滅菌系とした。LAS を添加した合成河川水を流入水とし，流入水 250 mL をこれらの小型実験系に加え，2 日間温室で静置させた後に排出し（処理水），新たに流入水を加えることを 7 回繰り返し，
流入水と処理水の LAS 濃度を測定した。
2.4. 分析方法
ENV カートリッジを用いて抽出した後，高速液体クロマト

0

1

2

3

4

5

6
流入水
植栽系
非植栽系

4
2
0

流入水及び処理水中の LAS は，InterSep SlimJ C18-

流入水
植栽系
非植栽系

0

1

2

3

4

5

経過日数

グラフィーにより定量分析した。

図 2 人工湿地システムによるモデル下水二次処理水（上）3. 結果及び考察

及びモデル河川水（下）中の LAS の除去（n=2）

3.1. 鉛直流式人工湿地によるモデル下水二次処理水及びモデル河川水中の LAS の除去

3.2. LAS の除去メカニズム

モデル下水二次処理水及びモデル河川水を用いた小型の実験系（植栽系，非植栽系，滅菌系）を用いた

鉛直流式人工湿地システムによる LAS 除去実験におい

1290

LAS 除去実験の結果を図 3 に示す。流入水中に約 10

217th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

2009.

mg/L 含まれる LAS は，いずれの実験系においても除去された。しかし，その除去率は植栽系＞非植栽系＞滅[2]

A. K. Mungray, P. Kumar: Fate of linear alkylbenzene
sulfonates in the environment: a review, International
Biodeterioration and Biodegradation, Vol. 63 Issue 8, pp. 981987, 2009.

[3]

Y. Li, G. Zhu, W. J. Ng, S. K. Tan: A review on removing
pharmaceutical contaminants from wastewater by constructedwetlands: Design, performance and mechanism, Science of the
Total Environment, Vol. 468-469, pp. 908-932, 2014.
M. S. Fountoulakis, S. Terzakis, A. Chatzinotas, H. Brix, N.
Kalogerakis, T. Manios: Pilot-scale comparison of constructedwetlands operated under high hydraulic loading rates andattached biofilm reactors for domestic wastewater treatment,
Science of the Total Environment, Vol. 407 Issue 8, pp. 29963003, 2009.
D. A, M. Oka, Y. Fujii, S. Soda, T. Ishigaki, T. Machimura, M.
Ike: Removal of heavy metals from synthetic landfill leachatein lab-scale vertical flow constructed wetlands, Science of the
Total Environment, Vol. 584-585, pp. 742-750, 2017.
D. A, D. Fujii, S. Soda, T. Machimura, M. Ike: Removal ofphenol, bisphenol A, and 4-tert-butylphenol from synthetic
landfill leachate by vertical flow constructed wetlands, Scienceof the Total Environment, Vol. 578, pp. 566-576, 2017.
Y. Huang, A. Latorre, D. Barceló, J. García, R. Mujeriego, J. M.
Bayona: Factors affecting linear alkylbenzene sulfonates
removal in subsurface flow constructed wetlands,
Environmental Science and Technology, Vol. 38 No. 9, pp.
2657-2663, 2004.

菌系であった。さらに，植栽系においては実験期間を通じて同等の除去率が維持されたが，非植栽系及び滅菌
系では時間の経過とともに除去率が低下し，特に滅菌系では 12 日目には殆ど除去されなくなった。これらの結果から，LAS の除去は主に砂利（基材）への吸着によっ[4]て生じていることが示唆され，非植栽系及び滅菌系においては閉塞の進行によって除去率が低下し，滅菌系では実験終盤に吸着飽和に達したものと考えられた。一方，
植栽系においては，砂利への吸着だけでなく，ヨシによる吸収や根圏微生物による分解の活性化が同時に生じ[5]ることにより，非植栽系及び滅菌系に比べて長い期間優れた LAS 除去能が維持されたものと示唆された。

[6]

流入水
非植栽系

LAS濃度（mg/L）

12

植栽系
滅菌系
[7]

10
8
6
4
2
0

0

2

4

6

8

10

12

14

経過日数
図 3 小型実験系を用いた LAS 除去実験の結果（n=3）

4. 結論
本研究の結果より，LAS が鉛直流式人工湿地システ
ムにより除去可能であることが明らかとなった。また，
LAS は主に吸着によって除去され，非植栽系では時間経過とともに除去能が低下するが，ヨシを植栽した場合には吸着以外の除去メカニズムが働き，優れた除去能が長期間維持されることが示唆された。
謝辞
本研究の一部は，（独）環境再生保全機構の環境研
究総合推進費（S-17-4(3)）により実施された。ここに記して謝意を表する。
引用文献[1]

J. Šíma, M. Havelka, V. Holcová: Removal of anionicsurfactants from wastewater using a constructed wetland,
Chemistry and Biodiversity, Vol. 6 Issue 9, pp. 1350-1363,

3

1291

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-9

グレイウォーターフットプリントによる油水分離装置導入効果の解明
大塚㻌 俊彦 㻝，野口㻌 裕司 㻝，岸田㻌 直裕 㻝㻌㻝

一般社団法人埼玉県環境検査研究協会㻌

キーワード：グレイウォーターフットプリント，油水分離装置，環境影響評価，環境容量に基づく管理㻌
抄録㻌
排水中の油分は，下水道管の閉塞や生物処理槽へ悪影響を及ぼすだけでなく，充分に処理されないまま公共用水域に排出されると，有機物汚濁を引き起こし，水生生物への悪影響や悪臭の原因となる。そのため，排水中の油分を処理対象とする環境技術は数多く開発されている。そのため，環境技術を導入するユーザーは，性能・効果を見分ける必要があり，環境技術を客観的に評価する手法が求められている。そこで，飲食店で油水分離装置が導入された場
合における環境影響評価手法の確立を目的として，店舗外に排出される排水による環境への影響を評価するために直接的な WFgrey による解析を行った。グレイウォーターフットプリント解析により，油水分離装置導入によってｎ-Hex 抽
出物質による環境影響は 88.8％削減されるとともに，除去率 54.5％以上の油水分離装置を導入することで，販売食数の増加に伴い，排水量が増加しても水環境の負荷低減が可能なことが明らかとなった。
1. はじめに消費された量を Blue water footprint，雨水のうち作物に日排水量が少なく，油を多量に使用する飲食店や食取り込まれた量及び，土壌中に水分として蓄えられた量

品加工場などの小規模事業所からは，油分濃度の高いを Green water footprint，システム境界外に排出される環排水が排出される。排水中の油分は，下水道管の閉塞

境負荷物質を環境基準まで希釈するのに必要な水量とや生物処理槽へ悪影響を及ぼすだけでなく，充分に処して算出することができる Grey water footprint(以下理されないまま公共用水域に排出されると，有機物汚濁「WFgrey」)を用いて，ある製品を生産する際の水環境へを引き起こし，水生生物への悪影響や悪臭の原因となる。

の影響を，直接的ならびに間接的に消費される水量としそのため，油分の流出を防ぐために油脂分離槽であるて示すことができる評価手法である。しかしながら，国内

グリストラップ(以下「ＧＴ」)などの油分除害設備を，厨房において，排水処理にウォーターフットプリントを用いたにできるだけ近い排水管の途中に設ける必要がある。し

評価事例は少ない。

かし，一般的に設置されているＧＴは，ＧＴの滞留時間

そこで，筆者らは，飲食店で油水分離装置が導入さが 1 分以内の場合もあり，ＧＴの油分除去効果は十分でれた場合における環境影響評価手法の確立を目的とし[1]ないことが報告されている 。また，ＧＴの油分除去効果て，店舗外に排出される排水による環境への影響を評を上げるために，微生物資材を利用したバイオ技術など，価するために直接的な WFgrey による解析を行った[3]。本

様々な環境技術が開発されている。しかし，微生物資材

稿では，その一部を示す。

には，品質管理の法的な制度や基準がなく，その効果は十分に確認されていないものも多い。そのため，ＧＴ

2. 方法

からの油分流出により，東京湾へオイルボールとして漂2．1 調査対象施設

着するといった環境問題が報告されている。

㻌 本研究では，宮城県仙台市にあるラーメン店（以下「S排水を含む水環境への影響評価は LCA などの手法店」）を調査対象とした。S 店では，自社工場で一括生産では困難とされているため，水利用に関する潜在的な環されたラーメンスープや麺などを調理し提供している。

境影響を評価する手法としてウォーターフットプリントのS 店では，ラーメン残汁中の油分により店舗敷地内の下活用が期待されている。Water Footprint Network が提唱

水道管の閉塞が年に数回起きていたため，2009 年 10するウォーターフットプリント[2]は，表流水や地下水のうち

月に食器洗浄プロセスに油水分離装置を導入した。

1292

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

2．2 WFgrey による水環境への影響評価

表３㻌 油水分離装置とＧＴの除去率

WFgrey は，排出される環境負荷物質の負荷量を環境項目

負荷物質の環境基準値から排出先（受水域）を自然値と[4]除去率＊[％]
油水分離装置ＧＴした水質濃度を引いた値で除して算出される 。排出さ

BOD

46.1

㻌 20.6＊＊

れる環境負荷物質の負荷量を L [mg]，環境基準値を S

n-Hex 抽出物質

94.9

90

[mg/L]，受水域の水質濃度 N [mg/L]を用いてWFgrey ＊油水分離装置の除去率は，実地試験の結果から算出した除去率であり，ＧＴの除

L

(1)

S N

去率は，性能評価基準として示されている除去率である。
＊＊ＧＴによる BOD 除去率は，小島らによる飲食店（ラーメン・中華）の排水等に関とした。

する調査結果[9]の流入水平均濃度 2,455 mg/L，処理水平均濃度 1,948 mg/L から算㻌 環境負荷物質は、排水中の油分濃度を示す n-Hex 抽

出した。

出物質 [mg/L]，有機物による汚濁の指標となる BOD[mg/L]の２種を用いた。環境基準値は下水排除基準[5]3. 結果を，受水域は排出先である流域下水道の直近下流の接3．1 WFgrey による水環境への影響評価結果

続点の水質データ[6]を用いた。それぞれの水質濃度を油水分離装置導入前後におけるひと月あたりのWFgrey 算出結果を図１に示す。

表１に示す。
表１㻌 下水排除基準と仙台 1 号の水質濃度
項目

下水排除

受水域の

基準

水質濃度

BOD [mg/L]

600

190

n-Hex 抽出物質 [mg/L]

30

15

㻌 システム境界外に排出される環境負荷物質の負荷量 L[mg]は，厨房排水水質を C [mg/L]，ＧＴからの排水量をV [L]，油水分離装置による除去率を R [％]，ＧＴによる

WFgrey [m3/月]
2,000
油水分離装置導入前㻌
1,500
油水分離装置導入後㻌
1,000
500
0

BOD

n-Hex抽出物質

図１㻌 油水分離装置導入前後のひと月あたりの WFgrey

除去率 G [％]を用いて

R  
G 


L C  V  1 
  1  100   100 (2)㻌 油水分離装置導入前の排水では，BOD の WFgrey は
454 m3/月であり，n-Hex 抽出物質の WFgrey は 1790 m3/とした。

月であった。そのため，油水分離装置導入前の排水に㻌 なお，油水分離装置導入前後の水質ならびに，油水

おいて BOD による水環境への影響よりも，n-Hex 抽出物分離装置による油分除去率ならびに BOD 除去率は，平質による水環境への影響の方が，およそ 4 倍あり，油水

成 21 年度環境省実証事業報告書[7]より用いた。ＧＴの分離の必要性が示された。

油分除去率は SHASE 規格の 90％[8]を，BOD 除去率は

㻌 また，油水分離装置導入前後の WFgrey 削減率を比較

千葉県環境研究センター年報[9]より算出した。油水分離

すると，BOD において 9.25％であり，n-Hex 抽出物質で装置導入前後における各項目の水質濃度を表２に示し，は 88.8％であった。これにより，調査対象施設に導入し油水分離装置とＧＴの除去率を表３に示す。

た油水分離装置は，n-Hex 抽出物質を除去するのに特表２㻌 油水分離装置導入前後における各項目の水質濃度化した装置であることが示された。
㻌 油水分離装置導入後の n-Hex 抽出物質による WFgrey

水質濃度 [mg/L]
項目

油水分離装置油水分離装置と，下水排除基準である n-Hex 抽出物質濃度 30 mg/L

導入前

導入後

の排水が，油水分離装置導入後のＧＴからの排水量で，

BOD

3,500

3,909

店舗から排出したと仮定した場合の WFgrey を比較した。

n-Hex 抽出物質

4,000

330

店舗外に排出される n-Hex 抽出物質による環境負荷量1293

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

は，下水排除基準の n-Hex 抽出物質濃度に，油水分離装置導入後のＧＴからの排水量を乗じて算出した。その4. 結論
本研究で示した WFgrey を用いた環境影響評価手法は，環境負荷物質の濃度と排水量を考慮するため，調査対結果を図２に示す。

象とした飲食店や油水分離装置のみならず，一般的なWFgrey [m3/月]

飲食店において，油水分離装置を導入した場合の環境

250
200

への影響評価に応用可能である。また，油水分離装置

150の性能評価結果から，導入予定の環境技術に対して，

100

環境負荷を低減するのに必要な性能を導入以前に推定50できると考えられる。よって，飲食店における油水分離装

01 下水道排除基準㻌
油水分離装置導入後㻌

置導入に対する有効な環境影響評価手法を確立することができた。

図２㻌 導入後と下水排除基準の n-Hex 抽出物質におけるWFgrey の比較油水分離装置導入後㻌

下水排除基準㻌

参考文献

下水排除基準の n-Hex 抽出物質による WFgrey は 202[1]㻌 登美鈴恵，池本良子，中木原江利，江川史将；

m3/月であり，油水分離装置導入後の n-Hex 抽出物質に

飲食店廃水の特性およびグリストラップの機よる WFgrey 200 m3/月と同程度であった。よって，下水排能と管理に関する調査，土木学会論文集 G(環除基準の WFgrey と油水分離装置導入後の WFgrey の差境)，67，(7)，p.Ⅲ_633-641，2011．

から，油水分離装置導入後の n-Hex 抽出物質濃度にお[2]㻌 㻌 伊坪徳宏；ISO14046(ウォーターフットプリン

いて，ひと月あたり 680 L の排水量が増加した場合に，ト)の動向，環境管理，46，(6)，p.452-458，2010．

下水排除基準の WFgrey に達することが示された。

[3] 大塚俊彦，安久絵里子，野口良造；飲食店排水

油水分離装置の性能を評価するために，油水分離装置

への油水分離装置導入よる環境影響評価，環境による除去率を変化させ，油水分離装置導入前の技術，45，(12)，p.640-649，2016．

WFgrey と比較した。その結果を図３に示す。本研究の事[4]㻌 環境省；ウォーターフットプリント算出事例集，
p.8，2014．

例において，除去率 54.5％以上の油水分離装置を導入する事で，販売食数の増加に伴い，排水量が増加して[5]㻌 宮城県東部下水道事務所；“下水排除基準”，

も水環境への負荷低減に繋がることが示された。また，

http://www.pref.miyagi.jp/soshiki/ktkm-wwt/haijoki

平成 21 年度環境技術実証事業で示された油水分離装

jun.html ．

置の流入水と処理水から算出した油分除去率は，[6] 宮城県中南部下水道事務所；平成 25 年度阿武隈94.9％であるため，導入された油水分離装置は，本調査

川下流流域下水道維持管理年報より接続点「仙対象施設に適した装置とみなすことができる。

台１号」の水質を引用，p.54，2014.
[7] 環境省；環境省平成 21 年度環境技術実証事業小WFgrey [m3/月]
5000

規模事業場向け有機性排水処理技術分野 実証

油水分離装置導入後㻌

4000

試験結果報告書《詳細版》，p.8，19-20，2009．
油水分離装置導入前㻌

3000[8] 高地進，小南和也；オイル阻集器“SHASE-S 221”2000
0の紹介，GBRC，38，(1)，p.31-38，2013．

54.5

1000
0

20

40

[9]
60
80
100
油分除去率㼇％㼉㻌

㻌 図３㻌 油分除去率が WFgrey に与える影響と導入前後の
比較

1294

小島博義，藤村葉子；飲食店(ラーメン・中華)の排水等に関する調査結果，千葉県環境研究センター年報，(9)，p.121-122，2011．

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-10

Efficient and Sustainable Removal of Phenolic Endocrine-Disrupting
Chemicals by Common Reed and Degrading Bacterial Association
Tadashi Toyama1, Tomoki Iwashita2, Yasuhiro Tanaka1 and Kazuhiro Mori1
1Graduate Faculty of Interdisciplinary Research, University of Yamanashi, 2Integrated Graduate School of Medicine,

Engineering, and Agricultural Science, University of Yamanashi
Keywords: endocrine-disrupting chemicals, common reed, degrading bacteria
ABSTRACTThe efficacy of rhizobacterium (Sphingobium fuliginis TIK1) of common reed (Phragmites australis) for the sustainable
treatment of phenolic endocrine-disrupting chemicals (EDCs) contaminated wastewater was investigated. Strain TIK1 hadbeen isolated from common reed rhizosphere. Strain TIK1 degraded various 4-alkylphenols (4-tert-butylphenol, 4-tertoctylphenol and 4-nonylphenol) and bisphenols (bisphenol A, bisphenol F and bisphenol S). Thus, strain TIK1 has a wide
degradation spectra for phenolic EDCs. The strain TIK1 utilized common reed root compounds as a sole carbon sourceand sustainably colonized common reed roots, where the strain degraded phenolic EDCs. In sequencing batch reactor
experiments using common reed-strain TIK1 association (strain TIK inoculated common reed) completely and sustainably
removed phenolic EDCs (bisphenol A, bisphenol S, 4-tert-butylphenol, 4-tert-octylphenol and 4-nonylphenol) from
polluted wastewater. The results suggest that hydroponic systems using common reed-strain TIKI association will be usefulfor sustainable treatment of polluted waters containing various phenolic EDCs.
1. INTRODUCTION

phenolic EDCs by using common reed in association with
its rhizobacteria. Recently, Sphingobium fuliginis TIK1
was isolated from the common reed rhizosphere [4]. First,
the biodegradation activity of strain TIK1 for alkylphenols
and bisphenols were assessed. Second, the survival andbiodegradation activities of strain TIK1 on the root
surfaces of common reed were examined. Third, common
reed-strain TIK1 association (strain TIK inoculatedcommon reed) hydroponic reactor was prepared. The
performance of this reactor to remove EDCs removal fromwastewater was examined.

4-Alkylphenols including 4-nonylphenol (4-NP), 4-tertoctylphenol (4-tert-OP) and 4-tert-butylphenol (4-tert-BP)
and bisphenols including bisphenol A (BPA), bisphenol
F(BPF) and bisphenol S (BPS) are persistent and toxic
compounds classified as endocrine-disrupting chemicals(EDCs) capable of interfering with the hormonal systemsof numerous organisms. The widespread and extensive useof these phenolic EDCs has led to their release into aquatic
environments. Phenolic EDCs are often found in effluentsof sewage and wastewater treatment plants and in surface
waters and sediments. It is therefore necessary to establish
technologies to decontaminate waters polluted withphenolic EDCs.

2. METHODS
Sphingobium fuliginis strain TIK1 was used in this study.
To assess the ability of strain TIK1 to degrade various
phenolic EDCs, cells of TIK1 were incubated in liquidmedium with each phenolic EDC (0.5 mM) as sole carbon
source. Concentration of phenolic EDC was monitored
during 24-h experimental period.

Rhizoremediation, the degradation and removal ofpollutants by microbial activity in the rhizosphere of plants,
is a cost-effective and environmentally friendly
remediation technology [1]. Recently, an emergent aquaticplant, common reed (Phragmites australis) have beenshown to accelerate the biodegradation of BPA and 4-NPin the rhizosphere [2, 3]. In the rhizosphere, oxygen andorganic compounds released from plant roots are known tosupport bacterial growth and accelerate biodegradation [1].
However, rhizoremediation processes are often limited by
the presence of persistent and toxic pollutants. The
introduction of specific pollutant-degrading bacteria to therhizosphere, that is bioaugmentation into rhizosphere, will
enhance the efficacy of rhizoremediation.

To assess the ability of strain TIK1 to utilize common reedroot compounds for the cell growth, strain TIK1 was
inoculated into liquid medium with common reed root
compounds as sole carbon source. Cell density wasmonitored during 36-h experimental period. In addition,
cells of TIK1 were inoculated on the root surface ofsterilized common reed. Colonized TIK1 cells on the root
surface were monitored.
To prepare common reed-strain TIK1 association, strain
TIK1 was inoculated on the root surface of common reed.

The aim of this study was to treat waters polluted with

1

1295

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

The common reed-strain TIK1 was cultured in 1000 mL
bottle. The culture was defined as common reed-strain
TIK1 hydroponic reactor. The common reed-strain TIK1
and non-inoculated common reed reactors treated EDCs (5mg/L BPA, 5 mg/L BPS, 5 mg/L 4-tert-BP, 2.5 mg/L 4tert-OP and 2.5 mg/L 4-NP)-polluted wastewater. The
reactors were operated in a fill-and-drain sequencing batchmode (12 h reaction time/cycle). In every 12-h cycle, thereactors were filled with 500 mL of EDCs-polluted
wastewater for 12 h. After 12h, the wastewater was
drained from the reactor. The fill-and-drain sequencing
batch was repeated for 10 cycles. During the sequencing
batch experiments, concentrations of the EDCs weremonitored.

wastewater (Fig. 2). In contrast, common reed–strain TIK1
association reactor completely and sustainably removal of
all phenolic EDCs from wastewater throughout all 10
cycles. The results suggest that strain TIK1 can thoroughlycolonize on the surface of common reed roots. Common
reed–strain TIK1 association hydroponic reactor will be
used for long-term simultaneous removal of phenolic
EDCs from polluted wastewater.

3. RESULTS AND DISCUSSION
Strain TIK1 degraded various 4-alkylphenols (4-tert-BP,
4-tert-OP and 4-NP) and bisphenols (BPA, BPF and BPS).
Therefore, strain TIK1 has a wide degradation spectra forphenolic EDCs and is potentially useful for the treatmentof various phenolic EDCs-polluted wasters.
Strain TIK1 grew using the root compound of common
reed as carbon source. The yield coefficients of the cellmass was 0.74 mg dry-weight (mg carbon of root
compound)–1. After inoculation of the strain to root surfaceof common reed, strain TIK1 colonized the roots at adensity of 9.1 ± 2.3 × 1010 CFU (g dry root)–1 andmaintained high cell density for long-term (Fig. 1). In
addition, the colonized strain TIK1 effectively degradedphenolic EDCs on the root surface. The results suggest that
common reed root provide growth space for strain TIK1
and support its growth and phenolic EDCs-degradation for
long-term.

Fig. 2. Changes in concentration of BPA and 4-NP of
EDCs-polluted wastewater in the common reed – strain
TIK1 association hydroponic reactor (A) and noninoculated common reed reactor (B).

4. CONCLUSION
This study showed that Sphingobium fuliginis strain TIK1,
which have been isolated from common reed rhizosphere,
can degrade various 4-alkylphenols and bisphenols. Strain
TIK1 was shown to have a wide degradation spectra forphenolic EDCs. The strain sustainably colonized the rootsof common reed, with the support of organic compounds
exuded from the roots, and inoculated common reed wasable to simultaneously and sustainably remove various
phenolic EDCs from polluted water. We conclude that theuse of hydroponic system using common reed–strain TIK1
association will be an effective strategy for the sustainable
treatment of various phenolic EDCs-polluted waters.

Fig. 1 Observation of colonizing TIK1 strain on the root
surface of sterilized common reed. The high intensity ofgreen fluorescent indicates strain TIK1.

Sequencing batch reactor experiments were conducted toevaluate the potential for using common reed–TIK1
association to treat EDCs-polluted wastewater. Noninoculated common reed reactor removed small amountsof EDCs (BPA, BPS, 4-tert-BP, 4-tert-OP and 4-NP) from

1296

2

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

REFERENCES[1]

L. J. Shaw, R. C. Burns: Biodegradation of organic pollutantsin the rhizosphere, Adv. Appl. Microbiol., Vol. 53, pp. 1-60,
2001.

[2] T., Toyama, Y. Sato, D. Inoue, K. Sei, Y.-C., Chang, S. Kikuchi,
M. Ike: Biodegradation of bisphenol A and bisphenol F in therhizosphere sediment of Phragmites australis, J. Biosci.
Bioeng., Vol. 108, pp. 147-150, 2009.
[3]

T. Toyama, N. Momotani, Y. Ogata, Y. Miyamori, D. Inoue, K.
Sei, K. Mori, S. Kikuchi, M. Ike: Isolation andcharacterization of 4-tert-butylphenol-utilizing Sphingobium
fuliginis strains from Phragmites australis rhizospheresediment, Appl. Environ. Microbiol., Vol. 76, pp. 6733-6740,
2010.

[4]

T. Toyama, M. Murashita, K. Kobayashi, S. Kikuchi, K. Sei,
Y. Tanaka, M. Ike, K. Mori: Acceleration of nonylphenol and4-tert-octylphenol degradation in sediment by Phragmites
australis and associated rhizosphere bacteria, Environ. Sci.
Technol., Vol. 45, pp. 6524-6530, 2011.

3

1297

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-11

Pollution of Water Bodies and Mitigation in Sri Lanka
Eng. I.V.W. Ediriweera
National Water Supply and Drainage Board, Sri Lanka
Keywords: industrial waste, water bodies, water pollution, run off, land use practices
ABSTRACT
Kelani River is one of the main rivers in Sri Lanka. Although not the largest in the country, this river is considered very
important for the water requirements of Colombo, the capital city of Sri Lanka and its suburbs. The water needs include
domestic, industrial, institutional, environmental and other needs. The water requirement from the Kelani River isincreasing continuously due to rapid urbanization. Deterioration of water quality in the river creates adverse impacts onhuman health and to the socio economic development of the country. Due to the rapid development, most of these water
bodies are being continuously polluted at an alarmingly increasing rate. These pollution sources mainly include point
sources such as industrial discharges and uncontrolled sewage discharges and non-point sources of pollution whichprimarily include the storm water runoff from residential, industrial, commercial and agricultural lands. The analysis of
the quality of river water revealed that it requires extensive purification before it is rendered suitable for drinking.
Therefore, the people living along the coasts of Kelani River should be made aware about the chemical contaminations
within the river basin resulting from anthropological activities, land use practices and industrial discharges. Harnessing
the potential of the local community to play a more proactive role in preserving their own environment, as well as tocommunicate the overall message of preventing pollution in the Kelani River to other communities living in the vicinity,
is a critical step forward.
1. INTRODUCTION

2. METHODOLOGY/APPROACH

Majority of the population in Colombo and Gampaha
districts receive pipe borne water abstracted from
Kelani river by the National Water Supply andDrainage Board (NWSDB). There are several majorwater intakes located along the Kelani river viz., at
Avissawella, Kosgama, Kelani Right bank, Chico,
Pugoda and Ambathale. There are the other intakes on
the tributaries of Kelani river such as Seethawaka
Ganga (Penrithwatta) and Wakkoya. Further, there are
two impounding reservoirs located at Labugama andKalatuwawa in which two water intakes are located.

The methodology of this research has been designed toaccomplish the aim of the present research which is to
explore the factors that cause water pollution, with theprimary focus on Kelani River.
The main purpose of this study is twofold. First, tounderstand the impact of industrial water discharge on
Kelani River and to study the contaminants in theindustrial waste which may pose substantial health risk.
Second is to propose a strategy for minimizing theimpact of industrial pollution on human health.
For achieving these objectives, two methods of datacollection were adopted (primary and secondary) alongwith questionnaires. Semi structured interviews werealso conducted at some of the sample collection sites.
The study revealed the direct relationship between
turbidity, E.coli, Electrical Conductivity, Cl- and BOD.
The flow of the river changes during the monsoon
period and the dry season. For instance, during
monsoon the river flow is 800-1500 m³/s and during thedry season it is some 20-25 m³/s. The water quality data
for the selected sites were collected from the NWSDB,Sri Lanka. All the samples collected were then tested
for a range of physical, chemical and biological water
quality parameters according to the specified Standard
Methods for Examination of Water and Wastewater.

Fig. 1 Industries along the Kelani River1
1298

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

3. ANALYSIS AND RESULTS

5. CONCLUSION AND RECOMMENDATION

A total of 11 water quality parameters were measured to
identify the water pollution trend in the study area. The
data thus obtained were compiled and subjected tostatistical analysis. Descriptive statistics for every water
quality parameter were worked out. Mean values ofsamples were analyzed using descriptive statistics forall selected water quality parameters. It was observedthat pollution levels vary depending on the type andquantity of waste generated and disposed; also by thetype of the industry and the type of raw material theyuse. Eg. Textile, Rubber, Leather production, paint or
fertilizers. Industrial effluents mainly consist of heavy
metals, chemicals, enzymes, antibiotics, phthalates, etc.

Regulatory authorities have already paid increasing
attention to safeguard the water quality mainly byimplementing various mitigation actions such as
structural and non-structural best management practices
and water quality monitoring programs.
With the intention of controlling future disasters anddamages to the Kelani river water quality, real time
monitoring of water quality will be carried out, toenable the concerned authorities to prevent damages
likely to be caused by industries as well as from othersources to the Kelani River.

The study also lead to the conclusion that highest valueof conductivity, TDS, hardness, heavy metals, COD,
BOD, nitrates and low level of DO values weredetected from the latter part (meandering part) of theriver basin and most of the parameters exceed theWorld Health Organization guideline values. The
middle part of the river basin showed low pH values
and recorded as acidic and the head part of the rivercontaminated with total and fecal coliform bacteria as
well.

To strengthen water quality monitoring, development ofknowledge products to facilitate environment
management and conservation will be done and key
stakeholder groups will be identified at minorwatershed level to initiate implementation of bestpractices.
REFERENCES[1] Mahagamage, M. G., & Manage, P. M. (2014).
Water Quality Index (CCME-WQI) Based
Assessment Study Of Water Quality In Kelani
River Basin, Sri Lanka. International Journal ofEnvironment and natural resources, 199-204.

4. DISCUSSION
The main sources of water pollution are the release ofindustrial waste, dumping of solid waste, sewage,
human waste including fecal matter and sediment run
off due to soil erosion. As a result, concentration ofdissolved carbons, heavy metals, biohazards such asbacteria and virus and other nutrients in water sources
have increased.

[2] Rowley, C., & Beavis, B. (1974). Long Range
Planning. In The Control of Industrial Discharges
into Tidal Rivers and Estuaries (pp. 256-258).
NewCastle: Department of Economics.

These wastes disposed to the environment, with partial
or without treatment, pollute the surface and groundwater bodies, directly or indirectly. Since the cost ofindustrial waste treatment is high, in order to optimize
operational cost and to make a large profit margin,industries tend to discharge wastes without even partial
treatment.
Although these issues have been continuously raised byenvironmentalists and civil society activists, so far theauthorities have not been able to provide a permanent
solution.

2
1299

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-12

題名：マグネシウム系材料による底質改善とその応用
田中 俊也 1，近藤 篤史 1，髙橋 広樹 1，渡辺 国男 1
1

宇部マテリアルズ株式会社

キーワード：アオコ，富栄養化，底泥溶出，湖内浄化対策
抄録
海水中のマグネシウムイオンを抽出し精製して得られるマグネシウム系材料は，1995 年頃から国内の養殖場の底質改善に使用されており生体に対して安全であることも確認されている。当社はマグネシウム系材料の底質改善効果を実証するため H27 年度環境省環境技術実証（ETV）事業を申請，閉鎖性海域における水環境改善技術分野において「酸化マグネシウムの散布による底質改善技術」を実証した。酸化マグネシウムの散布の有無による効果を確認するため試験区（散布区）と対照区（無散布区）を設定し実証試験を行った。期間中の底質の pH，硫化物（AVS），間隙
水中の硫化水素，底生生物調査を行ったところ散布後 2 週間程度底質中の pH を 8.5 以上まで上昇させる効果がみられ，底質の硫化物，硫化水素ともに対照区と比較し試験区では低い値を維持する傾向が見られた。また硫化物（AVS）の上昇を抑制した期間中，試験区において対照区と比較して，底生生物の減少が緩和された。
1. はじめにに示す。

河川や湖沼と同じく多くの内湾では栄養塩負荷によ散布作業は 6/23 に行い，継続効果確認のため 2 回る富栄養化状態が続いている。富栄養化は底質の貧酸散布区画を別途設定し 8/7 に 2 回目の散布を行った。

素化をもたらし，環境悪化の要因となる硫酸塩還元菌

均等に散布するため，潜水士により目視の上で手作業の活動によって有毒な硫化水素が発生する。複雑な入にて散布した。散布後の調査は約 2 週間ごとに潜水士

り江や湾奥では養殖の残餌による負荷も問題になってにより採泥し実施した。調査項目および分析方法を表 2

おり，貧酸素化により底泥から硫化水素が発生することに示す。

で養殖生産活動にも影響している。

表 1㻌 マグネシウム系材料の性状

このような底質環境悪化への対応として，従来から堆MgO

積有機物の分解促進のために生菌製剤や，有機酸のMgO生成による底質の酸性化対策のための貝化石や生石

Mg(OH)2

99.2

灰散布などと共に，海水中のマグネシウムイオンをアル化学

Mg(OH)2

カリ源と反応させて得られるマグネシウム系材料が使用

組成

CaO

0.58

0.62

されてきた。このマグネシウム系材料は 1995 年頃から国

(%)

SiO2

0.12

0.09

Fe2O3

0.04

0.03

内の養殖場の底質改善に使用されており，生体に対して安全であることも確認されているが，材料の効果メカ
ニズムをより明確にするため，公的な第三者機関での形状実証として H27 年度環境省環境技術実証（ETV）事業に申請し，閉鎖性海域における水環境改善技術分野「酸化マグネシウムの散布による底質改善技術」を実証した（実証番号：090-1402）ので，ここで報告する。
2. 方法
試験は，大村湾の湾奥部に位置する長崎県時津町
浦郷の地先で実施した。試験区，対照区はそれぞれ3m×3m の区画で 3ｍずつ離して設定した。試験区には当社製の酸化マグネシウムを 400g/m2 散布した。比較のため水酸化マグネシウムでも並行して区画を設けて同様の試験を行った。各マグネシウム系材料の特性を表 1

1300

1

97.7

0.15mm 以下の微粒品

2mm の粒状品

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

底生生物調査は，底質表層のサンプルを，1mm の篩
にかけ篩上に残った試料の底生生物の種類，個体数，

表 2㻌 調査項目および分析方法
項目
pH

数，湿重量の減少が確認されたが，対照区と比較して試験区の方が減少の度合いが緩やかであり，その後も5.11.12（検知管法）

高い値を維持した。底泥から 20cm の水深の溶存酸素

底質調査方法を連続測定したところ，9 月上旬および下旬に底層水の（H24.8）Ⅱ-4.2

貧酸素化が見られたが，試験区では対照区と比較して酸化還元電位（ORP）

白金電極法

7～8 月にかけて硫化水素の影響が少なかったため底粒度

JIS A 1204（2009）

含水比
クロロフィル a
硫化水素（間隙水中）生生物の減少が緩和されたと考えられる。
なお， ETV の実証報告書に記載されている酸化マ

底質調査方法グネシウムと並行して水酸化マグネシウムでも確認試験（H24.8）Ⅱ-4.1を行い，同様の効果が得られることを確認した。

海洋観測指針 6.3蛍光光度法に準拠



対照区

S47.環告 9 号 別表

ｐ+（－）

強熱減量

調査

験区，対照区それぞれ環境の変化に伴って種類，個体

ガラス電極法水質汚濁調査指針

硫化物（AVS）

底質

湿重量を顕微鏡観察にて測定した（図 4）。9 月以降，試分析方法

第 2, 第 3 に準拠



底生
生物

湿重量

調査

種類数

酸マグJ㎡ 回散布


FP

個体数

酸マグJ㎡１回散布











































































































ｐ+（－）

顕微鏡観察





FP

調査

水温

白金電極法

塩分

電磁誘導法






FP

ガルバニ電極法



S+（－）

溶存酸素濃度

ｐ+（－）

水質



3. 結果





FP

底質の pH は，酸化マグネシウムの散布による鉛直効

図 1 底質の pH の経時変化

果範囲を測定するため柱状に採泥し，底泥表面下 1cm，3cm，6cm，9cm を測定した（図 1）。対照区の底質の pH

は試験開始の 6 月から 12 月まで海水の pH より若干低く pH7.3～7.7 の間を推移したのに対し，試験区は底面



下 6cm の所まで pH の上昇効果が見られ，表層 1cm に

おいては約 1.5 ヶ月間 pH8 以上を維持した。




底質表層の硫化物（AVS）は，対照区において上昇している一方，試験区では上昇が抑制された（図 2）。

















図 2 底質の硫化物（AVS）の経時変化

底質表層の間隙水中の硫化水素（H2S）は，1 回目散布の試験区では 2 週間後の 7/7 において，対照区と比

較して有意に低い値を示した（図 3）。7/7 以降は対照区




の硫化水素が減少したため試験区においてもの硫化水

素の明確な抑制は確認できなかった。しかしながら，硫




化水素の発生に起因する硫化物（AVS）の上昇が試験区において抑制されており，当該期間中の硫化水素の

発生を抑制していたと推測される。

図 3 底質の硫化水素（H2S）の経時変化

2





















1301



17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

30

20
10

0
6/23

7/21

8/19

9/16

10/20

12/4

6/23

7/21

8/19

9/16

10/20

12/4

6/23

7/21

8/19

9/16

10/20

12/4

200
150
100
50
0

30

20
10
0

図 4 底生生物の経時変化

4. 考察
本試験により，マグネシウム系材料を散布することにより底質表層を pH8.0 に維持でき，硫酸塩還元菌の活動を抑制することで環境改善の効果が確認された。秋口に逆転層が起こって海底に酸素が供給されるまでの間，可能な限り多くの底生生物が存在する環境を作ることが，底質の自浄作用のスピードアップの鍵となる。酸化マグネシウム系材料を散布することで底生生物の減少が緩和され，底質の自浄作用の促進が可能となる。
また，底泥が貧酸素化する前に散布し，硫酸塩還元菌が活動しにくい環境を整えておくことが，本技術の効果的な適用方法であると言える。
5. 結論
本試験により，マグネシウム系材料の有効性が確認され，現在は更に陸水系に向けた展開として，都市部の人工的な池の環境改善，湖沼のアオコ対策やビルの地
下ピットからの硫化水素を原因とする悪臭の対策など，
新しい環境分野への応用を進めている。今後も無機材料の供給メーカーとしての責任を果たし，多くの分野に貢献できるよう，より良い製品の開発に努めていきたい。

1302

3

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-13

養豚廃水処理施設に存在するアナモックス菌バイオフィルムの探索
和木美代子 1，須藤立 2，石本史子 3，知久幹夫 4，合原義人 2，宮下理 2，松本俊美 1，
上西博英 1，安田知子 1，福本泰之 1，斉藤裕明 5，横島弘樹 5
1農研機構，2 茨城県畜産センター，3 静岡県畜産技術研究所中小家畜研究センター，4 静岡県西部家畜保健衛生所 5
ヨシモトアグリ株式会社
キーワード：養豚廃水，活性汚泥，アナモックス，窒素除去
抄録
アナモックス反応は, 亜硝酸とアンモニアのカップリングにより, 窒素ガスを発生させる反応である。養豚廃水への応用が期待されているが, 増殖速度が遅いため, 十分な菌体量を得るのに時間と労力を要していた。本研究では, 養豚
廃水の活性汚泥処理施設を調査し, アナモックス菌を高濃度に含むバイオフィルムが存在する施設を 4 カ所見いだした。バイオフィルムのアナモックス菌 DNA 濃度および活性はそれぞれ, 2.8x108-1.4x1012 copy/g-IL および 0.06-560
μmol-N2/g-IL/hr であり, 最も高いものは, 合成培地で集積されたアナモックス汚泥と同レベルであった。同一施設において, バイオフィルム中にアナモックス菌は安定して高濃度に存在する施設と, 採取時期によってその濃度が大きく変動した施設があった。バイオフィルムが存在する施設に共通する施設条件は見いだされなかったが, 曝気槽中の溶存酸素濃度は低い傾向にあった。
1. はじめにイオフィルムを利用することにより, アナモックス処理装

養豚廃水には高濃度の窒素が含まれており，放流す

置の短期間での立ち上げや, 活性汚泥処理施設の運る際は窒素の除去が必要である。窒素除去は，通常微転性能改善への利用が期待されるが, バイオフィルムの生物反応により, アンモニアを亜硝酸, もしくは硝酸まで

存在条件の詳細は明らかとなっていない。本研究では,硝化させた後，脱窒反応により窒素ガスに還元を行うが，当該施設の調査を継続するとともに, 新たな施設を探索

養豚廃水は有機物／窒素比 (BOD/N 比) が低いため,した結果を報告する。

通常の手段では十分な窒素除去が行われない。近年報

2. 方法

告されているアナモックス反応は, 亜硝酸とアンモニア

茨城県, 静岡県, 埼玉県内で養豚廃水を活性汚泥のカップリングにより, 窒素ガスを発生させ, 窒素除去に処理している養豚農家を対象に 2014 年から 2017 年に有機炭素を必要としないため（図１），BOD/N 比が低い

かけて調査を行った。アナモックス菌バイオフィルムが見

養豚廃水への応用が期待されている。

いだされた一部の農家については, バイオフィルムについて複数回調査を行った。一般水質項目の測定を行うとともに, アナモックス菌の濃度と活性について測定を行った。アナモックス菌濃度の測定は施設内曝気槽から活性汚泥が混合した汚水もしくは曝気槽・沈殿槽壁面から得たバイオフィルムを採取し，DNA を抽出した後，アナモックス菌に特異的なプライマー amx368F/820R を用いて, リアルタイム PCR 法により DNA 量を測定した。アナ
モックス活性は, 15N 標識亜硝酸塩と非標識アンモニウム
塩を含む無機塩培地で無酸素培養を行い, 培養によりFig. 1 Change of inorganic nitrogen compounds by

アナモックス反応で発生した 29N2 を四重極 MS を用いてmicrobes

経時的に測定することにより求めた[2]。

アナモックス菌は増殖速度が遅いため, 十分な菌体

3. 結果量を得るのに時間と労力を要していたが, 近年, 一部の調査を実施した浄化処理施設 11 施設（A-K, Table 1）

養豚廃水処理施設に, アナモックス菌を高濃度の含む

中 4 施設（農家名 H, I, J, K）において, 目視でアナモッ

バイオフィルムが存在することが示されている[1]。このバ

1

1303

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

クス菌に特徴的である赤色のバイオフィルムを確認した。

バイオフィルムが存在する施設に共通する施設の条調査した施設における浮遊汚泥のアナモック菌濃度は件は見いだされなかったが, 曝気槽中の溶存酸素濃度

698.0x10 -5.2x10 copy/g-VSS であった。一方, バイオフィ8は低い傾向にあった。

12

ルムについては 2.8x10 -1.4x10 copy/g-IL であり, 一例

引用文献を除いて浮遊汚泥より高い値が得られ, 最も高い濃度は,[1] Suto, R., C. Ishimoto, M. Chikyu, Y. Aihara, T. Matsumoto, H.
Uenishi, T. Yasuda, Y. Fukumoto, M. Waki, 2017. Anammox
biofilm in activated sludge swine wastewater treatment plants.
Chemosphere, 167, 300-307.
[2] Yoshinaga, I., T. Amano, T. Yamagishi, K. Okada, S. Ueda, Y.
Sako, Y. Suwa, 2011. Distribution and diversity of anaerobic
ammonium oxidation (anammox) bacteria in the sediment of aeutrophic freshwater lake, Lake Kitaura, Japan. Microbes andEnvironments, 26(3), 189-197.
[3] Bae, H., K.-S. Park, Y.-C. Chung, J.-Y. Jung, 2010.
Distribution of anammox bacteria in domestic WWTPs andtheir enrichments evaluated by real-time quantitative PCR.
Process Biochemistry, 45(3), 323-334.

既往研究の集積汚泥と同等レベル(6.23x1012 copies/gVSS)[3] と同等であった。アナモックス活性については,
浮遊汚泥において, 0.03-3μmol-N2/g-VSS/hr の値が示され, バイオフィルムにおいては 0.06-560 μmol-N2/gIL/hr の値が得られ, アナモックス菌濃度と活性の正の相関が見られた（Fig. 2）。ただし, 農家 I において, アン
モニア濃度が非常に高濃度になった時期に採取された赤色でないバイオフィルムは活性が検出されなかった。
農家 H においては 2014 年から 2017 の間の３度の測定において, 240-550 μmol-N2/g-IL/hr の安定した高いアナ
モックス活性が得られた。一方, 農家 I と J においては,採取場所と採取時期により活性に大きな変動があり, I においては, 2017 年に高濃度のアンモニアが蓄積した際に, 菌濃度が激減したと考えられた。アナモックス菌バイ
オフィルムが得られた浄化槽の方式は様々であり, 共通
する条件は見いだされなかったものの, 曝気槽の溶存酸素濃度は多くの場合において, 0.5mg/L 以下であり,一般的な畜産廃水の活性汚泥の曝気槽より低い条件であった。アナモックス菌は無酸素条件を好むため, 曝気
槽中の低溶存酸素条件が生育に適していたと考えられた。

Fig. 2 Relationship between anammox activity andanammox DNA copy number

4. 結論
アナモックス菌を高濃度に含むバイオフィルムが存在
する養豚廃水の活性汚泥処理施設を 4 カ所見いだした。

謝辞

同一施設において, 継続して高濃度に存在する場合と,本研究の一部はイノベーション創出強化研究推進事業(農林水産
業・食品産業科学技術研究推進事業、28008A)により実施した。

採取時期によって濃度が大きく変動した施設があった。

Table 1. Waste water treatment facility conditions

1304

2

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-14

Paper title㸸 Enhancement in Energy Conservation by Using Liquid-FilmForming Apparatus in Shrimp Cultivation Pond
Passaworn Warunyuwong1, Maliwan Kutako2, Pisut Painmanakul3, and Tsuyoshi Imai1
Division of Environmental Engineering, Graduate School of Sciences and Technology for Innovation, Yamaguchi University;
2
Faculty of Marine Technology, Burapha University;
3
Department of Environmental Engineering, Faculty of Engineering, Chulalongkorn University

1

Keywords: liquid film, volumetric mass transfer coefficient, oxygen transfer power efficiency, shrimp cultivation,
appropriate technologies for developing regions
ABSTRACTThe aeration process is widely applied to provide dissolved oxygen (DO) into the water for aquaculture to survive.
Generally, the mechanical aeration on the water surface is commonly used in large-scale pond due to providing sufficient
oxygen and mixing, however, it requires high energy. Liquid-Film-Forming Apparatus (LFFA) is a simple device which
does not consume any additional energy besides the air pump for the diffused aerator. The large-scale experiment was
conducted with the variety of installations to compare the oxygen transfer performance. It was found that the volumetricmass transfer coefficient provided from the paddle equipment was higher than that from the LFFA due to the strong
turbulence for favorable mixing condition. However, in terms of power efficiency, the paddle equipment showed the lowerof oxygen transfer power efficiency compared with the LFFA. This can prove that the LFFA system has an ability forenergy-saving. Regarding the usage application in shrimp cultivation, even though the yield of shrimps in the LFFA pond
was lower than that in the paddle pond, the power required for aeration was lower while obtaining the same amount ofyield, indicating that the energy saving by using LFFA in the large pond was confirmed.
1. INTRODUCTION

benefit from bubble transfer. There is evidence indicatingthat about one-third of the total volumetric mass transfer
coefficient comes from surface transfer [1-2]. The LiquidFilm-Forming Apparatus (LFFA) was developed to enhancesurface transfer. It has simple design and can be directly
installed on water surface above the existing gas diffusers
without sophisticated modification [3-4]. Thin liquid films
generated by this device can increase contact areas
between gas and liquid phases and promote oxygen
dissolution from the atmosphere by retaining on the water
surface in a long period of time. The experiments inlaboratory scale have confirmed that the LFFA could
improve the aeration performance [3-4]. However, there isno substantial research devoting in large scale. In this study,
the aeration methods by using LFFA and paddle equipment
were compared. Then, the application of LFFA was carriedout in shrimp culturing, aiming for the yield, and survival
rate of shrimps, and power consumption rate.

Generally, the conventional aeration introduces oxygen
into liquid by either diffused or mechanical aerators. The
oxygen in gas can be dissolved into liquid by two primaryprocesses. The first process is bubble transfer which gas
containing oxygen is introduced into the liquid and forms
as bubbles dispersing inside the liquid. The second process
is surface transfer which allows oxygen in the atmosphereto be dissolved due to the turbulence of water surface. The
dissolved oxygen (DO) is the important factor for aquaticcultivation which farmers have to ensure that the DO in thecultivation pond is sufficient for organism respiration for
their survival.
The common method to supply oxygen in the large-scale
aquatic cultivation pond is mechanical surface agitation
using paddle equipment to create turbulence on water
surface. It is reasonable that the more oxygen can be
dissolved, the larger yield of product can be obtained.
However, it is recognized that this method is not efficientin terms of energy usage since the obtained yield can beoffset by the cost from power consumption. Thus, it comesto another aspect to improve oxygen transfer by increasing
contact area between gas phase and liquid phase fromdiffused aerator.

2. METHOD
2.1 Liquid-Film-Forming Apparatus (LFFA)
Schematic drawing of the LFFA is illustrated in Fig.1. The
LFFA consists of a cone-shaped part and an effluent part.
The cone-shaped part functions as bubbles collector fromgas diffuser to the effluent part where liquid foams are
released onto the water surface (Fig.2). The device wasplaced on the water surface above the air diffuser. When

This study aimed to improve the oxygen transfer bypromoting the surface transfer while maintaining the

1

1305

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

OM-51). The probes were located at three positions as shownin Fig.3 with two levels near bottom and the surface for eachposition. The average value was calculated to represent the
average DO concentration for the whole volume in the pond.

the air is diffused into water in the form of bubbles, thebubbles will pass through the device and emerge onto thesurface of the water. These bubbles will accumulate andform as liquid foams on the top of the effluent part. Thinliquid films of these foams allow oxygen to dissolve into
the water from the inner interface (between air bubble andliquid film) and the outer interface (between atmosphereand liquid film) of the film, increasing the available
interfacial area between oxygen and water, in turn,promoting the oxygen transfer efficiency.

The oxygen transfer was determined in terms of thevolumetric mass transfer coefficient by the standard
method of ASCE (1993) [5]. Sodium sulfite was added in
the appropriate amount to reduce the DO concentration of
the water to approximately 0 to 4 mg/L. The change of DO
concentration was measured during the aeration. Then, thevolumetric mass transfer coefficient at the actual watertemperature ܶ °C, ݇௅ ܽ ் [hr-1] was evaluated graphicallyfrom the slopes of graphs of ሺ‫ כ ܥ‬െ ‫ܥ‬௧ ሻ versus time ‫ݐ‬.
ሺ‫ כ ܥ‬െ ‫ܥ‬௧ ሻ ൌ  െ݇௅ ܽሺ்ሻ ‫ ݐ‬൅ ݈݊ሺ‫ כ ܥ‬െ ‫ܥ‬଴ ሻ(1)݇௅ ܽሺଶ଴ሻ ൌ ݇௅ ܽሺ்ሻ ൈ ͳǤͲʹͶሺଶ଴ି்ሻ

(2)where ‫ כ ܥ‬and ‫ܥ‬௧ are the saturated concentration of DO
in water [mg/L] and the concentration of DO measured attime ‫[ ݐ‬mg/L], respectively. The obtained ݇௅ ܽሺ்ሻ wasthen calibrated to the standard temperature of 20 °C,
݇௅ ܽሺଶ଴ሻ [hr-1].

Fig.1 Liquid-film-forming apparatus.

Another criterion to evaluate oxygen transfer performancecan be assessed in terms of energy efficiency [4].
‫ܧ‬௣ ൌ௞ಽ ௔ሺమబሻ ൈ஼ೞሺమబሻ ൈ௏௉ ൈ ͳͲͲ

(3)

where ‫ܧ‬௣ is oxygen transfer power efficiency [%], ‫ܥ‬௦ሺଶ଴ሻ
is saturated oxygen concentration in water at 20 °C [mg/L],
V is water volume [m3], P is power required [kW]. The
power requirement is approximately 2.2 kW per unit for
paddle aerator and 0.4 to 0.8 kW for the LFFA system.

Fig.2 The mechanism of LFFA and liquid film

2.2 Oxygen Transfer Performance Determination

2.3 Application in Shrimp Cultivation
The two-paddle-and-two-LFFA pond (in this sectionreferred to as the LFFA pond) and the three-paddle pond(in this section referred to as the paddle pond) were used
for shrimp cultivation. The pond size was 20m length, 40m
width, and 1.5m depth. In each pond, 50 thousand of 15day-old shrimps were discharged and cultured for 85 days.
The measurement parameters were the average weight,
and survival rate of shrimps, and power consumption ofeach pond. To determine the average values, 50 samples ofshrimps were harvested to measure their weight andsubsequently returned to the ponds.

Fig.3 The setup and measuring point for DO(a) 2 LFFAs (b) 1 Paddle (c) 1 Paddle and 2 LFFAs(d) 2 Paddles (e) 2 Paddles and 2 LFFAs (f) 3 Paddles

The experiments were conducted in the pond (23m width,
25m length, and 1m depth) in Chanthaburi, Thailand. The
brackish water with 0.7% salinity was used to represent thecondition that is suitable for Litopenaeus vannamei shrimp
cultivation. The installations of the pond are shown in Fig.3.
One LFFA configuration consisted of four sets. Each set
included four LFFA units and one air diffuser connected to an
air pump (100 L/min). During the aeration process, DO
concentration was measured using DO meters (HOBIRA,

1306

3. RESULTS AND DISCUSSION
3.1 Oxygen Transfer Performance
The oxygen transfer performance is shown in Fig.4. The
pond which had only two LFFAs had the lowest volumetricmass transfer coefficient, whereas the pond with threepaddles had the highest value, which was about 5 times
higher. It was noticeable that the more paddles were used,
the higher value could be obtained. This is because the217th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

up to 36% from that the paddle pond needed. Furthermore,
the power consumption per kilogram of yield of the LFFA
pond was lower, indicating that the LFFA pond could savethe energy while obtaining the same amount of yield.

paddle caused strong turbulence contributing to the mixing
ability which allowed the oxygen to be dissolved into
water at a great rate. However, regarding the addition of
LFFA in the ponds with paddles, the LFFA could
effectively increase the mass transfer coefficient as well.

Table 1 The results from shrimp cultivation

0.8

kLa

0.9

Ep

0.6

0.6

0.4
0.3

0.2
0

2 LFFAs

1 Paddle

1 Paddle + 2 Paddles 2 Paddles + 3 Paddles
2 LFFAs
2 LFFAs

0

Paddle pond

35,00048,000Survival rate [%]70

96

Yield obtained [kg]

772.5

996.7

Overall power required [kWh]

3,030

4,740

Power consumption rate [kWh/kg]

3.9

4.9

4. CONCLUSION
The LFFA can improve the oxygen transfer power
efficiency. However, it should be noted that it was difficult
to supply oxygen to the large-scale pond with the LFFA
system alone. It was found that the supplementarymechanical aeration was required to collaborate with the
LFFA system to ensure the sufficient mixing condition.
Therefore, it should be taken into consideration to keep thebalance between maintaining the mixing condition andutilizing the energy. Regarding the usage application,although the yield in the LFFA pond was lower, the power
requirement for aeration was lower while obtaining thesame amount of yield, indicating that the energy saving byusing LFFA in the large-scale pond was confirmed.

Fig.4 The oxygen transfer performance

3.2 Cultivation of shrimp in LFFA pond and paddle pond
Regarding the growth of shrimps, the shrimps in the LFFA
pond could grow larger those in the paddle pond (Fig.5).
This might be because the water flow in the LFFA wasrelatively gentle and less stress. Therefore, it is conceivablethat this condition was suitable for aquatic creatures to growhealthily, not only for the shrimps but also phytoplankton
which are also the nutritious food sources for shrimps.

ACKNOWLEDGEMENTS
This work was supported by Steel Foundation for Environmental
Protection Technology, Japan. Also, the authors would like to

25
Average weight (g)

LFFA pond
No. of shrimps on Day 85

Average Oxygen Transfer
Power Efficiency (kg/kWh)Average Volumetric Mass
Transfer Coefficient (hr-1)

Regarding the oxygen transfer power efficiency. The
LFFA-only pond provided the highest power efficiency,
about 1.7 times higher than the paddle pond, even though
it provided low mass transfer coefficient. The main reason
is that the LFFA system requires less power than the paddle.
Therefore, it indicated that the LFFA system has an ability
for energy-saving.

LFFA pond

20

acknowledge Mr. Koki Tsukihara for great contribution for collecting data.

Paddle pond

15

REFERENCES

10

[1]

S. C. Wilhelms and S. K. Martin, “Gas transfer in diffused bubble
plumes,” in Hydraulic Engineering: Saving A Threatened
Resource—In Search Of Solutions, S. M. Jenning and N. G.
Bhowmilk, Eds. New York: ASCE, 1992, pp. 317-322.

[2]

C. D. DeMoyer, E. L. Schierholz, J. S. Gulliver, and S. C.
Wilhelms, “Impact of bubble and free surface oxygen transfer
on diffused aeration systems,” Water Research, vol. 37, no. 8,
pp. 1890-1904, 2003.

[3]

H. Zhu, T. Imai, K. Tani, M. Ukita, M. Sekine, T. Higuchi, andZ. J. Zhang, “Enhancement of oxygen transfer efficiency indiffused aeration system using liquid-film-forming apparatus,”
Environmental Technology, vol. 28, no. 5, pp. 511-519, 2007.

[4]

M. Jamnongwong, T. Charoenpittaya, N. Hongprasith, T. Imai,and P. Painmanakul, “Study of Liquid Film Forming
Apparatus (LFFA) Mechanisms in Terms of Oxygen Transfer
and Bubble Hydrodynamic Parameters,” Engineering Journal,
vol. 20, no. 3, pp. 77-90, 2016.

[5]

ASCE, Measurement of Oxygen Transfer in Clean Water.
American Society of Civil Engineers, 1993.

5
0

0

30

Day

60

85

Fig.5 The average weight of shrimps

In Table 1, the survival rate of the shrimps was superior in
the paddle pond, accounting for 96%, whereas the shrimps
in the LFFA pond could survive only 70%. As the previous
section has mentioned that the LFFA pond could provide
oxygen dissolution lower than the paddle pond, theshrimps in the LFFA pond might encounter suffocation due
to temporary oxygen shortage in some periods of the day,especially in the early morning as the result of thephytoplankton respiration during night-time.
The paddle pond could provide more yield than the LFFA
pond (Table 1). This might be due to the temporary shortageof oxygen as explained earlier. However, regarding power
consumption, the LFFA pond could save the power required

3

1307

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-15

湖沼底層の貧酸素化が底質中の藻類細胞の再増殖に及ぼす影響
田中 仁志 1, 古田 世子 2, 一瀬 諭 2, 馬場 大哉 3, 西村 修 41

埼玉県環境科学国際センター，2 滋賀県琵琶湖環境科学研究センター, 3 東レテクノ, 4 東北大学大学院
キーワード：貧酸素化，アオコ，植物プランクトン，底質有機化，湖沼沿岸帯
抄録

湖沼沿岸帯の底質は，植物プランクトン（藻類）の供給源として機能し，そこから回帰した藻類が水質形成へ大きく影響する。
近年問題となっている湖沼底層水の貧酸素化は，底質中の保存藻類へ作用し，水質保全やプランクトン生態系へ悪影響を及ぼす可能性がある。本研究では，埼玉県の富栄養湖沼山ノ神沼の底泥を用いて，保存時の溶存酸素量（DO）および暴露時間をパラメータとした藻類回帰実験を行った。その結果，貧酸素（DO 0mg/L）または好気（DO >6mg/L）の DO が異なる条件で 100 日間保存した底質からは，貧酸素条件では藍藻が，好気条件では緑藻，珪藻および藍藻が水中へ回帰した。微好気（DO 2～3mg/L）条件で保存した底質からは，珪藻が優占して観察された。これらの結果は，湖沼底層の貧酸素状態が出現藻類に対する藍藻の優占化をもたらすことを示唆しており，貧酸素状態が解消され，少なくとも微好気の状態が維持されることが望ましいと考えられる。

1.

2. 方法

はじめに
日本における湖沼の COD による環境基準達成率は依

山ノ神沼は，面積約 3ha，平均水深 1m 程度の浅い天然然として低く，2016 年は 56.7%である［1］。富栄養化は，水質湖沼で，現在は富栄養化が進行し，毎年夏期にはアオコ

のみならず底質の有機化を進行させ，底層での酸素消費が発生するが，かつては水深も深く，沈水植物が繁茂し，が増加し，貧酸素化を引き起こす。そして，水生生物保全

底まで見えるほど透明度が高かった。山ノ神沼は灌漑用水の観点から，2016 年には，底層溶存酸素量が湖沼の環境源として重要な役割を担ってきたが，現在は散策や魚つり基準へ新たに追加された［2］。一方，一般に湖沼における植など主にレクレーション目的で利用されている。実験に用い物プランクトン（藻類）の優占種は，周期的な季節変動を示た底質は，エクマンバージ採泥器で採取した山ノ神沼底質す。その際，底質は沈降した藻類の細胞を保存し，再び水

ケーキの表層１cm までの部分を削り取ってよく混ぜたもの

中へ回帰させる供給源として，重要な機能（シードバンク）

をビニール袋に密閉し，4℃暗所で実験開始まで保存した。

を有していると考えられる。底層の貧酸素化に伴い，シード

山ノ神沼底質の性状の季節平均は，全炭素 68g/kg･dry，

バンク機能にもダメージが与えられ，劣化している可能性が

全窒素 7.6g/kg･dry，全リン 1.7g/kg･dry である。その底質をあるものの，明らかになっていない。本研究では，将来的な室温（空調設定温度 21℃）において，DO 濃度を 0，2～3，

沿岸帯管理のあり方に関する基礎的情報収集を目的とし>6mg/L の 3 段階に設定して 100 日以上保存した底質を用て，底質の藻類シードバンク機能に着目し，富栄養湖沼山

いてシードバンク機能への影響を評価した。DO 0mg/L のノ神沼（埼玉県蓮田市）（図 1）をモデルとして，溶存酸素量

状態は，密閉容器に脱酸素剤エージレス（三菱ガス化学製）

および時間をパラメータとした藻類回帰実験を行った。

とともに保存することで作り出した。DO 2〜3mg/L での保存は，山形東亜 DKK 製溶存酸素計（YPMS-48DO）を用いて，溶存酸素濃度をモニタリングし，DO2〜3mg/L の範囲を逸脱すると電磁弁が開き，窒素ガス（N2 ガス）または空気が吹き込まれるリアルタイム制御システムを構築して行った（図2）。DO >6mg/L の保存は，常時空気を吹き込み，最低 DO
を 6mg/L として実施した。底質からの回帰藻類の評価方法
は，底質を採泥した地点の湖沼水 800ml（0.45μm のメンブ
レンフィルターでろ過）を 1L トールビーカーに満たし，試料の底質 80mL を加え，水とよく撹拌してから一時間以上静置して砂などの易沈降性の懸濁物質を沈降させた後，実図 1 山ノ神沼位置図（埼玉県蓮田市）

1308

験を開始した。光条件は，タイマー運転した蛍光灯照明

1

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

（2,500lux［約 47μmol/m2/s］）下の 12hr/12hr 周期明暗条れたことから，底層の貧酸素化は，藍藻にとって再増殖可件（以下，明暗条件）またはアルミホイルを用いて完全遮光能な活性が維持された状態で細胞が保存されていたと考した連続暗条件（以下，暗条件）で行った。温度条件は室えられるため，有利な環境条件である可能性が示唆された。

温 23℃とし，各ビーカー内の水温，pH および DO は，多項

なお，珪藻類は保存条件が DO 2～3mg/L において最も保目水質計（ハイドロラボ社製 MS5）を用いて 20 分間隔で連存されていた結果となった（図 3）。本研究から貧酸素（DO続記録した。水中に回帰した植物プランクトンは，生物顕微

0mg/L）状態で保存した底質からは藍藻が優占して観察さ鏡により観察した。

れた。一方，好気（同 >6mg/L）状態で保存した底質からは，緑藻，珪藻，藍藻がバランスよく観察できた。また，微好気（同 2～3mg/L）状態で保存した底質から珪藻が最も多く観察された。これらのことから，藻類のシードバンク機能を維持するために必要な DO 量を評価すると，貧酸素状態は藍藻の優占化を引き起こす恐れがあるため，微好気の状態が最低限維持されることが望ましいと考察された。なお，山ノ神沼の藻類調査の結果では，夏季には Microcystis 属を主とするアオコ（藍藻）が発生する。一方，冬期の藻類相はNitzschia acicularis を始めとする珪藻が優占する。山ノ神
沼底層は，高有機物含有底質のため，すでに潜在的貧酸素状態になっているものの，水深の浅いことが幸いし，①DO 電極 ②DO コントローラー ③流量計 ④電磁弁底層の貧酸素化が解消されやすい環境であると考察さ⑤エアストーン ⑥遮光容器 ⑦底質 ⑧攪拌機れた［3］。

図 2 本研究で用いた溶存酸素量制御システム

3. 結果
保存時の DO 条件を 2～3mg/L および>6mg/L に設定し，室温遮光状態で 100 日保存した山ノ神沼底質を用いた実験中の水質は，保存時の DO が 2～3mg/L，>6mg/L のどち
らも連続暗条件では，DO は一次反応的に減少後，6 日目
以降はほぼ 0mg/L で推移した。一方，12h/12h 周期明暗条
件では，実験開始直後の DO は連続暗条件と同様に減少
したが，その後異なる変化を示し，明期中は DO と連動してpH が一時的に上昇する特徴が見られた。この現象は，設図 3 底質保存時の DO 条件（0，2～3, >6mg/L）の各条

定 DO が 2～3mg/L では 2 日目から，>6mg/L では 3 日目

件と底質から再増殖した藻類細胞数の関係から上昇傾向を示し，10 日目には約 8mg/L まで上昇した。
pH は，設定 DO が 2～3mg/L よりも>6mg/L の方が低い値5. 結論を示した。水中の藻類を光学顕微鏡で観察した結果，出現した種類数は極わずかで，藍藻は Synechococcus sp.や富栄養湖沼山ノ神沼で採取した泥質の底質を用いてMerismopedium tenuissimum，緑藻は Scenedesmus spp.，そ

藻類回帰実験を行った結果，貧酸素状態は回帰・再増殖

して珪藻は Nitzschia spp.であった。

が可能な状態の藻類シード（細胞）が保存される上で，4. 考察

緑藻や珪藻よりも藍藻にとって有利な状況を作り出すと考えられる。したがって，緑藻・珪藻を含む藻類のシ

藻類回帰実験中に観察された DO および pH の変化は，ードバンク機能が持続するためには，底層の貧酸素状底質から回帰・増殖した藻類の光合成による酸素供給が態は解消される必要がある。そのためには，湖沼の沿岸

DO を，炭酸同化作用が pH をそれぞれ上昇させたと考察

帯整備の際には，なだらかな形状を復活させすることされた。本実験において，保存時の DO 条件が低かった実により，水の滞留域の解消による泥質化の抑制および

験区ほど，藍藻は緑藻や珪藻よりも高い細胞密度で観察さ藻類の光合成を可能とする光環境の改善が有効である

2

1309

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

ことが推察された。

謝辞
本研究は，環境省環境研究総合推進費「湖沼水質形成における沿岸帯の機能とその影響因子の評価」（平成 23～
25 年度）のサブテーマ 3（分担）として実施した。ここに記して深謝する。

引用文献[1]

環境省水・大気環境局水環境課：平成 28 年度公共用水域水質測定結果，2017.

[2]

環境省水・大気環境局水環境課：（お知らせ）水質汚濁に係る環境基準の追加等に係る告示改正について，環境省 HP 報道発表資料，2016．
[3] 田中仁志ほか：沿岸帯の機能評価③～山ノ神沼底質における藻類シードバンク機能と環境因子の影響～，第 39
回環境保全・公害防止研究発表会，2013.

1310

3

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-16

Economics of Non-point Source Pollution Control: An Overview and
A Proposal for A Relative Evaluation Approach
Eiji Sawada1
1

Kyushu Sangyo University

Keywords: Closed water area pollution, nonpoint source pollution, incentive-based control policies, relative evaluation
ABSTRACT

Many of the wetlands are in closed water areas or semi-closed water areas where water circulation is lessworking and are suffered from Non-point source (NPS) pollution. It is well known that the traditional
environmental policies could not be applied to the NPS pollution and therefore wetlands pollution has notbeen well improved for a long time. So far, a variety of NPS pollution control policies have been discussed
in the environmental economic theory studies, though applications are still few. There still exists a major
gap between environmental theory studies and the ongoing environmental programs for the NPS pollution
control. In this article, we firstly overview the NPS pollution control policy studies and examine which
NPS pollution control policies are relatively more realistic and show the better improvement for each typeof wetlands under the different practical or physical constraints. After that, we also propose a tournament
tax policy as the possible efficient NPS pollution control policy. By numerical calculations with thespecified model for two polluters, we show the proposed policy satisfies the major properties such as 1)
efficiency, 2) truth-telling, 3) budget-balancing, 4) collusion proofness.
1. INTRODUCTION

implementation.

In the environmental economic theory studies, it has beenlong considered that two difficulties make pollution
control in closed water areas difficult. One is its difficulty
to observe the individual pollution emissions and the otheris its difficulty to estimate the emissions amount due tostochastic natural factors. Because the traditional
environmental policies (e.g. Pigovian tax) could not beapplied to such pollution, various alternativeenvironmental policies have been discussed.

In the following sections, we therefore would like tointroduce a tournament tax policy which has the potential
to attain the first-best outcome independent of the scale of
NPS pollution and could be advantageous to any existing
NPS pollution control policies.
2. METHOD
We consider a closed water area polluted by the two
economic agents, 𝑖𝑖 = 1,2. Let the profit function of theagent 𝑖𝑖 be 𝐵𝐵' (𝑧𝑧' ), which is 𝐶𝐶 , class concave function
and increasing in pollution emissions 𝑧𝑧' . And let theenvironmental damage function be 𝐷𝐷(𝑧𝑧. + 𝑧𝑧, , 𝜀𝜀), which
is 𝐶𝐶 , class convex function, increasing in overall
pollution emissions 𝑧𝑧. + 𝑧𝑧, and increasing in stochastic
variable 𝜀𝜀 reflecting the natural factors. Then, social
optimal level of pollution emissions is determined bysolvingmax(𝐵𝐵. (𝑧𝑧. ) + 𝐵𝐵, (𝑧𝑧, ) − 𝐸𝐸[𝐷𝐷(𝑧𝑧. + 𝑧𝑧, , 𝜀𝜀)])(1)Firstly, input taxes and output taxes have been
considered mainly in the agricultural economics studies.
Input taxes could attain the first-best outcome, though thecalculation of the optimal tax rates is complex. Outcome
taxes could not even attain the first-best outcome. So,
uniform tax rates among different economic agents,
different inputs and outputs have been adopted as asecond-best policy. After that, nonlinear taxes or damage
based taxes were proposed by Hansen (1998) and Horan etal. (1998). This type of tax is simple and efficient, but it
must put too heavy burden on the economic agents.
Another representative policy, self-reported emissions
based policy, proposed by Hansen and Romstad (2007)
improved the problems of the former mechanisms, but
requires a large number of economic agents to efficiently
work. Thus, in the present circumstances, applying
different policies to the small and large scale NPS
pollution could be the relatively more realistic policy

45 ,46and let the solutions of this problem be 𝑧𝑧.∗ and 𝑧𝑧,∗ . In
numerical calculations, we specify the profit function by
the logarithmic function and specify the damage function
by the quadratic function assuming that the expected valueof the stochastic variable is zero.

Next, we would like to introduce the relativeevaluation method we call “a tournament tax policy”.
Under the mechanism, the policy maker requires agents to

1

1311

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

Plot of the value of emissions in the tournament tax equilibrium

1.5

Plot of the value of reported emissions in the tournament tax equilibrium

0.6

z 1o

r 1o

0.55

z o2

r o2

0.5

1

0.45
0.4
o

r

zo

0.5

0.35
0.3
0.25

0

0.2
0.15

-0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5
10ρ

4

4.5

5

5.5

0.1

6

1

1.5

2

2.5

3

1

3.5
10ρ

4

4.5

5

5.5

6

1

(a)

(b)

Plot of the tax payment and the environmental damage in the tournament tax equilibrium
5

Tax
DamagePlot of the net benefit of polluters in the tournament tax equilibrium with and w/o coalition
50

w/o Coalition
Coalition

45

0

40
-5

Net benefit

Tax Damage

35

-10

30
25

-15

20
-20

-25

15

1

1.5

2

2.5

3

3.5
10ρ

4

4.5

5

5.5

10

6

1

1

1.5

2

2.5

3

3.5
10ρ

4

4.5

5

5.5

6

1

(c)

(d)

Fig.1 Calculation results for (a) efficiency, (b) the policy target control, (c) budget-balancing, (d) collusion proofness.

inform their emissions amount. Let the reported emissions
by agent 1 and agent 2 be 𝑟𝑟. and 𝑟𝑟, , respectively.
These 𝑟𝑟. and 𝑟𝑟, are not necessarily equal to 𝑧𝑧. and𝑧𝑧, .Then, the amount of tax payment for agent 𝑖𝑖 isexpressed by(2)
𝑇𝑇' >𝑧𝑧' , 𝑟𝑟' ; 𝑧𝑧@ , 𝑟𝑟@ A = 𝑡𝑡' 𝑟𝑟' + (𝑇𝑇C − 𝑠𝑠' 𝑇𝑇' ),where 𝑝𝑝 is the positive parameter reflecting thecharacteristics of the natural factors. Then, the refund rate
could be characterized by

𝛼𝛼' if 𝐷𝐷(𝑟𝑟. + 𝑟𝑟, ) ≥ 𝐷𝐷(𝑧𝑧. + 𝑧𝑧, , 𝜀𝜀),
𝑠𝑠' = O 𝛽𝛽' if 𝐷𝐷(𝑟𝑟. + 𝑟𝑟, ) < 𝐷𝐷(𝑧𝑧. + 𝑧𝑧, , 𝜀𝜀) for QX)
𝛾𝛾' if 𝐷𝐷(𝑟𝑟. + 𝑟𝑟, < 𝐷𝐷(𝑧𝑧. + 𝑧𝑧, , 𝜀𝜀) for 1 − QX

where 𝑡𝑡' is the tax rate on the reported emissions, 𝑇𝑇C is

the lump-sum tax and 𝑠𝑠' 𝑇𝑇' is the tax refund composed bywhere, 𝛼𝛼' ≥ 𝛽𝛽' > 𝛾𝛾' , QX is the probability where thethe two factors, the refund rate 𝑠𝑠' and the refund base 𝑇𝑇' .

refund rate for agent 𝑖𝑖 becomes 𝛽𝛽' and 1 − QX is theThis amount of tax payment takes the different forms

probability where the refund rate for agent 𝑖𝑖 becomes 𝛾𝛾' .

according to the magnitude relationship between self-

This probability for two agents is expressed byreport based damage and the realized damage which is[stochastically determined due to the natural factors. Thus,
where the self-report based damage becomes lower than

1312

(6)

6

6

where 𝜎𝜎. and 𝜎𝜎, are the target levels of reported

emissions explained later. There probabilities are also

Pr{𝐷𝐷(𝑟𝑟. + 𝑟𝑟, ) < 𝐷𝐷(𝑧𝑧. + 𝑧𝑧, , 𝜀𝜀)} = J∙(4 L45 )LM6 LM , (3)56,Q, = [ L[[reported emissions:

6

(5)

5

the realized damage given pollution emissions and

55,Q. = [ L[5policy maker informs economic agents of the probabilityJ∙(4 L4 )(4)

informed to economic agents in advance.

62

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

sum of their net profit shown in (7). In the figure, the profitof economic agents w/o collusion is always greater thanthat with collusion. Therefore, as far as our setup in the
numerical calculations, economic agents do not have the
incentive to collude and deviate from the efficient
pollution emissions in the private optimal equilibrium.

To sum up the mechanism, if the observed damage isless than or equal to the self-report based damage, then the
tax refund could take the maximum value. And if theobserved damage level is greater than the reported damage,then the tax refund rate would become lower andstochastically determined by the probability informed by

4. DISCUSSION

the policy maker.

In this article, although we limit our analysis to the two
economic agents, the proposed policy for paired up
economic agents could be easily expanded to the N
economic agents. If there exists an even number of
economic agents, we could directly apply the policy to theN/2 number of paired up agents. And if there exists an
odd number of economic agents, we could attain the firstbest outcome by applying the policy to (𝑁𝑁 − 1)/2
number of paired up economic agents while applying the
traditional emissions tax to the rest of one economic agent.

Finally, private optimal level of pollution emissions
and reported emissions for agent 𝑖𝑖 is determined bysolvingmax>𝐵𝐵' (𝑧𝑧' ) − 𝐸𝐸^𝑇𝑇' >𝑧𝑧' , 𝑟𝑟' ; 𝑧𝑧@ , 𝑟𝑟@ A_A for 𝑖𝑖 = 1,2
4] ,M](7)and let the solutions of this problems be 𝑧𝑧.̀ , 𝑟𝑟.` , 𝑧𝑧.̀ , 𝑟𝑟.` .

Based on the above understanding, we calculate thesolutions and examine whether the proposal policy satisfy
the four economically important properties, efficiency,
truth-telling, budget-balancing and collusion proofness.

A truth-telling property and a budget-balancing
property are also easily examined by directly applying theprocedure for two economic agents. However, collusionproof property would become somewhat more complex,
because a wide variety of combination of the collusion
would become possible. Especially, we must carefully
examine the collusion which would newly appear between
one of the paired up economic agents and the non-paired
up single economic agent.

3. RESULTS
Fig.1 (a) shows the private optimal level of pollution
emissions under the tournament tax policy for 𝑝𝑝 = 1 ,𝜌𝜌. = 0.1,0.2,0.3,0.4,0.5,0.6 and 𝜌𝜌, = 0.5 . Optimal
pollution emissions are 𝑧𝑧.∗ = 𝑧𝑧,∗ = 0.5 in the calculations.
Therefore, the tournament tax policy could attain theefficiency independent of the selection of the policy targets.
On the other hand, Fig.1 (b) shows the private optimallevel of the reported emissions for 𝑝𝑝 = 1 , 𝜌𝜌. =0.1,0.2,0.3,0.4,0.5,0.6 and 𝜌𝜌, = 0.5. In the figure, thereported emissions and the target level always take thesame value and that is the reason why we call 𝜎𝜎. and 𝜎𝜎,target levels target level. Thus, truth-telling properties
could be satisfied by setting the target level at the social
optimal pollution emissions (in this case, 𝜌𝜌. = 0.5).

5. CONCLUSION
In this article, we show that the application of a tournament
tax policy to NPS pollution control could attain the firstbest outcome while satisfying truth-telling, budgetbalancing and collusion proofness by the numericalcalculations for the two economic agents. As we discussed
here, environmental policies could effectively incentivize
the economic agents whose pollution emissions are hardly
observed. We expect the increasing discussions about theimplementation of the environmental policies in the NPS
pollution improvement programs.

Fig.1 (c) shows the amount of tax payment and thelevel of environmental damage in the private optimalequilibrium. The amount of tax payment includes the
lump-sum part 𝑇𝑇C. In the calculation, we preset 𝑇𝑇C = 9.5
so that it satisfies the budget-balancing property if
economic agents efficiently emit pollutions and honestly
report their pollution emissions. In the figure, we could
find that the both values become equivalent when 𝜌𝜌. =0.5. Thus, if efficiency and truth-telling are satisfied, thenbudget-balancing is also satisfied.

REFERENCES

Fig.1 (d) shows the net profit of economic agents inthe private optimal equilibrium with and w/o collusion.
When they collude, economic agents choose the pollution
emissions and reported emissions which maximize the3[1]

L. G. Hansen: A Damage Based Tax Mechanism forRegulation of Non-Point Emissions, Environmental andResource Economics, Vol. 12, pp. 99-112, 1998.

[2]

L. G. Hansen and E. Romstad: Non-point source regulation-A
self reporting mechanism, Ecological Economics, Vol. 62, pp.
529-537, 2007.

[3]

R. Horan and J. S. Shortle and D. G. Abler: Ambient Taxes
When Polluters Have Multiple Choices, Journal ofEnvironmental Economics and Management, Vol. 36, pp. 186199, 1998.

1313

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-17

鉄イオン溶出法による富栄養河川等のリン削減に関する実用装置の開発
福田 直三 1，丸山 健吉 2，遠藤 茂 3，小浪 岳治 4，杉本 幹生 51

復建調査設計㈱，2㈱ジオデザイン，3㈱ゲット，4 岡三リビック㈱，5 無有産研究所
キーワード：河川のリン削減，鉄イオン溶出，植物プランクトン，実用装置
抄録

湖や池の富栄養化による植物プランクトンの発生を抑制することが長年の課題となっている。霞ヶ浦においても同様であり，茨城県は 2013 年度より 4 年間にわたり公募型新たな水質浄化空間創出事業において，霞ヶ浦流入河川等におけるリン削減として民間提案の鉄イオン溶出法による実証試験を適用した。2013・2014 年度は 3m3 の中型実証試験
によって処理流量 43m3/日に対して PO4-P の年平均削減率 24.8%を得た。2015 年度は装置を改良し，10 m3 の処理槽（2 槽）と 5m3 の反応槽による大型実証試験装置によって処理水量 100～300m3/日に対して PO4-P を計画の 30％を上回る結果を得た。2016 年度は反応槽を 10m3 と大きくし，土浦市の既設浄化施設の沈澱槽 50m3 と曝気等を加える
改良によって 400～550 m3/日に対して PO4-P のみならず TP の削減率 30％を達成し，実用型装置の稼動につなげた。
1. はじめに材料間で局部電池が生じ，金属鉄（0 価）が二価鉄イオン（以下，Fe2+）として高濃度で溶出させる技術を開発した。

湖や池などの富栄養化による植物プランクトン（アオコ）の発生が長年の問題となっている。筆者らは，鉄イオン
溶出体（以下 D 材と称す。）[1]を用いて，植物プランクト
ンの栄養源となる溶解性のリン（PO4-P）を低減させる技
術に取り組んでいる[2]。茨城県は 2013 年度より 4 年間にわたり公募型新たな水質浄化空間創出事業として霞ヶ浦流入河川等におけるリン等を削減する実証試験を実施し，この事業に鉄イオン溶出による方法が一手法とし

図 1 鉄イオン Fe2+溶出のメカニズムて適用されることとなった。

に対して PO4-P の年平均削減率 24.8%を得た[3]。2015

溶出した Fe2+は水酸化第二鉄 Fe(OH)3 となり，富栄養な水域に存在する PO4-P と式（1）のように化学的に吸着し，懸濁態（TP）となる。
Fe2+→Fe(OH)3→Fe(OH)3≡PO43（1）
このメカニズムによって水域の PO4-P の濃度の減

年度からは回転ドラム式カートリッジ（以下ドラムと称す）

少が図れることから，これを栄養源とするアオコや

室内実験による PO4-P 削減効果の確認を踏まえ，2013・2014 年度は 3m3 の中型実証試験（単管および二重管カートリッジ，D 材 48kg）によって処理流量 43m3/日

25m3（2015年度）お水生植物の繁茂を抑制に寄与することができる。ダ

よび 30m3（2016 年度）とし，処理流量を 100～550m3/日

ム湖水 10L を水槽に入れ D 材を 100g 投入することと実用レベルを目指す大型実証試験を実施した。

によって溶解性リン D-TP が 1 週間で初期濃度の本論文は，メカニズムに関する室内実験とともに，大型10％まで削減されることを確認している [4]。

実証試験の結果について報告するものである。

2.2 流水条件における PO4-P 削減のカラム実験の装置に改良し，処理槽の規模を

2. 方法

流水条件において Fe2+を溶出させた場合の PO4-P の

2.1 鉄イオン溶出と PO4-P 削減の原理

削減効果を把握するために，写真 1 に示すカラム（長さ本実証試験では,金属鉄と炭素材を固着させた D材を用いた。一般に,鉄を水中に置くだけではイオン化させることは困難であり，溶出しても極微量である。これに対して共著者である杉本は図 1 に示すよ
うに電気陰性度の異なる金属鉄と炭素材とを固着させた D 材を水など電解液に浸潤させることにより両1314

写真 1 D 材を封入したカラムテスト

1

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

10cm，内径 19mm）内に直径約 10mm の D 材 17.9g を試験条件を適用した。

封入し，流量を変化させて水道水および 1.0mg/L に調

図 4 および写真 2 は 2016 年度の装置仕様である。既

整した PO4-P 溶液を通水させる実験を行った。図 2 の水設浄化施設の沈砂槽から原水を取水し，鉄イオン溶出

道水実験では流量が 0.033 から 0.385mL/s と多くなると，

槽と PO4-P との反応をさせ，その後同施設の処理槽の一溶解性鉄（D-Fe）濃度は 1.83 から 0.74mg/L と希釈されつ（50m3）を使用して懸濁態となった TP を沈澱させる仕て低くなる傾向が確認された。図 3 は同じカラム条件で様としている。

1.0 mg/L に調整した PO4-P 溶液を通水した実験結果で

表 1 実証試験各クールの条件あり，流量を 0.385 から 0.033mL/s と少なくすると，D-Fe
は PO4-P と反応して 0.03 から 0.59mg/L に増加し，一方，PO4-P は D-Fe と反応し 0.91 から 0.64mg/L と減少している。流水条件下において両者が即時的に化学的吸着を生じていることが分かる。

図 2 水道水の流量と溶出した D-Fe 濃度との関係

図 4 実証試験装置の配置模式図および採水位置
図 3 1mg/L 調整 PO4-P 溶液の流量と濃度との関係

2.3 大型実証試験
本実証試験は，霞ヶ浦に流入する新川上流部（虫掛生活排水路，茨城県土浦市）で実施した。実施場所には

写真 2 装置の運転状況

BOD 削減を目的とした既設浄化施設があり，この施設で3. 結果処理する前の河川水を実証試験の原水とした。

3.1 処理流量 100～300m3/日の PO4-P 削減効果

D 材 0.0179kg（=0.0179kg，Mcd）を用いたカラムテスト

図 5 に各クールの原水および各処理段階の処理水（図 2）をもとに，PO4-P の濃度が 0.7mg/L すなわち初期の PO4-P の平均値の変化を示した。PO4-P の削減率

濃度 1.0mg/L に対する削減率 30％に相当する流量が[(原水－処理水)/原水]は，処理水 1（鉄イオン発生槽

0.1mL/s（=0.00864m3/日，Qc30）となる結果をもとに，実証

1）では鉄イオン発生装置は 2 ユニットのため削減率

試験の処理流量を 200m3/日程度として D 材必要量を試は低かった。処理水 2 以降は同 4 ユニットとなって算 390kg（Md）とした。鉄イオン溶出装置 4 ユニット（1 ユいる。処理水 3 において第 1 クール 44.1%，第 2 ク

ニット 8 ドラム）の装置を製作した。実証試験の処理流量

ール 31.4%，第 3 クール 41.2%であり目標 30%を上を 2015 年度は 100～300m3/日とし，2016 年度は 400～

回った。また，複合処理水は既設浄化施設における 5550m3/日に上昇させ，リンの低削減効果を把握するととつの水槽を経過したものであり，それぞれ 33.9%，

もに，削減率 30%を達成させるために装置を改良した。

47.1%，58.6%と第 1 クールを除いて削減率がより増

各クールで流量を 100m3/日ごと増加させ，表 1 に示す
21315

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

図 8 は処理流量 550m3/日の条件において TP の削減
効果を比較した結果である。第 6-1 クール～第 6-2 クー
ルにおいて TP 削減率は処理水 3 で最大 7.2％，処理水4 で最大 18.8%と計画の 30％に対して低い値を示した。
したがって，反応槽に充填材（中空のプラスチック製，比
表面積 500m2/m3，2m3,）を処理水の流れの抵抗体として設置し，TP の削減効果を試行的に確認した。その結果，処理水 3 で最大 19.3％，処理水 4 で最大 36.1％の TP削減効果が発揮された。

図 5 処理流量と各処理段階における PO4-P の削減効果

図 8 充填材設置による TP 削減効果（550m3/日，曝気有り）
図 6 処理流量と各処理段階における TP の削減効果

4. 結論加した。図 6 は TP の削減効果を同様に整理したもの

室内カラム試験によって，D 材の量と流量の関係をもとであるが，処理水 3 において 14.8%から 5.1%と小さい値に，処理水量を 100~550m3/日とした際の河川水の PO4 -となった。一方，複合処理水では TP の沈澱効果が発揮

P を 30%削減するための大型実証試験を実施した。回され 50.6%から 43.6%と高い値となった。

転ドラム方式装置によって処理流量が 300m3/日程度ま3.2 処理流量 400m3/日以上における TP 削減効果

でであれば鉄イオン発生槽および反応槽までの規模でPO4-P の 30%削減が達成できた。一方，400m3/日以上

PO4-P と Fe(OH)3 の吸着は還元条件において分離されでは TP を確実に沈澱させることとし 50m3 の沈澱槽の追PO4-P は溶存態にもどる。したがって，この実証試験では加，曝気や反応槽の充填材設置の改良によって 550 m3/

懸濁態となった TP を確実に沈澱させ，濃度低減された日において TP 削減率 30%を達成した。この実証試験に処理水を放流することとし，TP を 30%削減するための装よって，実用レベルの装置として有効性を確認できた。

置条件について検討することとした。

謝辞 本実証試験は茨城県の「公募型新たな水質浄化

図 7 は 400m3/日の処理流量における各処理段階に空間創出事業に係る実証試験業務（土浦市虫掛地内）」

おける TP の削減率(比)を比較したものである。第 4-1～に基づき，茨城県から復建調査設計㈱への委託により

4-3 クールまでは TP が増加するケースもあったが，第 4-

行われたものである。また，水質分析に関しては茨城県

4 クールでは反応槽に曝気を行ったことから TP が安定

環境科学センター，土地等の利用に関しては土浦市市

的に削減でき，しかも削減率の増加が確認された。

民生活部環境保全課にご協力をいただいた。記して謝意を表します。
引用文献
杉本幹生他：鉄イオン溶出体，特許 5258171.
福田直三・杉本幹生・松山貴幸・西本秀憲・青山勇一・
菅野孝則・遠藤茂：二価鉄イオン供給による富栄養ダム
湖の水質改善調査，土木学会西部支部研究発表会，Ⅱ032，pp.183-184, 2014.

[3] 福田直三・岡崎由憲・杉本幹生・小波岳治・遠藤茂・丸山健吉：鉄イオン溶出による河川等の水質浄化実証試験，
土木学会第 70 回年次学術講演会，Ⅶ-036，pp.71-72,2015.

図 7 反応槽の曝気による TP 削減効果の向上

1316

[1]
[2]

3

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-18

Contamination of River Ecosystems with Harmful Organic Chemicals
Released from Recycling of Electronic-Waste in Northern Vietnam
Hidenori Matsukami1, Natsuyo Uchida1, Nguyen Minh Tue2,3, Le Huu Tuyen3, Pham Hung Viet3, Shin Takahashi2,
Tatsuya Kunisue2, Go Suzuki1
1

National Institute for Environmental Studies, 2Ehime University, 3VNU Hanoi University of Science
Keywords: river ecosystems, chemical contamination, electronic-waste recycling, Vietnam
ABSTRACT

Waste from end-of-life electrical and electronic equipment, known as e-waste, is a rapidly growing
environmental problem worldwide. There is considerable interest in recovery of valuable and reusable
materials from e-wastes for environmental and economic reasons. However, concerns were raised about
environmental and human health risks posed by harmful organic chemicals, such as polybrominateddiphenyl ethers (PBDEs) and their alternative flame retardants, associated with primitive recycling of
e-wastes in developing world. We investigated contamination of river ecosystems with PBDEs and theiralternative flame retardants released from processing of e-wastes in a village in northern Vietnam. On thebasis of the obtained results, we determined concentrations of PBDEs and their alternatives in river fishand sediment samples and identified potential processes for contamination formation. Our findings
suggested that open-storage of e-wastes should be prohibited and that wastewater treatment should be
implemented at each workshop to reduce contamination of river ecosystems with harmful organic
chemicals from recycling of e-wastes in developing world.
1. INTRODUCTIONPBDEs during the past decade. Emerging halogenatedand organophosphorus flame retardants were introduced
as alternatives for PBDEs [5].

Waste from end-of-life electrical and electronicequipment, known as e-waste, is a rapidly growing
environmental problem worldwide. According to a press
release by the United Nations University, the world
generated 44.7 million metric tonnes of e-wastes by 2016[1]
. There is considerable interest in recovery of valuable
and reusable materials from e-wastes for environmental
and economic reasons. However, concerns were raised
about environmental and human health risks posed byhazardous components, such as heavy metals, plastic
flame retardants, and dioxins. Primitive processing of
e-wastes in developing world have been recognized as
causing localized environmental contamination andhuman exposure, as well as widespread contamination
due to subsequent hazardous component emissions intoindoor and outdoor environments.

Our earlier studies [6−8] reported that primitive processing
to recover valuable and reusable materials of e-wastes in
an informal e-waste-processing area in northern Vietnam
resulted in causing contamination of river sediments with
PBDEs and their alternatives. The occurrence of PBDEs
and their alternatives in river sediments suggested that
ecological exposure to PBDEs and their alternatives may
be caused from the processing of e-wastes.
To provide data on contamination of river ecosystems
with harmful organic chemicals released from recyclingof e-wastes in developing world, this study measured
PBDEs and their alternatives in fish samples collectedfrom a farming pond and the river that flows through thee-waste-processing area in northern Vietnam.

A broad array of plastic flame retardants has been used
for several decades to reduce flammability of polymericmaterials in electronic products in order to pass fire safety
regulations. Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs)
were extremely common flame retardants before 2004 [2].
In the last decade, commercial PBDE mixtures have been
globally banned as persistent organic pollutants under the
Stockholm Convention, because of their persistence,
bioaccumulation, and potentially toxic effects [3,4]. The
strict bans have been imposed on the worldwide use of

2. METHOD
Fish samples were collected from an e-waste-processing
area in Bui Dau (Cam Xa, Hung Yen province), northern
Vietnam. Five samples of fish in a farming pond andfifteen samples of fish in the river that flows through thee-waste processing area were collected in December 2014.
The samples of fish muscles were stored in amber glass
bottles at −20 °C until chemical analysis.

1

1317

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

analytical capability. Following homogenization andfreeze-drying, approximately 5 g of each sample was
extracted using a rapid solvent extractor (SE-100;
Mitsubishi Chemical Analytech) with acetone:n-hexane(1:1, v/v) mixture and toluene. The extract after the
purification was subjected to measurement using GC-MS(Agilent Technologies) and LC-MSMS (Waters).

Thirteen PBDE congeners (BDE-28, 47, 49, 99, 100, 153,
154, 183, 196, 197, 206, 207, and 209), five alternative
halogenated flame retardants (AHFRs), and elevenorganophosphorus flame retardants (PFRs) were selected
for the target analysis of PBDEs and their alternatives
based on results of environmental occurrence in ourearlier studies [6−8], current understanding of potential
replacements for PBDEs [5], health concerns [5], andTable 1. Concentrations of PBDEs, AHFRs, and PFRs in pond fish, river fish, and river sediment samples collected in
Bui Dau in 2014. The data of river sediment samples were adopted from Matsukami et al. (2017) [9].

BDE-28
BDE-47
BDE-49BDE-99
BDE-100
BDE-153
BDE-154
BDE-183
BDE-196
BDE-197
BDE-206
BDE-207
BDE-209

0.25
2.2
0.95
<0.3
<0.2
<0.3
1.0
<0.7
<2
<2
<4
<4
<7

TBBPA
HBB
BTBPE
DBDPE
DP
∑5AHFRs

<15
<2
<8
<40
<0.2
<40

TCEP
TCIPP
TDCIPP
TPHP
MPDPP
EHDPP
TMPP
TDMPP
PBDPP
BPA-BDPPPBDMPP∑11PFRs

29
68
<10
9.2
6.1
<5
<5
<5
<5
<5
<5
140

River fish (n = 15)
MedianMax.
ng/g lipid weight
Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs)
0.64
4.8
0.68
13
59
3.8
18
7.9
71
370
1.2
4.6
1.3
17
77
<0.3
0.52
0.52
5.4
79
0.42
1.7
1.2
8.4
41
<0.3
<0.3
2.6
15
110
1.9
7.3
7.8
54
410
<0.7
<0.7
<0.7
2.0
75
<2
<2
<2
<2
7.9
<2
<2
<2
<2
18
<4
<4
<4
<4
56
<4
<4
<4
<4
25
<7
<7
8.4
73
1400
Alternative halogenated flame retardants (AHFRs)
<15
310
<15
19
190
2.2
4.1
<2
2.2
5.3
<8
<8
<8
<8
<8
<40
<40
<40
<40
2600
0.67
24
4.6
270
880
24
320
4.6
390
3700
Organophosphorus flame retardants (PFRs)
54
85
<20
46
160
170
290
63
130
300
21
40
12
27
79
28
94
43
92
230
12
31
11
24
68
<5
12
<5
<5
11
12
61
11
37
94
<5
<5
<5
<5
7.9
8.0
9.5
<5
6.1
8.2
<5
5.3
<5
<5
10
<5
<5
<5
<5
9.3
310
580
180
410
730

∑13PBDEs∑16PBDE alternatives

<7
160

7.8
310

Min.

Pond fish (n = 5)Medianng/g lipid weight

Max.

36
790

Min.

43
210

3. RESULTS AND DISCUSSION

2300
4200

River sediment (n = 8)MedianMax.
ng/g dry weight

0
0
0
0
0.069
0
0.56
0.36
0.43
0.077
2.4
1.4
46

0
0.14
0.14
0
0.61
0.09
3.4
1.4
2
0.2
11
7.1
170

0.56
2.2
3.3
0.44
9.8
1.8
55
25
31
2.4
180
81
1700

41
0.25
0
9
0
50

110
0.59
0
23
2.02
140

710
12
4.6
680
24
1400

0
0
0
0
0
0
0
0
2.3
5.7
0
9.7

0
5
0
36
1
0
0
0
42
48
9.5
180

0
140
6.7
200
14
6.8
20
14
330
400
51
1200

51
25

220
340

2100
6800

detected flame retardants, PBDEs, tetrabromobisphenol A(TBBPA), decabromodiphenyl ethane (DBDPE),
dechlorane plus (DP), tris(2-chloro ethyl) phosphate(TCEP), tris(2-chloroisopropyl) phosphate (TCIPP), andtriphenyl phosphate (TPHP) were dominant in fishsamples.

All 29 target compounds measured in this study weredetected in fish samples collected from a farming pond
and river in Bui Dau (Table 1). The concentrations of
PBDEs in pond and river fish samples ranged from<7−36 and 43−2300 ng/g lipid weight (lw), whereas thoseof PBDE alternatives ranged from 160−790 and
210−4200, respectively. The levels of PBDE alternatives
in fish samples were higher than those of PBDEs. Of the

1318

250
790

Min.

Commercial PBDE mixtures have been incorporated intopolymeric materials of Cathode Ray Tube monitors andTVs, and household appliances for high temperature2

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

applications. TBBPA is used mainly as a reactive agent in
PCBs and the housings of electronic products. TBBPA isa high-production volume unregulated flame retardant
with applications similar to those of PBDEs. DBDPE,
which was introduced in the mid-1980s, is used as areplacement for PBDEs. DP is used as an additive forpolymeric materials, such as electrical wire and cablecoatings, and computer connectors. TCEP, TCIPP, andTPHP have been used as replacements for PBDEs inpolyurethane foam. These applications suggest that open
storage of large amounts of polymeric materials in
e-wastes along the riverside and e-waste-processing
associated wastewater might contribute to elevatedconcentrations of these flame retardants in fish samples.

Our data suggests that the potential bioaccumulations of
PBDPP and BPA-BDPP in fish muscle tissues might belower than those of other flame retardants. This
information on their bioaccumulations obtained from thisstudy might give a hint to consider a design of flame
retardants with low bioaccumulative potential.
ACKNOWLEDGEMENTS
We gratefully acknowledge the analytical assistance of
Ms. Kyoko Yoneoka and Mr. Hiroo Takagi, Mr. Akinori
Hashimoto of the National Institute for Environmental
Studies and sampling assistance of members of VNU
Hanoi University of Science in Vietnam.

According to our earlier studies [6−8], the concentrations of
PBDEs and their alternatives in river sediments in 2014
ranged from 51–2100 and 25–6800 ng/g dry weight,
respectively (Table 1). The contamination of riverenvironments with PBDEs and their alternatives resulted
in accumulation of PBDEs and their alternatives in theriver ecosystems. These concentrations in fish samples
varied by more than about 2−3 orders of magnitude
between the farming pond and river. The difference
among sampling sites suggests that the concentrations of
PBDEs and their alternatives in fish samples might reflect
the contamination of their living environments.

REFERENCES

It is noteworthy that concentrations of PBDPP and
BPA-BDPP in fish samples were 1−3 order of magnitude
lower than those of other flame retardants (Table 1), eventhough the concentrations of PBDPP and BPA-BDPP inriver sediments were high side for those of target
compounds measured in this study. The results of thisstudy indicate lower bioaccumulation potential of PBDPP
and BPA-BDPP compared with other flame retardants.

[1]

C. P. Baldé, V. Forti, V. Gray, R. Kuehr, P. Stegmann: The
global E-waste Monitor –2017. United Nations University(UNU), International Telecommunication Union (ITU) &International
Solid
Waste
Association(ISWA),
Bonn/Geneva/Vienna.

[2]

World Health Organization (WHO): Environmental healthcriteria 162. Brominated Diphenyl Ethers. International
Program on Chemical Safety, Geneva, Switzerland, 1994.

[3]

M.G. Ikonomou, S. Rayne, R.F. Addison: Exponential
increases of the brominated flame retardants, polybrominateddiphenyl ethers, in the Canadian Arctic from 1981 to 2000.
Environ. Sci. Technol. 36, 1886-1892, 2002.

[4]

L.S. Birnbaum, D.F. Staskal: Brominated flame retardants:
cause for concern? Environ. Health Perspect. 112, 9-17, 2004.

[5]

R.E. Dodson, L.J. Perovich, A. Covaci, N. Van den Eede, A.C.
Ionas, A.C. Dirtu, J.G. Brody, R.A. Rudel: After the PBDE
phase-out: a broad suite of flame retardants in repeat house
dust samples from California. Environ. Sci. Technol. 46,
13056–13066, 2012.

[6]

H. Matsukami, N.M. Tue, G. Suzuki, M. Someya, L.H. Tuyen,
P.H. Viet, S. Takahashi, S. Tanabe, H. Takigami: Flameretardant emission from e-waste recycling operation innorthern Vietnam: environmental occurrence of emerging
organophosphorus esters used as alternatives for PBDEs, Sci.
Total Environ. 514: 492−499, 2015.

[7]

M. Someya, G. Suzuki, A.C. Ionas, N.M. Tue, F. Xu, H.
Matsukami, A. Covaci, L.H. Tuyen, P.H. Viet, S. Takahashi, S.
Tanabe, H. Takigami: Occurrence of emerging flame
retardants from e-waste recycling activities in the northernpart of Vietnam. Emerg. Contam. 2, 58-65, 2016.

[8]

H. Matsukami, G. Suzuki, M. Someya, N. Uchida, N.M. Tue,L.H. Tuyen, P.H. Viet, S. Takahashi, S. Tanabe, H. Takigami:
Concentrations of polybrominated diphenyl ethers andalternative flame retardants in surface soils and river
sediments from an electronic waste-processing area innorthern Vietnam, 2012-2014, Chemosphere 167, 291−299,
2017.

4. CONCLUSION
Results of this study provided information on thecontamination of river ecosystems with harmful organic
chemicals released from the primitive recycling of
e-wastes in the developing world. On the basis of theobtained results, open-storage of e-wastes should beprohibited and that wastewater treatment should be
implemented at each workshop in order to reduce thecontamination by harmful organic chemicals in the river
ecosystems. This information would be useful forplanning appropriate measures for the environmentallysound management of e-wastes in the developing world.
This is also expected to help address the Sustainable
Development Goals (SDGs) related to environmental
protection (Goals 6, 11, 12, and 14) and health (Goal 3).

3

1319

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-19

下水処理水有効利用のための下水再生処理システムの実証研究㻌
中村㻌 知弥 㻝，永松㻌 真一 㻝，田中㻌 宏明 㻞，㻌 山本㻌 明広 㻟㻌㻝西原環境，㻞 京都大学，㻟 国土交通省国土技術政策総合研究所㻌

キーワード：下水，ウイルス㻘㻌 紫外線㻘㻌 水資源の利用・開発㻘㻌 浄水・排水処理技術㻌
抄録㻌
都市における水資源として、下水処理水の有効利用が求められているが、下水処理水中に残存するウイルスや、クリプトスポリジウムのような病原性微生物に関する安全性を確保する必要がある。紫外線消毒は塩素消毒に比べて、設置面積の節約と有害な副生成物の懸念の少ないことが特徴であり、安全性確保の手法として有望視されている。
紫外線の消毒効果は紫外線照射量で示され、その測定は生物線量計に依っているが、生物線量測定は装置規模が大きくなると実施が困難なことが課題であった。下水再生処理システムの実証研究では、下水二次処理水中のウイルスのうち F-RNA ファージに着目し、その指標性を検討して、本システムの安全性、経済的有効性について実証した。
本報告では実証研究の中で検証したウイルス不活化の評価方法について報告する。なお、本実証研究は平成 27 年
～28 年にかけて国土技術政策総合研究所からの委託研究として実施したものである。
1. はじめに㻞㻚 方法㻌
2-1㻌 実証施設

近年、病原性微生物の検出技術の進歩により、下水[1]

処理水中に残存するノロウイルス（NV） のような病原1,000m3/日の処理能力の下水再生処理 実証施設性微生物への関心も高まっており、下水試験方法でも、（本施設）を沖縄県糸満市浄化センターに設置し、平成

水質汚濁防止法排水基準の規制対象であるこれまで

27 年から 28 年の 2 ヵ年に亘り B-DASH プロジェクトとしの大腸菌群数に加え、規制対象にない NV に関する記て実証研究を行った。

述も掲載された。従来の塩素消毒によるウイルス除去に

本施設のフローを図 1 に示す。本施設では糸満市

は、ヒトが直接触れても安全なレベルとされる 5Log 以上

浄化センターの下水二次処理水を原水とし、その UF ろ

(99.999%以上)の除去率と同等とするに必要な CT 値は

過水を UV 消毒することによって安全な再生水に処理し[2]450 とされ、且つ接触時間は 90 分以上となっている 。

た。本施設の UV 消毒槽は迂回形開水路で 3 つのモジ

従来の塩素消毒では残留塩素および消毒副生成物の懸念があるため、高い CT 値を要求されるウイルスの低ュールを直列に配置し、2 モジュールを常用として 1 モ
ジュールを予備とした。

減には、残留性や副生成物のない紫外線（UV）消毒に

本施設で製造された再生水は農地に運搬し、栽培試よる不活化が効果的であると考えられる。

験や収穫物の実証販売によるアンケート調査などを行って、再生水の利用促進に取組んだ。

筆者らは、国土交通省が実施している下水道革新的技術実証事業（B-DASH プロジェクト）において、限外ろ過膜（UF）と UV 消毒の組み合わせによる下水処理水の再生処理システム（本システム）に関する実証研究を行い、直接灌漑の用途にも用いることのできる安全な下水再生処理システムを実証した[3]。下水二次処理水中に存在するウイルスに対して、

UV による不活化効果を直接評価した例は少ないが、本研究において京都大学の田中宏明教授らのグルー
プの協力を得て、下水二次処理水中に存在するウイ
ルスの中から UV 消毒効果を測定できるウイルス（NV は現状これに該当しない）を特定し、UF と

図 1 再生水実証施設のフロー

UV によって高い安全レベルとされる 5.2Log 以上

また、モデルウイルス（MS2）の添加実験は本施設の[4]のウイルス除去率を直接評価した 。

1320

規模ではウイルス量確保の観点から実験が困難であっ1

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018たため、同センター内の 10m3/日の処理能力のパイロッ

原水中に比較的高濃度に存在する GⅠタイプと GⅡタトプラントで実施した。パイロットプラントの処理フローをイプによって、人為的にウイルスを添加せずに本システ

図 2 に示す。パイロットプラントの UV 消毒装置は密閉式の直列 4 基で構成され、UV1 本目の処理水から 4 本ムのウイルス除去率を直接評価できると考え、ICC-PCR
による再生水のファージ分析を行なった。UF と UV によ

目の処理水まで各途中段階の処理水の採水が可能なるファージ除去性能を図 4 に示す。実証施設のファー構造である。

ジ除去率は 6Log 程度を上限として、それ以下の場合もICC-PCR の定量下限値未満の存在濃度までファージ

下水処理水

1本目
3本目
4本目
2本目

を不活化する結果となり、本システムで 5.2Log 以上の除去率であることを直接実証した。また、パイロットプラ
ントでは人為的に培養した MS2 の添加実験による評価も併せて行ない、MS2 で本システムが 5.2Log 以上の除UF膜ユニット
UV消毒ユニット去率であることを確認すると共に、GⅠタイプで定量下限

図 2 パイロットプラントの処理フロー

値以下の 5Log を超える除去率が得られた。

2-2㻌 ウイルス分析
ICC-PCR 法（Integrated Cell Culture㻌 -㻌 Polymerase
Chain㻌 Reaction 法）は、培養法と PCR 法を組み合わせ
ることによりウイルスの増殖能力の有無を測り、不活化評価が可能な方法である。UV 消毒は生物の DNA や
RNA を損傷させ、細胞の増殖能力を失わせるが、消毒定量範囲内効果の確認のためには、ウイルスを細菌などのホストに

定量下限値以下

感染させる必要がある 。本実証研究 では、大 腸菌（WG49）を含む液体培地で F-RNA ファージを増殖させ、その後 PCR を行うことで、対象とする遺伝子型の感染力

図 4 UF＋UV のファージ除去性能の有無を判断した。この方法では、定性的な結果しか3-2 原水の F-RNA ファージの指標性
原水中の F-RNA ファージが MS2 と同様に UV 照射

得られないが、同時に最確数法（MPN 法）を適用することにより定量性の有るデータを収得することができる。

量の指標になり得るかを検討するため、同一の運転条

3. 結果

件でパイロットプラントの MS2 と原水の F-RNA ファージ

3-1 ウイルス不活化の実証結果の除去率を求め、それぞれの UV 感受性を比較した。

糸満市浄化センターの下水二次処理水中（原水）に結果を図 5 に示す。

残存する F-RNA ファージの存在濃度を ICC-PCR により

図 5 では UF 処理水および、直列 4 基の UV 消毒装
置の 1 基目流出水から 4 基目流出水までそれぞれの地測定した。結果を図 3 に示す。原水の F-RNA ファージ
は GⅠと GⅡタイプが他のタイプと比べて高濃度で検出され、GⅣタイプはほとんど検出されなかった。

点で採水した結果を示しており、UV1 本目の照射量に対し、4 本目では 4 倍の照射量になる。
各ファージは UF 膜で 1.5～2Log 程度除去され、UF膜から合計して UV1 本目で GⅡタイプは 4Log 程度、MS2 と GⅠタイプは 3Log 程度の除去率を示した。UV2
本目では GⅡタイプは 5Log 程度、MS2 は 4Log 程度でGⅠタイプは 4Log を若干下回る程度の除去率を示した。
UV3 本目で GⅡタイプは検出されなくなり、MS2 は 5Log
程度、GⅠタイプは 4.4Log 程度の除去率を示した。UV4
本目では GⅠタイプも検出されなくなったが、本試験の原水に存在する GⅠタイプの濃度が少なかったためと考えられる。前述の図 3 の結果にもみられるように、原水中（ICC-PCR）
図 3 原水の F-RNA ファージ測定結果に残存する F-RNA ファージの存在濃度には変動があり、

2

1321

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

それによって確認できる除去率は ICC-PCR の定量下限

ジは、従来指標として用いられてきた MS2 と同等かや値により制限がある。一方 MS2 は高濃度で添加していや安全側の指標として UV 消毒装置の生物線量計に用るため、UV4 本目でも検出がみられ、求められたファーいることができると考えられる。MS2 による評価では人為

ジ除去率は 6Log 程度であった。

的に添加する必要があることが課題であったが、F-RNA
ファージは自然に存在しているため、施設規模による制約は無いと考えられる。一方で、F-RNA ファージの存在濃度は一定ではないため、例えば必要なウイルス除去
率を 5Log とした場合、原水の存在濃度が満たなければ
ICC-PCR 法の定量下限値未満となって、必要なウイル
ス除去率を評価できない可能性がある。
また、例えば F-RNA ファージ GⅠタイプは、MS2 のような単一種を指すものではないため、MS2 との UV 感受性の比較について、さらに知見を収集するべきであると

図 5 MS2 と F-RNA ファージの UV 感受性の比較考えられる。

パイロットプラントの紫外線照射量（生物線量）を文献

5. 結論

値[5]から式 1 により MS2 の除去率ごとに算出した。GⅠタUF と UV の組み合わせによる下水再生処理システムのウイルス除去性能が実証された。また、下水処理におイプと GⅡタイプの F-RNA ファージ除去率と MS2 による
生物線量との関係を図 6 に示す。

ける UV 消毒効果の検証において、従来課題であった

平均不活化率（Log㻌 Inactivation）＝-0.0001×照射量 2＋0.0607×照射量－0.0017

規模の大きな施設での生物線量試験の実施に、従来（式 1）の指標である MS2 と同等かやや安全側の指標として
F-RNA ファージ GⅠタイプを用いられる可能性が示唆さ

F-RNA ファージの GⅠ、GⅡタイプは MS2 を用いた測2定による 60mJ/cm 未満の UV 照射量では、MS2 より除去率がやや高いが、GⅠタイプは全体的に UV 感受性がれた。ICC-PCR 法によって従来よりも低濃度のサンプルでも定量性のあるウイルス評価が行なえるため、下水二MS2 とほぼ同等でやや安全側の指標となることが予想

次処理水中に存在している F-RNA ファージを用いた評される。すなわち、本システムで確保する 5.2Log のウイ
ルス除去率のうち、図 5 の結果のように UF で 1Log 程

価では、MS2 のような人為的な添加の必要がない。
F-RNA ファージの存在濃度は地域や季節で異なる

度、UV で 4.2Log 程度の除去率を確保するには 85可能性が懸念されるものの、実際に存在するウイルスに

2

mJ/cm 程度の UV 照射量が必要であるが、実験結果より、GⅠタイプは 85mJ/cm 程度の UV 照射量において対して、UV 処理能力を設計値に適用し、さらに試運転などで検証できる可能性が示されたことは、再生水をはMS2 よりも UV 感受性が低い可能性が示唆された。

じめとする様々な水処理分野でさらに UV が普及拡大し、

2

Log Inactivation

5

MS2

4
3
2

y = 0.0364x + 1.3322
GⅡ

残留性や有害副生成物のない安全な消毒技術として、
水環境の保全や新たな水循環システム構築に役立てる

y = 0.0566x - 0.018
R² = 0.9995のではないかと期待する。

GⅠ
y = 0.0431x + 0.7067

1

MS2

GⅠ

引用文献

GⅡ

0
0

20

40
60
UV Dose(mJ/cm2)

80

100

南山瑞彦ら: 水環境中における病原性微生物の対策技
術の構築に関する研究, 平成 27 年度土木研究所下水道関係調査年次報告集, pp. 65-78, 2015

[2]

State Water Resources Control Board Regulations Related to
Recycled Water (Title22 California Code of Regulations),
2015[3] 小関進介ら:下水処理水の再生水処理システムに関する実証研究, 第 54 回下水道研究発表会講演集, 2017[4] Lee S, Tanaka H et al, Evaluation of virus reduction at alarge-scale wastewater reclamation plant by detection ofindigenous F-specific RNA bacteriophage genotypes.
Environ Technol, March 2018.
[5] EPA UV Disinfection Guidance Manual For the Final
LT2ESWTR，November 2006.

図 6 F-RNA ファージ除去率と MS2 生物線量の関係
4. 考察
本システムの目標値である 5.2Log のウイルス除去率のうち、4.2Log 程度を UV 消毒で確保することを検証す
るうえで、下水二次処理水中に存在する F-RNA ファー

1322

[1]

3

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-20

下水処理場における化学物質の除去－1,4-ジオキサンの場合－
藤田 貴之 1，清水 雅也 1，菅谷 和寿 11

茨城県鹿島下水道事務所

キーワード：下水道，化学物質，1,4-ジオキサン，排水処理技術
抄録
深芝処理場の流入水には石油化学工業を主とする工場から排出される多様な化学物質が含まれる。しかし，放流
水の有機物量の指標は，流入水に比べ十分低く，化学物質が処理場内で除去されていることが推測される。そこで，処理場の流入水に含まれる化学物質の中から，発がん性が疑われ，生物分解性が低いとされる 1,4-ジオキサンを調査
対象物質に選定し，処理場内における物質収支及び生物分解性試験を実施した。その結果，深芝処理場では，1,4ジオキサンは，標準活性汚泥法を採用する反応槽の流入水に比べ流出水で濃度が低くなっており，微生物により除去されていることが示唆された。また，処理場における 1,4-ジオキサンの除去率は，最低でも 30％以上で，最高では 90％を超えた。一方，都市下水処理場の活性汚泥には，1,4-ジオキサン除去能は認められなかった。本研究では深芝処理場の活性汚泥が特有の化学物質除去能を有することを示した。
1. はじめに活性汚泥の 1,4-ジオキサン除去能を評価した。

化学物質は，全世界で 2,600 万種を超える物質[1]が知られている。しかし，多種多様な化学物質のなかには，

2. 方法

環境残留性や発がん性を有する有害物質も存在する。

2.1 深芝処理場について

そのような化学物質の一つに,14-ジオキサン[2]がある。

深芝処理場は，茨城県の東南部に所在する鹿島臨

1,4-ジオキサンは国際がん研究機関（IARC）の発がん

海工業地帯の一角に位置し，石油化学工業を中心とす性分類で，ヒトに対して発がん性を示す可能性があるグる工場・事業場から排出される廃水を標準活性汚泥法

ループ 2B に分類[3]される化学物質で，化学的安定性がにより処理し，処理水は太平洋へ放流している。

高く，水や有機溶媒と任意の割合で混和することなどか処理工程は，沈砂池，曝気油脂分離槽，調整槽，最ら化学反応の溶媒として使用されている。また，界面活初沈殿池（初沈），反応槽，最終沈殿池（終沈），塩素混性剤の基材であるエチレングリコールを製造する際に副和池の順に配置され，初沈から終沈までは A 系と B 系

生し，末端の消費者が使用する洗剤やシャンプーに含の 2 系列が ある 。一 日当 りの 処理 能 力 は，A 系がまれることもある化学物質である。1,4-ジオキサンは化学

125,000 m3，B 系が 40,000 m3 で合計 165,000 m3 である。

的安定性が高いために，物理化学的分解を受けにくく，

流入水量は，工場・事業場が一斉に点検や修理を行処理法が確立されていない[4]。つまり，1,4-ジオキサンがう 5 月から 6 月に減少し，年間を通じた流入水量は日量

環境中に放出されると，長期に渡り環境を汚染することと100,000～130,000 m3 の間で変動がみられ，日平均約なる。

120,000 m3 であり，このうち約 90％を工場・事業場廃水

しかし，近年，1,4-ジオキサンを分解する微生物が，河が占めている。流入水は調整槽を経た後，B 系に一日

川や底泥等の水環境あるいは活性汚泥中から発見[5]さ

当り約 30,000 m3 を，残りを A 系に分配している。

れ，浄化装置への応用が研究されているが，研究開発

流入水及び放流水の主な水質を表 1 に示す。放流水段階にある[6]と考えられる。

表 1 深芝処理場の流入水及び放流水の水質

茨城県の深芝処理場は，1970 年の開所以来，石油

流入水
COD[mg/L]
86
BOD[mg/L]
86
TOC[mg/L]
53
Ca [mg/L]
2,000
Cl [mg/L]
5,200
2012～2016年度の平均

化学工業から排出される多種多様な化学物質を含む廃水を処理しており，処理場の流入水には 1,4-ジオキサンも含まれていることから，処理場の活性汚泥は 1,4-ジオ
キサンの除去能を有することが期待される。
そこで，処理場内における 1,4-ジオキサンの物質収支調査及び活性汚泥を用いた生物分解性試験を実施し，

1

放流水
20
4
15
2,000
5,200

1323

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018の化学的酸素要求量（COD），生物化学的酸素要求量

図１に示すように，各試料における 1,4-ジオキサンの 1（BOD）及び全有機炭素濃度（TOC）等の有機物を表す

日当たりの移動量は，流入水では平均 12.1 kg，初沈越

指標は流入水に比べ，十分低くなっており，流入水に含流水では 10.6 kg，終沈越流水では 5.0 kg，と反応槽のまれる化学物質が除去されていることが推察される。また，

前後で移動量は半減した。環境への 1,4-ジオキサンのその他の特徴として，海水の組成に対し，カルシウム（Ca）

排出量は，大気への放出量が 0.01 kg 未満で，放流水が約 5 倍，塩素（Cl）が約 4 分の 1 の濃度で含まれていが 4.2 kg となっており，主に水系へ排出されていた。

ることが挙げられる。
2.2 物質収支に係る調査方法
物質収支調査は，平成 28 年 12 月から平成 29 年 7月の間に計 8 回，実施した。
水試料として，流入水，A 系及び B 系の初沈越流水，A 系及び B 系の終沈越流水，放流水，返流水の 7 ヶ所，
大気試料として，曝気油脂分離槽及び調整槽からの排気用の送気管，A 系反応槽水面の直上大気，B 系反応槽からの排気用の送気管の 3 ヶ所，汚泥試料として A 系
及び B 系の初沈引抜汚泥，A 系及び B 系の終沈引抜

図 1 処理場内における 1,4-ジオキサンの物質収支

汚泥（返送汚泥）の 4 ヶ所，で採取した。
なお，大気試料の採取は，ダイヤフラムポンプにより 1

また，処理工程内での移動量をみると，返送汚泥としL/分の流速で 100 L の大気を捕集ビンに吸引通気し，て 1.5 kg が反応槽と終沈を循環し，初沈引抜汚泥，終沈

1,4-ジオキサンを捕集ビン中の精製水に捕集した。この

引抜汚泥及び排ガス洗浄水の合計量 0.20 kg は，汚泥捕集液を 1,4-ジオキサン濃度測定に供した。

処理設備で処理された後の絞り水と排ガス洗浄水が合

また，反応槽の水面直上大気は，1,4-ジオキサンの散

流した返流水に含まれる量 0.26 kg と同等であることから，

逸を防ぐため，縁にポリエチレンシートを備えた箱で反汚泥への吸着や汚泥処理系での除去は無視できると考応槽の水面を覆い，箱の底部中央に貫通させたステン

えられた。

レス管から大気試料と同様の装置で採取した。

3.2 生物分解性試験での除去率

移動量は，各試料の濃度に，調査日の各処理施設の

図 2 に示すように，1,4-ジオキサンの除去率は，いず

水量（m3 ），送風量（Nm3 ）又は汚泥量（m3 ）を各々掛けれの処理場の活性汚泥でも時間の経過とともに上昇し合わせ算出した。

た。12 時間後では，深芝処理場の活性汚泥は，24℃～

2.3 生物分解性試験

34℃の範囲の水温で，88％～97％と良好な値を示し，

生物分解性試験[7]は，返送汚泥と初沈越流水に

1,4-

都市下水を処理している利根浄化センターと潮来浄化センターの活性汚泥では，高くても 40％に留まった。

ジオキサン溶液を添加し，1,4-ジオキサン濃度 約 1
mg/L，MLSS 約 1,500 mg/L に調整した混合液 500 mL

100

温，振とう速度 70 rpm で 12 時間培養した。比較のため

80

主に都市下水を処理している利根浄化センター及び潮除去率 ［％］

来浄化センターの汚泥についても調べた。
2.4 1,4-ジオキサンの測定方法
1,4-ジオキサンの測定は，ヘッドスペースガスクロマト
グラフ質量分析計を用い，日本工業規格 K0125 5.2 に97%

深芝-34℃
深芝-29℃
深芝-24℃
利根-30℃を入れた三角フラスコを振とう培養器に入れ，所定の水

96%
88%

潮来-30℃
対照-35℃

60

40%

40

38%
27%

20

規定された方法に基づいて実施した。また，試料における定量下限は，水及び汚泥試料が 0.001 mg/L，大気試

0

料が 0.0001 mg/Nm3 である。

0

0

3

6

9

12

培養時間［h］

3. 結果

図 2 各処理場の活性汚泥を用いた生物分解性試験にお3.1 処理場内の 1,4-ジオキサンの物質収支

ける 1,4-ジオキサンの除去率と水温の関係

1324

2

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

ただ，これらの値は，活性汚泥を加えず精製水に 1,4-からは定量下限未満の濃度であった。

ジオキサンのみを添加した対照の除去率 27％を差し引

このことは，深芝処理場の活性汚泥には 1,4-ジオキサ

いて評価する必要があるが，深芝処理場の活性汚泥はン分解菌が常在し，他の処理場の活性汚泥には分解菌

利根浄化センターや潮来浄化センターの活性汚泥に比が存在しないことを示しており，生物分解性試験によるべ，高い 1,4-ジオキサン分解能を有すると考えられる。

1,4-ジオキサンの除去率に違いがみられた原因と考えられる。
深芝処理場の流入水には多種多様な化学物質が含

4. 考察

まれており，それらを利用して増殖できるように細菌叢が4.1 物質収支に基づく 1,4-ジオキサンの除去率形成されたものと推察され，化学物質に対する高い除去

深芝処理場における除去率は最低で 31.6 ％で，最能は深芝処理場に特有と考えられる。

高では 92.2％と，既報[8]の 8.5 ％に比べれば約 4～11倍の除去率であるが，変動が大きい。変動を大きくし5. 結論ている要因は，除去率が 30％台の調査が 2 回あるためである。除去率が低くなった 2 回の調査日は，5 月

深芝処理場に排出される化学物質の中から発がん性31 日と 6 月 22 日で，工場・事業場が一斉に点検や修が疑われ，生物分解性が低いとされる 1,4-ジオキサンを理を行っていた時期に相当し，通常時の流入水に含ま調査対象として，処理場内の物質収支を調査したところ，

れ 1,4-ジオキサンの分解を支援する物質[9]の欠如や微深芝処理場における除去率は，最低でも 30％以上で，生物の活性を阻害する物質[10]の混入等，流入水の変質

最高では 90％を超過することが判明した。また，1,4-ジオ

が 1,4-ジオキサンの除去に影響した可能性が考えられる。

キサンの除去には活性汚泥中の微生物が関与している

1,4-ジオキサン分解菌として分離同定されている微生物ことが示唆され，特有の化学物質除去能を有しているこの中には，1,4-ブタンジオールで前培養すると 1,4-ジオとが推察された。

キサンの分解速度が高まる種が知られている[11]。良好な
1,4-ジオキサンの除去を維持するためには，流入水に含引用文献まれる化学物質の詳細な調査が必要と考える。

[1]

4.2 1,4-ジオキサン分解に関与する微生物
1,4-ジオキサン分解菌として分離同定された微生物は[2]

産業総合研究所化学物質リスク管理研究センター編:
1,4-ジオキサン, 2005.
[3] International Agency for Research on Cancer: IARC
Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to
Humans, pp.589-602, 1999.
[4] 公益社団法人日本下水道協会: 事業場排水指導指針と解説 2016, pp.443-446, 2016.
[5] K.Sei et al: Evaluation of the biodegradation potential of 1,4dioxan in river, soil and activated sludge sample,
Biodegradation, Vol.21, pp.585-591, 2010.
[6] 一般社団法人産業環境管理協会: 新・公害防止の技術と法規 2017 水質編 技術編, pp.290-291, 2017.
[7] 公益社団法人日本下水道協会: 下水試験方法（上巻）2012
年版, pp.702-706, 2012.
[8] 牧野良治ら: 1,4-ジオキサンの下水処理場における除去率について, 水環境学会誌, Vol.28 No.3, pp.211-215, 2005.
[9] 課題代表者 池道彦: 平成 24 年度環境省環境研究総合推
進費 5B-1201 1,4-ジオキサン汚染地下水の生物浄化可能性の評価診断ツールの開発と浄化戦略の実証, 2005.
[10] 川辺能成，坂本靖英: 1,4-ジオキサンの微生物分解に及ぼす共存化学物質の影響, 第 51 回日本水環境学会年会講演集, p.524, 2017.
[11] 角田翼，井上大輔，清和成: 新規 1,4-ジオキサン分解菌
Rhodococcus aetherivorans JCM14343T 株の 1,4-ジオキサン
分解特性の評価, 第 50 回日本水環境学会年会講演集, p.37,
2016.

環状エーテルを酸化する酵素をコードする thmC 遺伝子[9]を有するとされる。そこで，深芝処理場と利根浄化セン

ター及び潮来浄化センターの活性汚泥中の thmC 遺伝
子濃度を調べた。図 3 に示すように thmC 遺伝子濃度は，
深芝処理場の活性汚泥には常時，1010 copies/g-MLSS
オーダー以上の濃度で存在するが，都市下水処理場でthmC 遺伝子濃度 [copies g-MLSS‒1]ある利根浄化センターと潮来浄化センターの活性汚泥
1.0x1013

深芝

利根

潮来

1.0x1012 4.5x1011
1.6x1011
6.6x1010

1.0x1011

1.2x1011

1.0x1010
定量下限

1.0x109（108 copies g-MLSS‒1）

1.0x1081.0x107
8月

9月

10月

11月

9月

Chemical Abstracts Service: CAS Statistical Summary 19072007, 2008.

9月

2016年

汚泥採取年月図 3 活性汚泥中の thmC 遺伝子濃度

3

1325

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-21

Evaluation of partitioning potential and bioaccumulation of seven
SCCPs in lake ecosystem
Zhenyi Zhang, Hidetoshi Kuramochi, Takurou Kobayashi, Kaiqin Xu
1

National Institute for Environmental Studies

Keywords: Short chain chlorinated paraffins, Phase partitioning, Bioaccumulation
ABSTRACT

Short chain chlorinated paraffins (SCCPs) have been listed in Stockholm convention as persistent organic
pollutants (POPs). SCCPs are of great concern due to recently increasing detection in the environment,
including lakes. Since the aquatic bioaccumulation is crucial in the food chain, there is potential risk of
SCCPs to human health. In this paper, we evaluated the potential influence of seven SCCPs in lake ecosystem, based on phase partitioning estimation between air, water and sediment, as well as thebioaccumulation calculation. The results indicated that the water is the main compartment for SCCPs withproportion of 51-71%. Multi-chlorinated SCCPs are favorable in sediment as well. The bioaccumulation
factor (BAF) results indicated that the potential risk is higher in multi-chlorinated SCCPs. The variety ofmolecular structures of SCCPs would lead to different influence in lake ecosystem.
1. INTRODUCTION

bioaccumulation calculation (See Table 1).

Short chain chlorinated paraffins (SCCPs) are highly
complex technical mixtures with general formula of�� ������� ��� , where the value of n is between 10-13.
SCCPs are of great concern due to their high persistence,
bioaccumulation potential and toxicity. Currently, SCCPs
have been listed as persistent organic pollutants (POPs) for
global regulation under Stockholm Convention. The
environmental existence at various matrices (air, water,
soil and sediment) have been widely reported [1].

Table 1 Seven SCCPs used as the model compounds

CAS No.
1002-69-3
2162-98-3
64554-71-8
51755-60-3
33025-70-6
91087-09-1
102880-00-2

Lake, the typical aquatic ecosystem, could also encounterthe environmental challenge along with the intervention of
SCCPs, i.g. by effluent from sewage treatment plants [2]. It
is still under great challenge for quantifying SCCPs inenvironmental samples [3], resulting in relatively weakenvironmental management of SCCPs releasing. Recently,
the bioaccumulation of SCCPs in lake ecosystem has been
increasing investigated [4,5]. The potential risk of SCCPs
has received great attention.

The modified fugacity model was applied to evaluate thepartitioning of SCCPs in the main compartments including
air, water and sediment [6].
The partitioning parameters were generally calculatedusing fragment contribution method. Briefly, the values ofoctanol-water partitioning coefficient ��� , Henry’s law
constant H, were obtained by multiple regression ofreliably measure data from a universal database withcorrelation.

In this study, the potential influence of seven typical
SCCPs in lake ecosystem was evaluated by estimating
their environmental partitioning between air, water andsediment, and assessing the potential of bioaccumulation.
The distinction between different SCCPs was also
discussed.

The conceptional equation is as follows.
��� ��� � ���� ��� � �� � ���� ��� � �

(1)
(2)

Where p� , h� denote the contribution factor of certain
fragment; n� , m� denote the number of fragment in thechemical; and a,b represent the correction constant.

2. METHODS
Seven typical SCCPs with chain length of 10 and chlorine
number from 1 to 4, including 1-Chlordecan, 1,10Dichlordecan,
1,1,1-Trichlorodecane,
1,1,1,3Tetrachlorodecane, 1,1,10,10-Tetrachlorodecane, 5,5,6,6Tetrachlorodecane, and 1,5,6,10-Tetrachlorodecane, areassumed as the target pollutants for phase partitioning and

1326

Name
1-Chlordecan
1,10-Dichlordecan
1,1,1-Trichlorodecane
1,1,1,3-Tetrachlorodecane
1,1,10,10-Tetrachlorodecane
5,5,6,6-Tetrachlorodecane
1,5,6,10-Tetrachlorodecane

The octanol-air partitioning coefficient ��� is thencalculated as follows.
������ � ��� ��� � ���������

(3)

where R and T represent ideal gas constant and absolutetemperature, respectively.

1

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

The sediment adsorption coefficient���� is estimated by
the following equation according to quantitative structure–
activity relationship model.
������� �� � ��������� � ��� � ������

transporting phenomenon including emission to air andabsorption to sediment should be also taken serious
consideration since there are still rational distributions in
the air and sediment compartments. The results also
revealed the distinction for different SCCPs, implying thechemical structure with more chlorines would be morefavorable in the compartment of sediment, which should
be ascribed to the strong absorption of SCCPs to sediment.

(4)

where c is the molecular connectivity index.
Subcooled liquid vapor pressure, S, is estimated using themodified equation.

S � ���������������� � ������ ���������� ��� � ��� � �������������� ���� � � ������� ��� � ���� (5)The calculated values of ��� ��� for the seven SCCPs
were ranging from 3.204 and 5.864, with maximal risk
potential for 5,5,6,6-Tetrachlorodecane and minimal risk
potential for 1-Chlordecan, respectively. For the chemical
structure with 4 chlorines, it is observed that SCCP withchlorinated position in middle of the chain would be moreeasily bioaccumulated than that with chlorinated position
in one end or both ends of the chain.

where �� and �� denote the boiling point and themelting point, and T is the desired temperature.

Arnot-Gobas predication model is used to evaluate thebioaccumulation factor (BAF) at general tropic levels andrepresentative environmental condition with input ���of chemical normalized fish whole-body metabolic
biotransformation rate constant�� [7].

5. CONCLUSIONS

3. RESULTS

The potential influence of SCCPs in lake ecosystem wasevaluated in this study. The methodology by estimating thepartitioning and bioaccumulation behavior of SCCPs was
adopted. The variety for molecular structures of SCCPs
would lead to different influence in lake ecosystem.

The simulated partitioning results are shown in Fig. 1.

REFERENCES[1] Bayen, S., Obbard, J. P., & Thomas, G. O. (2006). Chlorinatedparaffins: A review of analysis and environmental occurrence.
Environment International, 32(7), 915-929.
[2] Zeng, L., Wang, T., Wang, P., Liu, Q., Han, S., Yuan, B., ... &Jiang, G. (2011). Distribution and trophic transfer of shortchain chlorinated paraffins in an aquatic ecosystem receiving
effluents from a sewage treatment plant. Environmental
science & technology, 45(13), 5529-5535.

Fig. 1 Partitioning of different SCCPs in air, water and[3] Sverko, E., Tomy, G. T., Märvin, C. H., & Muir, D. C. (2012).
Improving the quality of environmental measurements on
short chain chlorinated paraffins to support global regulatory
efforts.

sediment

The calculated values of ��� ��� are shown in Fig. 2.

[4] Houde, M., Muir, D. C., Tomy, G. T., Whittle, D. M., Teixeira,C., & Moore, S. (2008). Bioaccumulation and trophic
magnification of short-and medium-chain chlorinatedparaffins in food webs from Lake Ontario and Lake Michigan.
Environmental science & technology, 42(10), 3893-3899.

Fig. 2 ��� ��� values of different SCCPs

4. DISCUSSION

The results (Fig. 1) indicated that in lake ecosystem, water
is the main compartment for the seven selected SCCPs,
with proportion ranging from 51% to 71%. The SCCPs

2[5]

Ma, X., Zhang, H., Wang, Z., Yao, Z., Chen, J., & Chen, J.
(2014). Bioaccumulation and trophic transfer of short chain
chlorinated paraffins in a marine food web from Liaodong Bay,
North China. Environmental science & technology, 48(10),5964-5971.

[6]

Mackay, D., Joy, M., & Paterson, S. (1983). A quantitative
water, air, sediment interaction (QWASI) fugacity model for
describing the fate of chemicals in lakes. Chemosphere, 12(78), 981-997.

[7]

Arnot, J. A., & Gobas, F. A. (2006). A review of
bioconcentration factor (BCF) and bioaccumulation factor(BAF) assessments for organic chemicals in aquatic organisms.
Environmental Reviews, 14(4), 257-297.

1327

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-22!"#$ %&"’( )$$’ *+, -$./+,"/0+1 *+, 2$"3$)"/+0 455"& -6)74!"#$ %&"’ 2,+/$3/0+1 "1’ 8$9$5+:;$1/ <:$30"50./=$>?+,’.( "#$% &’#() *#+%,-.""/+0.1) #,2%( &.13"0&+4) *#+%, "%5%" (%&"01%)*0"( "03% ".44%4!"#$ %#&!"#$ %&"’ *"3$. ?",. "1’ /$,,+,0.;@ $A/,$;$ :+9$,/>@ 5+.. +* 3B5/B,"5 &$,0/"C$ "1’ +/&$, &B;"1D3$1/,03:,+E5$;.F G&$.$ :,+E5$;. &"9$ 5$’ /+ .$,0+B. ?"/$, :+55B/0+1 ,$.B5/01C 01 ;"..09$ *0.& #055.@ $A/$1.09$&"E0/"/ 5+.. +* ?05’50*$ 0135B’01C +1$ *+, &0::+:+/";B. "1’ 5",C$D.3"5$ ,0:",0"1 5"1’ ’$C,"’"/0+1F%+;E01$’@ /&$ ,$.B5/"1/ .0/B"/0+1 0. .$9$,$ ’$/$,0+,"/0+1 +* HB"1/0/> "1’ HB"50/> +* ?"/$,@ +* 3,+: 5"1’ "1’*+,$./ 5"1’@ "1’ +* ;+./ +/&$, ,0:",0"1 "1’ B:5"1’ $3+.>./$;.F G&0. :":$, C09$ " :03/B,$.HB$ ;$.."C$ +1/&$ ./"/$ +* !"#$ %&"’@ ?&05$ 3"5501C *+, " C5+E"5 010/0"/09$ *+, 0/. ,$./+,"/0+1 /&"/ ?+B5’ 3+1/,0EB/$ /+E,01C01C :$"3$ "1’ ./"E050/> 01 /&$ ,$C0+1F/&$ +EI$3/09$ 0. /+ :,$.$1/$’ 5"#$ %&"’ "1’ /&0. 3+1*$,$13$ *+, $9$,> :$,.+1 ?+,# *+, /+ ,$’B3$ :+9$,/> "1’
01 5+1C /&$ ,B1 /+ $1&"13$ /&$ 3+1’0/0+1 +* 50901C +* /&$ :+:B5"/0+1 50901C 01 /&$ ,$C0+1 +* /&$ 5"#$ %&"’F’( )*#$+,-%#)+*&!"#$ %&"’ ?"/$, .B,*"3$ ",$" +33B:0$. 5$.. /&"1 J:$,3$1/ +* 0/. ’,"0101C E".01@ EB/ ,$;"01. /&$ *+B,/& E0CC$./
4*,03" 5"#$ "*/$, !"#$ K03/+,0"@ G"1C"1>0#" "1’ )>".."F
6/ $A/$1’. +9$, /&$ /$,,0/+,0$. +* *+B, 3+B1/,0$.( %&"’@)0C$,@ )0C$,0" "1’ %";$,++1F G&$ ;"01 01*5+?01C ,09$,",$ %&",0 "1’ !+C+1$ /,"9$,.01C /&$ %$1/,"5 4*,03"1-$:BE503@ %";$,+B1 "1’ %&"’F G&$.$ /?+ ,09$,. "33+B1/*+, LM :$,3$1/ +* /&$ /+/"5 01*5+?@ /&+BC& $A/,$;$5>.$".+1"5F 4::",$1/5> 1+ ,09$, *5+?. +B/ *,+; /&$ 5"#$@/&+BC& .+;$ ?"/$, 0. ."0’ /+ :$,3+5"/$ "5+1C /&$ ’,> E$’+* /&$ 7"N"5 -09$, /+ *$$’ /&$ +".$. +* /&$ O+’$5$@ 6/ 0. 9$,>.&"55+? $9$1 01 1+,;"5 >$",.@ "9$,"C01C JFM ; 01 ’$:/&F
G,"’0/0+1"55>@ 5+3"5 01&"E0/"1/. B.$ /&$ ./$;. +* :":>,B. ".
;"/$,0"5 *+, 3"1+$ ;"#01CF G&$,$ ",$ ;"1> .;"55 0.5"1’.
*+,;$’ E> /&$ 019".0+1 +* ;+901C ."1’ ’B1$. 1$", /&$1+,/&$"./$,1 3+"./P .+;$ +* /&$; ",$ 01&"E0/$’ "1’ B/050N$’". E".$. *+, *0.&01CF O$.0’$. /&$ :,+’B3/. +* "C,03B5/B,$@
509$./+3# C,"N01C "1’ *0.&$,>@ /&$ ’,"01"C$ E".01 0. #1+?1*+, 0/. >0$5’ +* 1"/B,"5 .+’"@ "1 "3/090/> /&"/ 3+1/,0EB/$. /+#$$:01C /&$ 5"#$ ?"/$, *,$.& QJRF S+?$9$,@ /&$ .$0N$ +* /&$+:$1 ?"/$, :",/ .&,"1# *,+; TMUUU #;T 01 JLVW /+ 5$..
TFMUU #;T 01 JLLU@ E$50$9$’ /+ &"9$ E$$1 3"B.$ 01 :",/ /+/&$ 350;"/$ 3&"1C$@ +9$, ’,"*/01C +* ,09$, ?"/$,. "1’ /&$.BE.0’$13$ +* C,+B1’?"/$, 5$9$5 *+, .+;$ B1#1+?1,$".+1.F 4/ /&$ .";$ /0;$@ /&$ ,$C0+1"5 :+50/03"5 "1’;050/",> 3+1*503/. .B,,+B1’01C /&$ ,$C0+1 &"9$ .$,0+B.5>$A".:$,"/$’ /&$ $3+.>./$; ’$/$,0+,"/0+1 "1’ /&$ 50901C
3+1’0/0+1 +* /&$ ,$.0’$1/. 01 /&$ ,$C0+1F

1328.( /0#1+,&
O$01C " !"#$ %&"’ $’B3"/0+1 $A:$,/@ /&$ ;$/&+’"’+:/$’ *+, /&0. 019$./0C"/09$ ,$:+,/01C 0. +1$ E".$’ +1;"#01C *0$5’ +E.$,9"/0+1. "1’ +1 "..$;E501C "1’01/$,:,$/01C /&$ 90.B"5 ;"/$,0"5. +1 /&$ :,+E5$;"/03 ".:$3/.
+* !"#$ %&"’F 4//$;:/. &"9$ E$$1 "5.+ /+ :,$.$1/ .+;$:+/$1/0"55> B.$*B5 ?">. /+ "’’,$.. /&$ :,+E5$;. /&"/ .&+B5’
E$ .B::+,/"E5$ E> /&$ 01/$,1"/0+1"5 3+;;B10/>F2( +!"0$3 #)+*"&
8B,01C /&$ 5"./ ’$3"’$.@ /$,,+,0.; E$3";$ /&$ C,"9$./;0.*+,/B1$ *+, !"#$ %&"’ /&"/ 3,$"/$. "55 /&$ 055. X2&+/+. J@
T "1’ WYF

2&+/+ J!

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

2&+/+ T

2&+/+ M

2&+/+ W

45.+ ’,";"/03 0. /&$ *"3/ /&"/ /&$ .$0N$ +* /&$ +:$1?"/$, :",/ +* /&$ 5"#$ &". .&,"1# *,+; TMUUU #;T 01 JLVW/+ 5$.. TFMUU #;T 01 JLLUF G&$ ;$"C$, *0.& 3"/3& 0.
3"B.01C "**$3/01C /&$ 509$50&++’ +* 5+3"5 *0.&$,;$1 X2&+/+F
ZYF
43/B"55>@ /&$ 350;"/$. +* E".01 ,$C0+1 &"9$’,";"/03"55> 3&"1C$’ *,+; &+/ /+ ’$.033"/01C X2&+/+ MD[Y@3"B.01C *0.& #055. "1’ ’0.$".$. /+ =+B,0 3"//5$ +* !"#$ %&"’
X2&+/+F VYF

2&+/+ [

2&+/+ Z

2&+/+ V

61329

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018/&$1@ /&$ 5"#$1/" 3+;;+1 &$,0/"C$ "1’ /&$ ?$/5"1’,$.+B,3$. 1$$’ /+ E$ E,+BC&/ B1’$, :,$.$,9"9/0+1 :5"1 *+,.B./"01"E5$ ’$9$5+:;$1/F G&$ $3+1+;03 .$3B,0/> +* /&$*,$.& ?"/$, $3+.>./$; "1’ .B./"01$’ E0+’09$,.0/> "1’"HB"/03 ,$.+B,3$. +* /&$ E".01 .&+B5’ E$ $HB0/"E55> :B,.B$’/+ ;$$/ /&$ 1$$’ +* /&$ !"#$ %&"’ :+:B5"/0+1F)+1$/&$5$..@ /&$,$ ",$ +1C+01C ,$./+,"/0+1 $**+,/ ;"’$!" #$%" &’()&" (’**+,-#!" #’" .%/#’.%" &)0%1/" E0+’09$,.0/>,$.+B,3$.F \9$1 01 /&$ ?"#$ +* /$,,+,0.; "//"3#@ $**+,/.
/+ ,$./+,"/0+1 "1’ $1&"13$ 5"#$ ?"/$, HB"50/> "1’ HB"1/0/>
3+1/01B$.@ *+, $A";:5$@ E> :5"1/01C C,$$1$,> *,+; /&$:0,+CB$ E+"/. X2&+/+ ]YF -$./+,"/0+1 +* /&$ .&+,$501$
E0+’09$,.0/> ?055 &$5: /&$ .:01101C C$", *0.&$,> /+ .B::+,//&$ ;$"C$, *";05> 509$50&++’ X2&+/+ LYF

5( %+*%6-")+*&
G&$ /&$;$ +* /&0. 90.B"5 ,$.+B,3$ :,$.$1/"/0+1 0. "E+B/!"#$ %&"’1/" >$./$,’">@ /+’"> "1’ /+;+,,+?F \9$,>+1$"//$1’01C /&0. 3+1*$,$13$ .&+B5’ "33$:/ /&$ ,$.:+1.0E050/0$.
*+, 3+1.$,9"/0+1 +* *,$.&?"/$, $3+.>./$; "1’ 0/.
E0+’09$,.0/>@ /+C$/&$, ?0/& IB’030+B. 0;:5$;$1/"/0+1 +*01/$C,"/$’ ,09$, "1’ 5"#$ E".01 ;"1"C$;$1/F 6/ "::50$. /+!"#$ %&"’ ". ?$55F
43&0$9$;$1/ +* .B./"01"E5$’$9$5+:;$1/ +* !"#$ %&"’ 2’,1#" 3’//- &%" 2-#$’+#" /+($""//0/B’$F ^0/&+B/ ."901C !"#$ %&"’ "1’ ?0/&+B/ &"901C"’$HB"/$ ?"/$, ,$.+B,3$.@ ;$$/01C /&$ 1$$’. +* :$+:5$ "1’$A$,30.01C /&$ ,0C&/. *+, "33$..01C /&$ *,$.& ?"/$,.%/’+.(%/"2’,1#" %"3’//- &%5" "2&+/+ ]

$070$0*%0"&QJR ^+,5’ !"#$ 8"/"E".$@ !"#$ %&"’&//:(__?5’EF05$3F+,FI:_8$/"05._!"#$_4‘-DUT

2&+/+ L^0/&+B/ .B3& $**+,/.@ ,$01*+,3$;$1/ +* /&$ .+30+D$3+1+;03 E".$ +* /&$ ,$C0+1@ $1&"13$;$1/ +* /&$ "C,+:"./+,"5 "1’ *0.&01C :,+’B3/0+1@ "1’ .B./"01"E5$;"1"C$;$1/ +* /&$ 1"/B,"5 ,$.+B,3$. "1’ :,$.$,9"/0+1 +*/&$ $3+.>./$; +* !"#$ %&"’ 2’,1#" %"3’//- &%F ^0/&+B/$3+.>./$; :,$.$,9"/0+1 +* 5"#$ "1’ 0/. 3"/3&;$1/ ",$"@:,+;+/0+1 +* 01/$C,"/0+1 "1’ :,$.$,9"/0+1 +* :$"3$ "1’.$3B,0/> 01 /&$ !"#$ %&"’ ).%)"2’,1#" %")($-%4) &%5" " <B3&
$3+.>./$; ,$./+,"/0+1 ,$.$",3& /+C$/&$, ?0/& ,$./0/B/0+1 +*.B./"01"E5$ ;"1"C$;$1/ $**+,/. *+, !"#$ %&"’@ /+C$/&$,?0/& &"5/01C +* /$,,+,0.; "//"3#. ",+B1’ !"#$ %&"’ ?055
5$"’ /+ ,$./+,"/0+1 +* 0/. *0.&$,0$. "1’ ?05’50*$ &"E0/"/F
4((04&/440.1

G&,+BC& /&0. 01/$,1"/0+1"5 3+1*$,$13$@ 6 ?+B5’ 50#$ /+"’’,$.. /&$ 1$$’ *+, ’$9$5+:;$1/ +* " :5"1 /+?",’ TUJM*+, /&$ ,$./+,"/0+1 +* !"#$ %&"’ E> /&$ >$",. TUTMF G&0.
90.0+1 B1’$,:01. "55 /&$ ’$9$5+:;$1/ "3/090/0$. /+ E$
0;:5$;$1/$’ ?0/& /&$ 3++:$,"/0+1 +* $9$,> :",/1$,.F G&$*,";$?+,# +* .B3& " ./,"/$C03 "3/0+1 :5"1 E$ *+, TUJ]DTUTMF
8$9$5+:;$1/ +* .B3& " 90.0+1 ?055 E$ /&$ :,0+,0/>F

1330

O>

7

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-23

An Attempt for Improvement of Water Quality and Cultivation of
Plankton by Conducting Polymers
Aohan Wang, Kuniharu Nakajima, Atsushi Yokoo, and Hiromasa Goto*
Department of Materials Science, Faculty of Pure and Applied Sciences, University of Tsukuba,
Tsukuba, Ibaraki 305-8573, Japan. *Correspondence to H. Goto (e-mail: gotoh@ims.tsukuba.ac.jp)
Keywords: paramecium, conducting polymers, polyaniline
ABSTRACT

We conduct cultivation of paramecium in the presence of polyaniline as an electroactive-conducting
polymer. The polyaniline employed in this study is in a form of half-doped state. The half-doped state
partly has acid as a dopant in the main-chain. Paramecium discharges ammonia because no Ornithine
cycle exists in their organs, resulting the discharged ammonia pollutes water environment. The half-doped
state of polyaniline absorbs ammonia as a neutral agent. This function of electroactive polymer can be
useful for purification of water. Furthermore, the conducting polymers have capturing function of heavy
metals. These characters of the conducting polymer can be expected to improve the water quality forbiological system. Cultivation of paramecium in the presence of the polyaniline depress the increase of
pH with time. However, film form of the polyaniline could not improve the increase of pH in thecultivation system. Oxidation-reduction potential (ORP) value of the cultivation water in the presence ofpolyaniline is also monitored.
1. INTRODUCTION
Plankton in the water system does not possess Ornithine
cycle, resulting discharge of ammonia as a poison
chemical. In the case of mass generation of planktonoccasionally, discharge of ammonia from the plankton
deteriorates the environment. We have studied on
conducting polymers for cultivation of microbes in thewater [1,2]. Half-doped state of the conducting polymers
as a characteristic electronic state can neutralize ammonia
without any negative effect against biological system inthe laboratory. In this research, we cultivate a
microorganism and measure change in pH and ORP. We
discuss possibilities for improvement of water
environment system using this unique advantage ofconducting polymers.
2. MATERIALS AND METHODPolyaniline as a conducting polymer was prepared withoxidative polymerization with ammonium persulfate(APS). As prepared polyaniline was treated withammonia/water to remove excess amount of acid dopant.
The as prepared polyaniline (full doped state, emeraldinesalt) cannot be employed for cultivation of paramecium
due to strong acid. Polyaniline thus obtained ishalf-doped state (reduced) as emeraldine base (PANI-EB)
form, remaining small parts of acid fractions in the
main-chain (Scheme 1). Polyaniline cast film was

prepared from polyaniline/N-methylpyrrolidone (NMP)
solution. Fig. 1 shows an example of the polyaniline film.
Paramecium was provided by Fujishima lab. (Yamaguchi
Univ., Japan). Fig. 2 shows optical microscopy andpolarized microscopy images of the paramecium withtransmission and reflection light.
3. RESULTS
Cultivation of paramecium in the presence of polyaniline
was carried out. Fig. 3 shows change in pH of thecultivation water in the presence of polyaniline (powder
form, normal PANI), camphor sulfonic acid (CSA),
polyaniline film (PANI film), or control (no polyaniline).

Figure 1. A polyaniline film.

1331

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

.

HSO3+

APS

NH2

+

NH

n

Polyaniline (emeraldine salt, ES)

Aniline

.NH

HSO3+

NH4+

+

m

NH

l

n

Polyaniline (emeraldine base, EB)+[NH4 ]2.

OO S OO OO S OCH2SO3HO

OAmmonium persulfate (APS)Camphor sulfonic acid (CSA)

Scheme200 1. Synthetic route of polyaniline emeraldine
base (PANI-EB) and molecular structureof camphor
CSA
normal
PANI
sulfonic acid (CSA). APS = ammonium
persulfate.
PANI film
control

150

ORP/mVThe pH value increased with time because theparamecium in the water discharged ammonia. The
polyaniline bulk (normal polyaniline, powder form) can100
suppress increase of pH value. Small amount of acid partsin the main-chain of the polyaniline (emeraldine base)neutralizes ammonia in the water. This function can
50provide a favor environment for cultivation ofparamecium in the water. While, the polyaniline film
could notneutralization 15of the0 effectively 5function for 10
Time/daywater.
CSA
normal PANIPANI film
control

8.5

pH

8
7.5

Figure 2. Optical microscopy images of aparamecium. (a) Optical microscopy images ofparamecium with reflection light. (b) Optical
microscopy image of moving paramecium withtransmission light. (c) Optical microscopy image ofmoving paramecium with reflection light. (d) An
entire figure of paramecium with transmission light.

1332

7
0

5

10
Time/day15

Figure 3. Change in pH value vs. time (day) of thewater in the presence of paramecium, and polyaniline(powder form, normal PANI), camphor sulfonic acid
(CSA), polyaniline film (PANI film), or control.

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

Fig. 4 shows oxidation-reduction potential (ORP) valueof the cultivation water in the presence of paramecium as
a function of time (days). Higher ORP value of the water
was observed in the presence of CSA and normal
polyaniline (powder form).

ORP/mV

200
CSA
normal PANIPANI film
control

150
100
50
0

5

10
Time/day15

Figure 4. Change in oxidation-reduction potential(ORP) value vs. time (day) of the CSA
water in the
8.5 of paramecium, and polyaniline
normal PANI
presence(powder
PANI film
form, normal PANI), camphor sulfonicacid
control (CSA),
polyaniline film (PANI film), or control.

8pH

4. DISCUSSION
Polyaniline emeraldine base functions as a neutralizer for
the water in the presence of paramecium. The ammonium
7.5
element discharged from paramecium becomes biologicalpoison in the water environment. Polyaniline as aconducting polymer can absorb ammonia or other7discharged materials from microbes in the water.
0
5 suitable for10
15 in theIt may purify
the water
living organism
Time/daylake and improve the water environment. This research isa new attempt for the water purification using conducting
polymers.

5. FUTRUE ASPECT
Polyaniline forms several characteristic nano-structures.
For example, polyaniline prepared with camphor sulfonicacid forms a nano-fiber structure（in this case small
amount of a platinum complex [Ph(CN)2PtCl2] was addedin the polymerization reaction. Ph = phenyl）[3], Fig. 5.
Polymerization of aniline in the presence of
polyvinylalcohol (PVA) can produce polyaniline
microsphere [4]. Large surface area derived from thenano-structure can provide good contact with water toexhibit the water purification function. Materials withunique micro- or nano-structures have possibilities toshow fine performance in environmental science.
Conducting polymers are one of the candidates as organic
functional material for it.
ACKNOWLEDGMENTS
Paramecium
strain(P.
caudatum
KNZ1207(PC012005A)) used in this study was provided by
Symbiosis Laboratory, Yamaguchi University withsupport in part by the National Bio-Resource Project of
the Ministry of Education, Culture, Sports, Science andTechnology, Japan.
REFERENCES[1] H. Goto, K. Nakajima, International Letters of Chemistry,
Physics and Astronomy 2299-3843, Vol. 46, pp 26-29, 2015.
[2] H. Goto, IOP Conf. Series: Materials Science and Engineering,
54 , 012024, 2014.
[3] H. Goto, A. Yokoo, M. Takeguchi, K. Kawabata, Int. J. Polym.
Mater. Biomater., 62, 426-432,2013.
[4] H. Goto, A. Yokoo, J. Disp. Sci. Tech., 34, 406–410, 2013.

Figure 5. Scanning electron microscopy image ofpolyaniline prepared with camphor sulfonic acid (CSA).

1333

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-24

養豚廃水の活性汚泥処理における低溶存酸素条件での窒素除去-パイロットプラント運転結果浅岡 丈楽 1，宮下 理 1，大窪 敬子 1，笠井 勝美 1，大林 康信 2，海老沢 重雄 3，福本 泰之４，
安田 知子４，和木美代子４1

茨城県畜産センター，2 茨城県県北農林事務所，３茨城県県西農林事務所，４農研機構畜産研究部門
キーワード：浄水・排水処理技術，排水規制
抄録

高濃度の窒素を含む養豚廃水の処理において，簡易な窒素除去技術の開発が求められている。本試験では養豚農家に広く普及している連続曝気式活性汚泥処理において，曝気槽の溶存酸素濃度を低く保つことで窒素除去率が改善する効果を確認するため，パイロットプラントの運転を行った。固液分離後の養豚廃水を用いて，80L 規模の 2 台のプラントを用い，異なる溶存酸素濃度（低溶存酸素区：平均 0.48 ㎎／L，対照区：2.86 ㎎／L）で運転し比較した。
流入水の BOD 及び全窒素（TN）濃度は各平均 1,703 ㎎／L，726 ㎎／L であった。処理水の BOD 濃度および除去率は低溶存酸素区と対照区で各平均 188 ㎎／L，92 ㎎／L，86％，93％であり，対照区の方が除去率は有意に高かった。処理水の TN 濃度，除去率は各平均 226mg/L，358 mg/L，53％，35％であり，除去率は低溶存酸素区が有意に高かった。活性汚泥処理において，曝気槽中の溶存酸素濃度を低濃度に制御することにより，窒素除去能が改善することが示された。
1. はじめに

固液分離後の養豚廃水を水理学的滞留時間 2.7 日，

養豚廃水には高濃度の窒素が含まれており，処理水

BOD 容積負荷 0.5kg/m3/day で処理した（図）。パイロを放流する際は水質汚濁防止法におけるアンモニア，

ットプラントの曝気槽の溶存酸素濃度は，低溶存酸

アンモニウム化合物，亜硝酸化合物及び硝酸化合物

素条件のリアクタ（低溶存酸素区；①）を 0.05-（硝酸性窒素等； NH4+-N × 0.4 + NO2--N + NO3--N）

0.2mg/L，通常好気条件のリアクタ（対照区；②）をの排水基準を満たす必要がある。この排水基準につい2-2.5 mg/L とし，曝気量制御システムで調整した。

て，畜産農業では現在，暫定基準である 600 ㎎/L が適

流入水，曝気槽水，処理水について，毎週サンプリン

用されているが，一般排水基準は，100 ㎎/L である。暫定基準は，今後さらに厳しくなることが予想されるため，グを行い，pH，溶存酸素，BOD，無機態窒素（アンモ一般排水基準にも対応できる簡易で低コストな窒素除ニア，亜硝酸，硝酸），全窒素等を測定した。水温は去技術が求められている。

20 度以上になるよう加温をし，1 年 4 ヵ月間運転を行い，運転条件の安定した 2.5 か月以降のデータを用いた。

連続曝気式活性汚泥処理において, 曝気槽の溶存
酸素濃度を低溶存酸素条件に制御することにより, 窒素を除去できることが, ラボスケールの装置および活性汚泥モデルを用いた解析により示されている１）。当該反応による窒素除去の再現性をスケールアップした条件において確認するため，パイロットプラントを異なる溶存酸素濃度で運転し比較を行った。
2. 方法
本県畜産センター養豚研究所に 80L 規模の連続曝
気式活性汚泥処理パイロットプラントを２台設置し，

1334

1

図 パイロットプラント概要図

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

3. 結果
サンプリング時の曝気槽の平均溶存酸素濃度は，流引用文献

入水の負荷変動により設定値と異なる場合が生じたため，[1]

Waki et al., Bioresource Technology 2018, (250), 574-582

リアクタ①，②において，それぞれ，0.48±0.83，2.86±
謝辞
本研究はイノベーション創出強化研究推進事業(農林水産業・食品産業科学技術研究推進事業，28008A)により実施した。

1.68 mg/L であった。ｐH は流入水において 8.1±0.2，リ
アクタ①，②の処理水中においてそれぞれ，7.8±0.7，
7.1±0.9 であった。BOD 濃度は流入水において 1,703±2,322 mg/L であったものが，リアクタ①②の処理水においてそれぞれ，188±258, 92±73 mg/L となり，対照区が有意に低かった。
全窒素濃度は流入水において 726±423mg/L であったものが，リアクタ①②の処理水においてそれぞれ，226±107, 358±104 mg/L まで低下した。全窒素除去率はそれぞれ 52.9±23.9（％），34.9±24.4（％）であり，リアク
タ①の方が有意に高かった。無機態窒素濃度は流入水において 544±234mg/L であったものが，リアクタ①，②の処理水においてそれぞれ，255±132, 338±107 mg/L
まで 低下 し，無機 態窒素除 去率 はそれぞれ 46.7±
27.5％，26.5±26.5％であった。処理水窒素組成は，リアクタ①については，アンモニア平均 76％，亜硝酸平均
19％，硝酸平均 4％であったが，リアクタ②についてはア
ンモニア平均 52％，亜硝酸平均 7％，硝酸平均 41％であり，リアクタ①の処理水はアンモニアと亜硝酸の混合体で排出された。硝酸性窒素等濃度はリアクタ①，②の処理水においてそれぞれ，138±70, 231±67 mg/L であり，リアクタ①においては，一般排水基準の 100 mg/L ま
であとわずかの結果となった。
流入水の BOD/N 比が 2.1 であり，窒素除去においては不利な条件であったが，曝気槽の溶存酸素濃度を低く保つことにより，窒素除去能が改善されることが示された。また，リアクタ①の処理水は，その組成がアンモニアと亜硝酸の混合体であったことから，活性汚泥処理の後段において，窒素除去の高度処理を行う場合，アンモニ
アと亜硝酸のカップリングにより窒素ガスを生成する，アナモックス反応の利用に適していると考えられた。
4. 結論
80L 規模の連続曝気式活性汚泥処理パイロットプ
ラントにおいても，曝気槽を低溶存酸素濃度にすることで窒素除去率を改善できることが確認でき，ラボスケー
ル装置および活性汚泥モデルを用いた解析結果の傾向を再現することができた。

2

1335

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018P7-25

滋賀県の下水道が琵琶湖の水質保全に果たしてきた役割と今後の課題について
滋賀の下水道㻌松本㻌 寛 㻝，一色㻌 一平 㻝㻌㻝

滋賀県琵琶湖環境部下水道課㻌

キーワード：水質汚濁、富栄養化㻌
抄録㻌
滋賀県では琵琶湖の富栄養化防止に貢献するため、供用開始当初からいずれの処理場とも高度処理を導入し、通常の有機物除去を中心とした処理に加えて窒素、りんの除去を行っている。㻌
湖南中部処理区供用開始から 㻟㻢 年が経過した現在の滋賀県の下水道を紹介する。㻌
㻌
2. 経緯

1. はじめに日本最大の湖である琵琶湖。古代より滋賀県は琵琶琵琶湖流域下水道が着手し管渠工事や浄化センタ

湖の与える恵みにより栄えてきた。しかし 1960 年代後半

ーの工事が行われていた最中の 1970 年代後半、琵琶から高度成長に伴い、工場や生活排水の増加による琵

湖に淡水赤潮が大発生した。その原因の一つが合成

琶湖の水質汚濁が問題となり始めた。そこで滋賀県で洗剤に含まれていたリンであることが判明すると、合成

は琵琶湖をはじめとする公共用水域の水質を保全し、洗剤の使用をやめて粉石けんを使おうという県民運動、

県民の快適な居住環境を実現するための有効な手段といわゆる「石けん運動」が巻き起こった。

して下水道を位置づけ、４処理区からなる琵琶湖流域

県民からの強い要望を受け 1979 年に滋賀県琵琶湖

下水道および流域関連公共下水道と、大津市では単の富栄養化の防止に関する条例（富栄養化防止条例）

独公共下水道を主体とした下水道整備を進めてきた。

が制定され、窒素リンの規制が始まると、ただちに琵琶湖流域下水道に高度処理を導入することが決定した。
これらの琵琶湖の水質保全に関する県民意識の高まりの中、琵琶湖総合開発特別措置法のもとにおいて急ピッチに県および市町による下水道の整備が行われた
結果、昭和 57 年度に 5%程度であった下水道普及率は、
平成 28 年度末には 89.3%と全国第 7 位と飛躍的に上昇した。ちなみに高度処理の人口普及率は 88.2%と全国第１位となっている。㻌 㻌
下水道の普及とともに琵琶湖の水質は改善傾向が見られる。ただし北湖では貯水量が南湖の 㻝㻜㻜 倍以上と膨大であるため、顕著な変化は見られない。また近年はプランクトンの大発生等により全リンの上昇が見られて
いる。㻌
㻌
㻌
㻌
㻌

図 1 琵琶湖流域下水道区域図

[１]

㻌
㻌

1336

1

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

㻠㻚 今後の課題㻌
下水道の整備により琵琶湖への生活系・産業系の汚濁負荷は年々低減されている。今後は下水道以外の面
源負荷の対策が必要となる。
また、分流式下水道にも関わらず大雨時に処理能力を超えて流入する不明水への対策が喫緊の課題となっている。

図 2 琵琶湖水質の経年変化（T-N、T-P）[2]3. 現在
水処理においては４処理区とも供用開始当初より、窒素除去を目的とした循環式硝化脱窒法による高度処理

図 4 琵琶湖に流入する発生源別全リンの経年変化[2]を実施してきた。近年では増設・改築の際にはステップ
流入式多段硝化脱窒法を採用し、より高い窒素除去率を実現している。なお、リン除去については当初から現在に至るまで PAC 添加による同時凝集法により実施し

引用文献

ている。

[1]㻌 滋賀県琵琶湖環境部下水道課：平成 29 年度滋賀県の下水道事業,pp.3,2018.
[2]㻌 滋賀県琵琶湖環境部環境政策課：滋賀の環境 2017,
pp.23-24,33,61,2018.

汚泥の最終処理においては、従来より高島以外の３
浄化センターで焼却溶融炉によるスラグ化を実施してきたが、溶融炉は高温で処理を行うため耐火物の交換など点検整備に多大な経費を要し、また燃料費等ユーテ
ィリティも嵩むため、東北部浄化センター以外では溶融を停止した。㻌
このうち湖西浄化センターでは汚泥の有効利用を推進すべく、平成 㻞㻤 年１月より 㻰㻮㻻 による汚泥燃料化事業を実施している。これは湖西浄化センターおよび大津市水再生センターで発生した汚泥を炭化し、燃料化物として石炭代替燃料として販売まで行う事業であり、低炭素化に寄与するものである。㻌

図 㻟㻌 湖西浄化センター燃料化施設フロー図[2]㻌

2

1337

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-26

Verification Experiment for the Improvement of an Anoxic Brackish Lake
Koki S
SUGIHARAUGIHARA1, Shingo MASUKIMASUKI2, Shogo SUGAHARAUGAHARA3 and Takeshi
shi K
KOJIMA4
1

Watershed Environmental Engineering Research Team, Civil Engineering Research Institute for Cold Region,

2

Estuary Research Center, Shimane University, 3Graduate School of Science and Engineering
Engineering,, Shimane University,
4

Environment Division TechnologicalT
cal Development
elopment Section, Matsue Doken Co., Ltd.
Key words: water quality improvement, anoxic, water environmental conservation
ABSTRACT

Lake Abashiri is a brackish lake in which there is a boundary between the underlying salt water layer and the overlying
fresh water layer. Vertical water circulation in the bottom salt water layer tends to be suppressed, the anoxic conditionof the bottom layer has become persistent, and hydrogen sulfide and nutrient salts have accumulated in highconcentrations. When strong windwindss disturb the salt water layer, the substances in that layer are carried into the fresh
water layer and cause the condition of the fresh water layer to deteriorate by causing water quality problems such as theabnormal propagation of algae and the occurrence
occurrence of blue tides. Fishery is thriving at Lake Abashiri. Local fishermen
have been suffering losses from the frequent water quality problems. To improve the water’s anoxic condition anddetoxify the toxicants, an oxygen supply experiment was done using an eexperimental
xperimental plant constructed onsite with a
Water Environment Preservation (WEP) system. The experiment verified that it is possible to increase the dissolved
oxygen concentration to 40 mg/L and to oxygenate the hydrogen sulfide so that it becomes sulfur bbyy supplying
dissolved oxygen to the salt water. It was further verified that the orthophosphoric acid in the water decreased whenwater whose hydrogen sulfide had been completely oxidized was placed in contact with the bottom sediment. It was
found that supplying
supplying oxygen does not affect the ammonium nitrogen.
1. INTRODUCTION

2. SUBJECT WATER AREA

When the bottom water layer of a stagnant water body suchas a dam reservoir, lake, pond, or sea area becomes anoxic,
many problems arise with respect to fishing industry and water
quality. Researchers [1] have not gained sufficientknowledge on how oxygen supply changes substances
substancesin the water and the range of dissolved oxygen (DO)recovery from oxygen supply in a brackish lake. For
brackish lakes, which have a boundary between the salt waterlayer and the fresh water layer, a different approach is required,because it is estim
estimated
ated that conventional oxygen supply
promotes the vertical mixing of water, the salinization of the
freshwater layer, and eutrophication. Aiming at improving theanoxic condition of the bottom salt water layer, this study used
an underwater gas
gas-liquid dissolving
olving apparatus (a WEP system)
to verify the chemical changes that occurred during oxygen
supply. We constructed an experimental plant onsite
and used it to conduct a demonstration experiment foroxygen supply. The results are summarized in thispaper.

Lake Abashiri, the subject of this study, is in northeastern
Hokkaido (Fig. 1). This lagoon lake with an area of 32.3 km2
has a maximum depth of 16.1 m, an average depth of 6.1 m,
and a pondage of about 230,000,000 m3. The major rivers thatflow in are the Abashiri River and the Memanbetsu River. The
average water level is 0.39 m above sea level. The lowest
reaches of the Abashiri River connect the downstream
downstream-most
mostarea of the lake to the Sea of Okhotsk. In Lake Abashiri, a

1338

Sea of Okhotsk
Lake Abashiri
4 km
YobitoAbashiri River

Fishing

Memanbetsu River

Fig. 1 Field of Observation

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

two-layer
twostructureucture—aa fresh water layer overlying an anoxic
salt water layer—
layer—continuously
continuously exists,
exists, with a boundary at about
EL.-6
EL. 6 m. Lake Abashiri requires the improvement of theanoxic condition of the salt water layer without involving theupper fresh water layer. Yaj
Yajimaima and Masuki[2] demonstrated
that a water mass with a high concentration of oxygen from the
WEP system moves horizontally. This horizontal movementfrom the WEP system is thought to be advantageous in
improving the oxygen condition of only the salt water layer ina brackish lake.

Yobito Fishing Port
B

50 m

A

Sampling
Point
DO

Elevation(m)250

3. ONSITE
ONSITE EXPERIMENT(1) Oxygen supply experimentFig. 2 shows the locations of the onsite experiment, the water
sampling locations, the location of the A
A-B
B cross-section,
cross section, andthe vertical distribution of water quality. Water sampling wasdone at EL.-8m
8m of Point A((river
river bottom EL. of -9m).
9m). We
circulated 90 L of experiment water in an open water tank todissolve oxygen gas (99.5 %) under 1 atm. The changes in DO,
turbidity, and ORP in the tank were monitored by a water
quality meter. Hydrogenydrogen sulfide was quantified in zinc acetate
fixation by using the method of Sugawara et al.[3] The water
quality items analyzed were total organic carbon (TOC), total
phosphorus (TP), orthophosphate (PO4-P),P), total nitrogen (TN),ammonium nitrogen (NH4-N),N), nitrite nitrogen (NO2-N),
N), andnitrate nitrogen (NO3-N).

1
0
-1
-2
-3
-4
-5
-6
-7
-8
-9
-10

Distance from quay(m)quay
200 150 100 50

salinity

Water TemperatureDO(mg/L),Salinity,Water Tempereture(Υ)
Tempereture

0 0
1

5

10

15

20

25

B0

A

-1
-2
-3
-4
the salt-fresh
fresh water -5-6-7
baundary-8-9Riverbed -10

Sampling location

Point A

Fig. 2 The experiment location and the surveyed water
quality (bottom left: crosscross-section of A-B;
B; bottom right:
vertical distribution of water quality at Point A)
Turbidity

ORP
0

40

-100

30

-200

20

-300

10

-400

0

ORP(mV)

DO(mg/L)
Turbidity(x100NTU)

DO
50

-500
50
100
Duration(minutes)

0150

Fig. 3 Results of circulating oxygen supply in the tank
Table 1 Water quality analysis results(2) Experiment res
results
Fig. 3 shows the results of the oxygen supply experiment on
the experiment water by using the WEP system. By 10 minutes
after the start of oxygen supply, DO increased to 40 mg/L, thendecreased once and became constant at 41 mg/L in 50 minutes.
The temperaturetemperature of the experiment water was 17 degrees
Celsius.
Celsius. It was verified that the WEP system can saturate theexperiment water in about 50 minutes, because the DO
becomes about 442.9 mg/L at the maximum when gas intake isdone at a partial pressure of oxyg
oxygenen of about 100 %.
The turbidity monotonically increased for 50 minutes andbecame constant after that. The experiment water, which was
initially dark and transparent, started to change color
immediately after the start of oxygen supply and became
completely
completely turbid whitish in 120 minutes. Particulate matter
was found in the turbid whitish experiment water. The ORP,
which was nearly constant at -290
290 mV from 5 minutes to 50
minutes after the start of oxygen supply, showed an increasing
trend after 50 minutes, and became -10
10 mV at 140 minutes.
Table 1 shows the results of quality analysis for the raw(mg/L)TOC
TP
PO4 -PTN
NH4 -NNO2 -NNO3 -N2

Raw water Raw water(fresh water) (salt water)
9.7
0.12
0.086
1.3
0.1
0.06
0.91

10
4.3
4
22
21
ND
ND

After oxygen
supply(salt water)
10
4.3
3.8
22
20
ND
ND

After 3-day contact
with bottom sediment(salt water)
8.8
1.3
1.1
25
23
ND
ND

water (fresh water and salt water) and the experiment water at
120 minutes after the start of oxygen supply. “ND” in the tableindicates non-detection.
non detection. First, the comparison of the qualities
of fresh water and salt water for the current Lake Abashiri
shows that the TOCs are similar between the two; however, theconcentrations of phosphorus and nitrogen differ greatly. In
light of the above, it is understood that ththee organic matter
distributes uniformly irrespective of salt concentration and thatthe nutrient salts accumulate in high concentration in the salt
water layer. The values after oxygen supply were examined,
and PO4-P
P and NH4-N
N were found to have slightly decreased.
The other items showed no changes. Next, the sampled bottom1339

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

2 H 2 S O2

2S

H2S(mg/L-S)

mud was placed in an acrylic tube and the experiment water
after oxygen supply experiment was gently filled over the mudsuch as to avoid disturbing the mud. The tube was left in a darkplace at a temperature of 5 degrees Celsius for 3 days. The
analysis of the experiment water after 3 days showed that the
TOC decreased, the TP and PO4-P markedly decreased, andTN and the NH4-N increased. The above analysis verifies that,in the case of the experiment water only, the organic matter,
phosphorus and nitrogen showed no notable changes even after
oxygen supply but that the other matter reacted with the
supplied oxygen. When the oxygen-saturated experiment water
was placed in contact with the bottom mud, the phosphorus in
the water rapidly decreased. It is estimated that the PO4-P wasabsorbed through the oxidation of the surface of the bottom
mud.
The time series changes of hydrogen sulfide is shown in Fig.
4. The concentration of hydrogen sulfide in the initial
experiment water was 130 mg /L-S, which linearly decreased
after the start of oxygen supply to become 0 mg/L at 50
minutes. It can be estimated from Fig. 4 that the supplied
oxygen was consumed in the oxidation of hydrogen sulfide
during the first 50 minutes, and that the next stage of reaction
started after the disappearance of the hydrogen sulfide.
(3) Changes during oxygen supply
The above experiments clarified that the initial reaction that
occurred during the first several minutes to several days ofoxygen supply was the oxidation of hydrogen sulfide in which
the precipitation of solid sulfur prevailed. It was found that,during this time, hydrogen sulfide completely oxidized and thatorganic matter and nutrient salts showed no clear changes.
Nitrification was found to have no influence, fromwhich it is suggested that the oxidation of NH4-N is
not a chemical process, but a reaction of
micro-organism. The reaction that occurs in anoxic salt
water when oxygen is supplied is ultimately estimated to be
described by Equation (1), where the intermediate products are
ignored.

050
100Duration(minutes)

150

Fig. 5 Changes in the concentration of hydrogensulfide during oxygen supply

serious losses have occurred from hazardous substances suchas hydrogen sulfide and ammonia in the anoxic water mass.
This study suggested that by using the WEP system, which is ahigh-concentration oxygen supply apparatus, it is possible toselectively improve the anoxic condition of the water and todetoxify the hydrogen sulfide.
An oxygen supply experiment on anoxic salt water in Lake
Abashiri was conducted using a WEP system. The hydrogensulfide in the water mass was oxidized and precipitated as solid
sulfur. During the initial period of oxygen supply, the hydrogensulfide reacted preferentially, with phosphorus, nitrogen, andorganic carbon showing no notable changes.
It was found that, as long as the dissolved oxygen issaturated, the precipitated sulfur can be removed by settling. In
contrast, it was observed that when the water became anoxic
after sulfur precipitation, the sulfur re-dissolved as hydrogensulfide.
When the water mass in which dissolved oxygen was
saturated was placed in contact with the bottom mud, theconcentration of PO4-P in the water mass decreased, but theammonium nitrogen showed no changes. In light of the resultsof the onsite oxygen supply experiment, it is expected that thewater quality would be improved by the oxidation of thehydrogen sulfide in the water mass, the oxidation of the bottom
surface mud, and the absorption of phosphorus by the bottom
surface mud.

2 H 2 O       (1)REFERENCES[1] Beutel,M.W., Horne, A.J.㸸A review of the effect of hypolimnetic
oxygenation on lake and reservoir water quality, Lake andReservoir Management, Vol.15, No.4, pp.285-297, 1999.
[2] Hiroshi,Y., Shingo,M.:Flow mechanism generated by thehypolimnetic oxygenator WEP system in a reservoir㸪Annual
Journal of Hydraulic Engineering, Vol.53㸪pp.1339-1344㸪2009㸬
[3] Shogo,S., Kazuhiro,A., yukiko,S., Minoru,O., Yasushi,S. :Development of analytical method for dissolved sulfide insandy sediments and its application to a field, Report forscience Research of japan society for the promotion of science,
Project No.19201016㸪pp. 40-48㸪2010㸬

From Equation (1), it is understood that making theright-hand side of the equation heavy is advantageous withrespect to the detoxification of hydrogen sulfide. It is thoughtthat oxygen supply and the removal of sulfur are effective in
improving the water quality.
5. Conclusion
At Lake Abashiri, where the fishing industry is thriving,
3

1340

140
120
100
80
60
40
20
0

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018

P7-27

ᢞ䛢㎸䜏ᘧᨺ㟁䝸䜰䜽䝍䛻䜘䜛㞴ศゎᛶ≀㉁䛾ศゎ䛸⣽⳦ᩘ䛾ኚື㻌ᯇᯘ㻌 ⿱ኈ 㻝䠈ᰗᖹ㻌 ୔ᚿ 㻝㻌㻝Ⲉᇛ኱ᏛᕤᏛ㒊㻌䜻䞊䝽䞊䝗䠖㞴ศゎᛶ≀㉁㻘㻌 ᤼Ỉฎ⌮䠈ಶูฎ⌮䠈ಁ㐍㓟໬ἲ㻘㻌 㧗㟁ᅽ䝟䝹䝇ᨺ㟁㻌ᢒ㘓㻌⎔ቃᑐ⟇䛜ồ䜑䜙䜜䜛᤼Ỉ୰䛾㞴ศゎᛶ᭷ᐖ≀㉁䜈䛾ᑐᛂ䛸䛧䛶䠈㧗㟁ᅽᨺ㟁䜢฼⏝䛧䛯ಁ㐍㓟໬ἲ䛸䠈䛣䜜䛻䜘䜛⣽⳦ᩘ䛾ኚື䛻䛴䛔䛶᳨ウ䛧䛶䛔䜛㻚㻌 㞴ศゎᛶ䛾䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊Ⰽ⣲䛚䜘䜃ἙᕝỈ䜢ྵ䜐 㻟㻚㻞㻌 㻸 䛾ヨỈ䜢ᑐ㇟䛸䛧䛶㻘㻌 ᅇ㌿㟁ᴟ䜢⏝䛔䛯ᖹᆒ㟁ຊ 㻥㻜㻌 㼃䠈㻟㻜 ศ㛫䜎䛷䛾䝟䝹䝇ἢ㠃ᨺ㟁ฎ⌮䜢⾜䛳䛯㻚㻌 ⣽⳦ᩘ䛜኱ᖜ䛻ῶᑡ䛩䜛๓䛻኱㒊ศ䛾Ⰽ⣲䛜ศゎ䛥䜜䠈⏕ศゎ䛧䜔䛩䛔≀㉁䛻䜎䛷㓟໬ศゎ䛥䜜䛯䠊㻌
1. 䛿䛨䜑䛻

㉳䛣䛧䛯䠊䜎䛯䠈Ỉ䛾᪕ᅇὶ䛾ᡂ㛗䜢㜵䛠䛸ඹ䛻, Ỉ୰䛾ዃ㞧≀䛾ᕳ䛝㎸䜏䜢㜵䛠䛯䜑䛻䠈䝸䜰䜽䝍䛾ᅇ㌿᪉ྥேཱྀῶᑡ᫬௦䛾ୗỈฎ⌮䜲䞁䝣䝷䛷䛿䠈ಶูฎ⌮䛷䛿⣙ 1 ⛊ẖ䛻཯㌿䛥䛫䛯䠊㧗㟁ᅽ䛿 SiC 䝖䝷䞁䝆䝇䝍 16䛒䜛ί໬ᵴ䛾ά⏝䛜㔜せ䛸䛺䜛䠊ί໬ᵴ䛿䝁䞁䝟䜽䝖໬ಶ䛷Ⓨ⏕䛥䛫䛯⧞䜚㏉䛧࿘Ἴᩘ 1 kHz, ್༙ᖜ 230 ns䠈䛸㧗ᗘ໬䛜㐍䜑䜙䜜䛶䛚䜚䠈䛥䜙䛻ᨺὶỈ୰䛾㞴ศゎᛶ

10 kV 䜎䛯䛿 15 kV 䛾㈇ᴟᛶ䛾㧗㟁ᅽ䝟䝹䝇䠄▐᫬㟁≀㉁䜈䛾ᑐᛂ䛜ㄢ㢟䛻䛺䜛䠊㞴ศゎᛶ≀㉁䛾ฎ⌮䛷ຊ⣙ 600 kW, ᖹᆒ㟁ຊ 90 W䠅䛷䛒䜛䠊䛿䠈Ỉ୰䛾㧗㟁ᅽᨺ㟁䜢฼⏝䛧䛶䜸䝌䞁䞉㻻㻴 䝷䝆䜹䝹䛸䛔䛳䛯໬Ꮫάᛶ✀䜢Ⓨ⏕䛥䛫䠈䛣䜜䜢ಁ㐍㓟໬ἲ䛻㞴ศゎᛶ≀㉁䛚䜘䜃ᚤ⏕≀䜢ྵ䜐ヨỈ䛸䛧䛶䠈ஂឿ㐺⏝䛩䜛䛣䛸䛜⪃䛘䜙䜜䜛䠊䛣䛣䛷䠈Ỉ୰䛻ᚤ⏕≀䛜Ꮡ

ᕝᴬᶫᆅⅬ䠄Ⲉᇛ┴᪥❧ᕷ䠅䛷 72 ᫬㛫௨ෆ䛻᥇ྲྀ䛧䛯ᅾ䛩䜜䜀䠈㧗㟁ᅽ䛛䜙┤᥋ⓗ䞉㛫᥋ⓗ䛺ᙳ㡪䜢ཷ䛡䜛䠊㧗㟁ᅽ䛾ຠᯝ䛸䛧䛶䠈ẅ⳦䜔ไ⳦䛸䛔䛳䛯䠈䛔䜟䜀ᚤ⏕≀䛻䛸䛳䛶䛾㈇䛾స⏝䛜▱䜙䜜䛶䛔䜛㼇㻝㼉䠊㻌ᮏ◊✲䛷䛿ಁ㐍㓟໬ἲ 㼇㻞㼉㼇㻟㼉 䛸⏕≀ฎ⌮䛾⤌䜏ྜ䜟䛫䜢䝁䞁䝟䜽䝖䛺୍䛴䛾ฎ⌮ᵴ䛷⾜䛖䛣䛸䜢┠ᶆ䛸䛧䛶䠈㻌ᨺ㟁䛻䜘䜛ᚤ⏕≀䜈䛾ᙳ㡪䜢ㄪ䜉䛶䛔䜛䠊ᚤ⏕≀䛸䛧䛶䛿⎔ቃ୰䛾⣽⳦⩌䜢ᑐ㇟䛸䛧䛶䛔䜛䠊స⏝ᶵᗎ䛿ḟ䛾஧ẁ㝵䜢᝿ᐃ䛧䛶䛔䜛䠊䛩䛺䜟䛱䠈䐟㻌 Ỉ䛸✵Ẽ䛾ቃ⏺䛷ἢ㠃ᨺ㟁䛥䛫䜛䛣䛸䛷」ᩘ䛾໬Ꮫάᛶ✀䛚䜘䜃⣸እ⥺䛜ྠ᫬䛻Ⓨ⏕䛩䜛䛸䠈Ỉ୰䛾㞴ศゎᛶ᭷ᶵ≀䛾୍

ᅗ 1 ᅇ㌿㟁ᴟ䛻䜘䜛ᢞ䛢㎸䜏ᘧ䝸䜰䜽䝍㒊䛜⏕ศゎྍ⬟䛺≀㉁䜈䛸㓟໬ศゎ䛥䜜䜛䠊䐠㻌 䛣䜜䜢㧗㟁ᅽ㟁ᴟ䛿䝸䜰䜽䝍እ࿘ୖ䛾䠎䜹ᡤ䛷ฎ⌮Ỉ䛸᥋䛧, 䛭䛾㒊ศ䛻タ䛡ዲẼᛶ䛾ᚤ⏕≀䛜㓟⣲䜢࿧྾䛧䛺䛜䜙ᰤ㣴※䛸䛧䛶ྲྀ䛯䜶䜰䜼䝱䝑䝥䛛䜙✵Ẽ䛜ᨺฟ䛥䜜Ẽᾮቃ⏺䛜ᙧᡂ䛥䜜䜛.

䜚㎸䜣䛷ᚤ⏕≀䛜ቑṪ䛩䜛䛸䛔䛖䜒䛾䛷䛒䜛䠊ᮏ◊✲䛷䛿䝁䞁䝟䜽䝖䛺ᢞ䛢㎸䜏ᘧ䛾ᅇ㌿㟁ᴟ䜢⏝䛔ᐇ㦂䛧䛯䠊㻌
2. ᐇ㦂᪉ἲ

㟁ᅽ 5 [kV/div]ᢞ䛢㎸䜏ᘧᨺ㟁䝸䜰䜽䝍㻌 ᅇ㌿㟁ᴟ䛻䜘䜛ᢞ䛢㎸䜏

㟁ὶ 20 [A/div]ᘧ䛾ᑠᆺᨺ㟁䝸䜰䜽䝍䜢〇స䛧䛯䠄ᅗ 1䠅䠊䝸䜰䜽䝍䛾ᮦ㉁䛿䝔䝣䝻䞁䠄⤯⦕㒊䠅䛚䜘䜃䝣䝑⣲䝂䝮䠄O 䝸䞁䜾䠅䛷䛒䜚䠈

100 ns᥋ᆅ㟁ᴟ䛸㧗㟁ᅽ㟁ᴟ䛿䝇䝔䞁䝺䝇〇䛷䛒䜛䠊㥑ື䝟䜲䝥䛿⾲㠃䛜⤯⦕䛥䜜䛯䝇䝔䞁䝺䝇〇䛷䛒䜚䠈ᨺ㟁䛾䛯䜑ᅗ䠎 䝸䜰䜽䝍䜈ᢞධ䛧䛯䝟䝹䝇㟁ᅽ䛚䜘䜃㟁ὶἼᙧ䛾㟁ຊ౪⤥㊰䛸✵Ẽ䛾౪⤥㊰䜢ව⏝䛧䛶䛔䜛䠊䝰䞊䝍䝢䞊䜽㟁ᅽ㻌 15 kV, 䝢䞊䜽㟁ὶ㻌 40 A, ▐᫬㟁ຊ 600 kW, ್༙ᖜ㻌 230
ns, 1 䝟䝹䝇ᙜ䛯䜚䛾䜶䝛䝹䜼䞊 90 mJ 䠖 ⃰ᗘ 10 ppm, ᑟ㟁⋡ 2.2
mS/m, pH 6.9 䛾䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊⁐ᾮ䛻ᑐ䛩䜛ᨺ㟁ฎ⌮᫬䛾Ἴᙧ䛻䜘䜚Ỉ୰䛾䝸䜰䜽䝍䜢⣙ 10,000 rpm 䛷㧗㏿ᅇ㌿䛥䛫䜛䛸㥑ື䝟䜲䝥䛛䜙䜶䜰䜼䝱䝑䝥䛻✵Ẽ䛜ᘬ䛝㎸䜎䜜䜛䛾䛷䠈䛣䜜䛻᥋䛧䛯㧗㟁ᅽ㟁ᴟ䛷Ẽᾮቃ⏺䛾ἢ㠃ᨺ㟁䜢
11341

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018ἙᕝỈ 460 mL 䛻䠈⢭〇Ỉ䠄άᛶⅣ䛸䜲䜸䞁஺᥮ᶞ⬡Ỉ୰䛾䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊䛾 90 % 䜢ศゎ䛷䛝䜛䛣䛸䛜ศ䛛䛻䜘䜛䠈㠀⁛⳦䠅䜢ຍ䛘䛶 3.2 L 䛸䛧䛯ୖ䛷䠈㞴ศゎᛶ䛾䛳䛯䠊䜎䛯䠈䝟䝹䝇㟁ᅽ䛜ప䛔᪉䛜ᢞධ㟁ຊᙜ䛯䜚䛾䝯䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊Ⰽ⣲䜢 10 ppm 䛸䛺䜛䜘䛖䛻ຍ䛘䛯䜒䛾䜢䝏䝺䞁䝤䝹䞊ศゎຠ⋡䛜㧗䛟䛺䛳䛶䛔䜛䠊䛣䜜䛿䠈䝟䝹⏝䛔䛯䠊䛣䛾᫬Ⅼ䛷ヨỈ䛿⃰䛔㟷Ⰽ䜢࿊䛩䜛䠊

䝇Ⓨ⏕䛻⏝䛔䛶䛔䜛 SiC 䝖䝷䞁䝆䝇䝍䛜䠈15 kV ฟຊ᫬䛻䛿䝗䝺䜲䞁ᐃ᱁㟁ὶ䛾 80 % 䜢㉸䛘䛶㐠㌿䛧䛶䛔䜛䛯ᨺ㟁䛻䜘䜛䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊㓟໬ศゎ䛾☜ㄆ㻌 ᨺ㟁ฎ䜑ฟຊ᢬ᢠ䛜ቑຍ䛧䛯䛣䛸䛻䜘䜛䛸⪃䛘䜙䜜䜛䠊⌮䛻䜘䜚䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊Ⰽ⣲䛿ᚎ䚻䛻㓟໬ศゎ䛥䜜䜛䛯䜑䠈ヨỈ䛿ḟ➨䛻⬺Ⰽ䛥䜜䜛䠊ᨺ㟁ฎ⌮䛾㛤ጞ䛛䜙 5௚䜾䝹䞊䝥䛻䜘䜛䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊ศゎᐇ㦂䛷䛿䠈Ỉศ䠈10 ศ䠈20 ศ䠈30 ศ䛜⤒㐣䛧䛯᫬Ⅼ䛷䛾ヨỈ䛾䝃䞁ୖᨺ㟁䛻䜘䜛ศゎຠ⋡䛜 0.073 ~ 1.8 g/kWh [4] , Ỉ୰䝥䝹䜢䠈䛒䜙䛛䛨䜑 1.5 mL 䝬䜲䜽䝻䝏䝳䞊䝤䛻䛶ㄪ〇䛧ᨺ㟁䛻䜘䜛ฎ⌮䛷䛿 5 g/kWh [5] 䛸ሗ࿌䛥䜜䛶䛚䜚, ᮏ䛶䛚䛔䛯⃰ᗘ 0.5䡚10 ppm 䛾Ỉ⁐ᾮ䛸ẚⰍ䛩䜛䛣䛸䛷◊✲䛷䛾ศゎຠ⋡䛿䛣䜜䜙䛸ྠ⛬ᗘ䛷䛒䛳䛯䠊Ẽᾮቃ

ヨỈ䛾䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊⃰ᗘ䜢 ᐃ䛧䛯䠊⏺䛷䛾ᾮ┦䛾᧠ᢾ䛜άᛶ✀䛾⁐䛡㎸䜏䛸ศゎฎ⌮䛻୚䛘䜛ᙳ㡪䛻䛴䛔䛶䛿ሗ࿌౛[6]䛜䛒䜛䚹㓟໬ศゎ䛻䜘䜛⏕ศゎᛶྥୖ䛾☜ㄆ㻌 㓟໬ศゎ䛻䜘䜚ヨỈ䛾⏕ศゎᛶ䛜ྥୖ䛧䠈ᚤ⏕≀䛜ቑຍ䛩䜛䛸⪃䛘
䜙䜜䜛. 䛣䜜䜢☜ㄆ䛩䜛䛯䜑 BOD䠄Biochemical oxygen
demand䠅ᐃ䜢⾜䛳䛯. ᨺ㟁ฎ⌮䜢㛤ጞ䛧䛶䛛䜙 5 ศ㛫⤒㐣䛧䛯᫬Ⅼ䛾ヨỈ䛾䝃䞁䝥䝹䜢᥇䜚䠈ᮍ཯ᛂ䛾㓟

10 kV໬ᛶ≀㉁䛾཯ᛂ䜢⤊஢䛥䛫, 䛛䛴⁐Ꮡ㓟⣲㔞䜢㣬࿴䛥
15 kV䛫䜛䛯䜑䛻䝬䜾䝛䝏䝑䜽䝇䝍䞊䝷䞊䛷 15 ศ㛫᧠ᢾ䛧䛯䠊䛣䜜䜢䝣䝷䞁⎼ (102 mL) 䛾༙㔞䛸䜚䠈ṧ䜚䛾༙㔞䜢䠈ᚤ⏕≀䛾⏕Ꮡ䛻ᚲ㡲䛾↓ᶵሷ㢮䛸⦆⾪ᾮ䠄JIS K 0102 䇶ᕤሙ᤼Ỉヨ㦂᪉ἲ䛻ᐃ䜑䜛 AࠥD ᾮ䠅䜢ྵ䜐ᕼ㔘Ỉ䛷ᅗ 3㻌 ᨺ㟁䛻䜘䜛䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊⃰ᗘ䛾ኚ໬䝣䝷䞁⎼䜢‶䛯䛧䛯䛾䛱䠈20䉝䛾ᬯᡤ䛷 5 ᪥㛫䛾㓟⣲᳜✀䛾᥇Ỉ᪥䠖ฎ⌮๓䛾䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊⃰ᗘ, ᑟ㟁⋡, pH

ᾘ㈝㔞䜢 ᐃ䛧䛯䠊ᕼ㔘Ỉ䛾 BOD 䛿 1.0 mg/L 䛷䛒䛳

2018/4/5 : 10 ppm, 2.2 mS/m, pH 6.9

䛯. ᨺ㟁ฎ⌮䛷䛿䠈㧗㟁ᅽ䝟䝹䝇䠄䝢䞊䜽㟁ᅽ 15 kV
䜎䛯䛿 10 kV䠅䜢ຍ䛘䛯ሙྜ䛸䠈ᑐ↷䛸䛧䛶↓㟁ᅽ䛾ሙ⾲䠍㻌 ᢞධ㟁ຊ㔞ᙜ䛯䜚䛾䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊ศゎຠ⋡ྜ䛻䛴䛔䛶䜒ᐇ㦂䛧䛯䠊ᨺ㟁୰䛾⏕⳦ᩘ䜈䛾ᙳ㡪䛾☜ㄆ㻌 ᨺ㟁ฎ⌮๓䛸ฎ⌮୰ 10 ศ䠈20 ศ䠈30 ศ᫬Ⅼ䛷䛾ヨỈ䛻ྵ䜎䜜䜛ᚑᒓᰤ㣴⣽⳦䛾⏕⳦ᩘ䠄CFU/mL䠅䜢ィᩘ䛩䜛䛯䜑䛻䠈䜸䞊㟁ᅽ㻌㻝㻜㻌㼗㼂㻌

㻝㻡㻌㼗㼂㻌

ศゎ㔞㻌 㼇㼙㼓㼉㻌

㻞㻞㻌

㻟㻜㻌

඲య㻌

䝸䜰䜽䝍㒊㻌

඲య㻌䝸䜰䜽䝍㒊㻌

㻡㻚㻡㻌

㻠㻚㻣㻌

㻞㻜㻌

㻝㻡㻌

㻠㻚㻜㻌

㻠㻚㻣㻌

㻝㻚㻡㻌

㻞㻚㻜㻌

ᢞධ㟁ຊ㔞㻌 㼇㼃㼔㼉㻌䝖䜽䝺䞊䝤ฎ⌮䛥䜜䛯 R2A ᐮኳᇵᆅ䠄పᰤ㣴ᇵᆅ䠅䛻䜘ศゎຠ⋡㻌 㼇㼓㻛㼗㼃㼔㼉㻌䜛ᖹᯈ⾲㠃ሬ᢯ἲ䜢⏝䛔䛯䠊䝃䞁䝥䝹䛿䠈䜸䞊䝖䜽䝺䞊䝤䛻䜘䜚⁛⳦䛥䜜䛯⢭〇Ỉ䛻䜘䜚 10 ಸẁ㝵ᕼ㔘䜢⾜䛔䠈
6 ศ⏬䛧䛯ᐮኳᇵᆅ䛻ྛᕼ㔘ಸ⋡䛸䜒 20 μL 䛪䛴䝬䜲

2017/12/22 䛛䜙 2018/4/6 䜎䛷䛻 4 ᅇ⾜䛳䛯ᨺ㟁ฎ⌮䜽䝻䝢䝨䝑䝖䛷⁲ୗ䛧䠈20䉝䛷 5 ᪥㛫ᇵ㣴ᚋ䛻䝁䝻䝙䞊䜢ィᩘ䛧䛯䠊䛥䜙䛻䠈BOD

Ỉ䛾 BODᐃ䜢⾜䛳䛯䝣䝷䞁⎼୰䛾 5ᐃ⤖ᯝ䜢ᅗ 4 䛻♧䛩䠊ᅗ䛷䛿ἙᕝỈ䛾᥇Ỉ᪥䠄᪥䛻䜘䛳䛶 BOD 䛜␗䛺䜛䠅䜢䝟䝷䝯䞊䝍䛸䛧䛶䝟䝹᪥ᚋ䛾⏕⳦ᩘ䜢ㄪ䜉䛯䠊䝇㟁ᅽ䛾㐪䛔䛻䜘䜛ᨺ㟁ฎ⌮ᚋ䛾 BOD 䜢ẚ㍑䛧䛶䛔䜛䠊

3. ᐇ㦂⤖ᯝ䛸⪃ᐹ䛣䛾䛖䛱䠈2017/12/22 䛾䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊⃰ᗘ 5 ppm 䛾䝕䞊䝍䛻䛴䛔䛶䛿᭚Ẽ䛧䛯Ỉ㐨Ỉ䜢ཎỈ䛸䛧, BOD䝟䝹䝇㟁ᅽ 10 kV 䛸 15 kV䠈ᨺ㟁ฎ⌮᫬㛫 30 ศ䛾ᐇ㦂䛷ᚓ䜙䜜䛯䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊⃰ᗘኚ໬䜢ᅗ 3 䛻♧䛩䠊ᐃ䛾ึ᪥䛻ᚤ⏕≀䛾᳜✀䜢⾜䛳䛯䠊ᨺ㟁ฎ⌮ 10 ศ㛫䜎䛷䛾䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊䛾ศゎ㔞䛸䠈

ᅗ 4 䜘䜚䠈඲䛶䛾ᐇ㦂䛷䝟䝹䝇㟁ᅽ䜢ຍ䛘䛯䛣䛸䛻䜘䛭䜜䛻せ䛧䛯ᢞධ㟁ຊ㔞䛛䜙䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊䛾ศゎຠ䜛 BOD ್䛾ቑຍ䛜䜏䜙䜜䜛. 䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊⃰ᗘ 10⋡ (g/kWh) 䜢ィ⟬䛧䛯䠄⾲ 1䠅䠊䝸䜰䜽䝍㒊䛾䜏䜈䛾ᢞppm 䛾ᐇ㦂䛻䛴䛔䛶䠈ฎ⌮┤ᚋ䛸ฎ⌮ 5 ᪥ᚋ䛾䝣䝷䞁ධ㟁ຊ㔞䛻䛴䛔䛶䜒௜グ䛧䛯䠊⎼୰䛾ᚑᒓᰤ㣴⣽⳦ᩘ䛾ẚ㍑䜢⾲ 2 䛻♧䛩䠊䛣䛾⾲䛛䜙䠈5 ᪥㛫䛷⏕⳦ᩘ䛜 2 ᱆௨ୖቑຍ䛧䛶䛔䜛䝟䝹䝇㟁ᅽ 10 kV 䛷䛿 20 ศ䠈15 kV 䛷䛿 10 ศ䛷ヨ

1342

2

17th World Lake Conference, Lake Kasumigaura, Ibaraki, Japan, 2018䛣䛸䛜ศ䛛䜛䠊䛣䛾䛣䛸䛛䜙 BOD ್䛾 ᐃ䛻⏝䛔䛯 5 ᪥䛷䛿㧗㟁ᅽᨺ㟁䛻䜘䜛ẅ⳦ຠᯝ䛜㢧ⴭ䛸䛺䜛䜎䛷䛾ฎ㛫䛾㓟⣲ᾘ㈝䛿ᚤ⏕≀䛻䜘䜛䜒䛾䛷䛒䜛䛸☜ㄆ䛧䛯䠊௨⌮᫬㛫䛻㓟໬ศゎ䜢㐍䜑䜛䛣䛸䛜ྍ⬟䛷䛒䛳䛯.

ୖ䛾䛣䛸䛛䜙, ᨺ㟁䛻䜘䜚䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊䛜ᚤ⏕≀䛻䜘
䛳䛶 BOD 䛸䛧䛶ᐃྍ⬟䛺⏕ศゎ䛥䜜䜔䛩䛔≀㉁䛻

㓟໬ศゎ䛥䜜, ヨ㦂⎔ቃ୰䛾⣽⳦䛜ቑṪ䛧䛯䜒䛾䛸⪃

10 kV䛘䜙䜜䜛䠊⣽⳦䛾኱㒊ศ䛿ἙᕝỈ䛻⏤᮶䛩䜛䛜䠈ᮍ⁛⳦䛾⢭〇Ỉ䠄άᛶⅣ䛚䜘䜃䜲䜸䞁஺᥮ᶞ⬡䛻䜘䜛ฎ⌮䠅

15 kV

䛚䜘䜃 BOD ᕼ㔘Ỉ䛻ῧຍ䛩䜛 A ᾮ, B ᾮ⏤᮶[7]䛾⣽⳦䜒ྵ䜐䠊ἙᕝỈ௨እ䛿పᰤ㣴≧ែ䛷䛒䜛䛯䜑, ἙᕝỈ௨እ䛻⏤᮶䛩䜛⣽⳦䛻䛴䛔䛶䛿ⱆ⬊䜢స䜛⳦✀䛜୺䛻䛺䛳䛶䛔䜛䛣䛸䛜␲䜟䜜䛯.

ᅗ 5㻌 ᨺ㟁䛻䜘䜛⏕⳦ᩘ䛾ኚ໬᳜✀䛾᥇Ỉ᪥䠖ฎ⌮๓䛾䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊⃰ᗘ, ᑟ㟁⋡, pH
2018/4/5 : 10 ppm, 2.2 mS/m, pH 6.9

4. 䜎䛸䜑
ᢞ䛢㎸䜏ᘧ䛾ᨺ㟁䝸䜰䜽䝍䜢⏝䛔䛶Ỉ୰䛾㞴ศゎᛶ᭷ᶵ≀䜢ಁ㐍㓟໬ฎ⌮䛩䜛㝿䛾⣽⳦ᩘ䛾ኚ໬䜢ㄪ䜉䛶䛔䜛䠊ᐇ㦂䛷䛿⏕⳦ᩘ䛜኱ᖜ䛻ῶᑡ䛩䜛๓䛻䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊䛿⏕ศゎ䛥䜜䜔䛩䛔≀㉁䛻䜎䛷㓟໬ศゎ䛥䜜䠈
BODᐃ୰䛻⏕⳦ᩘ䛜ቑຍ䛩䜛䛣䛸䜢☜ㄆ䛧䛯䠊௒ᚋ䛿ฎ⌮Ỉ୰䛾⣽⳦䛜ᨺ㟁䛻䜘䜚Ṛ⁛䛧䛺䛔䝸䜰䜽䝍䛾㐠㌿䝟䝍䞊䞁䛻䜘䜚䠈䝁䞁䝟䜽䝖䛛䛴㟁ຊᾘ㈝䛾

ᅗ䠐㻌 ྛ䝟䝹䝇㟁ᅽ䛾 BODᑡ䛺䛔᤼Ỉฎ⌮ἲ䜢ᵓᡂ䛧䛯䛔䠊᥇Ỉ᪥䠖ฎ⌮๓䛾䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊⃰ᗘ, ᑟ㟁⋡, pH
2017/12/22 : 5 ppm, 13 mS/m, pH 8.0

ᩥ⊩

2018/3/20 : 10 ppm, 2.1 mS/m, pH 7.3[1] ྜྷ㔝 ຌ, ኱ᔱ Ꮥஅ, ㇂㔝 Ꮥᚨ, బ⸨ ṇஅ : ͆㖟㟁ᴟࢆ⏝࠸ࡓ㧗㟁ᅽࣃࣝࢫẅ⳦⿦⨨࡟ࡼࡿ✀ࠎࡢ⳦࡟ᑐࡍ
ࡿ୙άᛶ໬ຠᯝ͇, 㟼㟁ẼᏛ఍ㄅ, Vol.34(2), pp.81-86(2010).
[2] ᏷⏣ ೺୍, ᫓ᮌ ⿱ே, ⚄ᑿ ᜨ୍, ᒣ⏣ ᫓⨾, ᑠᆏ ᾈྖ, ᯇ஭ ୕㑻 :㻌 䇾ᗫᲠ≀᭱⤊ฎศሙᾐฟỈ䛾䜸䝌䞁/㐣㓟໬Ỉ⣲ἲ, 䜸䝌䞁/⣸እ⥺ἲ, 㐣㓟໬Ỉ⣲/⣸እ⥺ἲ䛻䜘䜛ฎ⌮≉ᛶ䇿㻌 , ᗫᲠ≀Ꮫ఍ㄽᩥㄅ, Vol. 10, No. 5, pp.
247-256 (1999).
[3] P. V. Nidheesha, Minghua Zhoub, Mehmet A. Oturan : “Anoverview on the removal of synthetic dyes from water byelectrochemical advanced oxidation”, Chemosphere, Vol. 197,
pp. 210-227 (2018).
[4] ⏕㥖 ᫴, బ⸨ Ꮥ⣖, ఀ⸨ ⚽⠊ : ͆኱Ẽᅽࣃࣝࢫᨺ㟁࡟ࡼࡿ࣓ࢳࣞࣥࣈ࣮ࣝศゎ͇, IEEEJ Trans. FM, Vol.129,
No. 4, pp. 237-244 (2009).
[5] M. Magureanu, D. Piroi, F. Gherendi, N.B. Mandache, V.
Parvulescu : “Decomposition of methylene blue in waterby corona discharges”, Plasma Chem. Plasma Process., Vol.
28, pp. 677-688 (2008).
[6]㻌 ⁁ཱྀ ⚽ᙲ, ➉ෆ ᕼ : "Ẽᾮ⏺㠃䜢㏻䛧䛯᭷ᶵ≀ศゎฎ⌮䛻䛚䛡䜛ᾮ┦᧠ᢾ䛾ຠᯝ", 㟼㟁ẼᏛ఍ㄅ, Vol. 40, No.
2, pp. 96-101 (2016).
[7] ᪥ᬽ ஂᩗ, ᑠᯇ ኟᏊ, ዟ⏣ ᑠⓒྜ, 㣤ሯ ᬛᏊ : “㧗⢭ᗘ BODᐃ䛾䛯䜑䛾ᕼ㔘Ỉ䛾Ỉ㉁ཬ䜃᳜✀䛾άᛶྥୖ䛾᳨ウ” , ศᯒ໬Ꮫ, Vol. 63, No. 4, pp.331-337, (2014).

2018/3/30 : 10 ppm, 2.9 mS/m, pH 7.5
2018/4/5 : 10 ppm, 2.2 mS/m, pH 6.9

⾲ 2㻌 䝣䝷䞁⎼୰䛾⏕⳦ᩘ䛾ቑຍ
10kV 䛻䛴䛔䛶䛿ୖ䛛䜙 2018/4/5 , 2018/3/30 䛾ᐇ㦂, 15kV 䛻䛴䛔䛶䛿ୖ䛛䜙 2018/4/5 , 2018/3/30 , 2018/4/5 䛾ᐇ㦂䛷䛒䜛.

㟁ᅽ㻌ฎ⌮┤ᚋ䛾⏕⳦ฎ⌮ 㻡 ᪥ᚋ䛾⏕㼇㼗㼂㼉㻌ᩘ㻌 㼇㻯㻲㼁㻛㼙㻸㼉㻌⳦ᩘ㻌 㼇㻯㻲㼁㻛㼙㻸㼉㻌㻡㻚㻜㽢㻝㻜㻟㻌

㻟㻚㻠㽢㻝㻜㻡㻌

㻣㻚㻡㽢㻝㻜㻟㻌

㻢㻚㻜㽢㻝㻜㻡㻌

㻝㻚㻜㽢㻝㻜㻟㻌

㻝㻚㻞㽢㻝㻜㻢㻌

㻤㻚㻞㽢㻝㻜㻟㻌

㻝㻚㻝㽢㻝㻜㻢㻌

㻡㻚㻜㽢㻝㻜㻞㻌

㻟㻚㻜㽢㻝㻜㻡㻌

㻝㻜㻌 㻌

㻝㻡㻌

30 ศ䛾ᨺ㟁ฎ⌮୰䛻᥇ྲྀ䛧䛯䝃䞁䝥䝹䛾ᚑᒓᰤ㣴⣽⳦ᩘ䠄R2A ᇵᆅ䛻䜘䜛 20䉝, 5 ᪥㛫ᇵ㣴䠅䜢ᅗ 5 䛻♧䛩䠊䝟䝹䝇㟁ᅽ 10 kV 30 ศ䛾ฎ⌮䛷䛿⏕⳦ᩘ䛻ኚ໬䛿ぢ䜙䜜䛪䠈䝟䝹䝇㟁ᅽ 15 kV 䛷䛿 30 ศ⤒㐣᫬Ⅼ䛷⏕⳦ᩘ䛜ῶᑡ䛧䛯䠊䛹䛱䜙䛾㟁ᅽ䛷䜒䠈䛣䛾᫬Ⅼ䜎䛷䛻䝯䝏䝺䞁䝤䝹䞊䛾⬺Ⰽ䛜㐍䜣䛷䛔䜛䛣䛸䛛䜙䠈䛣䛾ฎ⌮

31343