Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
## （２）被災処理場の段階的復旧に伴う処理効率および処理水質の改善状況

4 浄化センターで採取した試料から得られた細菌、ファージ、ウイルスの検出・定量結果は共有し、下水処理の復旧に伴う下水処理効率の改善状況、および指標微生物の病原微生物に対する指標性の評価について、サブグループ(3)の東北大学により解析された。結果および考察は、サブグループ(3)の報告部に記載されている。

## （３）水質基準項目に対する新規細菌指標および検査方法の検討

都内下水処理場で採取した処理後の下水法流水中の大腸菌群、大腸菌、腸球菌、糞便性大腸菌群、糞便性連鎖球菌を各手法により測定した。測定結果を図(2)-13、図(2)-14、図(2)-15に示す。調査期間を通して現行の水質基準項目である大腸菌群の測定の際に用いられているデソ法に比べ、クロモアガー法とコリラート法を用いたほうがより多くの大腸菌群が検出され、特にコリラート法はデソ法よりも1.0 log程度高い傾向が確認された(2012年10年、クロモアガー法を除く)(図(2)-13)。また、各手法で測定された大腸菌（クロモアガー法、コリラート法）、糞便性大腸菌群（m-FC法）をデソ法による大腸菌群数の結果と比較したところ、クロモアガー法で検出された大腸菌数が少なく検出されたものの、デソ法で検出された大腸菌群数に対して他の手法で検出された大腸菌数および糞便性大腸菌群数が同等の値で検出された。しかし、10月の試料においてクロモアガー法による大腸菌、およびm-FC法による糞便性大腸菌群の測定値が他の手法に比べ著しく低下していた。一方で、デソ法による大腸菌群数およびコリラート法による大腸菌の測定値は著しい減少は見られなかった（図(2)-14）。同様に、デソ法による大腸菌群の測定結果と腸球菌数（エンテロラート法）、および糞便性連鎖球菌数（m-エンテロコッカス法）の測定結果を比較したところ、糞便性連鎖球菌の測定値は1.0 log程度、腸球菌はさらに少なかった（図(2)-15）。

河川水における同様の結果を図(2)-16、(2)-17、(2)-18に示す。河川水における各手法による大腸菌群の検出結果は、濃度が減少傾向にある2012年10月以降の試料において、デソ法に比べクロモアガー法とコリラート法を用いた方がより高濃度で検出され、コリラート法では1.0 log程度高いという下水放流水と同様の傾向が確認された（図(2)-16）。一方で、濃度が上昇傾向にある2013年5月から9月の試料において、全ての測定方法の値に大きな違いはなかった。この傾向は、季節変動による可能性が高く、特に水温上昇に伴い生じている可能性が示唆された。また、このような季節変動に伴い、試料中にデソ法で検出されない大腸菌群の菌叢が増加している可能性があり、デソ法での測定が過小評価になっている可能性が考えられた。大腸菌数（クロモアガー法、コリラート法）、および糞便性大腸菌群数（m-FC法）との比較において、デソ法による大腸菌群数の濃度は高く検出された。特にクロモアガー法の値に比べ0.5～1.0 log高い傾向にあった。濃度の差は増加傾向にある時期に小さくなる傾向も確認された（図(2)-17）。この結果から、濃度が減少傾向にある試料において、デソ法では大腸菌群数の検出が過小評価している可能性が考えられ、デソ法では検出されていない大腸菌群が存在している可能性が考えられた。また、糞便性連鎖球菌および腸球菌は大腸菌群（デソ法）より1.0 log程度少ないという下水試料と同様の傾向が確認された（図(2)-18）。

以上の結果から、デソ法による大腸菌群の測定値と比較した結果、m-FC法による粪便性大腸菌群、コリラート法による大腸菌、およびクロモアガー法による大腸菌の測定値は、同等か1.0～
図(2)-13 下水放流水の大腸菌群数

図(2)-16 河川水の大腸菌群数

図(2)-14 下水放流水の大腸菌群、糞

図(2)-17 河川水の大腸菌群数（デソ）と

便性大肠菌群数、および大肠菌数

図(2)-15 下水放流水の大腸菌群、腸球菌、および薬便性連鎖球菌数

粪便性大肠菌群数、大肠菌数

図(2)-18 河川水の大腸菌群数（デ）と腸球菌数、粪便性連鎖球菌数
0.5 log程度少ない結果を示した。一方、m-エンテロコッカス法による粪便性連鎖球菌、およびエンテロラート法による腸球菌の測定値は、1.0 -2.0 log程度少ないという傾向を示した。

河川水浴場における同様の調査を図(2)-19、(2)-20、(2)-21に示す。各測定法による大腸菌群数の測定結果は、河川水、下水放流水の測定結果と同様にデソ法に比べ、0.5 log程度コリラート法、クロモアガー法が高く検出された(図(2)-19)。コリラート法とクロモアガー法による大腸菌数と粪便性大腸菌群数(m-FC法)を比較した結果を図(2)-20に示す。粪便性大腸菌群数に対しコリラート法による大腸菌数は同程度の検出であったのに対し、クロモアガー法による大腸菌数はやや少ない傾向であった。粪便性大腸菌群と腸球菌および粪便性連鎖球菌を比較したところ、それぞれの濃度に強い相関性は見られなかった(図(2)-21)。また、粪便性大腸菌群数とデソ法、クロモアガー法、コリラート法による大腸菌群数の比較を図(2)-22に示す。大腸菌群の検出結果から調査4地点の全ての試料において水浴基準は満たしているものの、環境基準は満たしていない事が確認された。

海水浴場の試料において同様の比較を行ったところ、希釈なしの海水試料では糞便性大腸菌群数は非常に低く、大腸菌群数に対して低い傾向が確認された(図(2)-23)。一方、塩分影響を低減することを目的に試料を10倍希釈し検出を行った結果、陽性検出数は少ないものの、糞便性大腸菌群に対し、クロモアガー法による大腸菌数は同等程度で検出されたが、コリラート法では濃度が高く検出されるものの検出頻度は低く、糞便性大腸菌群数、クロモアガー法の結果に対し相関は見られなかった(図(2)-24)。また、糞便性大腸菌群の結果と糞便性連鎖球菌数と腸球菌数の結果を比較した結果、10倍希釈試料で糞便性連鎖球菌数が比較的高濃度で、検出頻度も高かった(図(2)-25)。以上の結果から、海水では糞便性連鎖球菌が検出されやすさの面では指標として有効である可能性が示唆された。

河川・水浴場の試料においてデソ法による大腸菌群の測定値と比較した結果、m-FC法による粪便性大腸菌群、コリラート法による大腸菌、およびクロモアガー法による大腸菌の測定値は、同等か1.0～0.5 log程度少ない結果を示した。一方、m-エンテロコッカス法による粪便性連鎖球菌、およびエンテロラート法による腸球菌の測定値は、1.0～2.0 log程度少ないという傾向を示した。

以上の結果から、河川水に使用されている現行の水質基準であるデソ法を用いた大腸菌群の測定に対して、m-FC法を用いた粪便性大腸菌群、コリラート法、およびクロモアガー法を用いた大腸菌群測定結果が、同等から0.5 log高い値で検出されることが確認された。また、デソ法では検出されない大腸菌群が存在する可能性が示唆され、過小評価になっている可能性が考えられた。また、水浴場における水質基準であるm-FC法を用いた粪便性大腸菌群の測定に対して、クロモアガー法を用いた大腸菌測定結果が同等または0.5 log低い値で検出された。

しかし、既存のデータにおいて、多摩川上流水浴場では検査法によるバラつきが少ないことが報告されている。このことから、本研究より、下水による影響が検出法の精度に影響をあたえる可能性があることが示唆された。
図(2)-19 デソ法、コリラート法、クロモアガーガ

図(2)-20 粪便性大肠菌群数とコリラート法、クロモアガ一方による大肠菌数

図(2)-21 粪便性大肠菌群数と肠球菌数、粪便性連鎖球菌数

図(2)-22 粪便性大肠菌群数とデソ法、クロモアガー法、コリラート法による大肠菌群数
図(2)-23 粪便性大肠菌群数とコリラート法、クロモアガー法による大肠菌群数

図(2)-24 粪便性大肠菌群数とコリラート法、

クロモアガー法による大腸菌数

粪便性大肠菌群数(MPN/100mL)

図 $ (2) $ -25 粪便性大肠菌群数と腸球菌数、

糞便性連鎖球菌数

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

被災した4下水処理場の放流先周辺水域における時空間的解析により、細菌、ファージ、ウイルスで季節変動、流下方向、希釈に対する举動が解明することが出来た。大腸菌群、大腸菌、腸球菌の海域における季節変動、希釈、流下方向による举動の比較、さらに、さまざまな水域における現行の基準項目の菌数と、その他の糞便汚染指標細菌数、および検査方法の比較から、海域における細菌指標として糞便性連鎖球菌が適している可能性を示すことができた。海域における時空間的解析により、ファージおよびウイルスは希釈による濃度の減少が確認された。減少傾向の差は培養法と遺伝子検出法によるものと示唆され、培養法によるファージの検出は希釈および不活化による減少を示している可能性が評価された。また、SomaticとF-phageの検出頻度、減少傾向から、ウイルスの感染性に対する指標としてSomaticが有効である可能性が示された。
## （２）環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

環境省の大腸菌環境基準検討会において、本研究成果である指標細菌の測定結果を提示し、あらたな衛生指標の策定に係る審議に貢献した。なお、本件は平成26年度においても継続審議中である。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

放流先水域において、淡水・海水による細菌性指標として有効な候補を示すことが出来た。このことは、環境水の性質・水利用状況に合わせた指標を策定する必要性に重要な情報である。また、ウイルスの感染性に対する指標として期待されているファージの中で有効性の高い種を把握した。さらに、現行で用いられている測定方法による差異が詳細に示せたことは、これまでにさまざまな条件で蓄積されたデータを整理する上で重要な知見であり、基準改定において貢献できる成果である。

## 6 ．国際共同研究等の状況

特に記載すべき事項はない。

### 7. 研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

## <論文（査読あり）>

1) 端昭彦、稲葉愛美、片山浩之、古米弘明：土木学会論文集G(環境)，68(7)，Ⅲ.285-Ⅲ.29(2012)

「震災後の石巻沿岸域における腸管系ウイルス及び指標微生物の検出と検出阻害評価」

## （2） 口頭発表（学会等）

1) 小熊久美子、Sangsanonnt Jatuwat、稲葉愛美、片山浩之: 第47回日本水環境学会年会 (2013) 「災害時利用を想定した簡易下水消毒方法の検討」

2) 稲葉愛美、片山浩之、端 昭彦、古米弘明：第47回日本水環境学会年会 (2013)「被災後石巻港沿岸環境における衛生微生物の分布調査」

3) 端 昭彦・稲葉愛美・片山浩之・古米弘明：第16回日本水環境学会シンポジウム(2013)「東京都奥多摩地方の河川水浴場における腸管系ウイルス及び指標微生物の存在実態」

4) 端 昭彦・稲葉愛美・片山浩之・古米弘明：第48回日本水環境学会年会 (2014) 「東京都奥多摩の河川水浴場における腸管系ウイルスの分子疫学調査」

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項はない

## （４）シンポジウム、セミナー等の開催（主催のもの）

1) 片山浩之：日本水環境学会 第21回市民セミナー 大震災後の水環境－何が起こったの
か、どう備えるか（2012）「下水処理とリスク管理」

2）片山浩之 : Global Leadership Initiative Special Workshop on Water Virology（2012年1月19日、Parkside hotel Ueno、約25名）

## （５）マスコミ等への公表・報道等

特に記載すべき事項はない。

## (6) その他

1）第49回環境工学研究フォーラム・論文奨励賞(2012)

端昭彦 稻葉愛美・片山浩之・古米弘明

「震災後の石巻沿岸域における腸管系ウイルス及び指標微生物の検出と検出阻害評価」

### 8 \. 引用文献

1) W. O. K. Grabow and P. Coubrough: Applied and Environmental Microbiology, 52(3), 430-433 (1986)

“Practical Direct Plaque Assay for Coliphages in 100-ml Samples of Drinking Water.”

2) Anonymous: Water quality, International Organisation for Standardisation, Geneva, Switzerland, ISO 10705-1 (1997)

“Detection and enumeration of bacteriophages, part 1: Enumeration of F-specific RNA bacteriophages.”

3) Anonymous: Water quality, International Organisation for Standardisation, Geneva, Switzerland, ISO/DIS 10705-2.2 (1998)

“Detection and enumeration of bacteriophages, part 2: Enumeration of somatic coliphages.”

4) H. Katayama, A. Shimasaki and S. Ohgaki: Applied and Environmental Microbiology, 68(3), 1033–1039 (2002)

“Development of a virus concentration method and its application to detection of enterovirus and Norwalk virus from coastal seawater.”

5) A. Hata, H. Katayama, A. Kitajima, C. Visvanathan, C. Nol, and H. Hurumai: Applied and Environmental Microbiology, 77, 4336-4343 (2011)

“Validation of Internal Controls for Extraction and Amplification of Nucleic Acids from Enteric Viruses in Water Samples.”

6) T. Kageyama, S. Kojima, M. Shinohara, K. Uchida, S. Fukushi, F. B. Hoshino, N. Takeda and K. Katayama: Journal of Clinical Microbiology, 41(4), 1548–1558 (2003)

“Broadly Reactive and Highly Sensitive Assay for Norwalk-Like Viruses Based on Real-Time Quantitative Reverse Transcription-PCR.”

7) A Heim, C. Ebnet, G. Harste and P. Pring-Akerblom: Journal of Medical Virology, 70(2), 228~239 (2003)

“Rapid and quantitative detection of Human Adenovirus DNA by real-time PCR.”
8）厚生省・建設省令第一号，1962年12月17日，国土交通省・環境省令第二号，最終改正，2012年5月23日

“下水の水質の検定方法に関する省令”

9) 平成26年度水浴に供される公共用水域の水質調査結果の報告方法等について：環境省水・大気環境局水環境課調査係事務連絡の別紙の別添1，2014年3月25日

“水浴場水質測定其準”

“水浴場水質判定基準”

10）ふん便性連鎖球菌及び腸球菌の平板培養法：下水試験方法2012年版“下水試験方法の平板培養法”
## （３）海域での病原微生物汚染の把握と影響

＜研究分担者＞

東北大学未来科学技術共同研究センター 大村達夫

東北大学未来科学技術共同研究センター 真砂佳史

＜研究協力者＞

北海道大学大学院工学研究院 佐野大輔

宮城県保健環境センター 植木洋

平成24～25年度累計予算額：33,765千円（うち、平成25年度予算額：16,899千円）

予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

東日本大震災により深刻な被害を受けた宮城県内の浄化センター4箇所を対象に、下水処理復旧にともなう処理効率および放流水質の改善状況を評価した。BODや濁度等の基礎的水質項目については、二次処理の復旧にともない処理水中の濃度も低下した。一方微生物学的水質項目は必ずしも復旧後の処理水中の濃度は低下しなかった。この要因は測定項目により異なるが、二次処理効率が低下していた時期には、それを補うために塩素処理を強化することで十分な処理効率を確保していたことがその一つとして考えられる。このことは、塩素に耐性があるウイルス等については、処理復旧期（塩素処理強化期）の放流水中の濃度が高くなることを示唆している。また、大肠菌群をはじめとする微生物指標とヒトウイルス（アデノウイルス、アイチウイルス）濃度の相関分析により、指標細菌（大肠菌群、大肠菌、腸球菌）よりバクテリオファージの方が放流先水域（主に海域）での病原ウイルス濃度との相関が高く、ウイルスの指標として適していることが示唆された。これについては、処理水中の指標細菌の濃度が十分に低く、処理水拡散による希釈効果が認められなかったことや、今回ラボ内試験で検討した太陽光による不活化のように細菌とウイルスではその消長が大きく異なることが要因として考えられる。さらに、新たな糞便汚染指標として提案されているバクテロイデス属の遺伝子マーカーについても現地調査の際測定を行い、放流先水域での濃度や水環境中の安定性などを考慮すると、全バクテロイデス濃度（Total Bac）が糞便汚染指標としての性質を有していることが示された。

## [キーワード]

衛生学的水質指標、病原ウイルス、東日本大震災、下水処理場

### 1. はじめに

東日本大震災およびそれにともなう津波により、東北地方の太平洋沿岸に位置する下水処理場は甚大な被害を受け、長期にわたり機能不全に陥った。各下水処理場では被害状況に応じて段階的な処理の復旧あるいは全面的な処理場の再建を進めてきたが、一部の下水処理場は現在でも暫定的な処理を行っている状態である。このような状況において、復旧および再建の過程で様々な暫定的な下水処理方法が用いられた。その多くは通常の処理方法と比較して処理効率が低く、処
理水質の低下ならびに放流先水域（主に海域）の水質悪化が懸念された。そこで、宮城県内で津波により被災した浄化センターを対象に、処理復旧過程における下水処理効率および放流水質の改善状況について実態調査を行った。本課題の研究期間である平成24-25年度は処理場復旧の中期から後期にあたり、多くの処理場では研究期間中に処理が完全復旧した。そのため、処理復旧期と処理復旧後の下水処理効率および処理水質の変化を評価することに主眼を置いた。

また、現在水質汚濁に係る環境基準のうち衛生学的水質指標の見直しが進められているところであり、現行の基準で用いられている大腸菌群数の粪便汚染指標としての妥当性について評価することが求められている。大腸菌群数は長年にわたり粪便汚染指標として用いられてきたが、大腸菌群の一部は貧栄養下でも生存や増殖が可能である、大腸菌群の中には粪便に由来しない細菌が含まれる、などの問題が指摘されている $ ^{1} $ 。また、近年水系感染症の中でも病原ウイルスによる感染症抑制が重要視されているが、大腸菌群数は病原ウイルスに対する指標性が低いことも指摘されている。そこで、上記調査で得られる試料を用いて、現在粪便汚染指標として提案されている様々な微生物（細菌、ファージ）の分析を行い、病原ウイルスを含むヒトウイルス濃度との相関を分析することで、これら指標の妥当性について評価した。さらに、新しい粪便汚染評価技術として開発が進められている遺伝子マーカーを用いた水質評価手法について、その適用可能性の評価を行った。

## 2 ．研究開発目的

## （１）被災下水処理場の段階的復旧に伴う処理効率および処理水質の改善状況

東日本大震災に伴う津波により被災した宮城県内の浄化センター4カ所（県南浄化センター、仙塩浄化センター、南蒲生浄化センター、石巻東部浄化センター）の処理場内および放流先水域において定期的に水試料を採取し、各種水質項目の分析を行った。得られた測定結果より、処理復旧に伴う処理水質の改善状況、各種下水処理（処理全体、二次処理、塩素処理）の効率を評価した。また、現在衛生学的水質基準の見直しが進められていることを鑑み、現行の水質指標である大腸菌群をはじめ糞便汚染指標として提案されている水質指標（細菌、ファージ）を測定し、病原ウイルスを含むヒトウイルスに対する指標性を評価した。

## （２）遺伝子マーカーを用いた水域糞便汚染源評価

現行の環境基準項目において用いられてきた大肠菌群数は、分析の簡便さと微生物汚染の代表性から、我が国の公衆衛生環境の向上に大きく貢献してきたと言える。しかしながら、水環境中における糞便に由来しない大肠菌群の存在など糞便汚染指標としての問題点が数多く指摘されている。ヒト病原ウイルスによる感染性胃腸炎など、比較的近年になって顕在化した感染症の制御をも念頭に置き、新規かつ合理的な糞便性汚染指標の確立による水域の微生物学的水質管理手法の確立が急務となっている。Bacteroides属に属する細菌は、腸内蛋白質分解細菌の最優占種であり、また株レベルで宿主特異性があるため、宿主を特定しうる糞便汚染指標として期待されている。そこで、環境水中の宿主特異的遺伝子マーカーであるBacteroides由来の16s rRNA遺伝子濃度を測定することで、水域の糞便汚染レベルを定量的に評価することが可能であるか検証するための実験を行った。
## （３）遺伝子解析による大腸菌群の指標性の評価

上記の通り日本で水質に係る環境基準のうち糞便汚染の指標として用いられている大肠菌群数には様々な問題点が指摘されているが、それらが水域における大肠菌群数の測定結果にどのような影響を及ぼすかは明らかになっていない。特に糞便汚染が想定されない山間部の河川等において基準値を大きく上回る大肠菌群数が検出される $ ^{2)} $ 問題について、その要因が特定されていない。そこで、ヒト糞便汚染がないと考えられる最上流部の河川水、下水および下水処理水、下流部の河川水を採取し、それぞれに存在する大肠菌以外の大肠菌群を16S rRNA遺伝子の配列を基に属しベルで分類・比較することで、それぞれの環境に存在する大肠菌群の種構成を比較した。

## （４）太陽光による微生物不活化の評価

大肠菌群に代わる新たな粪便汚染の指標として、環境水中での生存期間が短いなどの点からより指標性の高い大肠菌や腸球菌が提案されている。より指標性の高い指標微生物を定めるためには、指標となる微生物の環境水中での挙動を把握することが必要である。温度、塩分などの環境要因による指標微生物の増減に関しては、下水処理水放流先や河川などにおいて検討されてきた。しかし、可視光のほぼ全域を含む太陽光による微生物の不活化についての実用的な知見は少ない。環境水中での指標微生物の挙動を正確に把握するためには、太陽光による病原微生物の不活化を検討することが重要であると考えられる。そこで、現在水質指標として用いられている大腸菌群、新たな水質指標として検討されている大腸菌および腸球菌、さらにウイルスの代替としてバクテリオファージMS2の4種の微生物を用いて、LEDソーラーシミュレーターを使用して擬似太陽光による微生物不活化速度を評価し、水質指標としての有用性について検討した。

## 3 ．研究開発方法

## （１）被災下水処理場の段階的復旧に伴う処理効率および処理水質の改善状況

## 1 ）浄化センターおよび放流先水域での試料採取

調査開始時に、各浄化センターの復旧状況および復旧予定について関係機関に聞き取り調査を行った。その結果をもとに決定した調査時期を表(3)-1、試料採取地点を図(3)-1から図(3)-8に示す。試料採取地点設定にあたり、複数の二次処理（例えば活性污泥処理と簡易曝気）を併用している浄化センターでは各系列の処理効率を評価できるよう処理系列ごとに試料を採取した。

## 2 ）試料の分析および測定結果の共有

1）で採取した試料に対し、表(3)-2に示す水質項目を測定した。分析の一部（大肠菌群、大肠菌、F特異ファージ、体表面ファージ、アイチウイルス、エンテロウイルス、ノロウイルスGIおよびGII群、アデノウイルス）は東京大学グループが担当したため、試料の一部を送付した。また、南蒲生净化センターで採取した試料の一部を京都大学グループに送付し、医薬品の分析や消毒実験等に供した。東北大学グループが担当した項目は以下の方法で分析した。
表(3)-1 各浄化センターの二次処理復旧状況と現地調査時期

年	2011	2012
月	4	5	6	7	8	9	10	11	12	1	2	3	4	5	6	7	8	9	10	11	12
石卷束部	●	●
仙塩	●	●	●	●
南蒲生	●
鼎南	●

年	2013
月	1	2	3	4	5	6	7	8	9	10	11	12
石卷東部	●	●	●
仙塩	●	●	●	●
南蒲生	●	●	●	●	●
県南	●	●	●

☑：沈殿のみ、☑：簡易生物処理、☑：生物処理と簡易生物処理の混合、☑：中級処理、☑：復旧

表(3)-2 測定した項目

分類	測定項目
基礎項目	水深、水温、外観、臭気、色、透明度、透視度、塩分、電気伝導度、溶存酸素濃度、pH、酸化還元電位、全塩素、遊離塩素、結合塩素、濁度、SS
化学指標	BOD、COD、E_{260}、TOC、DOC、T-N、NO_{2}-N、NO_{3}-N、NH_{4}-N、T-P、PO_{4}-P
細菌，ファージ（培養法）	大肠菌群*、大肠菌*、肠球菌、F特異ファージ*、体表面ファージ*
ヒトウイルス（定量PCR法）	アイチウイルス*、エンテロウイルス*、ノロウイルスGIおよびGII群*、アデノウイルス*

$ ^{*} $ ：東京大学グループが分析を担当した項目

• 水温：携帯型水質計（WM-32EP、東亜DKK）にて試料採取時に測定した。

pH：携帯型水質計（WM-32EP、東亜DKK）にて試料採取時に測定した。

電気伝導度：携帯型水質計（WM-32EP、東亜DKK）にて試料採取時に測定した。

• 塩分：携帯型水質計（WM-32EP、東亜DKK）にて試料採取時に測定した。

DO：携帯型水質計（pro20、YSI）にて試料採取時に測定した。

酸化還元電位（ORP）：携帯型水質計（HM31P、東亜DKK）にて試料採取時に測定した。

• 遊離塩素：携帯型水質計（C201またはC301、Eutech）にて試料採取時に測定した。

全塩素：携帯型水質計（C201またはC301、Eutech）にて試料採取時に測定した。

生物化学的酸素要求量（BOD）：JIS K 0102 (2013) 21に従って測定した。

化学的酸素要求量（ $ COD_{Mn} $ ）：JIS K 0102 (2013) 17に従って測定した。

懸濁物質（SS）：昭和46年環境庁告示第59号代表9（ガラス繊維ろ過法）に従って測定した。

• 濁度：JIS K 0101 (1998) 9.4（積分球式電光度法）に従って測定した。

• $ E_{254} $ ：上水試験方法 2011 II-3 21.2（吸光光度法）に従って測定した。
図(3)-1 県南浄化センター内採水地点

図(3)-2 県南浄化センター放流先採水地点
図(3)-3 仙塩浄化センター内採水地点

図(3)-4 仙塩浄化センター放流先採水地点
南蒲生浄化センター採水箇所（H23年度の資料に加筆）

探水畲所··5畲所。

図(3)-5 南蒲生浄化センター内採水地点

地点名	南蒲生浄化センター放流先
緯度N	経度E	備考
°	/	°	/
①	38	14	.967	141	02	.067 搾水及び計器観測
②	38	14	.917	141	01	.296 ／
③	38	14	.332	141	00	.804 ／
④	38	13	.750	141	00	.950 ／

所定の調査地点以外に、可能な限り放流水の影響水域を追跡、把握し、委託者の指示によりその放流水の影響範囲内にて採水箇所を適宜追加（5地点）した。

※赤点線、採水地点はイメージです。

図(3)-6 南蒲生浄化センター放流先採水地点
図(3)-7 石巻東部浄化センター内の採水地点

図(3)-8 石巻東部浄化センター放流先採水地点
• 全有機炭素（TOC）：TOC-L（島津製作所）を用いて測定した。

• 溶存態有機炭素（DOC）：ガラス繊維ろ紙で試料を濾過したのちTOC-L（島津製作所）を用いて測定した。

全窒素（T-N）：TRAACS800（テクニコン）を用いて測定した。

硝酸態窒素（NO_{3}-N）：QuAAtro 2-HR（ビーエルテック）を用いて測定した。

• 亜硝酸態窒素（NO₂-N）: QuAAtro 2-HR（ビーエルテック）を用いて測定した。

• アンモニア態窒素（ $ NH_{4}-N $ ）QuAAtro 2-HR（ビーエルテック）を用いて測定した。

全リン（T-P）：TRAACS800（テクニコン）を用いて測定した。

リン酸態リン（PO_{4}-P）：QuAAtro 2-HR（ビーエルテック）を用いて測定した。

- 腸球菌: M-エンテロコッカス寒天培地 (BD) を用いたメンブレンフィルター法で測定した。

## 3 ）データ解析

測定結果は全グループで共有し、放流先水域での微生物濃度の時空間的解析（サブテーマ2）等各グループが行う解析に用いた。サブテーマ3では下記の解析を行った。

## a．下水処理の復旧に伴う下水処理効率の改善状況

下水処理の復旧過程では様々な处理方法が用いられてきた。また二次処理が不十分であった時期には、衛生学的水質を担保するため塩素消毒の強化が行われた。これらの影響を評価するため、処理方法ごとに水質項目の除去率を算出し、処理復旧に伴う処理効率の改善状況を評価した。特に、下水処理による病原微生物や指標微生物の活性への影響を評価するため、塩素処理の効果について別個に評価した。

## b．指標微生物の病原微生物に対する指標性の評価

指標微生物（大腸菌群、大腸菌、腸球菌、体表面ファージ、F特異ファージ）の病原ウイルスに対する指標性を評価するため、得られた測定結果を用いて相関分析を行った。分析に際し、処理場内試料の測定値と放流先水域試料の測定値をわけることで、下水処理効率についての指標性と環境水（主に海水）中の消長に対する指標性を個別に評価した。

## （２）遺伝子マーカーを用いた水域糞便汚染源評価

宮城県内の下水処理場からの下水処理水を受容する海域4地点において試料水（1地点あたり10L）を計4回採取し、冷蔵で北海道大学まで郵送した。試料水中からのBacteorides菌体回収・濃縮操作はKobayashi et al. $ ^{3)} $ に従った。試料水5Lにプロセスコントロール（Δlac::kan E. coli）懸濁液を添加し（残りの試料水5Lは4℃で保存）、口径0.22μmのpolyethersulfone（PES）膜（Millipore）でろ過を行った。膜をPBS+0.1%ゼラチンバッファー30mL中に浸し、ボルテックスによって膜表面の沈積物をバッファー中に懸濁させた。その後、懸濁液に対し10,000xg、15分間の遠心分離を行って上清を廃棄し、沈殿物をMilliQ water 5mL中に懸濁させた。以上の操作により試料水中のBacteroides菌体を回収・濃縮した。

得られた菌体懸濁液2.5 mLに対しPMA処理を行った $ ^{3)} $ 。最終濃度が100μMとなるようにPMAを懸
濁液に添加し、5分間暗所で静置後、氷上でハロゲンランプ照射を10分間行った。PMA処理前後の懸濁液について、PowerSoil DNA Isolation Kit（MOBIO）を用いてTotal DNAを抽出し、定量PCRにより遺伝子マーカー濃度を測定した。遺伝子マーカーとしてはTotal Bacteroides及びHuman-specific Bacteroides 16s rRNA遺伝子に由来するマーカーを用いた。定量PCRは1サンプル当たり2ウェルで行った。PMA未処理サンプルについては、プロセスコントロール（Δlac::kan E. coli）由来遺伝子量も同時に定量し、その回収率を算出した。

## （３）遺伝子解析による大腸菌群の指標性の評価

2012、2013年の4月（河川水）または5月（下水、下水処理水）に、宮城県を流れる広瀬川の最上流（St.1）および下流（St.2）の河川水と、流域にある広瀬川浄化センターの流入下水および処理水（処理水は2013年のみ）を採取した。各試料水より、クロモカルトコリフォームES寒天培地（Merck-Millipore）を用いたメンブレンフィルター法により生成した大腸菌以外の大腸菌群（赤色のコロニー）を計227株単離した。単離株よりDNAを抽出し、16S rRNA遺伝子のV4領域を対象としたPCR（519F-907R）に供した。得たPCR産物の塩基配列を解析し、BLASTn検索結果を基にしたクラスター分析により株のグループ化を行い、試料採取地点と照合することで、各地点に存在する大腸菌以外の大腸菌群の種構成を比較した。

なお、広瀬川浄化センターの試料はヒト糞便由来の大腸菌群の種構成を評価するために用いており、同センターからの処理水放流による広瀬川の微生物学的水質への影響はないことを確認している。

## （４）太陽光による微生物不活化の評価

実験に使用する細菌およびバクテリオファージとして、独立行政法人製品評価技術基盤機構バイオテクノロジーセンターより分与された Escherichia coli(NBRC No. 102203)、Enterococcus faecalis（NBRC No. 100480）、Escherichia coli phage MS2（NBRC No. 102169）の3種を用いた。大肠菌群は仙塩浄化センターで採取した塩素添加前の二次処理水中の大肠菌群をクロモカルトコリフォームES寒天培地（Merck-Millipore）で培養して用いた。

微生物を添加した 48 ウェルプレートを緩やかに攪拌しながら LED ソーラーシュミレーター（WSLED 100SC、ワコム電創）を用いて可視光の照射を行った。照射した波長域は 350～1100 nm で、照射強度は太陽光と同じ波長スペクトルになるように設定した。実験中の溶液温度は 23℃で一定となるようにした。

照射開始後 0、1、2、4、6 時間後の試料を回収し、各微生物濃度を測定した。Escherichia coli と下水由来の大肠菌群はクロモカルトコリフォーム寒天培地（Merck-Millipore）、Enterococcus faecalis は M-エンテロコッカス寒天培地（BD）を用いたメンブレンフィルター法で濃度を測定した。MS2 は Bacto Tryptic Soy Agar（BD）を用いた二重寒天培地法で測定した。各実験条件で 3 つの試料を用い、測定値の幾何平均値を測定結果とした。

## 4 ．結果及び考察

## （１）被災下水処理場の段階的復旧に伴う処理効率および処理水質の改善状況

震災後の各浄化センターの二次処理復旧状況および調査を行った時期は表(3)-1に示した通りで
ある。震災直後は全ての浄化センターで簡易処理として沈殿のみを行っていた。復旧の速度は処理場の被害状況により異なるが、段階的に簡易生物処理（簡易曝気）、部分的生物処理、生物処理の順に移行した。南蒲生浄化センターは処理施設を新たに建設する予定であり、建設中は中級処理である接触酸化法を用いていた。石巻東部浄化センターでは、生物処理槽が一部復旧した時点で簡易生物処理（簡易曝気）を終了し、すべての生物処理槽が復旧するまでの間は過負荷の（HRTが短い）状態で生物処理を行っていた。

本課題で調査を行ったのは平成24年9月から平成25年12月までであった。調査開始時は石巻東部浄化センターでは過負荷の生物処理、仙塩浄化センターと県南浄化センターでは生物処理と簡易生物処理の混合、南蒲生浄化センターでは接触酸化法により下水を処理していたが、平成24年末までに南蒲生浄化センターを除き震災前の処理（生物処理）に復旧した。

## 1 ）被災浄化センターの放流水質

各浄化センターの放流水の濁度、SS、塩素（全塩素、遊離塩素、結合塩素）濃度（算術平均値）を図(3)-9に示す。県南浄化センターと仙塩浄化センターでは、2012年末の処理復旧後これら5項目の濃度が低下した。濁度およびSS濃度の低下は復旧にともない処理効率が向上したことを示している。塩素濃度が低下したのは、下水処理の復旧にともない二次処理水の水質が改善し、塩素添加量を削減できたためと考えられる。石巻東部浄化センターでは復旧前の2012年9月および11月には過負荷での生物処理を行っていたが、復旧前後で処理水質が大きく変化せず調査期間を通して良好（県南浄化センター、仙塩浄化センターの復旧後の濃度と同程度）であったことより、同浄化センターで行われていた過負荷の活性汚泥処理の処理効率が良好であったことがわかる。また塩素濃度も同様に濃度の変化は見られなかった。南蒲生浄化センターについては、期間を通して接触酸化法を用いていたこともあり、処理水の濁度やSS、および処理水中の塩素濃度ともに高い状態であった。

各浄化センターの放流水のBOD、TOC、全窒素（T-N）、全リン（T-P）濃度（算術平均値）を図(3)-10に示す。BODについては、濁度やSSと同様に県南浄化センターおよび仙塩浄化センターでは処理復旧と共に濃度が低下し、石巻東部浄化センターでは期間を通して良好な水質であった。南蒲生浄化センターの平均BOD濃度は目標水質である60mg/Lを下回った。TOC濃度はBODと異なり、3浄化センターとも処理復旧後の濃度が復旧前を上回った。この要因については今回の調査ではわからなかったが、測定値のばらつきが非常に大きく、下水処理水の水質管理には不向きな指標である可能性がある。県南浄化センターと仙塩浄化センターでは復旧に伴い全リン濃度が低下したが、石巻東部浄化センターでは濃度の変化はなかった。これは、前者が嫌気好気法によりリンの除去を促進しているのに対し、後者で採用されている純酸素曝気活性汚泥法はリンの除去効率が低いことによると考えられる。全窒素濃度は全ての浄化センターで復旧前後の変化は見られなかった。

各浄化センターの放流水の指標細菌（大腸菌群、大腸菌、腸球菌）濃度を図(3)-11に示す。指標細菌濃度の処理前後の変化には一貫した傾向が見られなかった。県南浄化センターでは復旧後の濃度の方が低かったが、石巻東部浄化センターでは復旧後の方が高く、また仙塩浄化センターでは指標により傾向が異なった。処理水中の指標細菌濃度は、二次処理効率に加えて塩素処理による不活化効果が大きい。例えば南蒲生浄化センターでは、中級処理（接触酸化法）の効率は低
■ 濁度 ■ SS ■ 全塩素 ■ 遊離塩素 ■ 結合塩素 ■

図(3)-9 放流水中の濁度、SS、塩素濃度

BOD TOC T-N T-P

図(3)-10 放流水中の炭素、窒素、リン濃度
● 大腸菌群 ☐ 大腸菌 ☐ 腸球菌 ☐

図(3)-11 放流水中の細菌濃度

● F特異ファージ☐ ● 体表面ファージ☐ ● アイチウイルス☐ ● アデノウイルス☐

図(3)-12 放流水中のファージ、ウイルス濃度
図(3)-13 二次処理による物理化学指標の除去率（エラーバーは対数標準偏差を示す）

図(3)-14 二次処理による微生物指標の除去率（エラーバーは対数標準偏差を示す）
図(3)-15 塩素処理による物理化学指標の除去率（エラーバーは対数標準偏差を示す）

図(3)-16 塩素処理による微生物指標の処理効率（エラーバーは対数標準偏差を示す）
図(3)-17 下水処理水中の微生物濃度（エラーバーは対数標準偏差を示す）

いと考えられるが、処理水中の塩素濃度は他の3浄化センターの復旧前の濃度よりも高く、それにより処理水中の指標細菌濃度は復旧前の濃度としては最も低かった。

各浄化センターの放流水の大腸菌ファージ（F特異ファージ、体表面ファージ）およびヒトウイルス（アイチウイルス、アデノウイルス）の濃度を図(3)-12に示す。F特異ファージと体表面ファージの濃度は処理復旧にともない低下したが、アイチウイルスとアデノウイルスの濃度には一貫した傾向が見られなかった。微生物濃度の幾何平均値（全試料）を比較すると、細菌では大腸菌群、大腸菌、腸球菌の順で濃度が高く、ファージおよびウイルスではアデノウイルス、F特異RNAファージ、体表面ファージ、アイチウイルスの順であった。

## 2 ）下水処理の復旧に伴う下水処理効率の改善状況

各種二次処理による水質項目の除去率を図(3)-13および図(3)-14に示す。復旧後に行われていた処理法（嫌気好気法、純酸素曝気法）と比較して、復旧段階で行われていた簡易曝気および接触酸化法の除去率が低かった。物理化学指標と比較して微生物指標の処理効率低下が著しく、復旧前後の処理効率には指標細菌で平均約80倍、ファージやウイルスで平均約8倍の差がみられた。

復旧前後における塩素処理による各水質項目の除去率を図(3)-15および図(3)-16に示す。仙塩浄化センターおよび県南浄化センターでは復旧段階で複数の生物処理を併用しており（表(3)-1の黄色部分）、それぞれの処理水を混合してから塩素処理を行っていたため、二次処理の種類による塩素処理効率の分類は行えなかった。その代わり、全ての浄化センターのデータを復旧前（表(3)-1の黄色部分）と復旧後（表(3)-1の水色部分）に分類して処理効率を算出した。復旧前の石巻東部浄化センター（表(3)-1の黄色部分）と南蒲生浄化センター（同緑色部分）については、それぞれの二次処理効率を考慮し、石巻東部浄化センターのデータは復旧後、南蒲生浄化センターのデータは復旧前に含めた。復旧前後の塩素処理効率を比較すると、指標細菌（大腸菌群、大腸菌、腸球菌）の不活化率は復旧前の方がそれぞれ54倍、77倍、46倍高かった。二次処理効率の低下を補うため塩素処理を強化していたことが見て取れる。しかし、ファージの不活化率はF特異ファージで1.2倍、体表面ファージで5.1倍にしかなっておらず、指標細菌と比較して塩素処理強化の影響は
軽微であった。ウイルスは定量PCR法で測定しているため活性は評価できないが、検出される遺伝子濃度から算出した処理効率はファージと同程度（アイチウイルス：0.47倍、アデノウイルス：6.6倍）であった。

復旧前後の下水処理水中の各種微生物濃度を図(3)-17に示す。上で述べたように、指標細菌は二次処理効率の低下を補うため塩素処理を強化した結果、復旧前の処理水中の濃度は復旧後よりも低くなっていた。しかし、ファージは塩素処理強化の効果が低く、復旧前の処理水中の濃度はF特異ファージで28倍、体表面ファージで2.3倍となっていた。F特異ファージの方が復旧前後の差が大きかったのは、図(3)-16に示すように体表面ファージと比較してF特異ファージの塩素に対する耐性が高く、塩素処理強化の効果がなかった影響がより大きく出たためと考えられる。

## 3 ）指標微生物の病原微生物に対する指標性の評価

表(3)-3に測定した微生物濃度間（全試料）のSpearmanの順位相関係数を示す。セルの色の濃さは相関係数の高さを示している（色が濃いほど相関係数が高い）。同じグループ（指標細菌（大肠菌群、大肠菌、腸球菌）、ファージ（F特異ファージ、体表面ファージ）、ヒトウイルス（アイチウイルス、アデノウイルス））内の相関係数は異なるグループに属する微生物間の相関係数よりも高かった。類似した微生物は似た挙動をとっているためと考えられる。ヒトウイルスと微生物指標との相関係数を比較すると、指標細菌よりもファージとの相関係数の方が高かった。したがって、今回調査した全試料（流入下水から放流先水域まで）を対象とした場合、指標細菌よりもファージの方がヒトウイルスの指標として適していることが示された。

次に浄化センター内（流入下水から下水処理水まで）のデータのみを用いて算出したSpearmanの順位相関係数を表(3)-4に示す。グループ内の相関が高いのは全試料を対象とした場合と同様であったが、異なるグループ間の相関係数を見た場合、指標細菌とファージの相関は比較的高かったが、ヒトウイルスと指標細菌やファージとの相関係数は低く、先に見られたファージの指標微生物としての優位性は認められなかった。これは、指標細菌とファージは培養法で測定したのに対し、ヒトウイルスは定量PCR法で測定しており、塩素処理による不活化率を考慮していないためと考えられる。すなわち、指標細菌とファージは下水処理による物理的除去と塩素による不活化の双方を評価しているのに対し、ヒトウイルスは物理的除去のみを評価しているため、ヒトウイルスと他の指標との相関係数が低くなったと考えられる。これは（特にヒトウイルスの）分析法に由来するものであり、今回の結果からヒトウイルスの指標についての議論はできないといえる。

最後に、放流先水域のデータのみを用いて算出したSpearmanの順位相関係数を表(3)-5に示す。グループ内の相関が高いのは全試料を対象とした場合と同様であった。異なるグループ間の相関係数を見た場合、浄化センター内のデータを用いた場合と異なり指標細菌とファージやヒトウイルスとの間の相関は非常に低く、ファージとヒトウイルスとの間の相関係数が比較的高かった。この要因として、下水処理水中の指標細菌の濃度が低く、放流先水域では濃度がほぼ一定であったのに対し、ファージやヒトウイルスは放流口から離れるにつれて濃度が低下する傾向があったことが挙げられる。ファージやヒトウイルスは宿主である大肠菌やヒト細胞を多く含む下水が主な起源であるのに対し、指標細菌はヒト以外の動物の糞便や、糞便に由来しないものも含まれるため、ヒトウイルスとは全く異なる挙動をとっていると考えられる。
表(3)-3 微生物濃度間のSpearmanの順位相関係数（全データ）

（太枠内は同じグループ（指標細菌、ファージ、ウイルス）内の相関を示す。）

大腸菌群	大腸菌	腸球菌	F特異
ファージ	体表面
ファージ	アイチ
ウイルス	アデノ
ウイルス
大腸菌群	0.920	0.826	0.682	0.721	0.394	0.508
大腸菌	0.808	0.647	0.703	0.418	0.513
腸球菌	0.711	0.730	0.517	0.494
F特異ファージ	0.889	0.646	0.713
体表面ファージ	0.659	0.728
アイチウイルス	0.660
陽性率	0.81	0.67	0.89	0.61	0.84	0.60	0.78

表(3)-4 微生物濃度間のSpearmanの順位相関係数（処理場内データ）

（太枠内は同じグループ（指標細菌、ファージ、ウイルス）内の相関を示す。）

大腸菌群	大腸菌	腸球菌	F特異
ファージ	体表面
ファージ	アイチ
ウイルス	アデノ
ウイルス
大腸菌群	0.893	0.710	0.624	0.743	0.018	0.218
大腸菌	0.750	0.627	0.777	0.114	0.268
腸球菌	0.522	0.680	0.301	0.238
F特異ファージ	0.666	0.142	0.296
体表面ファージ	0.016	0.174
アイチウイルス	0.365
陽性率	0.95	0.87	0.97	0.95	0.98	0.79	0.95

表(3)-5 微生物濃度間のSpearmanの順位相関係数（放流先データ）

（太枠内は同じグループ（指標細菌、ファージ、ウイルス）内の相関を示す。）

大腸菌群	大腸菌	腸球菌	F特異ファージ	体表面ファージ	アイチウイルス	アデノウイルス
大腸菌群	0.748	0.505	-0.048	0.045	-0.239	-0.123
大腸菌	0.389	-0.166	-0.029	-0.233	-0.124
腸球菌	0.218	0.164	0.037	-0.138
F特異ファージ	0.561	0.318	0.281
体表面ファージ	0.441	0.483
アイチウイルス	0.491
陽性率	0.70	0.52	0.83	0.36	0.74	0.46	0.66
## （２）遺伝子マーカーを用いた水域糞便汚染源評価

## 1 ）サンプルプロセスコントロールの回収率

PMA処理を行わなかった場合におけるサンプルプロセスコントロールの回収率を表(3)-6に示した。PMA処理を行っていない場合、特にSt.1のサンプルにおいて回収率が大きく変動した。10％以下の著しく低い回収率が得られた場合には、菌体の回収・濃縮、遺伝子抽出及び遺伝子定量のプロセスで何らかの阻害が生じていたと判断できる。St.1の始めの2回の調査（2013年6月10日と8月7日）に得られた遺伝子マーカー定量値の値に関しては、正確性に欠ける可能性があることに留意する必要がある。その他のサンプルに関しては、サンプルプロセスコントロール回収率が16.9%から111.3%の間に分散しているものの、阻害が生じていない通常操作時に得られるレベルの回収率であり、大きな阻害等は生じていなかったと言える。

表(3)-7にPMA処理を行った場合のサンプルプロセスコントロール回収率を示した。2回目の調査（2013年8月7日）において、全てのサンプルに関して10%以下の低い回収率を得た。同じサンプルをPMA処理しなかった場合には、St. 2、3及び5において阻害が見られなかったことから（表(3)-6）、PMA処理時の回収率低下はPMA処理操作による影響と考えられる。2回目の調査におけるPMA処理時の遺伝子マーカー定量値に関しては、正確性に欠ける可能性があることに留意する必要がある。1回目の調査におけるSt. 1、3及び5も同様である。

表(3)-6プロセスコントロール株回収率（PMA処理無し）

2013.6.10	2013.8.7	2013.10.2	2013.12.5	Averagea	SD
St1	3.7	4.9	76.1	—a	28.2	41.5
St2	36.2	43.2	96.6	—	58.7	33.0
St3	24.5	42.6	82.0	—	49.7	29.4
St5	16.9	28.9	111.3	—	52.3	51.4
a, プロセスコントロール添加せず	47.2	35.9

表(3)-7プロセスコントロール株回収率（PMA処理有り）

2013.6.10	2013.8.7	2013.10.2	2013.12.5	Averagea	SD
St1	1.7	0.8	66.3	—a	22.9	37.6
St2	13.7	1.2	84.3	—	33.1	44.8
St3	6.8	1.4	79.7	—	29.3	43.7
St5	6.3	0.7	83.6	—	30.2	46.4

a. プロセスコントロール添加せず
(a)

(b)

図(3)-18 Total Bac定量結果。(a) PMA処理なし、(b) PMA処理有り。
(a)

(b)

図(3)-19 Human Bac定量結果。A）PMA処理なし、B）PMA処理あり。
(a)

(b)

図(3)-20 PMA処理無し定量値に対するPMA処理有り定量値の比。 A) Total Bac、B) Human Bac。
## 2 ）Total Bac定量結果

PMA処理を行わなかった場合（a）及び行った場合（b）のTotal Bac定量結果を図(3)-18に示した。4回の調査を通じて定量下限値以下となることはなく、また放流口に近いサンプリング地点ほど比較的高い濃度が得られた。放流口から離れるほどTotal Bac定量値が低下する傾向は、第1回目のサンプリング日（2013年6月10日）において最も明瞭であった。粪便汚染に関連し、かつ高濃度で存在しているTotal Bacは、粪便汚染指標としての必要条件を有していると言える。

## 3 ）Human Bac定量結果

図(3)-19には、PMA処理を行わなかった場合及び行った場合のHuman Bac定量結果を示した。PMA処理を行わなかった場合においては、全ての分析で定量値が得られたが、PMA処理を行うことで定量値が減少し、St. 5では4回の分析中3回で陰性となった。PMA処理による遺伝子定量値の低下はTotal Bacと比較してHuman Bacの方が顕著であったことから、相対的にHuman Bacの方がTotal Bacよりも調査対象水域における安定性が低いと言える。

## 4 ）PMA処理無し定量値に対するPMA処理有り定量値の比

図(3)-20にはPMA処理無し定量値に対するPMA処理有り定量値の比を示した。Total Bacの場合、比の平均値は2.00、標準偏差は0.63であった。Human Bacの場合、St. 2とSt. 5においてPMA処理有りで非検出サンプルが存在したため、比はSt. 1及びSt. 5のみ算出した。その結果、比の平均値が2.46、標準偏差は1.57であり、Total Bacと比べてHuman Bacの方が平均値は高く、値のばらつきが大きかった。比の平均値の違いから、Human Bacの方がTotal Bacと比べて調査対象水域における安定性が低いと言える。従って、PMA処理有りHuman Bacの定量値は比較的最近の粪便汚染を表す指標として利用可能である可能性があるが、実際に適用する場合には定量値のばらつきがどのような状況で生じるのかについて明らかにしておく必要があると言える。

## （３）遺伝子解析による大腸菌群の指標性の評価

単離した大腸菌群株の16S遺伝子の塩基配列に対してBLASTn検索を行ったところ、全ての株が腸内細菌科に属した。しかしほとんどの株において複数の属の配列が同じスコアでヒットしたため、各株を属レベルで同定することはできなかった。クラスター分析の結果（図(3)-21）、下水および下水処理水由来の株が属するクラスターが2つ（クラスター2および4）、広瀬川上流部由来の株が属するクラスターが1つ（クラスター3）形成され、広瀬川下流部では双方が混在していた。したがって、糞便由来の大腸菌群と非糞便由来の大腸菌群は種構成が全く異なっていることが示された。上流部で得た単離株が属するクラスターには魚類やネズミといった野生動物にみられる種に加え、ヒト病原細菌を含むYersinia属やSerratia属がヒットした（表(3)-8）が、下水に見られたヒト糞便由来の細菌がほとんど存在しなかったことから、これらの株は野生動物由来であると考えられる。

本調査により、ヒト糞便に由来する大腸菌群と非糞便由来の大腸菌群は種構成が全く異なることが明らかとなった。これにより、特に糞便汚染がないと考えられる河川上流部等では、糞便に由来しない腸内細菌科の細菌が大腸菌群として多く検出されるため、糞便汚染指標としての大腸菌群の指標性が低下することが示唆された。
図(3)-21 BLASTn検索結果を基にしたクラスター分析の結果

表(3)-8 各クラスターに属した株に特徴的な属名

番号	特徴的な属名
1	なし
2	Klebiella、Raoultella
3	Yersinia、Rahnella、Serratia
4	Pantoea、Leclercia、Kluyvera、Erwinia、Rhizobium
## （４）太陽光による微生物不活化の評価

PBS 中では大腸菌と大腸菌群が顕著な不活化傾向を示したのに対して MS2 は 6 時間後でもほとんど不活化しなかった（図(3)-22）。人工海水中では、腸球菌以外は PBS と比較してより早く濃度が減少した（図(3)-23）。微生物の擬似太陽光照射による不活化速度を表(3)-9 にまとめた。大腸菌群と大腸菌は太陽光による不活化について、ほぼ同じ傾向を示すことが確認された。腸球菌

図(3)-22 可視光照射後の生残率（PBS）

図(3)-23 可視光照射後の生残率（人工海水）