Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
3つのグループに分けられ, 左からⅠ, Ⅱ, Ⅲ群とするとⅠ群は BOD<20mg/L, Ⅱ群は BOD>20mg/L, Ⅲ群は BOD<10mg/L の特徴を有していた.

特にⅢ群は9型式全てが窒素除去型浄化槽であり，嫌気槽および好気槽の構造も類似であった．すなわち嫌気槽において，嫌気ろ床第一室で固形物が取り除かれ，ろ材の表面に付着した嫌気性微生物により有機物が分解され，さらに嫌気ろ床第二室を通って同じ処理が繰り返される構造を有している．一方，好気槽の担体流動槽において汚水は担体に付着した生物膜によって好気的に処理される．また担体ろ過槽では，SSが担体間に捕捉される．このような処理フローにより処理水質が良好となることが示唆される．

## (2) 嫌気槽構造および好気槽構造の組み合わせにより分類したグループ別の放流水質の傾向

嫌気槽構造および好気槽構造の組み合わせにより分類したグループごとの放流水質を図2-13に示す.

図 2−13 小型合併処理浄化槽を嫌気槽構造および好気槽構造の組み合わせにより分類した各グループの平均放流水質（グループについては図 2−3, 表 2−2 参照）

図 2-13 より, 放流水質が BOD20mg/L 以下の良好な状態にあるのはグループ 1, 2, 3, 4 の嫌気 A 構造を有するものであることが確認できる。嫌気 A 構造は, 嫌気槽第一室, 第二室ともに嫌気ろ材が充填されている。一方 BOD20mg/L を超過しているのはグループ 5, 6, 7 の嫌気 B 構造を有するもので, 嫌気槽第一室に嫌気ろ材が充填されない構造である。

嫌気 A，B 構造について t 検定を行い有意差が認められた $ (p<0.05) $ 。すなわち，嫌気槽第一室，第二室ともに嫌気ろ材が充填される構造と嫌気槽第二室のみ嫌気ろ材が充填される構造の処理能力には差があり，嫌気槽第一室から嫌気ろ材を充填することで浄化槽放流水質は安定する傾向にあることがわかった。
次に好気 C，D，E，F の 4 構造において 2way anova を行った結果，処理構造による放流水質の差は認められなかった（p>0.05）。また，嫌気構造と好気構造を組み合わせて 2way anova を行ったが，有意な差は認められなかった（p>0.05）。このことから，浄化槽の構造として処理水質に重要な影響を与えるのは嫌気槽であることが確認された。

嫌気 A 構造の嫌気ろ床槽を有する浄化槽は，生活排水中の固形物を物理的に固液分離し，充填ろ材の表面に付着している嫌気性微生物により嫌気性分解を行うことで流入水中の異物や油脂等が分離・貯留され，SS 分が減少することで BOD 負荷の低減が行われることが知られている $ ^{13,14} $ . そのため，好気槽前段である嫌気槽で，ろ材によってある程度 BOD 除去が行われた処理水は，後段の好気槽で好気性微生物によって有機物の酸化やアンモニア性窒素の硝化が促進され，より BOD の低減につながると考えられる.

## (3) 嫌気槽の流水方向および充填ろ材による放流水質の傾向

浄化槽の放流水が安定しているグループ1,2,3,4の中でも，平均放流水質が大変良好（BOD4～10mg/L）な浄化槽と，それに比べてやや不良（BOD19～26mg/L）な浄化槽があった．グループ1と2に該当する浄化槽に着目し，大変良好な浄化槽とやや不良な浄化槽の型式を抽出し（グループ1の抽出した型式毎にタイプ1-1～1-3，グループ2の型式毎にタイプ2-1～2-5とする），嫌気槽内部の違い（流水方向および充填ろ材）の影響を検討した．登録小型合併処理浄化槽要覧を参考に，嫌気ろ床槽内部の流水方向を表2-3，嫌気ろ材の形状を表2-4，嫌気ろ材の比表面積を表2-5にそれぞれ示した．

表 2−3 小型合併処理浄化槽の放流水 BOD と嫌気ろ床槽の流水方向

Type:1	ave.BOD	嫌気槽第一室	嫌気槽第二室
-1	6.8	下向流	下向流
-2	4.4	下向流	下向流
-3	19.4	下向流	上向流

Type:2	ave.BOD	嫌気槽第一室	嫌気槽第二室
-1	5.9	下向流	下向流
-2	9.7	下向流	下向流
-3	26.4	下向流	下向流
-4	22.3	下向流	上向流
-5	21.8	下向流	上向流

生活排水が嫌気槽に流入する際，嫌気槽第一室，嫌気槽第二室の流水方向は浄化槽の構造によって異なる．嫌気槽第一室はすべて下向流（水の流水方向は上から下へ）であったが，第二室では下向流と上向流の両方が存在する．下向流-下向流と下向流-上向流の型式における処理水質の差について棄却域5％でt
検定を行った結果，有意な差は認められなかった．ただし，BODが10mg/L以下の浄化槽はすべて下向流-下向流の構造である．一般に上から下へ水が流れる下向流では嫌気ろ材の膨張が起きにくく，SSがろ材上部に堆積したまま捕捉されるため好ましいと言われている $ ^{15)} $ ．このような構造では嫌気ろ材にSSが効率的に捕捉され，好気槽へのBOD負荷の低減が行われるものと推察される．

表 2-4 小型合併処理浄化槽の放流水 BOD と嫌気ろ材の形状

Type:1	ave.BOD	嫌気槽第一室	嫌気槽第二室
-1	6.8	網様円筒状	ヘチマ様板状
-2	4.4	波板状	骨格球形状
-3	19.4	骨格球形状	網様円筒状

Type:2	ave.BOD	嫌氦槽第一室	嫌氦槽第二室
-1	5.9	網樣円筒状	ヘチマ様板状
-2	9.7	網樣円筒状	ヘチマ様板状
-3	26.4	骨格球形状	骨格球形状
-4	22.3	ヘチマ様円筒状	ヘチマ様円筒状
-5	21.8	骨格球形状	骨格球形状

嫌気槽第一室，第二室に充填されている嫌気ろ材の形状は，浄化槽によって種々確認されたが（表2-4），棄却域5％で2way anovaを行った結果，有意差は認められなかった.

表 2–5 小型合併処理浄化槽の放流水 BOD と嫌気ろ材の比表面積

Type:1	ave.BOD	嫌気槽第一室	嫌気槽第二室
-1	6.8	42	75
-2	4.4	59	75
-3	19.4	63	60

Type:2	ave.BOD	嫌気槽第一室	嫌気槽第二室
-1	5.9	55	75
-2	9.7	55	75
-3	26.4	63	63
-4	22.3	55	57
-5	21.8	60	63

表 2-5 より，棄却域 5％で 2way anova を行った結果，嫌気ろ床槽第一室では有意差が認められなかったが，嫌気ろ床槽第二室では比表面積の大小によって差が認められた（p<0.05）。すなわち，嫌気ろ床槽第二室において比較的な大きな比表面積である 75 $ \left(\mathrm{m}^{2}/\mathrm{m}^{3}\right) $ のろ材を有する浄化槽の処理水質が安定する傾向にあることが分かった。

嫌気ろ床槽第一室ではろ材の比表面積や形状が処理水質に及ぼす影響は認められなかったが，嫌気ろ床槽第二室では，第一室で吸着除去できなかった SS が移流してくる分，ある程度比表面積の大きいろ材を充填することで，第一室では捕捉されなかった微細な SS まで捕捉が可能になると考えられる．
### 2.4 まとめ

（1）宮城県内に設置されている小型合併処理浄化槽の BOD 適合率は全体で 70.9%，構造例示型浄化槽では 68.4%，性能評価型浄化槽では 72.2% で，有意な差があることが確認され，性能評価型浄化槽の処理性能は高いことが示された.

（２）人員比０.６以下では性能評価型の BOD 除去型，窒素・リン除去型の放流水 BOD は構造例示型より極めて良好であった．一方，人員比１.０を超えると性能評価型の放流水 BOD は構造例示型より悪化し,能力を十分に発揮できない傾向が顕著であった．

（３）窒素・リン除去型浄化槽において，流量調整槽ありに比べてなしの放流水質は悪化する傾向があり，循環を行う場合，流量調整機能を組み込むことが重要であることが示唆された.

（４）３，４，５日の滞留時間の影響を解析し，滞留時間が最も長い５日浄化槽の放流水質が良好であることがわかった.

（5）性能評価型浄化槽の中でも極めて良好な水質（平均$\mathrm{BOD}\leqq10\mathrm{mg/L}$）を示す浄化槽の特徴としては，嫌気槽は第一室，第二室ともろ材を充填した嫌気栄槽で，好気槽は担体流動槽と担体濾過槽の組み合わせで構成され，さらに嫌気第二室のろ材の充填率が高かった.

## 第 2 章参考文献

1）国安克彦ら：小型合併処理浄化槽の処理性能に影響を及ぼす因子，」浄化槽研究，Vol.8，No.2，pp.41-55，1996

2）小川雄比古ら：小型合併処理浄化槽の処理機能の実態，用水と廃水，Vol.37，N0.9，pp.19-24，1995

3）天川哲也：浄化槽放流水の水質データの分布状況を比較するための新しい図表現方法，浄化槽研究，Vol.18，No.4，pp.1-7，2006

4）鈴木穣：水質保全のための汚水処理施設の処理機能について－統計データと既存調査報告を用いた評価－，下水道協会誌，Vol.47，No.575，pp.46-48，2010

5）財団法人日本環境整備教育センター編：浄化槽の維持管理，2010

6）国安克彦ら：小型合併处理净化槽の放流水 BOD の時間変動特性，」浄化槽研究，Vol.9，No.1，pp.13-26，1997

7）社团法人浄化槽システム協会：平成23年度出荷統計表（処理方式別，人槽別），

8）佐藤吉彦ら：担体流動生物濾過法に鉄電解法を組み込んだ方式による戸建て住宅生活排水の高度処理化，水環境学会誌，Vol.26，No.9，pp.601-606，2003
9）岡城孝雄：浄化槽の放流水質に対する再評価の必要性と課題，月刊浄化槽，No.431，pp.4-10，2012

10）仁木圭三：浄化槽の24時間調査における水質変動，月刊浄化槽，No.431，pp.5-10，2012

11）飯島卓ら：家庭用合併処理浄化槽における放流水の実態，生活と環境，Vol.34，No.11，pp.30-36，1989

12）公益財団法人日本環境整備教育センター:登録小型合併処理浄化槽要覧,1998-2009

13）藤村葉子ら：小規模合併処理浄化槽の処理水の性状と循環運転による窒素除去，水環境学会誌，Vol.21，No.3，pp.157-162，1998

14）矢橋毅ら：生活排水の水質特性の解析と処理水における水質変化，水環境学会誌，Vol.23，No.9，pp.584-589，2000

15）大久保卓也ら：嫌気性ろ床法における外来懸濁物質蓄積の影響評価モデル，水環境学会誌，Vol.16，No.12，pp.50-63，1993
## 3 浄化槽における温室効果ガス排出量と放流水質の実態

### 3.1 はじめに

20 世紀において温室効果ガスの排出量が急激に増加し，気候変動による深刻なリスクが懸念され，温室効果ガスの削減に向けた早急な対策が必要とされている.

生活排水処理分野においても例外ではない．日本にはいまだ約1,600万人の未污水处理人口が残存し，生活排水処理施設整備に伴う温室効果ガス排出量の増加が懸念される．整備対象地域が大都市から中小市町村地域へと移行していることから，中小市町村地域への普及が期待される浄化槽についても温室効果ガス排出量削減の対策が必要であり，平成22年度からは低炭素社会対応型浄化槽の整備も始まった $ ^{1} $ ．

しかし，温室効果ガス排出量の削減は，浄化槽からの放流水質の改善を図りながら進めなければならない．下水道分野では，栄養塩類除去を目的とした下水処理方式において富栄養化影響指標と地球温暖化影響指標の関係がトレードオフを示し，高度処理を進めれば温室効果ガス排出量を増加させることが知られている $ ^{2} $ .

そこで，実際に設置されている浄化槽を対象に，浄化槽起源で発生する温室効果ガス排出量と放流水質の関係を解析し，浄化槽分野の温室効果ガス排出量の特徴，および放流水質が良好で温室効果ガスの排出の少ない浄化槽構造に関する考察を加えた．また，宮城県T町を対象として，2000-2009年の浄化槽分野からの温室効果ガス排出量および放流水質の経年変化を解析し，浄化槽普及と温室効果ガス排出量および放流水質の変化の実態を評価した．

### 3.2 方法

#### 3.2.1 浄化槽の型式および放流水質データ

2010 年の宮城県の戸建住宅で使用される 5·10 人槽の既設浄化槽の法定検査結果 44,197 基分をもとに，型式のデータベースを作成した．浄化槽の型式は，人槽別で全長，全幅，全高，一次容量，総容量，ブロワの消費電力の項目をまとめた．単独処理浄化槽については多くの型式でそれらを把握できなかったため，処理方式別で項目ごとに代表的な値を用いた．

放流水質は，同年に宮城県で実施された法定検査の結果に基づき解析を行った．宮城県の法定検査の受検率は平成21年度末で81.8%である．浄化槽の解析対象は設置基数の多く(年によって異なるが約70-90%)を占める戸建住宅用の浄化槽，すなわち5-10人槽の単独浄化槽および浄化槽を解析の対象とし，建築用途として店舗利用住宅は解析の対象から除外した．
#### 3.2.2 温室効果ガス排出量および放流水質の経年変化解析

温室効果ガス排出量および放流水質の経年変化の解析においては, ここ 10 年間人口変化が少なく浄化槽設置基数が増加している T 町を対象とした(図 3-1). 2000-2009 年の 10 年間にわたる浄化槽分野からの温室効果ガス排出量を算定し経年変化を解析した.

図 3-1 T 町の人口および浄化槽設置基数の推移

#### 3.2.3 温室効果ガス排出量算出方法

温室効果ガス排出量の算出は, 平成21年度に浄化槽システム協会が行った手法を参考に行った $ ^{3)} $ . 温室効果ガス排出量の算定にあたり, 浄化槽の製造, 施工および運用段階を評価範囲とし, 廃棄段階においては全体の排出量への影響が非常に小さいという知見から考慮しないものとした. 法定検査が全ての既設净化槽の基数を網羅していないことや, 市町村の規模による基数の差を考慮し, 市町村別または処理方式別に比較する場合, 浄化槽1基あたりの温室効果ガス排出量を用いた. また, 净化槽の耐用年数を30年とした.

なお，温室効果ガスの直接排出は実使用人数に排出係数を乗じて各浄化槽の温室効果ガス排出量を算出した．処理水に含まれるBODおよび窒素は，1日1人あたりの排水量を200Lとし，検査データから得られた放流水のBOD，T-Nの値に排出係数，実使用人数，排水量を乗じて温室効果ガス排出量を算出した．単独処理浄化槽に関しては生活雑排水を未処理で放流するため，検査データの放流水BODの値に生活雑排水の流入原水のBOD値を足して算出した．T-Nに関してはデータが無いため，流入原水原単位を放流水質として用いて算出した．

### 3.3 結果および考察

#### 3.3.1 浄化槽からの温室効果ガス排出量と処理水質の関係

性能評価型，構造例示型，単独処理型浄化槽の全ての浄化槽を含んでの各市町村の浄化槽1基あたりの温室効果ガス排出量と水質の関係を図3-2に示す.
平均BOD $ _{5} $ (mg/L)

図 3-2 市町村別の全処理方式浄化槽の温室効果ガス排出量と水質の関係

温室効果ガス排出量と放流水 BOD の間に相関係数 0.579 の負の相関がみられた．これは，各市町村における単独処理型の基数割合の影響と見られる．単独処理型浄化槽は性能評価型や構造例示型と比較して，1～3 割程度温室効果ガス排出量が少なく，放流水 BOD は約 2 倍以上高い．なお，処理方式別の温室効果ガス排出量の違いを図 3-3 に示す．この結果は性能評価型 18,398 基，構造例示型 9,556 基，単独処理型 16,243 基の温室効果ガス排出量の平均値である．

図 3−3 小型合併処理浄化槽の処理方式別の温室効果ガス排出量

図 3-2 に示されたように，浄化槽分野においても温室効果ガス排出量と放流水質にトレードオフの関係があることが確認された．そして，水質に関しては未だに多くの単独処理型浄化槽が残存するため，全ての浄化槽の放流 BOD の平均値が 20mg/L 以下の市町村は 35市町村中 5市町村しかない実態も確認された．

宮城県においても水環境保全のために単独処理型の合併処理化や下水道への
迅速な転換が求められているが，合併処理浄化槽を整備した場合には温室効果ガス排出量の増加は避けられないと考えられる.

次に，新設されるほぼ全ての浄化槽が性能評価型である現状をふまえ，性能評価型だけを対象として各市町村別の比較を行った．結果を図3-4に示す．

図 3-4 市町村別の性能評価型浄化槽の温室効果ガス排出量と BOD 適合率の関係

全処理方式の浄化槽の場合（図3-3）と異なり，相関は認められなかった．また，市町村間で温室効果ガス排出量において最大 $ 145\left(\mathrm{kg}-\mathrm{CO}_{2}/\left(\text{基}\cdot\text{年}\right)\right) $ ，適合率で約26%の大きな差が確認された．この背景に自治体の展開する浄化槽行政の違いがあるのではと考え解析を行ったが，浄化槽推進事業実施の有無の影響は認められず，図3-5に示すように，浄化槽推進事業を行う市町村のみの性能評価型の温室効果ガス排出量と適合率の関係にもバラツキが認められた．

図 3-5 浄化槽推進事業を実施する市町村の

性能評価型浄化槽の温室効果ガス排出量と BOD 適合率の関係
浄化槽推進事業を実施する市町村間においても低炭素化社会対応型浄化槽(5人槽で52W以下，7人槽で74W以下，10人槽で101W以下)の基数割合に違いが見られ，その割合の多い市町村における温室効果ガス排出量は少ない．このような行政施策によって排出量の低減につながっていることが確認された．具体的にはブロワの消費電力40W前後の浄化槽が非常に多く，温室効果ガス排出量の差をもたらす主因であることがわかる．

浄化槽推進事業を実施する市町村の中で，最も BOD 適合率が高かった T 町では，性能評価型の中で 1/3 以上を特定の型式の浄化槽が占めている．この浄化槽は高度処理型であり，嫌気ろ床槽第 1 室および第 2 室にろ材が充填されており，好気槽は担体流動槽と担体ろ過槽で構成されている．このような構造の浄化槽の処理水質が良好であることは第 2 章の解析で明らかにしたが，この浄化槽も低炭素化社会対応型浄化槽であり，5 人槽でブロワは 40W 以下のものを採用している．このような浄化槽の普及により水質を大きく改善しながら，温室効果ガスの発生抑制を行うことが重要であることが明らかになった．

#### 3.3.2 浄化槽からの温室効果ガス排出量の経年変化

## (1) 浄化槽仕様の平均値の経年変化

T 町において浄化槽の基数は図 3-1 に示したように増加傾向にあり，この 10 年間で 38% 増加した. 内訳としてはほとんどが性能評価型浄化槽の増加であり，2006 年には高度処理が可能で設計処理水質値も低い性能評価型浄化槽が初めて設置され，2007 年には高度処理型浄化槽が多数新設された．一方，単独浄化槽は減少し，ており，人口が増加しない中で浄化槽整備推進事業を実施している T 町では，合併処理浄化槽が生活排水処理対策の中核を担っていることがうかがい知れる．T 町における浄化槽の法定検査のデータから得られた各年の浄化槽仕様の平均値を表 3-1 に示す．

浄化槽の総容量に関しては，全体の平均値は大きく上昇したが，これは他の性能評価型浄化槽と比べ総容量が大きい高度処理型の浄化槽の設置基数が増加したためである.

ブロワの消費電力に関しては，全体の平均値は大きく上昇した．構造例示型に関しては平均値に減少が確認されたが，一方で性能評価型は平均値の上昇が確認された．単独浄化槽は大きな変化はなかった．構造例示型浄化槽は総容量の減少が確認されたが，この間に設置された浄化槽の人槽が小さく，それに伴いブロワの消費電力の平均値が減少したためと考えられる．性能評価型浄化槽のブロワの消費電力の平均値は上昇したが，2000年から2001年の間で大きく上昇したとの9年間では大きな変化はない．2000年の法定検査のデータでは
図 3-6 に T 町の浄化槽 1 基あたりの実使用人員別割合を示す．1～2 人および 3～4 人で使用している浄化槽の割合が増加していることが確認された．なお，T 町では 1 世帯あたりの人員が近年わずかに減少しており，性能評価型の人員比も減少傾向が明らかであることから，5 人槽の小型合併処理浄化槽の普及が今後進むものと見られる．

図 3-6 T 町における実使用人員別浄化槽基数割合の変化

## (2) T 町における浄化槽分野の温室効果ガス排出量

T 町における各段階の温室効果ガス排出量を表 3-2 に，2000 年および 2009 年の各段階の全体の温室効果ガス排出の寄与率を表 3-3 に示す．以下に各段階の温室効果ガス排出量のここ 10 年の変化に関して述べる．

## (2−1) 製造段階の温室効果ガス排出量の変化

2000-2009 年の 10 年間において，製造段階における温室効果ガス排出量 $ (\mathrm{kg}\cdot\mathrm{CO}_{2}/(\text{基}\cdot\text{年})) $ は43%増加した．製造段階の温室効果ガス排出量は，浄化槽の総容量に大きく影響される．T町では総容量の大きな高度処理型の浄化槽を普及させており，これが温室効果ガス排出量の増加要因となっている．しかし，全体の温室効果ガス排出量に対する寄与率は1割未満である．

## (2–2) 施工段階の温室効果ガス排出量の変化

施工段階における温室効果ガス排出量(kg-CO_{2}/(基・年))は, 26.8%増加した。施工段階は，全ての項目に浄化槽の容量に関わる要素が関わり，平均総容量が増加すると，輸送，掘削，鉄筋使用，コンクリート使用に伴う温室効果ガス排出量はいずれも増加する。実際に施工段階の温室効果ガス排出量には増加が見られたが，施工段階の全体への寄与率も製造段階と同様1割未満である。

## (2−3) 使用段階の温室効果ガス排出量の変化

使用段階における温室効果ガス排出量(kg·CO₂/(基·年))は, 12.2%増加した.
ブロワの消費電力に関わる温室効果ガス排出量は,2000-2009年の10年間で43%増加した．この原因は，ブロワの消費電力が小さい単独処理浄化槽が減少し，より消費電力の大きい性能評価型浄化槽が増えたためである．近年，ブロワの省エネルギー化が進み，低炭素化に大きく貢献しているが，必要風量の削減や再生可能エネルギーの導入などさらに検討を進める必要がある．

浄化槽から直接排出されるメタン，亜酸化窒素に関わる温室効果ガス排出量は，2000-2009年の10年間で9.8%減少した．直接排出に関わる温室効果ガス排出量の減少は実使用人員の減少によるものである．T町は人口変化が少ないが世帯数の増加によって1世帯あたりの人員が減少し，平均実使用人員が減少している．それに伴い浄化槽1基あたりから直接排出されるメタン，亜酸化窒素は減少する．

一方，処理水中に含まれる BOD，窒素の放流先における分解によって生じるメタン，亜酸化窒素に関わる温室効果ガス排出量は，約 53% 減少した．これは処理水質が向上したことによるものであり，高度処理型浄化槽の普及と，生活雑排水を未処理で水域に放流する単独浄化槽の基数の減少が大きく寄与している（図 3-6）.

図 3-6 T 町における放流水 BOD および放流水 BOD に起因する 温室効果ガス排出量の推移

汚泥処理に関する温室効果ガス排出量は35.5%増加した。T町は総容量の小さい単独浄化槽の基数の減少，ならびに比較的総容量の大きい高度処理型浄化槽の普及により汚泥量が増加している。BOD適合率が高い浄化槽において汚泥処理段階で多量の温室効果ガスが発生するのは，嫌気槽が大きいことに起因する。このため，汚泥の収集・運搬，ならびにし尿処理施設での処理において温室効果ガスの排出量が増加する。汚泥処理から排出される温室効果ガスの寄与
率は高いことととから，汚泥処理における対策が重要と考えられる.

例えば汚泥濃縮・脱水車，積み替え施設等の導入による汚泥処理からの温室効果ガスを抑制し，良好な水質を確保することが重要な方向性であろう $ ^{4} $ ．また，浄化槽汚泥の資源化有効利用等についても，地域の浄化槽システムの適正化の観点から総合的に考える必要がある．

## (3) T 町における浄化槽分野の温室効果ガス総排出量の推移

図 3-7 に T 町における浄化槽分野の温室効果ガス排出量(t-CO_{2}/年)の推移を示す．ここで温室効果ガス排出量は浄化槽 1 基あたりと浄化槽分野全体の 2 通りで示した．浄化槽 1 基あたりの温室効果ガス排出量は年々増加しており，ブロワの消費電力および総容量の小さい単独処理浄化槽の基数の減少と，総容量が大きい高度処理型の浄化槽の普及が大きな要因である．しかし，増加傾向は鈍化しており，これには低炭素社会対応型浄化槽の普及が大きく貢献している．

また，浄化槽分野の温室効果ガス排出量は1基あたりの増加の傾向を上回って増加しており，T町における浄化槽設置基数の増加の影響が加わっている.

浄化槽の普及によって浄化槽分野からの温室効果ガス排出量が増加することは不可避であるが，低炭素化のためには浄化槽１基あたりの排出量を低炭素社会対応型浄化槽で抑制しつつ，さらにブロワの消費電力，污泥処理分野の排出量の削減，およびより高度な処理水質を達成して放流先でのメタン・亜酸化窒素の排出量を抑制する技術・システム開発を行うことが重要である．処理水質の高度化は水環境保全の観点からも重要であり，ウィンウィン型の浄化槽開発であることが必須である．

図 3-7 丁町における浄化槽 1 基あたりおよび浄化槽分野からの 温室効果ガス排出量の推移
### 3.4 まとめ

（1）市町村別に浄化槽からの温室効果ガス排出量と放流水 BOD の関係を解析した結果，これらはトレードオフの関係にあることが示された．この原因は放流水 BOD の高い単独処理浄化槽の温室効果ガス排出量が合併処理浄化槽よりも小さいためであり，単独処理浄化槽の減少・合併処理浄化槽の普及により水質の改善と温室効果ガス排出量の増加が生じていることが明らかになった．

（２）性能評価型浄化槽からの温室効果ガス排出量に関しては，低炭素化社会対応型浄化槽の割合の多い市町村における温室効果ガス排出量は少なく，このような行政施策が排出量の低減につながっていることが確認された．

また，低炭素社会対応型浄化槽でかつ高度処理型（嫌気ろ床槽第1室および第2室にろ材充填，好気槽は担体流動槽，担体ろ過槽で構成）の浄化槽の普及が進んだT町において温室効果ガス排出量の増加を抑制しながら著しい水質改善効果が発揮されていることが明らかになった。

（３）性能評価型浄化槽の普及においては処理水質の向上が図られるため，温室効果ガス排出量に対する寄与の大きな段階である直接排出は抑制される．一方，残る温室効果ガス排出量の大きな段階としては，ブロワの消費電力，および汚泥処理があげられる．

近年，ブロワの省エネルギー化が進み，低炭素化に大きく貢献しているが，技術開発には限りがあるため必要風量の削減や再生可能エネルギーの導入などの検討も合わせて行う必要がある.

また，性能評価型浄化槽の嫌気槽が大きいことに起因して，污泥発生量が増加する．このため，污泥の収集・運搬ならびにし尿処理施設での処理において温室効果ガスの排出量が増加する．したがって污泥濃縮・脱水車，積み替え施設等の導入，浄化槽污泥の資源化有効利用等についても検討を進める必要がある．すなわち，浄化槽の技術革新のみならず地域の浄化槽システムの観点から低炭素化を総合的に考える必要がある．

## 第 3 章参考文献

1）環境省廃棄物・リサイクル対策部：浄化槽について（資料），平成22年4月19日

2）惣田訓：各種下水処理方式における処理水質，污泥発生量，溫室効果ガス排出量の比較評価，「低炭素・国際展開に対応する水環境管理戦略に関する研究」，土木学会平成23年度「重点研究課題」調査研究報告書，pp.2-11，平成24年3月

3）社团法人浄化槽システム協会：平成21年度浄化槽の低炭素化に向けた調査
4）濱中俊輔：浄化槽汚泥濃縮車を活用した浄化槽システムの高度化に関する研究，東北大学博士学位論文，平成25年3月

検討業務報告書，2010
## 4 ．净化槽における大肠菌群の除去性

### 4.1 はじめに

ここ数十年間，浄化槽技術の進展は著しく，放流水 BOD は下水処理水と同等のレベル $ ^{1)} $ に達し，構造例示型から性能評価型へと転換しながら窒素やリンの除去機能を有する型式も増加し，低炭素社会対応型も開発されている．しかしながら浄化槽における最終処理工程の消毒技術は，ほとんど変化していない．

浄化槽の消毒は塩素系の薬品による消毒法が主流となっている．水質汚濁防止法では生活排水処理施設から排出される放流水中の大腸菌群数を排水量50m $ ^{3} $ 以上の施設の場合，日間平均3,000個/cm $ ^{3} $ 以下と規定している $ ^{2)} $ ．一方50m $ ^{3} $ 以下の浄化槽に基準値は設けられていないが，一般的に同じ値を目安としつつ，「残留塩素が検出されること」として，維持管理がなされている．

塩素剤を用いた消毒は，塩素の残留性により長時間の消毒効果が期待される一方で，放流水中の残留塩素濃度が上昇し，THMやTOXが検出される事例が報告されており3,4)，净化槽放流水の生態系への影響が懸念されている5,6).

環境省関係浄化槽法施行規則第二条第十六項には「放流水は，環境衛生上の支障が生じないように消毒されるようにすること」と明記されており $ ^{7} $ ，病原性微生物による水系感染症の防止のために塩素消毒は欠かせない処理工程である．しかし有害な塩素化合物の生成，生物・生態系への悪影響を考慮すると，極力少ない塩素剤の使用で衛生学的な安全性を担保することが重要である．この観点からは塩素消毒前の処理工程において大腸菌群数をできるだけ低下させることが有効であると考えられるが，既往の研究において浄化槽の塩素消毒後の大腸菌群数に関する評価例 $ ^{8} $ はあるものの，塩素消毒前の大腸菌群数を調査した例は見あたらない．さらにどのような条件で大腸菌群が減少するかなどの浄化槽における大腸菌群の挙動は明らかにされていない．

そこで本研究では，一般家庭に設置されている性能評価型浄化槽に着目し，生活排水の流入する嫌気槽，および塩素消毒前後の大腸菌群数の処理工程における除去効率，および除去に影響を及ぼす因子の解明を行った.

### 4.2 方法

下水処理施設や農業集落排水など大規模施設では，塩素消毒のほかに紫外線消毒やオゾン消毒が用いられているが，浄化槽で処理された水の消毒方法は取り扱いが簡単で，長時間消毒効果を発揮する固形タイプの塩素剤（次亜塩素酸カルシウムあるいは塩素イソシアヌール酸の錠剤）を用いるのが一般的である．塩素剤を充填した消毒筒の下部に処理水が接触して消毒が行われる．なお，様々な条件や浄化槽容積の違いによって変わってくるが，一般には消毒槽で15分程
度滞留し，その後，河川などに放流される。

浄化槽放流水の大腸菌群数については，浄化槽の処理性能を規定する建築基準法施行令第32条第1項第2号において，浄化槽からの「排出水に含まれる大腸菌群数が，1立方センチメートルにつき3千個以下とする性能を有するものであること。」と定められている⁹．本章ではこれを根拠に排水基準を3,000個/cm³相当として議論を進める．

## 4 ．2．1 調査対象とした性能評価型浄化槽

現在新設される浄化槽のほとんどは性能評価型であり，宮城県内では2000年から2012年にかけて設置基数が11.5倍に増加した．性能評価型浄化槽においては多くの型式が存在し，処理フローも様々であるが，BOD除去型と窒素・リン除去型浄化槽に大別される．この2処理方式に着目し，大肠菌群除去に影響を及ぼす因子の解析を行った．

## 4 ．2．2 調查方法

調査は 2011 年 10 月から 2012 年 10 月にかけて平日の午前中, 宮城県内に設置されている性能評価型浄化槽について, 設置者が在宅し, 実使用人数が把握できる状況で実施した.

採水箇所は，嫌気槽（2室ある場合は第1室）と沈殿槽あるいは処理水槽（塩素消毒前），消毒槽（塩素消毒後）の3箇所である．水質項目は大腸菌群数の他に，BOD（生物化学的酸素要求量），SS（浮遊懸濁物質）， $ NH_{4}-N $ （アンモニア態窒素）， $ NO_{2}-N $ （亜硝酸態窒素）， $ NO_{3}-N $ （硝酸態窒素），pH，水温，全残留塩素濃度，遊離塩素濃度の分析を行った．

大腸菌群の培養にはデソキシコレート寒天培地法を用い，37℃，18h培養した後，菌数の計測を行った．各サンプルにつき3回ずつ計測し，平均値を求めた．各水質項目は下水試験方法 $ ^{10)} $ に従って測定した．各態窒素はMILLIPORE社のPTFE製の0.45μmメンブレンフィルターを用いてサンプルをろ過した後，適切な倍率で希釈し，ビーエルテック社のQuAAtro2HRを用いて測定した．SSは，サンプル一定水量をWhatman社のGF-Bガラス繊維製ろ紙を用いてろ過し，加熱乾燥してガラス繊維製ろ紙上の残量物の質量を計測することで求めた．全残留塩素はDPD(N,N-ジエチルパラフェニレンジアミン)法を用い，遊離塩素は東亜ディーケーケーのRC計を用いて測定を行った．pHおよび水温は東亜ディーケーケーのpH計を使用した．

## 4 ．2．3 解析方法

塩素消毒前後において大腸菌群数に差があるかを調べるために，独立した2群の分布の中央値の差を検定するマン・ホイットニー検定を行った．また，大腸菌群数と他の水質項目の相関解析では，大腸菌群数の対数値を利用してパラ
メトリック解析を行った。

### 4.3 実験結果および考察

## 4 ．3．1 性能評価型浄化槽の放流水質

調査した全ての浄化槽の BOD 平均値は 16.5mg/L で, BOD20mg/L を達成していた浄化槽の割合は 76.3% である． BOD 除去型浄化槽の BOD 平均値は 18.3mg/L, BOD 適合率は 65.1%, 窒素・リン除去型浄化槽はそれぞれ 15.5mg/L, 82.7% であった． 棄却域 5% で t 検定を行ったところ, 有意な差が確認され, 窒素・リン除去型浄化槽は BOD 除去型浄化槽に比べ良好な処理が行われていた．

## 4 ．3．2 嫌気槽第一室から塩素消毒前における大腸菌群数の除去特性

## (1) BOD 除去型と窒素・リン除去型の比較

BOD 除去型净化槽处理過程における大腸菌群数の減少を図 4-1 に，窒素・リ

■ 嫌気槽第一室 ■ 塩素消毒前 · 排水基準値: 3,000 cfu/mL

除去型净化槽处理過程における大腸菌群数の減少を図4-2に示す.

図 4-1 BOD 除去型浄化槽の処理過程（嫌気槽第一室から塩素消毒前） における大腸菌群数の除去特性

■嫌気槽第一室 ■塩素消毒前 ■排水基準値:3,000cfu/mL

図 4-2 窒素・リン除去型浄化槽の処理過程（嫌気槽第一室から塩素消毒前）
## における大肠菌群数の除去特性

排水基準値 3,000cfu/mL に関して，塩素消毒前の BOD 除去型では 70.0%，窒素・リン除去型では 87.1% が適合した．また嫌気槽第一室から塩素消毒前の大腸菌除去率は，BOD 除去型で 74.9%，窒素・リン除去型で 94.5% と，窒素・リン除去型において大腸菌群除去能が有意に高い（p<0.05）ことが分かった．

ところで，塩素消毒後の排水基準適合率は，BOD除去型80.0%，窒素・リン除去型98.4%で有意な差が確認され（p<0.05），窒素・リン除去型浄化槽の大腸菌群除去能は塩素消毒後も有意に高く，衛生学的安全性に対して窒素・リン除去型は多いに貢献できる浄化槽であることが明らかとなった。

## (2) 人員比の影響

BOD 除去型浄化槽と窒素・リン除去型浄化槽における大腸菌群の除去に及ぼす人員比の影響を，それぞれ図4-3および図4-4に示す．ここで大腸菌群数はそれぞれの人員比区分の平均値で示している．

人員比(実使用人員/人槽)

図 4−3 BOD 除去型浄化槽の処理過程（嫌気槽第一室から塩素消毒前） における人員比と大腸菌群数の関係

人員比(実使用人員/人槽)

図 4-4 窒素・リン除去型浄化槽の処理過程（嫌気槽第一室から塩素消毒前）
## における人員比と大腸菌群数の関係

図から明らかなように，人員比が増加するにしたがい大肠菌群数も嫌気槽第一室および塩素消毒前の両者で高くなる傾向にあった．また，人員比1.0以下では塩素消毒前において両方式とも排水基準3,000cfu/mL以下であったが，人員比1.0を超えると排水基準を超過した．人員比はBOD他様々な水質に大きな影響を及ぼす因子であることが知られているが，大肠菌群に関してもその傾向は同様であることが確認された．

人員比 1.0 以下で適正に使用されている浄化槽に着目すると，塩素消毒前における排水基準適合率は，BOD 除去型浄化槽で 75.5%，窒素・リン除去型浄化槽で 89.5% であった．棄却域 5% の t 検定で有意な差が確認され，窒素・リン除去型浄化槽の大腸菌除去能は有意に高いことがことがわかった．

なお, 人員比 1.0 以下の適正使用の場合, 塩素消毒後の排水基準適合率は BOD 除去型浄化槽で 88.0%, 窒素・リン除去型浄化槽で 100% であり, 窒素・リン除去型浄化槽を適正に使用することは衛生学的安全性を確保することに極めて有効であることが示唆された.

## (3) 大腸菌群と他の水質項目との関係

塩素消毒前の大肠菌群数と SS 除去率の関係は，BOD 除去型および窒素・リン除去型浄化槽とも負の相関が確認されたが，SS 除去率が 90% 以上でも大肠菌群数除去率は 40% 前後である浄化槽も複数存在した．大肠菌自体が SS を構成する成分であるとともに，大肠菌の表層にある鞭毛は SS に吸着する性質を有しており $ ^{11} $ ，このような理由から SS 除去と大肠菌群除去には相関が得られたと考えられるが，高度な SS 除去が必ずしも高度な大肠菌群除去につながらない場合があるのは，微量の SS に大量の大肠菌群が存在することを意味しており注意を要する．

次に，塩素消毒前の大肠菌群数と硝化率の関係について，図4-5に示す.
図 4-5 小型合併処理浄化槽における塩素消毒前の大腸菌群数と硝化率の関係 BOD 除去型および窒素・リン除去型浄化槽ともに硝化が良好に行われている 浄化槽では，大腸菌群の除去が良好に行われる傾向にあることがわかった.

また，塩素消毒前の大腸菌群数と BOD の関係について，図 4-6 に示す．BOD 除去型および窒素・リン除去型浄化槽ともに正の相関が認められるが，処理水 BOD が低濃度域では大腸菌群数に大きなばらつきがあり，BOD を減少させることが必ずしも大腸菌群数の低下につながらないことが明らかであった．

図 4-6 小型合併処理浄化槽における塩素消毒前の大腸菌群数と処理水 BOD の関係

以上をまとめると，塩素消毒前の大肠菌群数を低下させるためには，BODやSSの除去も重要であるが，硝化率を高めることが効果的であることがわかった．この理由は解明できなかったが，大肠菌群等の微生物の除去には捕食者である微生物の働きが重要であるという知見もあり $ ^{12} $ ，硝化が進むような生物処理が十分に行われている状況は，大肠菌群の不活化に効果的である可能性が高い．

## 4 ．3．3 塩素消毒前後における大肠菌群数の除去特性

## (1) BOD 除去型と窒素・リン除去型の比較

塩素消毒前後の BOD 除去型浄化槽における大腸菌群数の除去特性を図 4-7 に，窒素・リン除去型浄化槽における大腸菌群数の除去特性を図 4-8 に示す.

図 4-7,8 において，塩素消毒後の大肠菌群数の表示がない浄化槽は，大肠菌群が検出されなかったことを意味している．塩素消毒前に着目すると，大肠菌群数 3,000cfu/mL を超過する割合は，BOD 除去型で 30.0%，窒素・リン除去型で 12.9% であった．そして塩素消毒後でも大肠菌群数 3,000cfu/mL を超過する
割合は，BOD 除去型で 20.0%，窒素・リン除去型浄化槽では 1.6% であった。すなわち，性能評価型浄化槽では全体として 91.2%，BOD 除去型で 80.0%，窒素・リン除去型で 98.4% の割合で衛生学的安全性が確保されていることが確認された。

図 4-7 BOD 除去型浄化槽の塩素処理前後における大腸菌群数の除去特性

図4-8 窒素・リン除去型浄化槽の塩素処理前後における大腸菌群数の除去特性

## (2) 塩素消毒後の大腸菌群数と残留塩素の関係

性能評価型浄化槽における塩素消毒後の大腸菌群数と残留塩素濃度の関係を図4-16に示す。残留塩素濃度が高くなるにつれて塩素消毒後の大腸菌群数は減
少することが確認できる．しかし，残留塩素濃度が2.0mg/L以上においても大腸菌群の残存が確認された．最も高い残存を示した浄化槽では塩素消毒後の大腸菌群数は5,703cfu/mL，遊離塩素濃度は不検出，NH_{4}-Nは48.1mg/L，硝化

率は 0.04% であった。

図 4-9 性能評価型浄化槽における塩素消毒後の大腸菌群数と残留塩素濃度の関係

次に，塩素消毒後の大肠菌群数と遊離塩素濃度の関係を図4-10に示す．遊離塩素は大肠菌などの病原性微生物の不活化に大きな効果があるが $ ^{13)} $ ，遊離塩素濃度が高くなるにつれ，塩素消毒後の大肠菌群数は減少する傾向が明確であり，遊離塩素濃度0.05mg/L以上で大肠菌群数は300cfu/mL以下となることが確認された．

図 4-10 性能評価型浄化槽における塩素消毒後の大腸菌群数と
## 遊離塩素濃度の関係

浄化槽は個別分散型処理施設として数多く設置されるため，管理が不十分である浄化槽の存在し，それにより病原性微生物等が身近な環境に排出し，衛生学的安全性を損ねる恐れがあることなどの懸念が表明されてきた.

しかし本調査では，現在普及が進んでいる性能評価型浄化槽は，大腸菌群除去能は極めて高いことが明らかになった．しかし，依然として少数ではあるが大腸菌群数が基準値を超過する浄化槽も存在することから，さらに信頼性を高めるための工夫が必要である．

## (3) 消毒効果を低下させる要因としてのアンモニアの存在

大腸菌群数の高度な除去を可能とする要因として遊離塩素の存在が重要であることが確認されたが，性能評価型浄化槽における硝化率と遊離塩素濃度の関係を図4-11に示す.

図 4-11 性能評価型浄化槽における硝化率と遊離塩素濃度の関係

図より硝化率が低い場合は遊離塩素濃度が低く，硝化率が高くなるにつれてバラツキはあるものの遊離塩素濃度が高くなる傾向が認められた．なお，遊離塩素が不検出の際の大腸菌群数と0.01mg/L以上検出された場合の大腸菌群数には，棄却域5％のt検定で有意な差が確認された．

また，BOD 除去型浄化槽の平均遊離塩素濃度 0.05mg/L に対し，窒素・リン除去型浄化槽では 0.15mg/L と大きな差があった．この要因は，BOD 除去型浄化槽が窒素除去能を有しておらず，アンモニア性窒素濃度が高くなるためと考えられる．実際に BOD 除去型浄化槽の中で，遊離塩素濃度が低く大腸菌群数除去率が低かった浄化槽は，いずれも硝化率は 2.0% 以下で $ NH_{4}-N $ は 40mg/L 程度と高濃度に残存していた．すなわち残存するアンモニアと塩素の反応による結合塩素の生成が消毒効果を低下させ，大腸菌群の除去効果を低下させたことが考えられた．
### 4.4 まとめ

戸建て住宅に設置されている性能評価型浄化槽に着目し，BOD除去型および窒素・リン除去型の2処理方式の浄化槽において，生活排水が流入する嫌気槽および塩素消毒前後の処理工程における大肠菌群の除去特性の解明および影響を及ぼす因子に関する解析を行った。

（１）排水基準 3,000cfu/mL 以下に対して，塩素消毒前の BOD 除去型浄化槽では 70.0%，窒素・リン除去型浄化槽では 87.1% が適合した．嫌気槽第一室から塩素消毒前の大腸菌群数除去率の平均値は BOD 除去型浄化槽では 74.9%，窒素・リン除去型浄化槽では 94.5% であり，窒素・リン除去型浄化槽において大腸菌群の除去能が有意に高いことが明らかになった．

（２）塩素消毒前の大腸菌群数を低下させるためには，浄化槽によるBODやSSの除去に加えて硝化率を高めることが効果的であることが示唆された.

（3）塩素消毒前後で排水基準3,000cfu/mLの適合率は，BOD除去型浄化槽では70.0から80.0％に，窒素・リン除去型浄化槽では87.1から98.4％に上昇した.

（4）遊離塩素濃度 0.05mg/L 以上で大腸菌群数は 300cfu/mL 以下となることが確認されたが，BOD 除去型浄化槽の平均遊離塩素濃度 0.05mg/L に対し，窒素・リン除去型浄化槽では 0.15mg/L であり，この要因は BOD 除去型浄化槽が窒素除去能を有しておらず，アンモニア性窒素濃度が高くなり，結合塩素が生成されたためと考えられた．

（５）人員比１０を超える浄化槽の塩素消毒前の大腸菌群数は３,０００cfu/mLを超過した．しかし，人員比１０以下で適正に使用されている浄化槽の塩素消毒前における排水基準適合率は，BOD除去型浄化槽で７５.５%，窒素・リン除去型浄化槽で８９.５%であった．さらに塩素消毒後の排水基準適合率はBOD除去型浄化槽で８８.０%，窒素・リン除去型浄化槽で１００%であり，窒素・リン除去型浄化槽を適正に使用することは衛生学的安全性を確保することに極めて有効であることが示唆された．

## 第 4 章参考文献

1）和田安彦ら：下水道整備と浄化槽整備の水環境への影響の比較研究，浄化槽研究，Vol.6,No.2, pp.17-25, 1994

2）水質汚濁防止法第三条第一項（一律排水基準）：排水基準を定める省令（最終改正：平成25年6月10日環境省令第十五号）

3）竹田茂ら：生活排水処理施設から排出される塩素消毒処理水中のトリハロメタンおよび全有機ハロゲン，水環境学会誌，Vol.22, No.6, pp.472-478, 1999
4）竹田茂ら: 生活排水の塩素処理副生成物生成能の高度処理による低減効果，水環境学会誌，Vol.23, No.3, pp.155-160, 2000

5）山下尚之ら：AGP試験と藻類生長阻害試験を用いた下水処理水の河川水質に対する影響評価，土木学会論文集G，Vol..62, No.1, pp.191-200, 2006

6）竹田茂ら：塩素，オゾン，紫外線消毒した生活排水の変異性試験による安全性の評価，水環境学会誌，Vol.29, No.1, pp.45-48, 2006

7）環境省関係浄化槽法施行規則（最終改正：平成24年3月30日環境省令第八号）

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，Vol.54, pp.91-94, 2010

9）建築基準法施工令（最終改正：平成20年10月31日 政令第338号）

10）下水試験方法：日本下水道協会，1997

11）磯部賢治：微生物の生存戦略，表面科学，Vol.22, No.10, pp.652-662, 2001

12）高橋洋：人工湿地における粪便汚染指標微生物の除去に及ぼす運転条件の影響，東北大学修士学位論文，2013

13）土佐光司：遊離塩素及びクロラミンによる毒素原性大腸菌の損傷，水環境学会誌，Vol.19, No.5, pp.381-387, 1996
### 5. 浄化槽放流水が藻類の増殖および巻貝の行動に及ぼす影響

### 5.1 はじめに

下水道や浄化槽等の生活排水処理施設の整備によって，深刻な有機汚濁の問題は改善しつつある．一方で，処理水に残存する窒素・リンに起因する富栄養化，消毒により残留する塩素による生態系影響が懸念され，様々な研究がなされている．例えば，下水処理水が河川に流入することでわずかな毒性の上昇が見られるものの，藻類増殖能が大きく上昇すること $ ^{1)} $ ，リン酸態リン（PO4-P）濃度が0.04～0.09mg/Lの範囲でPO $ _{4} $ -P濃度が高くなるにつれ付着藻類生物量が増加し，緑藻類が優占する傾向を示す一方，残留塩素濃度が0.07～5.8mg/Lの範囲で濃度が高まるにつれ付着藻類生物量が減少傾向を示すこと $ ^{2)} $ が明らかとなっている．

これら研究はいずれも下水処理水の藻類に対する影響を扱っているが，净化槽放流水においても同様に，残留塩素および窒素・リンの藻類に対する相反する影響を考慮して，放流水の毒性評価を行う必要がある．特に，近年普及が進んでいる窒素・リン除去型浄化槽は，4章に示したようにBOD除去型浄化槽の遊離塩素濃度に対し残留塩素濃度が高い傾向にあり，窒素・リン除去型浄化槽の普及により放流水排出先の藻類への影響が変化する可能性が考えられる．

しかし，既往の藻類生長阻害試験では，試験中の栄養塩枯渇による増殖抑制を防ぐために，増殖に必要な栄養塩を十分に添加した培地を用いて試験が行われる $ ^{3-6} $ ．あるいは実際の排水や環境水を用いた排水毒性試験においても，希釈水（培地等）を用いて調整するなど栄養塩が添加される $ ^{7-11} $ ．この培地に含まれる栄養塩類と毒性物質の複合影響の存在が明らかとなっており $ ^{12,13} $ ，高度に栄養塩が除去された浄化槽放流水にあらためて栄養塩を添加して藻類毒性を評価する既往の試験方法には問題があると考えられる．

そこで本研究では，浄化槽放流水の藻類への影響について，研究代表者らが開発している栄養塩添加の不要な新しい藻類試験の手法 $ ^{14,15} $ （以下，新手法）を適用して浄化槽放流水の毒性試験を行い，既往試験と比較しながら浄化槽放流水の藻類への毒性に関する検討を行った．また，実際に浄化槽放流水が排出される水路において藻類への影響に関する知見を収集した．

一方，净化槽放流水の生態系影響としては藻類のみならず動物への影響も懸念される．净化槽消毒処理水のヒメダカによる急性毒性試験 $ ^{16)} $ では，トリハロメタン濃度91μg/L，全有機ハロゲン濃度1560μg/Lを含有する塩素消毒処理水において致死性や異常が全く認められなかった．しかし，下水処理水を用いたカワニナ飼育の研究 $ ^{17)} $ によれば，水温25℃以下，pH 6.8～7.2，溶存酸素量5mg/L以上，浮遊物質1mg/L程度，BOD3mg/L程度，アンモニア2mg/L以下
の環境で飼育する事ができたこと，また残留塩素濃度が飼育に大きな影響を及ぼすことを報告している。

そこで本研究では，浄化槽放流水の動物（淡水巻貝カワニナ）への影響について，実際に浄化槽放流水が排出される水路において知見を収集した．また，カワニナに対する残留塩素濃度の影響に関する室内実験を行い検討した．

### 5.2 方法

#### 5.2.1 藻類に対する浄化槽放流水の毒性試験

## (1) 模擬淨化槽放流水

浄化槽処理水（塩素消毒前）に NaClO を一定濃度で添加した模擬浄化槽放流水を作成し，これを試験排水として新手法および既往手法による排水毒性試験を行った.

実際に使用されている BOD 除去型浄化槽を選定し, 塩素消毒前の処理水を採水した．採水後は遮光および保冷された状態で運搬し，実験室にて前処理としてガラス繊維濾紙（GF-B，Whatman 製），さらに 0.45 μm メンブレンフィルター（Millipore 製）を用いて濾過を行った．水質分析結果を表 5-1 に示す．前処理後の処理水に，NaClO を暴露濃度 0.1 mg·Cl₂/l で添加し，模擬浄化槽放流水とした．

表 5-1 净化槽処理水（消毒前）の水質

水質項目	供試淨化槽処理水(BOD除去型)
pH	7.76
BOD	18 mg/L
TOC	18.4 mg/L
SS	15 mg/L
T-N	39.6 mg/L
T-P	3.51 mg/L
NO2-N	<0.01 mg/L
NO3-N	<0.01 mg/L
NH4-N	41 mg/L
PO4-P	3.45 mg/L
## (2) 排水毒性試験方法

供試藻類は緑藻の Pseudokirchneriella subcapitata（NIES-35）とし，試験に用いるガラス器具等は高温高压滅菌（121℃，20分）を行った．そして，試験水中での模擬浄化槽放流水含有率を0，20，40，80，100%の5試験区に設定し，希釈水には新手法にOECD培地と無栄養塩溶液，既往手法にはOECD培地を用いた．各試験区は3連，排水希釈率0%の対照区は6連で行った．

新手法は，前培養を C 培地，25℃，195 μ mol/m²/s（12L，12D），90 rpm 回転振盪で 6～7 日間行い，定常期初期の細胞を供した．試験はシリコン栓付 50ml 三角フラスコに各試験区が 10 ml になるよう設定希釈率で放流水と希釈水を分注し，前培養後の細胞を初期細胞濃度 2.0×10⁵ cells/ml で接種して，前培養と同条件（光は連続照射）で 4 時間の試験を行った．

既往手法には我が国で導入が検討されている排水毒性試験法（以下，WET試験）を用い，OECD，U.S. EPA，ISO等のテストガイドラインも参考とした。前培養をOECD培地，23℃，52～68μmol/m²/s（連続照射），100rpm回転振盪で3～4日間行い，対数増殖期の細胞を供した。試験はシリコン栓付300ml三角フラスコに各試験区が100mlになるよう設定希釈率で模擬净化槽放流水と希釈水を分注し，前培養後の細胞を初期細胞濃度1.0×10^{4} cells/mlで接種して，前培養と同条件で72時間の試験を行った。

#### 5.2.2 浄化槽放流水が排出先に生育する藻類に及ぼす影響

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おいて，浄化槽放流水の流入前（上流水），流入後（下流水），および塩素消毒前浄化槽処理水（処理水）の採水を行った．対象とした浄化槽は 5 人槽であり，使用人員は 2 名である．用水路は幅 99 cm，水深 12 cm，断面積は 1188 cm² であった．調査日の流速は 0.15 m/s であり，1 日の用水路流量は 1.6×10³ m³/day と算定された．また，1 人あたりの平均使用水量 0.2 m³/day を用いて浄化槽放流水量を 0.4 m³/day と仮定すると，用水路流量と浄化槽放流水量の比は 4000:1 となる．

採水を行った箇所は図 5-1 の通りである．用水路で採水したサンプルについては，現場および実験室で水質測定を行った．pH，水温，DO，ORP，EC については現場携帯用水質測定器を用いて測定を行い，BOD，NO_{2}-N，NO_{3}-N，NH_{4}-N，PO_{4}-P，残留塩素については実験室で測定を行った．実験室における水質項目の測定は下水試験方法に基づいて行った．