Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
図 5-1 浄化槽放流水の藻類への影響調査を行った現場の概略図

藻類の増殖に及ぼす影響を評価する新手法に用いた試験水は，上流水，下流水，処理水の3種は $ 0.45\mu m $ メンブレンフィルターでろ過し，pH緩衝剤のトリスヒドロキシメチルアミノメタン(Tris)を500mg/lとなるよう加え，pH7.5としたものである．また対照系として蒸留水を用いて同様の試験を行った．なお，新手法の詳細は排水毒性試験において記述した通りである．試験は3連で実施した．対照系と各試験水の比増殖速度についてt検定(有意水準 $ \alpha=0.05 $ )を用いて有意差を評価した．

また，用水路に付着する藻類の種類および量については，底質サンプルの脂肪酸組成を分析し，表5-2に示す脂肪酸マーカーから起源生物を推定した $ ^{18} $ .

表5-2 脂肪酸マーカーとその起源

脂肪酸バイオマーカー	起源
i15:0, ai15:0, i17:0, ai17:0, 18:1(n-7)	細菌
16:1(n-7), 20:5(n-3)	珪藻
18:2(n-6), 18:3(n-3)	綠藻／藍藻
22:6(n-3), 18:4(n-3)	渦鞭毛藻
LCFA(24:0, 26:0, 28:0, 30:0, 32:0)	陸上植物

脂肪酸の抽出は Abdulkadir & Tuchiya らのワンステップメソッドを用いたが，本研究では溶媒の使用量や反応時間に若干の変更を加えた．まず乾燥重量1g程度の底質サンプルを50ml遠沈管に採取し，ヘキサン10ml，内部標準物質ヘキサン溶液（C23:0，0.5mg/ml）1ml，BF3メタノール12%2mlを加えた．
次に窒素ガスを封入し蓋を閉めて $ 100^{\circ} $ C のウォーターバス内で 2 時間半反応させた．そして室温で冷却後，ヘキサン 1ml，超純水 2ml を加え激しく攪拌した後，遠心分離を行い上層のヘキサン層をピペットで回収し，サンプルとした．脂肪酸の分析はキャピラリーカラム（Varian 社，CP-Select CB for FAME, 0.25mm, 100m）装着したガスクロマトグラフ（Shimadzu 社，GC-1700）を用いた．各ピークのリテンションタイムを標準物質のリテンションタイムと比較することで脂肪酸を同定し，また内部標準のピーク面積と比較することで各脂肪酸の含有量を計算した．

#### 5.2.3 浄化槽放流水が巻貝カワニナに及ぼす影響

## (1) 供試生物力ワニナ（Semisulcospira libertina）の生態

カワニナは，全国に分布する最も一般的な淡水性巻貝の一種である．殻表に多くの細いら肋があり，時に紫褐色帯が殻口外唇の内側に現れる．ふたは卵型で小旋型で模式型では縦肋が無い．胎児殻は小さく平滑，多い時は500を超える．砂や小石底に多い $ ^{19} $ ．カワニナ幼貝の大きさは約1 mmで，その後1ヶ月間で約1 mmずつ成長し続ける．

貝類は生態的な特性上，移動性が低く，生息場所をほとんど変えることができない．そのため，化学物質の汚染を長期的に受けやすい．短期間であれば，閉殻行動により汚染に耐えられると考えられるが，研究例が少なく，その実態はよくわかっていない．

## (2) 調查地点

調査地点を図 5-2 に示す．宮城県名取市の浄化槽設置状況を地図で確認し，名取川頭首工（高舘熊野堂）と，頭首工から約 4km 下流の宮神明地区（高舘吉田宮神明）を調査地として選定した．宮神明地区においては，合併処理浄化槽の設置数が集中する場所を挟み上・下流側の 2 か所で調査を行った．頭首工は，幅 3.50m，深さ 1.57m の水路である．上流側水路は幅 1m，下流側水路は幅 0.8m ほどの U 字溝である．本地点は，合併処理浄化槽の設置数が多く，水路には合併処理浄化槽放流水が排出されている．

## (3) 水質調查方法

調査日時は2012年3月27日，5月9日，8月20日，11月12日の各10時～11時を目途に測定，採集をした．現地で携帯式の計測機器を用いて，流速，水温，pH，溶存酸素量（DO），濁度，残留塩素を測定した．その他の項目は，実験室に持ち帰って測定を行った．調査項目を表5-3に記す．しかし，3月27日は宮神明地区上流の流量が少なかったため，宮神明地区下流と頭首工のみの測定とした．
図 5-2 浄化槽放流水のカワニナへの影響の調査を行った地点（引用google）

表5-3 水質調査項目

現地調査	室内測定
流速 (cm/s)	リン酸態リン (mg/l)
pH	アンモニア態窒素 (mg/l)
濁度(度)	硝酸態窒素 (mg/l)
EC(ms/m)	COD (mg/l)
水温(℃)	BOD (mg/l)
残留塩素(mg/l)	大腸菌群数(個/ml)
水深(m)	大腸菌数(個/ml)
## (4) 生物調查方法

調査日時は2012年8月20日，11月12日．宮神明の下流地区で生物調査を行った．水路内の側面に横幅30cmのたも網で左右5ヶ所採取し，カワニナの個体数や殻長の測定を行った．なお，5月9日は大雨直後ということもあり，カワニナの存在は目視で確認できなかった．

## (5) 室内実験方法と材料

2012年8月20日, 宮神明の下流地区でカワニナの採集を行った. カワニナ(大)を45個体(25mm±1mm), カワニナ(小)を45個体(10mm±1mm), 2日間バケツで飼育した．実験に使用するカワニナの殻長を2種類準備したのは, カワニナ(大)は水路内で2年程度生息しているのに対し, カワニナ(小)は生息期間が1年以内であることから残留塩素への耐性が異なると推測したためである．

照明は 12 時間:12 時間(明:暗)で行い，魚類用の飼料を 1 日 1 回適量与えた.バケツの水温は $ 20 \pm 1^{\circ}C $ に維持した.

試験物質は次亜塩素酸ナトリウム溶液を脱塩素水道水により希釈し，設定濃度の試験液を準備した．試験液の残留塩素濃度は0,0.5,1,2および5mg/Lに設定し，1つのグループとした．これを各濃度につき3連で試験を実施した．

暴露試験は，カワニナ(大)，カワニナ(小)それぞれについて500ml三角フラスコを用いて止水で実施した．300mlの試験液が入った三角フラスコにカワニナを3個体ずつ分けて入れ4日間暴露し，行動と生残を観察した．照明は12時間：12時間(明:暗)で行い，水温は20±1℃に維持した（図5-3）．また，試験液は1日1回全量交換した．残留塩素の揮発を防ぐため，三角フラスコの口はラミネートで密封した．

暴露したカワニナの行動は先行研究 $ ^{2)} $ を参考に4種類に分類し，それぞれにポイントをつけて集計した.

3 ポイント: 壁面に付着し，試験水に浸かっている状態，または底面に転がり殻から出ている状態.

2 ポイント: 壁面に付着し, 水面から出ている状態.

1 ポイント: 底面に転がり殻に閉じこもっている状態.

0 ポイント: 死亡している状態.

死亡判定は触角の部分をピンセットで突き，反応がない場合は脱塩素水道水に入れ，10分間観察して反応がないものを死亡と判定した.
図 5−3 カワニナが壁面に付着している状態

### 5.3 実験結果および考察

#### 5.3.1 浄化槽放流水の藻類に対する毒性

## (1) 模擬浄化槽放流水の毒性評価

模擬浄化槽放流水の排水含有率と P. subcapitata の生長阻害率との関係を図 5·4～5·6 に示す．各試験系での EC_{50} は無栄養塩溶液の新手法で 36.5％，培地の新手法で 58.2％，既往手法で 68.3％となった．

図 5-4 は無栄養塩溶液の新手法と培地の既往手法を用いた結果の比較である。これより，排水希釈率 20% と 40% において有意差が確認され（p < 0.05）EC_{50} では約 2 倍の差が確認された。すなわち，新手法のほうが強い生長阻害を示す結果が得られた。

図 5-5 の新手法および既往手法ともに培地を用いた結果の比較では，排水希釈率 80% のみ有意差が確認され $ (p < 0.05) $ ， $ EC_{50} $ では新手法のほうがわずかに強い生長阻害を示す結果が得られた.
そして図 5-6 に示す新手法での無栄養塩溶液と培地での比較では，排水希釈率 40% では無栄養塩溶液が，80% では培地のほうが強い生長阻害を示したが（p < 0.05）， $ EC_{50} $ でみると無栄養塩溶液のほうが強い毒性となった.

図 5-4 新手法と既往手法（WET 試験）による模擬浄化槽放流水の藻類への毒性評価結果（*有意差有り（p<0.05））
図 5-5 培地を用いた新手法と既往手法（WET 試験）による

模擬浄化槽放流水の藻類への毒性評価結果（*有意差有り（p<0.05））

図 5-6 新手法による培地と無栄養塩溶液での

模擬浄化槽放流水の藻類への毒性評価結果（*有意差有り（p<0.05））
## (2) 排水毒性試験における栄養塩の影響

本研究では，新手法と WET 試験，さらに培地を用いた新手法と無栄養塩溶液で行った新手法の比較から，培地に含まれる栄養塩が排水毒性評価に及ぼす影響を明らかにした。

まず，図 5-4 の新手法と WET 試験の比較から，WET 試験における模擬浄化槽放流水の低希釈率での毒性の低下が確認された．これは WET 試験に用いた培地に含まれる栄養塩成分と模擬浄化槽放流水の含有する毒性物質との反応によって引き起こされた．模擬浄化槽放流水中には塩素 NaClO 以外にも多くの物質が含まれるため物質の特定には至らないが，培地の栄養塩成分が放流水中の毒性物質と反応して相殺作用をもたらしたと考えられる．

また，無栄養塩溶液ではなく培地を用いた新手法と WET 試験を比較したところ，図 5-4 で見られた低希釈率での WET 試験の毒性の低下は，培地を用いた新手法でも確認され（図 5-5），低希釈率においては培地の栄養塩成分と放流水中の毒性物質の反応による毒性の低下があることが確認された。

一方，培地を用いた新手法と無栄養塩溶液の新手法を比較すると，培地を用いた新手法において高希釈率で毒性の上昇が確認された（図5-6）。この理由は培地の栄養塩成分と放流水中の毒性物質との反応により，高希釈率においてより毒性の高い物質を生成した，すなわち相加作用が働いたものと考えられる。

以上のことから，排水毒性試験においても試験中の栄養塩の有無が排水の毒性に影響を与えて藻類生長阻害作用を変化させることが明らかとなった．排水や環境水は含有物質が不明であるため栄養塩と複合影響を起こす物質の特定をするのは難しい．したがって，本研究で構築した新手法は実際の排水の毒性をより正確に評価可能な藻類生長阻害試験として活用できるものと考えられる．

また，詳細は示さないが別途行った新手法による浄化槽処理水（塩素消毒前）の藻類生長阻害試験の結果，BOD除去型および窒素・リン除去型の両者とも生長阻害が認められなかった．このことは浄化槽放流水の藻類への影響を考えた場合，塩素消毒が放流水の毒性を上昇させていることを意味する．4章で明らかになったように，窒素・リン除去型浄化槽においては遊離残留塩素が高く検出される傾向にあり，処理水の高度化によって塩素消毒による生態系影響リスクが高まることが懸念される．このため，病原性微生物を不活化する最小限の残留塩素濃度にとどめる技術の開発や，塩素に頼らない衛生学的安全性確保の方法について検討を進めるべきであると考える．
#### 5.3.2 浄化槽放流水が排出先に生育する藻類に及ぼす影響

## (1) 浄化槽放流水が水路水の水質に及ぼす影響

2011 年 1 月，宮城県大崎市内の浄化槽放流水が流入する用水路にて行った水質測定の結果を表 5-4 に示す．上流水と下流水で各水質にはほとんど差がないことが示され，放流水が当該流域に及ぼす水質の影響はないと判断できる．用水路流量に対する浄化槽放流水量の比は約 4000:1 であるため，用水路を流れる水に対して放流水の流入が微小であったことが水質に影響を及ぼさない理由と考えられる．

表 5-4 净化槽放流水の排出先用水路水質測定結果

水質項目	上流水	下流水
pH	7.39	7.39
水温(℃)	0.9	0.3
DO(mg/L)	13.10	13.52
ORP(mV)	+190	+187
EC(s/m)	0.02	0.02
BOD(mg/L)	5.0	5.2
NO2-N(mg/L)	<0.01	<0.01
NO3-N(mg/L)	0.270	0.265
NH4-N(mg/L)	0.097	0.101
PO4-P(mg/L)	0.017	0.012
残留塩素(mg/L)	0.06	0.06

## (2) 藻類の増殖に及ぼす影響

上流水，下流水，処理水および対照系（蒸留水）を用いた新手法による藻類増殖試験における P. subcapitata の比増殖速度を図 5-7 に示す．無栄養塩の対照系は $ \mu_{max} $ と同等であることが示され $ (p>0.05) $ ，本試験においては栄養塩条件が P. subcapitata の増殖に影響しないことを確認した．処理水および上流水では対照系と同等の比増殖速度を示し，藻類増殖阻害効果は見られなかったが $ (p>0.05) $ ，下流水では比増殖速度 $ \mu $ が有意に低下し，増殖阻害効果が確認された $ (p<0.01) $ ．この理由に関しては測定した水質に上流水と下流水で差がほとんど無いことから，それ以外の水質因子の影響であることが予測されるが，今後さらに検討が必要である．

その１つとして消毒のために処理水に添加される塩素と有機物の反応生成物の影響が考えられる．塩素化合物の中にはμ g/lのオーダーで薬類の清澄を阻害
するものもあり，浄化槽処理水の生態影響を解明する上で，塩素化合物の生成と生物への影響評価が重要な課題と考えられた.

図 5-7 净化槽放流水の排出先用水路の水を用いた 藻類増殖試験（新手法）の結果（*有意差あり（p<0.01））

## (3) 藻類およびバクテリアへの影響（脂肪酸をバイオマーカーとして）

上流および下流での底質サンプルの脂肪酸分析の結果を図5-8，5-9，5-10に示す．脂肪酸の総量は上流が295μg/g，下流が921μg/gであり，下流の方が脂肪酸量は多かった．すなわち生物が豊富に存在することを意味する．

図 5-8 净化槽放流水の排出先用水路における底質サンプル中の脂肪酸総量

また，藻類およびバクテリアのマーカー脂肪酸については，質量で評価すると（図5-9），上流，下流ともに珪藻類が多く，上流から下流にかけて緑藻，珪
藻，渦鞭毛藻，バクテリアすべて増加していた。一方，脂肪酸マーカー割合で評価すると（図5-10），上流と比較して下流において珪藻および渦鞭毛藻の割合が増加し，緑藻およびバクテリアについては減少していた。

図 5-9 浄化槽放流水の排出先用水路における底質サンプル中の 脂肪酸マーカーの質量

図 5-10 浄化槽放流水の排出先用水路における底質サンプル中の 脂肪酸マーカー割合

脂肪酸量からみた用水路付着生物相に与える影響としては，上流よりも下流の方の生物量が多く，排水に含まれる栄養塩を利用して付着藻類の増殖が起こっていることが原因であると考えられる．また，緑藻類の割合が減少し，珪藻類の割合が増加したのは，緑藻を用いた藻類増殖阻害試験の結果と符合し，緑藻類が浄化槽放流水に含まれる生長阻害物質によって増殖を阻害された可能性がある．一方，藻類の中でも珪藻や渦鞭毛藻類は増加しており，浄化槽放流水
の藻類への影響は，富栄養化による生産量の増加のみならず，特定の藻類の増殖阻害，特定の藻類の増殖促進を通じて，生態系に影響を与える可能性が示唆された.

#### 5.3.2 浄化槽放流水が巻貝カワニナに及ぼす影響

## (1) 浄化槽放流水が排出される農業用水路の水質の推移

調査期間中の pH 値は，6～8 の間で推移した．宮神明地区上流と下流で大きな差は見られず，pH 値の変化は浄化槽放流水の影響ではなく，河川水の変動由来のものであると推測される．また，すべての値が河川 B 類型(頭首工地点)の環境基準値内であった．その他，濁度，EC，BOD の測定結果からも宮神明地区上流と下流で大きな差は見られず，浄化槽放流水の影響はないと判断できる．また，残留塩素濃度は 0.05mg/L 以下と低い値のまま推移した．

この農業用水路には，農業排水が多量に流れており，このため浄化槽放流水が排出されても希釈されて上流と下流での値に差は見られなかったと考えられる.

## (2) カワニナの殻長分布の推移

カワニナの8月20日の調査では151個体が検出され，殻長の平均は9.9mm，最大は34.1mm，最小は4.3mmであった．11月12日の調査では160個体，殻長の平均は14.5mm，最大は30.4mm，最小は6.1mmであった．殻長分布としては，8月20日の調査では1～10mm程度の個体が最も多く，全体の約70％を占めていた．残りの約30％の個体はほとんどが11～20mm程度であった．11月12日では11～20mm程度の個体が最も多くなり全体の約80％を占めた．一方1mm～10mm程度の個体数は8月20日の調査結果を下回り全体の約20％となった．このことから，採集したカワニナが上流から偶然運ばれてきたものではなく，調査地の水路内に定住し，成長を続けていたことが推測できる．すなわち，浄化槽放流水排出先として選定した本農業用水路において，カワニナは生息可能かつ成長していることがわかり，現場調査からは浄化槽放流水の影響が確認できなかった．

## (3) 残留塩素がカワニナの生残に及ぼす影響

4 日間の暴露の結果, カワニナ(大)では対照系(0mg/L)と0.5mg/L, 1mg/Lのカワニナは全9個体が生存した. 2mg/Lでは8個体が生存し, 1個体が死亡した. 5mg/Lでは4個体が生存し, 5個体が死亡した. カワニナ(小)の対照系では8個体が生存し, 1個体が死亡した. 0.5mg/Lでは5個体が生存し, 4個体が死亡した. 1mg/Lでは3個体が生存し, 6個体が死亡した. 2mg/Lでは1個体が生存し, 8個体が死亡した. 5mg/Lでは全個体が死亡した.

LC50 を算出した結果, カワニナ (小) の LC50 は約 0.6 mg/L に対し, カワニナ (大)
では約 4.3mg/L となった．これは約 7 倍の値であり，カワニナ(大)の残留塩素への高い耐性を示している．

## (4) 残留塩素がカワニナの行動に及ぼす影響

濃度別に集計した行動ポイントの満点ポイントに対する割合を行動影響率として算出した．その時間推移を図5-11，5-12に示す．

この結果からカワニナ(大)では2mg/L以上の濃度で3日目から行動に大きな影響を及ぼすことが明らかとなった。これに対しカワニナ(小)では，5mg/Lでは1日目から，2mg/Lでは2日目，0.5mg/Lと1mg/Lは3日目からとそれぞれの濃度によって行動に影響が出始める時間が異なることが明らかとなった。

図 5-11 残留塩素によるカワニナ（大）の行動影響率の推移

図 5-12 残留塩素によるカワニナ（小）の行動影響率の推移

EC50 の算出結果を図 5-13, 5-14 に示す．カワニナが示した試験水から逃れる行動がいくつかあったが，ここではカワニナが殻に閉じこもる状態を忌避行動とし，EC50 を算出した．カワニナ(小)の EC50 は約 0.3mg/L であるのに対し，カ
ワニナ(大)では約2.8mg/Lとなっている．EC50はカワニナ(小)に対してカワニナ(大)が約9倍の値であり，LC50の約7倍よりも大きな差となった．

図 5-12 残留塩素によるカワニナ（大）の忌避行動率の EC50

図 5-13 残留塩素によるカワニナ（小）の忌避行動率の EC50

以上の実験結果より，残留塩素によりカワニナの行動が影響を及ぼされることが明らかとなり，カワニナ(小)がカワニナ(大)よりも残留塩素への耐性が小さいことが推定された．また，暴露中カワニナが水面に浸かっていない状態が確認された．これはカワニナが試験水から逃れるために三角フラスコの側面を上がってきた可能性がある．

LC50 ではカワニナ(小)よりもカワニナ(大)の方が約7倍の値を示したのに対し，EC50では約9倍とLC50よりも大きな差となった．さらにEC50ではカワニナ(小)はカワニナ(大)と比べて，0.3mg/Lと小さな残留塩素濃度でも影響を受けて忌避行動をとることが判明した．このことからカワニナ(小)はカワニナ(大)よりも濃度の変化に敏感であると言える．

塩素消毒の実態調査を行った研究 $ ^{20)} $ によると，50％以上の浄化槽が0.1mg/L以下の残留塩素濃度であることが明らかとなっている．これは今回の実験で算出したカワニナ(大)，カワニナ(小)それぞれのLC50，EC50の値よりも低くなる
ており，浄化槽放流水に直接暴露されるような環境であってもカワニナへの影響は小さいと考えられる．しかし，残留塩素濃度が0.5mg/L以下，0.9mg/L以下，1～2mg/L以下の値もそれぞれ8%前後検出されている．この場合，カワニナ(小)のLC50，EC50はそれぞれ0.6mg/L，0.3mg/Lであるため忌避行動をとる確率は高く，長時間放流水で暴露されれば，さらに死亡する可能性が十分あると考えられる．行動に関してはより低い残留塩素濃度でも影響が出る可能性もあるため，今後検討を要する課題である．

### 5.4 まとめ

（１）模擬浄化槽放流水の排水毒性試験の結果，藻類生長阻害をエンドポイントとした EC50 は，無栄養塩溶液の新手法で 36.5%，培地の新手法で 58.2%，既往手法（WET 試験）で 68.3% となり，新手法において強い生長阻害を示す結果が得られた．この理由は，排水毒性試験の希釈水に培地を用いると，培地の栄養塩成分と浄化槽放流水中の毒性物質の反応により毒性が相殺されるためと考えられた．

（２）新手法による浄化槽処理水（塩素消毒前）の藻類生長阻害試験の結果，BOD除去型および窒素・リン除去型の両者とも生長阻害が認められなかった。したがって塩素消毒が浄化槽放流水の毒性を上昇させている可能性が高い。今後，消毒効果の高い遊離残留塩素が高く検出される傾向にある窒素・リン除去型浄化槽の普及が進んだ場合，塩素消毒による生態系リスクが高まることが懸念されるため，病原性微生物を不活化する最小限の残留塩素濃度にとどめる技術の開発や，塩素に頼らない衛生学的安全性確保の方法について検討を進めるべきである。

（３）浄化槽放流水の流入前後の水路の水質はほぼ等しくても，流入後の水路水で新手法の藻類増殖試験で緑藻の増殖阻害が認められた.

（４）浄化槽放流水が流入する水路底部に付着する藻類は，放流水の流入後にバイオマスが増加し，その割合としては緑藻が減少し，珪藻が増加することがわかった．浄化槽放流水に含まれる栄養塩による藻類の増殖，盤流塩素による藻類の増殖阻害の影響は複雑であり，種類によって影響も異なることからさらに環境影響評価を進める必要があることが明らかになった．

（５）残留塩素の暴露により，カワニナの行動に影響を及ぼすことが明らかとなった．EC50で評価すると，比較的殻長の小さなカワニナは0.3mg/Lと小さな残留塩素濃度でも忌避行動をとることが判明した．行動に関してはより低い残留塩素濃度でも影響が出る可能性もあるため，今後検討を要する課題である．
## 第 5 章参考文献

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20）竹田茂ら：合併処理浄化槽の消毒実態と改良消毒装置による消毒効果，浄化槽研究，Vol.12, No.1, pp.31-43, 2000
## 6 未汚水処理地域における浄化槽転換効果のシミュレーション解析

### 6.1 はじめに

平成22年度の日本の污水处理人口普及率は86.9％であり，およそ1,600万人分は污水处理が適切になされていない状況である $ ^{1)} $ ．この未污水处理の効率的な解消手段として浄化槽の設置が挙げられる．多くの未污水处理地域を抱える中・小規模の市町村では，財政上下水道の設置が難しくなってきており，低人口密度地域で設置が有利である浄化槽に期待が寄せられている $ ^{2)} $ ．特に，過疎化の進行する地域における未污水处理の解消を考慮すると，今後浄化槽の占める割合は大きくなることが予想され，浄化槽整備による健全な水循環の創生が期待されている．

しかし，浄化槽が普及すると浄化槽放流水の流域への排出量は増加し，流域の水質に及ぼす影響は大きくなる．集中型処理，すなわち下水処理場からの放流影響に関する研究は数々行われているが，浄化槽処理水の放流影響に関する知見は乏しく，浄化槽整備による水環境改善の効果について十分把握できていないのが現状である $ ^{3} $ ．

そこで本研究では，まず現在普及している浄化槽処理水の実態調査を行った（2,4章）。そしてそれらのデータをベースに河川水質モデル QUAL2K $ ^{4)} $ 内のパラメータを既往研究における水質データを用いて検討し，そのパラメータを用いて浄化槽処理水が流入する水路の水質予測シミュレーションを行った。さらに，未汚水処理地域において浄化槽への転換を行った場合のケーススタディーを行い，浄化槽普及による水環境改善効果の予測を行った。

### 6.2 方法

## (1) 河川水質モデル QUAL2K

本研究ではシミュレーションに米国タフツ大学で開発された河川水質予測モデルである QUAL2K を用いた．QUAL2K は BOX モデルであり，初期条件，負荷流入出，その他各種パラメータを入力することで河川の水質の移り変わりを予測することができる．これまで諸外国においては，実際に QUAL2K を用いた河川の水質予測が行われており，また QUAL2K 内で用いられるパラメータについての検討など，いくつかの研究例がある．QUAL2K における区間 i における物質収支式は (1) 式で表される．

$$ \frac{dc_{_{i}}}{dt}=\frac{Q_{_{i-1}}}{V_{_{i}}}c_{_{i-1}}-\frac{Q_{_{i}}}{V_{_{i}}}c_{_{i}}-\frac{Q_{_{out,i}}}{V_{_{i}}}c_{_{i}}+\frac{W_{_{i}}}{V_{_{i}}}+S_{_{i}} $$

$ c_{i}= $ 区間 i における濃度 $ (\mathrm{mg/L}) $ ，t= 時間(d)， $ Q_{i}= $ 区間 i から区間 $ i+1 $ への下流への流出量 $ (\mathrm{m^{3}/d}) $ ， $ V_{i}= $ 区間 i における水量 $ (\mathrm{m^{3}}) $ ， $ W_{i}= $ 区間 i における外部からの負荷流入 $ (\mathrm{g/d}) $ ， $ S_{i}= $ 反応や物質交換による収支 $ (\mathrm{mg/L/d}) $
BOD の収支式は, (2) 式で表される.

$$ S_{c f}=-F_{o x c}k_{d c}(20)\theta^{T-20}c_{f} $$

$ S_{cf}= $ 反応及び物質移動による $ c_{f} $ の増加量又は減少量（mg/L/d）， $ F_{oxc}= $ 酸素濃度低下による自然酸化機能の減衰係数， $ k_{dc}(20)=20^{\circ}\mathrm{C} $ における有機物の酸化速度（1/d）， $ \theta= $ 反応における温度係数，T= 水温（℃）， $ c_{f}= $ BOD の濃度（mg/L）大腸菌群の収支式は，（3）式で表される.

$$ S_{X}=-k_{d X}(20)\theta^{T-20}X-\alpha_{p a t h}\frac{I(0)/24}{k_{e}H}\big(1-e^{-k_{e}H}\big)X-\frac{v_{X}}{H}X $$

$ S_{X}= $ 反応及び物質移動による大腸菌群の増加量又は減少量(MPN/100mL/d)， $ k_{dX}(20)=20^{\circ}C $ における大腸菌群死滅速度(1/d)， $ \theta= $ 反応における温度係数，T= 水温(℃)，X= 大腸菌群(MPN/100mL)， $ \alpha_{path}= $ 光の効率係数， $ I(0)= $ 水面における太陽定数(W/m²)， $ k_{e}= $ 光による死滅係数(1/m)，H= 水深(m)， $ V_{X}= $ 大腸菌群の沈降速度(m/d)

## (2) 日本の河川に対する QUAL2K の適用

QUAL2K の日本の河川への適用性について多摩川で検討した．初期条件など流域の水質データは合葉らの研究 $ ^{6)} $ を参考にした．対象となる区間は多摩川の日野橋から二子橋に至る22.0 kmである．流域を図6-1に示す．水質データは上流から，日野橋，関戸橋，多摩川原橋，二子橋の4地点で計測している．日野橋から関戸橋までの5.5 kmを区間1，関戸橋から多摩川原橋までの6.5 kmを区間2，多摩川原橋から二子橋までの10.0 kmを区間3とした．なお，シミュレーションにあたって，BODは上流端における流入，支流・伏流からの流入，および藻類の付着増殖を由来とする河床での有機物合成により発生するBODの2次負荷を増加要因として考慮し，支流・伏流への流出，酸化分解を減少要因として考慮した．QUAL2Kでのデフオルト値は $ k_{dc}(20)=5,\quad\theta=1.047 $ である．これらはともに，流域のBOD濃度 $ c_{f} $ に乗ぜられるためBODの結果に影響を与える．

図 6-1 多摩川流域図
## (3) 净化槽放流水流入水路におけるシミュレーション

対象流域は浄化槽が普及している田園地帯に存在するコンクリート三面張りの水路である．概略を図6-2に示す．流域周辺には家屋が計18軒あり，その内訳は小型合併処理浄化槽を設置している家屋が16軒，単独処理浄化槽を設置している家屋が1軒，くみ取り（生活雑排水未処理）の家屋が1軒となっている．調査した水路の上流端を0 mとして，0 m(A)，200 m(B)，400 m(C)，600 m(D)の計4地点を設定した．A～B区間では小型処理浄化槽が7基，B～C区間では小型合併処理浄化槽が7基，単独処理浄化槽が1基，くみ取りの家屋が1軒，C～D区間では小型合併処理浄化槽が2基，それぞれ存在した．

2012 年 8 月 19 日の AM 5:00，AM 8:00 の計 2 回にわたって上記の水路において水理・水質調査及び水路水のサンプリングを行った．AM 5:00 は一般に人の活動時間外であることから排水が流入しないと考えられ，AM 8:00 は人の活動による排水流入が考えられることから，AM 5:00 を浄化槽排水が流入しない場合，AM 8:00 を流入する場合と，2 通りの条件を想定してサンプリングの時間設定を行った．流量計算に必要な項目のうち，断面積についてはメジャーで測定を行った．流速については，東邦電探社製の小型微流速計 CM-1SX 型で計測を行った．サンプリングについては，水路中央部中層の水をバケツでくみ取った後にプラスチック製サンプルびんにて採取した．水質調査は流下時間を考慮して，AM 5:00 の測定では A 地点から順に AM 5:00，AM 5:15，AM 5:30，AM 5:45 に行い，AM 8:00 の測定では A 地点から順に AM 8:00，AM 8:15，AM 8:30，AM 8:45 に行った．

水質分析は，有機物の指標として BOD，衛生学的な指標として大腸菌群について下水試験方法 $ ^{5)} $ に基づいて行った．

図 6-2 浄化槽放流水流入水路調査現場の概略図
小越ら $ ^{7)} $ は，浄化槽の処理水は時間帯によって放流水量平均の0～8倍まで変動することを明らかにしている．AM5:00については，浄化槽排水が流入しないという想定，すなわち放流水量0倍でシミュレーションを行った．AM8:00については，平均放流水量の1倍および最大放流水量の8倍についてシミュレーションを行った．

負荷条件について，BOD は汚濁負荷量の原単位を用いて各負荷源の放流 BOD を計算し，小型合併処理浄化槽を 20 mg/L，単独処理浄化槽を 160 mg/L，くみ取りを 180 mg/L とした．大腸菌群は前項の分析結果の平均値を用いた．境界条件については AM5:00，AM8:00 それぞれのシミュレーションにおいて AM5:00，AM8:00 の A 地点の測定データ（流量，BOD，大腸菌群）を用いた．

調査日時の AM 5:00，AM 8:00 それぞれの条件下で BOD，大肠菌群についてのシミュレーションを行った．目視では系外からの流入，系外への流出は確認されなかったため，浄化槽排水の流入以外による流量変動は各区間内での面源流入，面源流出として計算を行った．

## (4) 未汚水処理地域での浄化槽転換シミュレーション

浄化槽の設置による水環境の改善効果を予測するために, 未処理（くみ取り，単独処理浄化槽）家屋が多く残存し，現在下水処理区域外であり小型合併処理浄化槽によって汚水処理の適正化を図ることが必要と考えられる H 地域の現在の汚水処理状況をベースにケーススタディーを行った．H 地域の詳細を図 6-3 に示す．H 地域は，湖沼に流入する河川を流域にもつ山間地域である．流域の上流端から下流端までの距離は 1.2km であり，単独処理浄化槽を持つ家屋が 1 軒，くみ取りの家屋が 50 軒存在する．流域内に小型合併処理浄化槽を持つ家屋が存在せず，完全な未汚水処理地域である．

図 6-3 浄化槽転換シミュレーションの対象としたH地域の概略図
境界条件として環境基準を用い，どのような水質の時に浄化槽転換による水環境改善効果が著しいか，すなわち浄化槽の放流水質に求められるレベルを検討した．本研究では，環境基準としてBOD，大肠菌群がそれぞれAA類型の場合についてシミュレーションを行った．AAはBODが1 mg/L，大肠菌群が50 MPN/100mLであり，それを境界条件として設定した．なお，河川流量については河川の本流を4.0 L/s，地図上で流入が確認される支流（0.55 km地点，0.90 km地点）を2.0 L/sとそれぞれ設定した．負荷条件，放流水量条件は前項のシミュレーション結果に基づいて行った．

### 6.3 研究結果および考察

## (1) 浄化槽放流水の大腸菌群の実態調査

大腸菌群の分析結果を図6-4に示す．108基の浄化槽放流水の大腸菌群の平均値は839個/mL，中央値は36個/mLであった．また，排水基準の3,000個/mLを下回っていたのは全体の97％であった．このことを参考に浄化槽放流水の大腸菌群数を設定した．

図 6-4 性能評価型浄化槽放流水の大腸菌群に関する基数分布（全 108 基）

## (2) 日本の河川に対する QUAL2K の適用

デフォルトのパラメータ $ (k_{dc}(20)=5) $ を用いて行った BOD シミュレーションの結果, 実測値, 文献内での計算値と比較して全体的に低い BOD 値となった. ここで, BOD の酸化分解の主要因である酸化速度の係数 $ k_{dc}(20) $ の値を数種類に変更して再度シミュレーションを行った. その結果 (図 6-5), $ k_{dc}(20)=2 $ としたときに最も実測値, 文献内での計算値と近い結果となった. またこの結果は既往の研究による酸化速度係数の取りうる範囲 $ k_{dc}(20)=0.02\sim3.4 $ (/d) の範囲に入るものであり $ {}^{9)} $ 妥当な結果であるといえる. したがって, これ以降のシミュレーションにおいては, 20℃における酸化速度係数 $ k_{dc}(20)=2 $ とパラメータを設定してシミュレーションを行った.
図 6-5 多摩川における BOD のシミュレーション結果 $ ^{6)} $

## (3) 浄化槽放流水流入水路におけるシミュレーション

放流水量を1倍，3倍，8倍の3パターン，负荷条件をBOD 10 mg/L，20 mg/L，30 mg/Lの3パターン，すなわち9通りのシミュレーションを行い，実測値と近似する负荷，水量を検討した.

その結果を図6-6に示す（図はBOD20mg/Lのものを掲載）。B点に近似しているグラフはBOD10mg/Lでは水量3倍および8倍，BOD20mg/Lでは水量1倍および3倍，BOD30mg/Lでは水量1倍および3倍であった。C点に近似しているグラフはBOD10mg/Lでは水量8倍，BOD30mg/Lでは水量3倍であった。D点に近似しているグラフはBOD10mg/Lでは水量3倍，BOD20mg/Lでは水量3倍であった。実測値との近似，およびシミュレーション内における増加・減少の傾向と合わせて総合的に判断した結果，実測値と最も近いシミュレーションはBOD20mg/L，水量3倍のものであった。

——流量1倍 流量3倍 流量8倍 ◆ 実測値

図 6-6 BOD シミュレーションに及ぼす浄化槽放流水量の影響

放流水量 3 倍について, AM 8:00 の放流水量は 1 日平均の 3 倍であることが報告 $ ^{7)} $ されており, 妥当な条件設定であるといえる. また, 負荷条件 BOD 20mg/L
について，既往の研究において上位75％程度の水質であることが報告されており $ ^{8)} $ ，妥当な範囲での設定であるといえる。

この結果をうけて，AM 8:00 における浄化槽からの放流水量を 1 日平均の 3 倍と設定して再度大腸菌群のシミュレーションを行った．前項の結果の大腸菌群数の平均値，839 個/mL を計算の便宜上 900 個/mL とみなして，放流される浄化槽処理水の大腸菌群を 1,200 個/mL，900 個/mL，600 個/mL，300 個/mL の 4 通りに設定しシミュレーションを行った．

その結果を図6-7に示す．実測値と近似しているグラフはB点では900個/mLと600個/mL，C点では600個/mLと300個/mL，D点では900個/mLと600個/mLであった．この結果より，600個/mLはすべての点において近似しており，増加・減少の傾向についても概ね一致していた．よって，実測値と最も近いシミュレーションは大腸菌群600個/mLのものであると判断された．

負荷条件，大腸菌群 600 個/mL について，既往の研究において上位 50～75％程度の水質であることが報告されており $ ^{8)} $ ，妥当な範囲での設定であるといえる．この結果より，浄化槽処理水流入水路における水質シミュレーションは，シミュレーションを行う時間における浄化槽処理水の流入量を考慮することで実測値に近似した結果が得られることがわかった．

図 6-7 净化槽放流水量を 3 倍とした時の大腸菌群シミュレーション結果

## (4) 未汚水処理地域での浄化槽転換シミュレーション

シミュレーション結果を図6-8，図6-9に示す．単独処理浄化槽，くみ取りから小型合併処理浄化槽への転換前のBODは31.9 mg/L，転換後のBODは4.2 mg/Lとなり，環境基準では転換前がE類型以下，転換後がC類型と3ランク改善することが予測され，転換による水環境改善効果は確認された．しかし，大腸菌群については，転換前が592 MPN/100mL，転換後が7,402 MPN/100mLとなり，環境基準では転換前がA類型，転換後がB類型以下と2ランク劣化することが予測され，
測された．これは H 地域のほとんどの家屋がくみ取りであり，し尿が回収されて大腸菌群が放流されていなかったものが，浄化槽転換によってある程度排出されるようになってしまうためであり，衛生学上の問題が残った．

図 6-8 H 地域における浄化槽転換のシミュレーション結果（BOD）

図 6-9 H 地域における浄化槽転換のシミュレーション結果（大腸菌群）

この問題を解決するため，衛生学上問題ないレベルに大腸菌群の処理能力を向上させる場合のシミュレーションを行った．放流される浄化槽処理水の大腸菌群を5個/mL，10個/mL，50個/mL，100個/mLの4通りに設定しシミュレーションを行った．その結果を図6-10に示す．下流端において転換前とほぼ同等の大腸菌群数となったのは50個/mLの場合である．既往研究によると $ ^{8)} $ ，大腸菌群が50個/mLの処理水は合併処理浄化槽全体の上位25～50%である．現状において，処理水質が安定している浄化槽であれば，くみ取りの家屋が多く残存する地域であっても浄化槽への転換後，大腸菌群が増加するおそれはないものと思われる．この結果はH地域での一例であるが，図6-4からもわかるように50個/mLで処理できている性能評価型浄化槽が56%存在しており，これを100％に向上させることが，浄化槽による水環境改善を達成する上で必要と考えられた．
図 6-10 浄化槽処理能力向上後の大腸菌群シミュレーション結果

### 6.4 まとめ

本研究のまとめを以下に示す。

（1）既存の性能評価型浄化槽において，排水基準の3,000個/mLを下回っていたのは全体の97％であり，大部分の浄化槽において衛生的な処理が行われていた.

（２）QUAL2K 内でのデフォルトの酸化速度係数 $ k_{dc}(20) $ を，日本の河川について検討した結果 $ k_{dc}(20)=2 $ と設定すべきであることがわかった.

（３）シミュレーションを行う時間における浄化槽放流水の流入量を考慮することで，実測値に近似したシミュレーション結果が得られた.

（４）净化槽普及地域のシミュレーションを行った結果，净化槽処理水の負荷設定について，BODは20 mg/L，大肠菌群は600個/mLにそれぞれ設定した時，実測値と近似するシミュレーション結果が得られた.

（５）未汚水処理地域を想定して，浄化槽転換による水質改善効果のシミュレーションを行った結果，未汚水処理地域において浄化槽を普及させた場合，流域におけるBODの改善効果が確認された.

（６）くみ取りの家屋が特に残存する未汚水処理地域において，浄化槽転換による大腸菌群の濃度上昇が生じることがわかった．しかし，大腸菌群に関して実際に普及している高度処理が可能な浄化槽を設置することで，水環境の保全が可能であることが示された．

## 第 6 章参考文献

1）環境省，平成24年度版環境統計集(2012．12．27現在)

$$ http://www.env.go.jp/doc/toukei/contents/ $$
2）小川浩ら：法的・技術的基準からみた下水道と浄化槽の比較展望，用水と排水，Vol.51，No.12，pp.69-77，2009

3）環境省：浄化槽ビジョン，2007.

4) Steve Chapra, Greg Pelletier, Hua Tao: QUAL2K: A Modeling Framework for Simulating River and Stream Water Quality, Version 2.11, 2008

5）日本下水道協会：下水試験方法，1997

6）合葉修一ら：浅い汚濁河川における BOD, DO 収支のシミュレーション（第1報）—数理モデル—，下水道協会誌，Vol.12，No.131，pp.33-38，1975

7）小越真佐司：水環境改善からみた個別処理の水質の状況，下水道協会誌，No.575，pp.44-45，2010

8）小谷仁美ら：山梨県内の浄化槽放流水の水質検査結果について，山梨衛環研年報，No.54，pp.91-94，2010

9) Cox, B. A.: A Review of Currently Available In-Stream Water-Quality Models and Their Applicability for Simulating Dissolved Oxygen in Lowland Rivers, Science Total Environmental, No.314, pp.335-377, 2003
## 7 総括

本研究では，「浄化槽整備事業の水環境改善効果については十分把握できていない」という課題に対して，浄化槽の放流水質の実態把握の結果，現在普及が進んでいる性能評価型浄化槽の放流水質のBOD適合率は72.2%で，平均放流水質は17.6mg/Lと従来の構造例示型浄化槽に比べ有意に良好であることを示した．さらに，平均BOD≤10mg/Lを確保できている浄化槽は，窒素・リン除去を可能とする高度処理型浄化槽であった．この浄化槽は，嫌気槽第一室，第二室ともに嫌気ろ材を有し，好気槽構造では担体流動槽および担体ろ過槽を有していた．このような浄化槽の現場レベルでの性能評価・解析は，浄化槽の信頼性を高めるとともに，今後の浄化槽の技術開発・適正普及において極めて重要な知見である．

また，性能評価型浄化槽においては，処理水質と温室効果ガス排出量に明確な関係は認められなかったが、窒素・リン除去型かつ低炭素社会対応型浄化槽の普及が温室効果ガス排出抑制の観点からも重要であることが示された。

一方，浄化槽処理水は身近な環境に放流されることを考えると衛生学的安全性の確保も重要であるが，塩素消毒後の排水基準値超過割合（大肠菌群数）はBOD除去型浄化槽では20.0％に対して窒素・リン除去型浄化槽では1.6%であり，窒素・リン除去型の普及が衛生学的安全性確保に貢献することがわかった。さらに，栄養塩添加を必要としない藻類増殖試験を開発し、消毒前には認められなかった毒性が消毒後（模擬浄化槽放流水）に認められ、生態学的なリスクを考えると塩素に頼らない処理技術の開発が重要であると考えられた。

このような，浄化槽の処理水質の実態をふまえ，河川水質モデルを用いて浄化槽処理水の河川水質に及ぼす影響をシミュレーションする手法を構築し，具体的な放流水域を想定したケーススタディーを行った結果，くみ取り式および単独処理浄化槽の合併化により BOD の改善は著しいものの大腸菌群数は上昇し，合併処理化において衛生学的に高い大腸菌群の処理レベルが求められること，それは現在普及している高度処理型浄化槽において達成可能なレベルであり，高度処理型浄化槽の普及が環境保全上重要であることが明らかになった。

本研究成果は，浄化槽整備事業の水環境改善効果について，浄化槽放流水質（BOD，大腸菌群数）の実態，浄化槽からの温室効果ガス排出量，浄化槽放流水の藻類生長阻害から，現在普及している性能評価型浄化槽の評価を行い，また河川水質モデルを用いて浄化槽放流水の影響を予測して適正な普及のための処理レベルを明らかにしたもので，性能評価型浄化槽の環境に与える負荷は小さいものの，さらに改善が必要であることを示した．このことをふまえ、浄化槽による汚水処理未整備地域の解消を促進する必要性がある．
## 研究発表

## 論文発表

1）山崎宏史，西村修，次世代排水処理システムによる震災被害地の生活環境復興，用水と廃水, Vol.54, No.1, p.79-85, 2012.

2）高橋直樹，松橋仁，西村修，須藤隆一，性能評価型浄化槽における大腸菌群の除去特性について，土木学会論文集Ｇ（環境），６８（７），Ⅲ_429-Ⅲ_434，2012.

3）荻野修大，藤林恵，長田祐輝，相川良雄，西村修，ゼブラフィッシュ飼育実験による脂肪酸-炭素安定同位体比の濃縮係数の算出，土木学会論文集G（環境），68（7），III_627-III_634, 2012.

## 学会発表

1）西村修，武田文彦，高橋直樹，松橋仁，丸尾知佳子，中野和典，浄化槽放流水が放流先の水質と藻類生長に及ぼす影響，土木学会第66回年次学術講演会講演概要集CD，Ⅶ-122,2011.

2）松橋 仁，高橋直樹，中野和典，西村修，浄化槽処理水質における地域差の要因解析，日本水処理生物学会誌，別卷第31号，p.41,2011.

3）田村典大，佐野慈，増田周平，丸尾知佳子，李玉友，西村修，生活排水処理システム（下水道・浄化槽）から排出される温室効果ガスの日変動解析，平成23年度土木学会東北支部技術研究発表会講演概要集CD，VII,2011.

4）高畑俊祐，濱中俊輔，高橋直樹，山崎宏史，西村修，人口減少地域における浄化槽分野の環境負荷量変化解析，平成23年度土木学会東北支部技術研究発表会講演概要集CD，Ⅶ，2011.

5）松橋仁，高橋直樹，西村修，未汚水処理地域における浄化槽転換効果のシミュレーション解析，日本水環境学会年会講演集，p146, 2013

6）那花美奈，武田文彦，西村修，須藤隆一，藻類生長阻害試験における毒性評価に及ぼす栄養塩の影響，日本水環境学会年会講演集，p146, 2013

7）高畑俊祐，高橋直樹，濱中俊輔，西村修，浄化槽から発生する温室効果ガス，放流水質の市町村別解析，日本水環境学会年会講演集，p422, 2013

8）田村典大，高畑俊祐，山崎宏史，蛻江美孝，千葉信男，西村修，小型合併処理浄化槽スタートアップ時の温室効果ガス排出特性解析，日本水環境学会年会講演集，p424, 2013

## 知的財産権の取得状況

特になし