Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
図 18 試験槽の構造図

図 19 接触ろ床槽の模式図

##### 2.5.1.4 運転条件

水温を $ 13^{\circ}C $ または $ 20^{\circ}C $ 、ばっ気風量を $ 45\ L\cdot分^{-1} $ または $ 55\ L\cdot分^{-1} $ とし、水温及びばっ気風量が処理性能に及ぼす影響について確認した。表 3 に各 RUN の運転条件、仕様を示す。

表 3 運転条件、試驗槽仕様

項目	水温(℃)	ばつ気風量 (L·分-1)	嫌気ろ材充填率	嫌気ろ材種類
RUN1	20	45	46%	骨格様球状
RUN2	20	55	46%	骨格様球状
RUN3	13	45	46%	骨格様球状

##### 2.5.1.5 探水、分析项目

試験槽からの流出水（処理水）について、週１回の頻度でコンポジットサンプラーを使用して採水した。分析項目は、pH、アルカリ度、BOD、d-BOD、ATU-BOD、SS、T-N、NH_{4}-N、NO_{2}-N、NO_{3}-N とした。また、点検は概ね１ヶ月に１回の頻度とし、必要に応じて循環水量、風量調整等を行った。

##### 2.5.1.6 目標水質

評価基準となる目標水質は、BOD≤10 mg·L⁻¹、T-N≤10 mg·L⁻¹、SS≤10 mg·L⁻¹ とした。

#### 2.5.2 嫌気ろ床の脱窒性能向上に関する検討

嫌気ろ床槽における脱窒性能向上のための検討として、嫌気ろ材の充填率および嫌気ろ材種類の違いによる性能比較をおこなった。表4に各RUNの仕様を示す。また写真6に各嫌気ろ材を示す。水温条件は20℃、ぼっ気風量は55L・分 $ ^{-1} $ とした。その他の試験方法については2.5.1で示した方法と同じとした。
表 4 各試験における運転条件、試験槽仕様

① 嫌気ろ材充填率の影響

嫌気ろ材充填率	嫌気ろ材種類
RUN4	46%	骨格様球状
RUN5	55%	骨格様球状

② 嫌気ろ材種類の影響

嫌気ろ材充填率	嫌気ろ材種類
RUN6	46%	骨格様球状
RUN7	46%	網様円筒状

写真 6 嫌気ろ材（左：RUN6 骨格様球状ろ材、右：RUN7 網様円筒状ろ材）

#### 2.5.3 間欠ばっ気運転の導入による省エネルギー化に関する検討

間欠ばっ気運転導入が性能に及ぼす影響を確認するため、70分を1サイクルとする間欠ばっ気運転を行い、1サイクルのプロワ停止時間を0分から40分まで変化させた。表5に運転パターンと水温条件を示す。実験槽の処理フローは2.5.1で示したフローと同一で、嫌気ろ床槽の仕様は2.5.2のRUN7と同一とした。ばっ気風量は48L・分 $ ^{-1} $ とした。

表 5 間欠ばっ気運転パターンと水温条件

RUN	運転パターン	ブロワ稼動時間削減率	水温
RUN①	常時ばっ気	—	20℃
RUN②	60 分 ON / 10 分 OFF	14%	20℃
RUN③	50 分 ON / 20 分 OFF	29%	20℃
RUN④	40 分 ON / 30 分 OFF	43%	20℃
RUN⑤	30 分 ON / 40 分 OFF	57%	20℃
RUN③-2	50 分 ON / 20 分 OFF	29%	13℃
### 2.6 地域特性を踏まえた浄化槽の消費エネルギー解析と省エネシステム管理技術

#### 2.6.1 小型浄化槽の設置状況とブロワ消費電力に関する検討

調査対象型式として累積設置基数の多い型式を選定した。全国浄化槽推進市町村協議会（以下、全浄協と示す）に登録されている浄化槽を処理方式ごとに分類し、年度ごとの設置基数を型式別に算出してその動向を確認した。

なお、ここで示した設置基数は、平成5年度から平成20年度までの間、全浄協に回収された登録浄化槽管理票の件数を集計したものである。登録浄化槽管理票は国庫補助の対象浄化槽についてのみ発行されるため、補助対象外の浄化槽はここでの集計から除外されている。さらに、登録浄化槽管理票の回収率が100%に達していないこともあり、集計結果は大まかな設置の傾向を示したものとなる。

次に、登録小型合併処理浄化槽要覧を用いてブロワの定格吐出風量および定格消費電力を型式ごとに確認し、これらの情報をデータベース化した。上述の設置基数の推移と合わせてみることでブロワ消費電力の動向を確認した。

#### 2.6.2 濃縮車の導入状況とその応用および $ CO_{2} $ 排出量に及ぼす影響に関する検討

##### 2.6.2.1 バキューム車と濃縮車の燃料消費量の比較

濃縮車がすでに稼働している地域において、浄化槽の清掃をバキューム車で行った場合と濃縮車で行った場合の燃料消費量を比較検討した。本ケーススタディは2地域を対象として行い、各地域においてバキューム車を用いた清掃と濃縮車を用いた清掃を実施した（表6）。

表 6 ケーススタディに用いた 2 地域

地域A	ケース1: バキューム車単独 (污泥、張り水の輸送)
ケース2: 濃縮車単独
地域B	ケース3: バキューム車＋給水車 $ \Rightarrow $ 污泥は大型車に積替え輸送
ケース4: 濃縮車＋高濃度污泥搬送車

清掃を行った浄化槽の人槽、処理方式、清掃対象汚泥量、搬出汚泥量を1件ごとに記録し、さらに1日ごとの車輛の走行距離、燃料消費量を調査・集計した。

##### 2.6.2.2 市場に投入された濃縮車の比較検討

濃縮車が対象とする浄化槽は小型浄化槽が中心となる。開発された濃縮車3社について、同一時期に同様な条件下で現場試験を行うことで、各社の特徴および各作業工程における作業性や作業効率等を検討するため、清掃時期に達した浄化槽の中から次の浄化槽を選定して比較検討を行った。

①処理方式 嫌気ろ床・接触ばっ気方式

性能評価 1 型 (一次処理が嫌気ろ床槽)

性能評価 2 型 (一次处理於夾雑物除去槽)

みなし全ばっ気方式、みなし分離接触ばっ気方式

②人槽 7 人槽以下

③負荷の程度 人員比 0.7 以上(負荷高)、人員比 0.45 以上 0.7 未満(負荷中)
##### 2.6.2.3 濃縮車の油脂分離槽への適用

建築物の排水処理施設の前処理設備である油脂分離槽（グリーストラップ）の容量は様々で、200L 程度から数 $ m^{3} $ と幅広い。濃縮車による実験として実施するためには、凝集剤の添加条件等を何段階かに分けて実施する必要があるため、当初比較的容量の大きな施設(魚類の加工工場)で実験を行った。その後、個別の施設ごとに実験を行い凝集剤の添加条件を検討した。

実験に際しては、濃縮された浮上物および堆積物は貯留タンクに移送し、中間水や洗浄排水等の比較的希薄な污泥は反応タンクにおいて凝集処理を行い、スクリーンによる分離操作を行った。

なお、凝集剤の選定においては、従来から用いている高分子凝集剤に加え、PACの併用についても検討を行った。

##### 2.6.2.4 濃縮車が導入されたし尿処理施設への影響

調査は、福島県伊達郡にある伊達地方衛生処理組合処理施設（現在は衛生センター）を対象として実施した。当センターへは近隣の2市3町からし尿および浄化槽汚泥が搬入されている。過去には、日最大受入量を超過しないよう受入制限を行っていたが、浄化槽の清掃実施率の向上と汚泥発生量の抑制を図るため平成13年度に濃縮車を本格導入した。また、平成21年度には施設の更新に伴い、嫌気性消化・標準活性汚泥方式（処理能力200kL・日 $ ^{-1} $ ）から膜分離高負荷脱窒素処理方式（処理能力85kL・日 $ ^{-1} $ ）へ処理方式が変更された。更新後の施設は、電気浸透式脱水機を導入しており、脱水汚泥を助燃剤化する方式の資源化設備を有している。

濃縮車導入前後におけるし尿および浄化槽汚泥の搬入量、濃縮車の清掃対象汚泥量、し尿処理施設における燃料、電力および薬剤の使用量に関するデータを取得した。次に、燃料、電力、薬剤の使用量に環境負荷原単位を乗じ、 $ CO_{2} $ 排出量の積算を行い、濃縮車の導入がし尿処理施設における $ CO_{2} $ 排出量に及ぼす影響について解析した。

##### 2.6.2.5 濃縮車の導入によるし尿処理施設への負荷およびに $ CO_{2} $ 排出量の予測

## 1 ）検討対象区域の設定

処理能力 100kL・日 $ ^{-1} $ のし尿処理施設の処理区域を想定し、施設の運転に係る CO $ _{2} $ 排出量について検討した。解析に先立ち、処理区域の下水道人口以外の人口（以下、処理対象人口とする）、すなわち非水洗化人口、単独処理浄化槽人口、合併処理浄化槽人口の合計を 100% とした場合の非水洗化人口、単独および合併処理浄化槽人口のそれぞれの割合を設定した。全国の処理形態別人口の推移を参考に、下水道の伸展や少子化等に起因する人口減少により処理対象人口が減少することを前提とし、その前年に対する比が一定となるように減少していくと仮定した。非水洗化人口および単独処理浄化槽人口については、人口割合の前年比が一定となるよう変化すると仮定した。し尿処理施設更新時の非水洗化人口、合併処理浄化槽人口および単独処理浄化槽人口の割合をそれぞれ 30%、35%、35% とした。処理対象人口は前年比 96.4% で減少し、非水洗化人口の割合および単独処理浄化槽人口の割合は、それぞれ前年比 96.5%、98.6% で減少することとして将来処理形態別人口を試算した。

## 2 ） $ CO_{2} $ 排出量予測モデル

将来污泥発生量は、将来人口の予測値に対し、これまでに得られている処理形態別の污泥発生量原単位を乗じて算出した。廃棄物処理施設の基幹的設備改良マニュアルのケーススタディに示されている運転事例のうち、負荷率100%での運転事例を抽出し、施設規模を変数とした近似式により処理量あたりの
$ CO_{2} $ 排出量を表す。なお、運転事例として示されている $ CO_{2} $ 排出量は燃料、電力、薬剤の消費に伴う排出量であるため、本研究においては、これらのユーティリティ投入に係る $ CO_{2} $ 排出量を検討対象とした。

濃縮車を導入しないケースでは、汚泥の乾燥・焼却設備（以下、汚泥焼却設備とする）の運転に係る $ CO_{2} $ 排出量は近似式より算出した全 $ CO_{2} $ 排出量のうち一定の割合を占めると仮定し、汚泥焼却設備とその他の設備（以下、水処理設備等とする）の $ CO_{2} $ 排出量の算定式をそれぞれ求める。濃縮車の導入により施設規模を縮小する場合、搬入される固形物量は濃縮車未導入の場合とほぼ同量となり、施設で乾燥・焼却される脱水汚泥量も濃縮車未導入の場合とほぼ同量となると考えられる。そのため、濃縮車導入により水処理設備等の規模を縮小できても汚泥焼却設備の規模は縮小できないと推測される。水処理設備等の規模は処理対象となるし尿と浄化槽汚泥の合計容量を用い、汚泥焼却設備の規模は搬入SS量により決定する。検討対象施設の更新時における搬入SS量は794kg・日 $ ^{-1} $ であることから、搬入SS量794kg・日 $ ^{-1} $ に対応する汚泥焼却設備の処理能力を100kL・日 $ ^{-1} $ と仮定し、将来汚泥発生量から求めた搬入SS量より汚泥焼却設備の規模（kL・日 $ ^{-1} $ ）を決定する。

施設更新後、処理対象人口の減少や処理形態別人口割合の変化によって処理污泥量が減少すると負荷率の低下が起こる。既往の調査結果より、負荷率が2分の1になると処理污泥量あたりのCO $ _{2} $ 排出量が1.52倍になることを踏まえて解析することとした。

### 3. 結果と考察

### 3.1 低炭素社会型環境最小負荷省エネルギー方式浄化槽システム構築の開発に関する研究と総括

#### 3.1.1 太陽光発電・風力発電に関する発生ポテンシャルの解析

太陽光発電・風力発電に関する発生ポテンシャルは、(独)国立環境研究所バイオ・エコエンジニアリング研究施設で得られたデータを基に解析することとしたが、その事例を表7に示す。本表はパネル枚数を16枚とした場合の試算である。表7より、再生可能エネルギーと既存電力エネルギーとの関係をみると2010年12月から2012年12月では風力発電30,800Wh、太陽光発電1,467,400Wh、再生可能エネルギー全体では1498,200Wh、商用使用電力は215,800Whで、総使用電力は1,714,000Whであり、風力発電1.8%、太陽光発電86%、商用使用電力12.5%であった。2013年1月から2月では風力発電200Wh、太陽光発電7,300Wh、再生可能エネルギー全体では7,500Wh、商用使用電力は3,500Whで、総使用電力は11,000Whであり風力発電1.8%、太陽光発電66.4%、商用使用電力31.8%であった。ブロワ並びにリン除去装置の使用電力はブロワ105W、リン除去装置10W総計115Wであり、浄化槽は現状12時間ばっ気12時間停止758日×12時間=9,096時間、9,090時間×115W=1,046.04kWhの電力を使用している。再生可能エネルギー発生量は現在まで1,475kWhで浄化槽使用電力は1,046kWhである。これより、再生可能エネルギーで全電力エネルギーの100%を確保可能なことがわかった。また、再生可能エネルギーでは設置場所によっても異なると考えられるが、太陽光発電の能力が著しく高いことがわかった。微小動物は12時間無ばっ気でも生存増殖可能であったことから、風力・太陽光発電を50%近く低減しても対応可能と考えられることが示唆された。なお、ソフトシステムはデータベース(RDBMS)に保存された形式である。このように、既存電力と再生可能エネルギー比率を100Whの形で適正に解析評価可能なことがわかった。今後、データの活用を考えるとSQL(Structured Query Language:データの操作や定義を行うためのデータベース言語（問い合わせ言語）を使用した解析が容易に出来るための改良が必要なことがわかった。
太陽光発電・風力発電システムの各地における、発電量は図20、21に示すとおりである。太陽光発電は愛知県、福島県、茨城県に設置したが各々の発電量は93.4 kWh、49.5 kWh、14754 kWhであった。また、風力発電システムは石川県、福島県、茨城県に設置したが各々の発電量は122 kWh、4.12 kWh、58.6 kWhであった。なお、各地域における解析より、発電量には地域特性季節特性のあることがわかった。すなわち、太陽光発電は茨城県において最も高いことまた、6月～8月が高いことがわかった。風力発電は石川県において最も高いこと、10月～2月が高いことがわかった。これらの解析より地域特性に応じて発電量は当然異なり再生可能エネルギーシステムの導入についてはこれらの特性を考慮することの必要なことがわかった。

また、太陽・風力発電による自然再生可能エネルギー活用浄化槽のシステムの処理性能および生物特性評価については以下のとおりである。生活排水を原水として、高度処理浄化槽として通常型、コンパクト型浄化槽（写真7、8）を再生可能エネルギーを活用して稼働させた。その結果、BOD、T-N、T-Pの水質特性は図22、23、24に示すとおりである。いずれにしてもBOD、T-Nは10mg・L^{-1}程度、T-Pは1mg・L^{-1}程度の得られることがわかった。なお、生物相についても原生動物有殻アメーバArcella属、Epistyles属、Carchesium属、ワムシ類等が豊富に存在し硝化・脱窒反応も適正に行われていることが示された。なお、BOD除去方式における活性汚泥の溶存酸素と微小動物の現存量の関係 $ ^{46)} $ と同様にBOD・窒素・リン除去方式のシステムでも嫌気時間と好気時間比が2：1程度でも活性が高いことが裏付けられた。

すなわち、上記の研究開発については、茨城県美浦村に位置する中核機関の独）国立環境研究所バイオ・エコエンジニアリング研究施設で高度処理窒素/リン除去型5人槽の浄化槽を再生可能エネルギーで稼働させる上での必要な消費電力量を実証試験により明らかにするために、太陽光パネル16枚からなるシステムを設置し実行した。この場合の発電能力は1,360W・h⁻¹と推定されるが、本研究は試験研究であることから余裕の設計仕様として実施しパラメータを取得して解析した。本実証試験による解析により太陽光パネル16枚で、十二分に高度処理浄化槽を再生可能エネルギーで稼働させることの可能なことがわかった。ここで、太陽光パネルが何枚で高度処理浄化槽を稼働させるかを計算することとした。その結果、本研究で対象とした高度処理浄化槽の消費電力は82.5wh・台⁻¹であるが、太陽光パネル1枚の発電能力のポテンシャルは85W・h⁻¹であり、これを基に実証試験において解析したところ季節的に変化することは当然である日照時間・インバーター変換効率・蓄電池への充電損失等を考慮しても太陽光パネルを2枚設置(160W・h⁻¹)設置で十分まかなえることが実証試験の解析から判った。また、本プロジェクト研究の大きな目標が震災等における被災地の避難場所である学校等の避難施設・離島など電力線が寸断又は敷設困難な地域に対する電力供給を再生可能エネルギーで担保することであった。このことを踏まえると再生可能エネルギーを導入したシステムでの発電ポテンシャルをパラメータとする整備仕様を可能とする知見が得られたことは重要といえ有用な方法になるといえる。また、余剰電力を使用し外部に電源を有効に活用できるように安価なコンセント電源等を設けることにより、非常時の携帯電話の充電・非常放送を受信するための小型テレビ・ラジオ・パソコンの電量供給も可能となり、震災対応としては衛生環境の確保を図った上でライフラインを整備できるという大きな波及効果が得られるといえる。上記の成果より、本実証試験研究で整備したスペックの仕様により再生可能エネルギーで全電力エネルギーの100%を確保可能なことがわかると同時に、太陽光パネルを16枚から2枚にすることで高度処理浄化槽を稼働させることの可能性が明らかとなった。すなわち、再生可能エネルギーとしての太陽光発電・風力発電システムの各地における発電ポテンシャル量の結果から、地域特性に応じて発電量は
当然異なるものの再生可能エネルギーシステムを導入して電力確保を図ることの可能なことを特性を考慮した上で対応可能なことを明らかにできた。なお、建設費に対する発電ポテンシャルの解析は更に各種の流動的なパラメータの精緻なる今後の現場のデータ等の情報収集を行った上で評価していきたい。

表 7 再生可能エネルギーと商用電力の利用割合の比較

項目	電力発生量
風力発電量(Wh)	太陽光発電量(Wh)	再生可能エネルギー合計(Wh)	商用使用電量(Wh)
2010年12月～2011年11月	264	9,354	9,618	1,870
12月から2月	25	2,622	2,647	494

写真 7 通常型净化槽

写真 8 窒素／リン除去型浄化槽

図20 太陽光発電・風力発電システムの各地域における発電ポテンシャル(1)
関東茨城県美保村

図 21 太陽光発電・風力発電システムの各地域における発電ポテンシャル(2)

図 22 処理水の BOD 値（単位：mg・L^{-1}）

図 23 処理水の T−N 濃度（単位：mg · L $ ^{-1} $ ）
図 24 処理水の T-P 濃度（単位：mg・L^{-1}）

#### 3.1.2 太陽光発電・風力発電システムの我国における設置普及整備のあり方

日本においては、全国どこにでも電力があり、簡単に使うことが出来る。しかし、世界的にはそのような地域は特殊であり、未だ多くの地域では電力が無い無電地域となっている。更に、無電地域においてこそ、衛生面での水処理の需要が高いといえ、再生可能エネルギーを使った電力供給により、世界的にどのような地域でも設置することが可能となる。

本研究において、日本の各地域の再生可能エネルギーの賦存量を実際に発電させてデータを得ることができた。これらのデータによると、地域により様々ではあるが、風力発電においては周辺建物の影響や、実際に設置はしたが風が無いなどから、予想通りの発電が得られないこともあるのは当然のことである。本試験研究を進めるに当たっては、事前にNEDO（風況マップ）および気象庁のデータから、設置場所を検討したが、現在においては、局部的なデータの精密性には限界が有ることからの予想通りの風力が得られなかったと考えられる。小形風力発電の場合、設置する高さは地上から6m程度であり、地表面に近くなる。この点が事前に検討した予測値との乖離である考えられる。

小形風力の実用化は進んでおり、風力が得られる環境下においては、平均風速 $ 5m\cdot s^{-1} $ において $ 1kW\cdot m^{-2}\cdot s^{-1} $ の発電量が得られることから同容量の太陽光の $ 1.4\ \Omega $ に近い電力出力ポテンシャルを有しているといえる。しかし、設置場所の検討については、現在のところ指標となるデータベースは、気象庁等のデータが唯一である。正確に対応を図る上では、実際に設置される風力発電システムの設置高さおよび発電量ポテンシャルなどを正確に予測するデータベースの蓄積が必要であるといえる。本研究プロジェクトで使用した省エネ型の浄化槽により、世界的な革新的技術を実現するためには、小形風力を含めた再生可能エネルギーのデータベースの整備が必要である。なお、地域ごとの再生可能エネルギーの特徴を理解した上で、この様な再生可能エネルギーを活用したシステム技法の整備するためには、太陽光を主体にすべきか、積雪・強風地域では風力を主体にすべきかの、更なる適正システム構築のための検討を行うことにより、最適実用システムの構築に繋げることができるといえる。

近年注目を浴びている再生可能エネルギー活用、スマートグリッドにおいて、地域ごとの再生可能エネルギーを効果的に活用するには、地域ごとに確保可能な発電ポテンシャルをより正確に予測する必要があり、これが可能になることで、システム整備における安全率を下げ、保険的に大きな設備を導入する必要性を抑制可能になると確信される。本技術開発のポイントと活用方策案を図25、26に示す。
図 25 本技術開発のポイント

本研究開発を基盤とした自然再生可能エネルギー拡充電力活用方策 〜「下水道に優る新浄化槽システム／温室効果ガス削減システム」を用いた将来〜

本研究は太陽光・風力といった、あらゆる地域に存在するエネルギーの導入により、既存電力からの転換パラダイムシフトの実現を狙ったものである。嫌気好気生物処理システム／AOSD人工知能方式酸素供給システム／新省エネリン除去システム／省エネ極小化プロワージステム／省エネ汚泥濃縮車システム

図 26 本技術開発の活用方策案
### 3.2 省エネルギー方式微生物機能向上・汚泥減容化高度処理浄化槽技術開発に関する研究

#### 3.2.1 ミニチュアリアクター試験における動力停止条件に関する検討

12 hr 間欠、6 hr 間欠、4 hr 間欠の各系における好気槽の DO 濃度の経時変化について図 27 に示す。ここで、グラフ中の網掛けの部分は電力停止すなわち非ばっ気工程を示す。最終的な DO 濃度は $ 8mg\cdotL^{-1} $ 程度まで上昇するが、1 サイクル当たりの時間が長い系ほど、DO が低い（ほぼ $ 0mg\cdotL^{-1} $ ）時間も長くなる結果となった。

次に、12hr 間欠、6hr 間欠の各系における好気槽の窒素形態の変化について図 28、29 に示す。12hr 間欠の系では、非ばっ気工程後半に $ NH_{4}-N $ が、またばっ気開始後に $ NO_{2}-N $ がそれぞれ高濃度で蓄積した。これに対し、6hr 間欠の系では、好気槽内の窒素は、時間帯にかかわらず大部分が $ NO_{3}-N $ であり、 $ NH_{4}-N $ は非ばっ気工程終盤でも $ 5mg\cdotL^{-1} $ 程度、 $ NO_{2}-N $ に至ってはほとんど検出されなかった。これらのことから、ばっ気停止 6 hr くらいまでは DO 値が低下していても、硝化反応が進む程度の DO は存在するが、6hr 以降は DO が欠乏し、アンモニア酸化反応が停止すなわち硝化反応が阻害されたと考えられた。

図30 に全ての系の BOD、T-N、T-P の処理特性を示す。処理水中の BOD は、対照系と比較して、12hr 間欠の系のみ顕著な悪化が確認された。また、処理水 T-N および T-P は、いずれの間欠運転条件においても、対照系と同等もしくはそれ以下であった。また、図31 に全ての系の窒素形態の処理特性を示す。T-N としては、それぞれの間欠運転の系で大きな差はなかったものの、上述のように 12hr 間欠の系では、 $ NH_{4}-N $ と $ NO_{2}-N $ の残存が確認されたこと、加えて BOD の処理水質が悪化したことも併せれば、ばっ気時間即ちブロワの運転時間を 1/2 にしても、間欠ばっ気時間の短縮（ばっ気/非ばっ気のサイクルは 6hr/6hr 程度以下）により水質浄化性能に影響しないことが明らかとなった。

【12 hr間欠】

図 27 12hr 間欠、6hr 間欠、4hr 間欠の各系における好気槽の DO 濃度の経時変化

図 28 12hr 間欠における好気槽の窒素形態の変化
図 30 BOD、T-N、T-P の処理特性

図 29 6hr 間欠における好気槽の窒素形態の変化

図 31 窒素形態の処理特性

#### 3.2.2 ミニチュアリアクター試験における汚泥発生に関する検討

図 32 に BOD、T-N、T-P の処理特性を示す。処理水 BOD は対照系と比較し、12 hr 間欠運転で、顕著な悪化が確認された。また、処理水 T-N および T-P は、いずれの間欠運転条件においても、対照系と同等もしくはそれ以下であった。このことから、ばっ気時間即ちブロワの運転時間を 1/2 にしても、間欠ばっ気時間の短縮により排水処理性能にあまり影響しないことが確認された。

表8 に各条件における活性污泥中の微生物特性を示す。対照系である24 hr連続運転では、Epistylis. spやVorticella. spが確認され、良好な生物相が形成されていた。また、12 hr間欠、15 min間欠の条件においても、Vorticella. spは観察された他、Carchesium sp.も観察された。さらに、ばつ気のON/OFF条件において微生物相に顕著な相違は見られなかったことから、ばつ気停止による生物相への悪影響はないと考えられた。
図 32 BOD、T-N、T-P の処理特性

表 8 活性污泥中の微生物相

連続曝気	12 hr間欠	15 min間欠
曝気OFF	曝気ON	曝気OFF	曝気ON
Arcella sp.	30	10	10	30
Centropyxis sp.	30	80	70
Cryptodifflugia sp.	10	990	1,200
Euglypha sp.	10
アメーバ類	10	30	80	310	240
Acineta sp.	10
Aspidisca sp.	50	100	190	240	290
Carchesium sp.	1,500	3,900	3,900	550	280
Coleps sp.	290	390
Epistylis sp.	2,100	2,600	3,200	5,500	5,200
Litonotus sp.	10
Oxytricha sp.
Trithigmostoma sp.	10
Vorticella sp.	3,300	160	220	170	210
Lecane sp.	10	20	280	230
Rotaria sp.	10	30	70	110	130

生物相(N/mL)

図 33 に窒素成分に関する物質収支の算定結果を示す。ガス転換に着目すると、ガス転換率はあまり間欠運転の影響を受けないが、間欠ばっ気時間が長いほど、 $ N_{2}O $ ガスへの転換率が高くなる傾向が見られた。一方、汚泥転換に着目すると、間欠運転によって汚泥転換率が非常に高くなることが分かった。よって、間欠運転によって窒素処理性能が向上する要因は、脱室反応の促進による $ N_{2} $ ガスへの転換よりも汚泥への転換による影響が大きいことが明らかとなった。つまり、間欠運転を導入する場合、汚泥発生量の増加に留意して、動力停止時間を調整する必要性が示唆された。
図 33 物質収支の算定結果

#### 3.2.3 鉄電解脱リン方式浄化槽による実証試験に関する検討

実証試験 1 における処理水の BOD 及び窒素の季節変動を図 34 に示す。BOD 除去性能については、季節変化すなわち水温変動に伴い両系とも変動が見られたが、ばっ気停止運転そのものの及ぼす影響はほとんどないことが明らかとなった。これは、リン除去性能についても同様であった。窒素除去性能に関しては、ばっ気停止運転により硝化活性に若干の影響を及ぼす可能性が示唆されたものの、全体的な処理性能上はばっ気停止運転の影響はほとんどなかった。また、接触ろ床槽の平均 DO は、浄化槽 A で 6.14、浄化槽 B で 6.53 となっており、電力制御しても処理水質に影響を及ぼさないレベルに保持でき、鉄電解脱リン方式を採用しても、電力制御は有効であるといえた。

図 34 実浄化槽における処理水質の季節変動
実証試験 1 により、水温が処理性能に及ぼす影響が大きいことが確認されたことから、ばっ気を含む電源供給の on/off を 45 分/15 分の間欠運転とした実証試験 2 における、水温と処理水の BOD 及び T-N の各除去率との関係について図 35 に示す。BOD 除去率については、水温が 11℃ 近くまで低下した条件下でも両系ともほぼ 90% 以上が確保されたのに対し、T-N 除去率は、水温が 13～15℃ 程度で低下が見られはじめたとともに、ばっ気停止運転で低下幅が大きい結果となった。水温と処理水の $ NH_{4}-N $ 及び $ NO_{3}-N $ 濃度との関係について図 36 に示す。特に浄化槽 A において水温低下に伴う $ NH_{4}-N $ の蓄積が際立っている。その一方で、浄化槽 B では $ NH_{4}-N $ 濃度は低く、ある程度は硝化活性が維持されていると考えられる。これらのことと実証試験 1 の結果も併せると、低水温時の硝化活性の維持のためには、冬季には連続ばっ気運転に切り替える等、運転方法のさらなる検討が必要と考えられた。水温と処理水の T-P 除去率との関係を図 37 に示す。リン除去性能については、水温約 15℃ 以下の条件下を除けば、両系のリン除去性能にほとんど差は見られなかった。

図 35 水温と処理水の BOD 及び T−N の各除去率との関係

図 36 水温と処理水の $ NH_{4}-N $ 及び $ NO_{3}-N $ 濃度との関係
図 37 水温と処理水の T-P 除去率との関係

ラボスケール試験において、動力停止による汚泥量の増大が懸念されたので、実機において確認した。図38に嫌気ろ床槽におけるSS、VSSおよびスカム厚の季節変動を示す。排水処理性能が安定した7月以降、SSやVSSはある程度一定に推移し、動力停止による汚泥に増加は確認できなかった。実浄化槽の試験では動力停止は4時間であり、この停止条件では、汚泥発生量に影響を及ぼさないことが分かった。汚泥厚は冬季の方が増加しない傾向が見られたが、動力停止の影響は見られなかった。実証試験において、動力制御の有用性が確認できた。得られた結果は、ばっ気制御の省エネ下で高度処理が得られるというon/offの設定時間の重要性が明らかとなり、今後の活用展開が期待される。

図 38 嫌気ろ床槽における SS、VSS およびスカム厚の季節変動
### 3.3 省エネルギー方式浄化槽の温室効果ガス発生抑制技術の開発

#### 3.3.1 ラボスケール実験装置による検討

各系における大気中への$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$ 放出速度の経時変化について図39に示す。なお、6h/6h、4h/4h、2h/2hの各系については、1サイクルがそれぞれ12、8、4hとなるため、時間軸を24hとして表現するためにグラフ中に繰り返して表示してある。$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$ の放出は、ばっ気に伴う大気中へのものがほとんどの割合を占めるとともに、非ばっ気工程が長くなるほど放出速度も大きくなる結果となった。また、ばっ気工程の間、継続的な放出が観察された。

各系における大気中への$\mathrm{CH}_{4}$ 放出速度の経時変化について図40に示す。$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$ と同様に連続ばっ気系でも発生が確認された。この理由としては、嫌気槽で生成した$\mathrm{CH}_{4}$ を含む排水・活性污泥混合液が好気槽に移送され、好気槽でのばっ気攪拌効果により大気中に放出されている可能性が考えられた。また、ばっ気／非ばっ気運転では、$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$ の挙動とは異なり、ばっ気開始直後に急激に上昇・減少する傾向がみられた。なお、ばっ気/非ばっ気のon/offについては、太陽光・風力エネルギーの太陽照射時間帯等を考慮したサイクル運転も重要といえるが、それでも、ばっ気風量の設定により変化するものの、6h/6h程度が最適であるといえる。

図 39 ラボスケール浄化槽における大気中への $ N_{2}O $ 放出速度

図 40 ラボスケール浄化槽における大気中への CH_{4} 放出速度
$ CH_{4} $ 、 $ N_{2}O $ の放出特性から、ばっ気／非ばっ気運転では、好気槽においても嫌気工程時に $ CH_{4} $ が生成し、好気工程のばっ気に伴い大気中へと放出されることが考えられた。特に、1 サイクルが 24 時間といった長時間運転条件下では、非ばっ気工程時には好気槽内も部分的に絶対嫌気的環境になっていると想定される。このことは、ばっ気開始直後の $ N_{2}O $ 発生速度が非常に小さいことからも支持される。好気工程のばっ気が開始されてから、 $ CH_{4} $ の減少と対照的に $ N_{2}O $ が放出され、発生速度も増大するが、これは、硝化活性は徐々に回復してくるものの、不完全な硝化反応 $ \left(\mathrm{NH}_{4}-\mathrm{N}\rightarrow \mathrm{N}_{2}\mathrm{O}-\mathrm{N}\right) $ が進行している可能性が示唆された。

各系における水質浄化特性、ガスに関する物質収支について表9、10に示す。これらの結果から、①ばっ気時間即ちブロワの運転時間を1/2にしても水質浄化性能的には全く問題なし

②非ばっ気工程を短時間サイクルで組み込むことで、 $ N_{2}O $ 、 $ CH_{4} $ 放出量、転換率を大幅に低減可能

といったことが明らかとなった。②を実現するためには、蓄電池、タイマー等を組み込むことで十分に対応可能と考えられるが、スケールアップ実験の結果等と併せて考察することが必要である。なお、対照系においては、原水が原水貯留槽を経由して流入することから、貯留槽で生成した $ CH_{4} $ がばっ気により放散されている可能性が大である。ばっ気量が1/2といっても、ばっ気/非ばっ気の間隔が重要であり、on/offが12h/12hの長い非ばっ気時間の場合と、2h/2hのの短い非ばっ気時間では異なるが、非ばっ気工程を短時間サイクルで組み込むことで、 $ N_{2}O $ 、 $ CH_{4} $ 放出量、転換率を大幅に低減可能である等の知見が得られた。

表 9 ラボスケール浄化槽における水質浄化特性

項目	項目	原水	処理水	TN
除去率	原水	処理水	BOD
除去率
実験系	運転条件	TN	TN	NH4-N	NO2-N	NO23-N	BOD	BOD
mg·L-1	mg·L-1	mg·L-1	mg·L-1	mg·L-1	%	mg·L-1	mg·L-1	%
cont.	cont.	34.8	24.9	0.9	0.2	22.3	28.6	87.2	8.0	90.8
18h/6h	18h/6h	25.7	1.0	1.0	22.8	26.2	7.2	91.7
12h/12h	12h/12h	19.7	4.8	4.6	12.1	43.4	19.3	77.9
6h/6h	6h/6h	44.2	22.7	1.2	0.2	20.1	48.6	114.8	4.9	95.8
4h/4h	4h/4h	21.1	0.7	0.1	19.8	52.3	1.8	98.4
2h/2h	2h/2h	19.4	0.7	0.1	17.4	56.2	3.7	96.8
表 10 ラボスケール浄化槽におけるガスに関する物質収支

項目	N₂O	CH₄
運転条件	24h当り放出量	N₂O-N転換率(流入N当り)	N₂O-N転換率(除去N当り)	24h当り放出量	CH₄-C/BOD比(流入BOD当り)	CH₄-C/BOD比(除去BOD当り)
mgN·day⁻¹	%	%	mgC·day⁻¹	%	%
cont.	20.1	1.2	4.0	338.0	7.8	8.5
18h/6h	58.0	3.3	12.7	196.5	4.5	4.9
12h/12h	297.9	17.1	39.5	173.6	4.0	5.1
6h/6h	6.7	0.3	0.6	51.4	0.9	0.9
4h/4h	4.6	0.2	0.4	8.7	0.2	0.2
2h/2h	4.6	0.2	0.4	5.8	0.1	0.1

#### 3.3.2 実機浄化槽による検討

##### 3.3.2.1 実証試験 1

実証試験 1 における $ N_{2}O $ 、 $ CH_{4} $ に関するガス収支を表 11 に示す。冬季を除いては、ばっ気停止運転の導入による窒素除去性能及び $ N_{2}O $ 発生抑制に対する差は見られなかった。また、BOD 除去性能及び $ CH_{4} $ 発生抑制の観点からは、季節によらずばっ気停止運転の影響は見られなかった。これらのことから、流入がほとんどないと見込まれる時間帯に好気槽ばっ気用のプロワを停止することは、温暖期においては水質浄化性能や $ N_{2}O $ 、 $ CH_{4} $ 発生抑制に何ら影響を及ぼす可能性は低いと考えられた。

表 11 実証試験 1 におけるガス収支

Season	Run	N_{2}O	CH_{4}
Emission rate (into the air)	Emission rate (into the effluent)	Total emission rate	N_{2}O-N conversion (per influent nitrogen)	N_{2}O-N conversion (per removed nitrogen)	Emission rate (into the air)	Emission rate (into the effluent)	Total emission rate	CH_{4}-C /BOD (per influent BOD)	CH_{4}-C /BOD (per removed BOD)
mgN/day	mgN/day	mgN/day	%	%	mgC/day	mgC/day	mgC/day	%	%
Winter	A	187.6	2.4	189.9	0.3	0.7	7,812	31	7,843	3.9	4.5
B	521.9	4.8	526.7	1.0	1.5	10,187	24	10,211	5.1	5.9
Spring	A	677.6	5.1	682.8	1.4	1.9	19,581	17	19,599	10.2	10.5
B	706.9	3.9	710.8	1.4	1.8	16,852	11	16,863	8.8	9.1

##### 3.3.2.2 実証試験 2

実証試験 2 における $ N_{2}O $ 、 $ CH_{4} $ に関するガス収支を表 12 に示す。流入窒素あたりの $ N_{2}O $ 転換率では、夏季には両系でほとんど差がなかったものの、秋季には浄化槽 A は浄化槽 B の 2.5 倍以上となった一方で、冬季には 10 分の 1 以下となった。これは、サブテーマ 2 の実機浄化槽の水質浄化性能で考察したとおり、浄化槽 A では冬季には硝化活性の著しい低下が見られ、その結果、 $ N_{2}O $ 発生量・転換率も減少したものと考えられる。 $ CH_{4} $ については、放出速度・転換率とも、季節を問わず浄化槽 A の方が高い結果となった。総合的に考察すると、春季～秋季の温暖期においてはばっ気停止運転、間欠ばっ気運転等の導入により、ブロワ等の消費電力の削減に加え、汚水処理性能の維持及び $ N_{2}O $ 、 $ CH_{4} $ 発生抑制の観点からも、一定
の導入効果が期待できると考えられる。今後の課題としては、冬季の低水温時における窒素除去性能の確保と、それに付随しての $ N_{2}O $ 発生抑制に関する研究開発が、特に挙げられる。

表 12 実証試験 2 におけるガス収支

Season	Run	N_{2}O	CH_{4}
Emission rate (into the air)	Emission rate (into the effluent)	Total emission rate	N_{2}O-N conversion (per influent nitrogen)	N_{2}O-N conversion (per removed nitrogen)	Emission rate (into the air)	Emission rate (into the effluent)	Total emission rate	CH_{4}-C /BOD (per influent BOD)	CH_{4}-C /BOD (per removed BOD)
mgN/day	mgN/day	mgN/day	%	%	mgC/day	mgC/day	mgC/day	%	%
Start (7/2-3)	A	823	6	829	1.3	1.6	4,562	13	4,575	2.5	2.6
B	372	3	374	0.6	0.7	2,961	8	2,969	1.6	1.6
Summer (9/19-20)	A	403	4	408	0.9	1.1	24,919	28	24,947	13.5	13.9
B	314	3	317	0.7	0.9	14,014	7	14,021	7.6	7.7
Autumn (12/5-6)	A	562	7	569	1.2	1.6	7,353	21	7,373	4.3	4.5
B	239	3	242	0.5	0.6	4,597	7	4,604	2.7	2.8
Winter (3/4-5)	A	82	7	89	0.2	0.4	13,637	21	13,657	6.9	7.7
B	1,186	3	1,189	2.3	3.5	10,640	7	10,648	5.4	5.7

### 3.4 省エネルギー方式浄化槽の処理機能解析に基づく技術の開発に関する研究

#### 3.4.1 ベンチスケール浄化槽システムにおけるペレット型リン除去剤の効果解析

ベンチスケール試験での処理水 T-P 濃度の経日変化を図 41 に示す。ペレット型リン除去剤添加系と、対照系を比較した結果、添加系においては、平均 T-P 濃度は $ 1mg\cdotL^{-1} $ 、対照系では $ 5mg\cdotL^{-1} $ であり、リン除去剤による有意な除去効果が示唆された。実験期間中、ペレット型リン除去剤の溶解特性に応じて、目標水質である T-P 濃度 $ 1mg\cdotL^{-1} $ は若干変動した。また、有機物除去特性は、添加系・対照系ともに TOC 濃度は $ 5mg\cdotL^{-1} $ 以下、BOD 濃度は概ね $ 10mg\cdotL^{-1} $ 以下となり、添加の有無にかかわらず良好な有機物除去特性を得られることがわかった。ベンチスケール試験での処理水 T-N 濃度の経日変化を図 42 に示す。窒素除去特性は、添加系・対照系で T-N 濃度 $ 10mg\cdotL^{-1} $ となった。

図 41 T-P 濃度の経日変化

図 42 T-N 濃度の経日変化
#### 3.4.2 既設実機浄化槽におけるペレット型リン除去剤の効果解析

##### 3.4.2.1 ペレット型リン除去剤の導入によるリン除去特性に及ぼす影響

実験期間中における処理水 T-P 濃度、一日あたりのペレット型リン除去剤の溶解量および水温の経日変化は図 43 に示す通りである。ペレット型リン除去剤設置開始前の Phase I における処理水 T-P 濃度は平均 4.1 mg·L⁻¹ であった。その後、ペレット型リン除去剤の添加を開始した Phase II に入ると、添加を開始した直後 8 月 11 日～9 月 21 日では、処理水平均 T-P 濃度 0.9mg·L⁻¹ の処理水質が得られ、本研究の目標水質である処理水 T-P1.0 mg·L⁻¹ 以下を達成した。また、この時のペレット型リン除去剤の溶解量は、平均 84.4g·day⁻¹ であり、流入原水 T-P を 5mg·L⁻¹ と仮定した場合、ペレット型リン除去剤添加 Al/P モル比は 1.4 となる計算である。しかし、Phase II 後半（9 月 30 日～10 月 30 日）には、水温の低下とともに、ペレット型リン除去剤の溶解量が 30.0g·day⁻¹ まで低下し、それに伴い、処理水 T-P 濃度は、3.5mg·L⁻¹ まで増加した。また、これらの結果、Phase II を通じて、平均処理水 T-P 濃度 2.4mg·L⁻¹ と増加し、Phase II 平均では、処理水 T-P 濃度 1.0mg·L⁻¹ 以下を達成できなかった。これらの結果を元に、ペレット型リン除去剤の溶解量と水温変化に着目すると、目標としている 80g·day⁻¹ の良好な溶解量が確保されていたのは水温 25℃以上の場合で、水温 20℃では、ペレット型リン除去剤の溶解量は 25℃時と比較して 40% 程度まで減少することがわかった。また、さらに水温が低下した Phase III では、ペレット型リン除去剤の溶解量はさらに低下し、それに伴い、処理水 T-P 濃度は増加する傾向が認められた。

図 43 （a） 水温の経日変化

(b) 一日あたりペレット型リン除去剤の溶解量

(c) 処理水 T-P 濃度
上記の結果から、水温の低下により、ペレット型リン除去剤の溶解量が低下し、また、これに伴い、処理水T-P濃度が増加したことから、PhaseⅣでは、水温が低下した場合でもペレット型リン除去剤の溶解量を適正に確保するために、溶解筒を6本設置して、同様の試験を行った。また、溶解筒を6本設置した場合、高水温期（25～30℃）では、ペレット型リン除去剤が過剰に溶解することが予想されたため、これを抑制するために浸漬深さを減少させ、一方、通常水温期（20～25℃）では、溶解量確保のため浸漬深さを増加させる維持管理を適宜実施した。その結果、PhaseⅡに対応する翌年のPhaseⅣの期間において、ペレット型リン除去剤の平均溶解量は、107.1g·day $ ^{-1} $ にまで増加し、それに伴い、平均処理水T-P濃度は0.75mg·L $ ^{-1} $ となり、PhaseⅣ平均として、目標水質である処理水T-P1.0mg·L $ ^{-1} $ 以下を達成することができた。また、この時のAl/Pモル比は1.6であった。特に、PhaseⅡ中、目標としている80g·day $ ^{-1} $ の適正な溶解量が得られなかった水温低下期間においても、翌年の対応するPhaseⅣ期間においては、溶解筒を6本設置した結果、目標としている80g·day $ ^{-1} $ 以上の適正な溶解量を得られることが確認できた。

##### 3.4.2.2 ペレット型リン除去剤の溶解量に及ぼす水温の影響

処理水 T-P 濃度は、ペレット型リン除去剤の溶解量に依存し、また、ペレット型リン除去剤の溶解量は、水温の影響を受けて変動していることが明らかとなった。そのため、溶解筒1本を設置したPhaseⅡ、Ⅲ期間中の処理水T-P濃度に及ぼすペレット型リン除去剤の溶解量およびペレット型リン除去剤の溶解量に及ぼす水温の影響について検討を行った。それぞれの結果は、図44、45に示す。

図 44 から、処理水 T-P1.0mg·L^{-1} 以下を達成するためには、ペレット型リン除去剤が、80g·day^{-1}（Al/P モル比 1.4）以上必要であることが明らかとなり、本研究で当初目標値としていた 80g·day^{-1} 以上は、妥当であったと考えられた。また、ペレット型リン除去剤の浸漬深さを 10mm とした場合のペレット型リン除去剤の溶解量と担体流動槽内の水温との関係を示した図 45 から、浸漬深さを 10mm としたとき、ペレット型リン除去剤が目標値である 80g·day^{-1} 以上溶解したときの水温は 27℃以上であり、水温の低下とともにペレット型リン除去剤の溶解量は減少することも明らかとなった。

図 44 溶解量と処理水 T-P 濃度の関係

図 45 溶解量と水温の関係(浸漬深 10mm)
##### 3.4.2.3 ペレット型リン除去剤の導入による BOD 処理特性に及ぼす影響

本研究で用いたペレット型リン除去剤は、排水中ではアルミニウムイオン、硫酸イオンおよびカリウムイオンに電離する特徴を有しているため、その溶解に伴い、排水中のpHが低下することが考えられた。そこで、ペレット型リン除去剤の溶解に伴うpHの低下による、BOD処理特性への影響も検討を行った。実験期間中における処理水BOD濃度の経日変化は図46に示す通りである。ペレット型リン除去剤設置前のPhase Iでは、一時期、サカマキガイの発生が確認されたため、6月に処理水BOD濃度の悪化が認められたが、このサカマキガイを消石灰、硫酸アンモニウムにより駆除した後、処理水BOD濃度は低下し、Phase Iの後半である7月21日～8月11日までの平均処理水BOD濃度は8.8mg·L⁻¹となった。溶解筒を1本設置したPhase IIにおける平均処理水BOD濃度は8.3mg·L⁻¹であり、溶解筒の設置前と比較して処理水BOD濃度に顕著な差は認められず、ペレット型リン除去剤の設置により、BOD除去性能へは影響を及ぼさないことが明かとなった。また、低水温期であるPhase IIIにおいては、平均処理水BOD濃度は17.4mg·L⁻¹と、水温の低下とともに増加した。しかし、溶解筒を6本設置したPhase IVにおいては、平均処理水BOD濃度は10.9mg·L⁻¹であり、Phase IIおよびPhase III平均12.2mg·L⁻¹と比較しても、同等以上のBOD除去性能が得られた。

図 46 処理水 BOD 濃度の経日変化

##### 3.4.2.4 ペレット型リン除去剤の導入による窒素処理特性に及ぼす影響

処理水 T−N、NH_{4}−N 濃度の経日変化を図 47、48 に示す。Phase I における平均処理水 T−N は 7.3mg・L^{-1} であり、また、ペレット型リン除去剤を設置した Phase II の平均処理水 T−N 濃度は 8.9mg・L^{-1} であった。特に、Phase II の前半（8 月 11 日～9 月 21 日）におけるペレット型リン除去剤が適正量溶解していた場合においても、処理水 T−N 濃度の平均値は 8.8mg・L^{-1} となっており、このことから、ペレット型リン除去剤の設置による処理水 T−N 濃度に顕著な差は認められず、ペレット型リン除去剤の設置による窒素除去性能に及ぼす影響は認められなかった。また、同様にペレット型リン除去剤が適正量溶解した Phase IV においても、平均処理水 T−N 濃度は 7.4mg・L^{-1} と低く維持されていた。また、全実験期間を通じて、平均処理水 NH_{4}−N 濃度は 1.0mg・L^{-1} 以下で推移しており、ペレット型リン除去剤の設置後においても、硝化反応は良好に進行していることが推察された。
図 47 T−N の経日変化

図 48 $ NH_{4}-N $ の経日変化

#### 3.4.3 ベンチスケール净化槽システムにおけるペレット型リン除去剤の効果解析

これまでの実験結果より、ベンチスケール試験ではモル比1程度の添加濃度で効果的なリン除去の得られることがわかった。しかし、実機浄化槽での場合、モル比1.4以上が必要であることが明らかとなり、また、凝集剤を用いた既往の研究報告をもとに、処理性能の安定性等を考慮すると、実使用にはモル比1.4以上の添加が望ましいと考えられる。ベンチスケール試験においては人工排水であり、固形分を含有しないことが有利に働いたと考えられたが、過去の文献より良好な効果が得られた要因までは今回明らかにすることができなかった。また、窒素除去能に関しては、 $ NH_{4}-N $ 濃度、 $ NO_{2+3}-N $ 濃度から、系内では硝化・脱室反応が良好に進行していることが推察された。また、循環比は4程度とすることで、嫌気槽への酸素持ち込みをコントロールするためのばっ気量の調整が極めて重要であり、総じてペレット型リン除去剤の窒素除去への影響の認められないことがわかった。

#### 3.4.4 既設実機浄化槽におけるペレット型リン除去剤の効果解析

##### 3.4.4.1 ペレット型リン除去剤の導入によるリン除去特性に及ぼす影響

試験結果より、処理水 T-P1.0 mg·L $ ^{-1} $ 以下を達成するためには、ペレット型リン除去剤の溶解量が 80 g·day $ ^{-1} $ （Al/P モル比 1.4）以上が必要であり、溶解筒の複数設置、浸漬深さ等の調整により適正な溶解量を確保できることが明かとなった。また、本試験では、極低水温期間（13℃以下）においても処理水 T-P1.0 mg·L $ ^{-1} $ 以下を達成するかまでは確認できなかったが、これまでの試験において、処理水 T-P 濃度は、ペレット型リン除去剤の溶解量に依存することを確認できたため、極低水温期間においてもペレット型リン除去剤の溶解量を適切に維持することができれば、処理水 T-P1.0 mg·L $ ^{-1} $ 以下を達成できると考えられた。また、これらの結果は、アルミニウム塩凝集剤を活性汚泥法に用いた場合、モル比 2 以上の添加で処理水 T-P0.5 mg·L $ ^{-1} $ 以下が得られたとする既往の研究結果とほぼ一致していた。一方、本研究において行った人工排水を用いたベンチスケール実験では、モル比 1.0 程度で処理水 T-P1.0 mg·L $ ^{-1} $ 以下の水質が得られており、これと比較すると、本研究におけるペレット型リン除去剤による T-P 処理の効率は低下した。この原因について、本研究では、詳細な原因追究までは出来なかったが、ベンチスケール実験に用いた人工排水には固形物が含まれないことを鑑みると、実生活排水には、固形物（SS）が含まれるために、排水中の固形物（SS）とアルミニウムイオンが結合することも考えられ、ペレット型リン除去剤の必要添加量が増大したと考えられた。