Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
図(1)-2 オゾンおよび紫外線消毒実験装置の模式図

## 4 ）オゾン消毒実験

オゾン消毒も紫外線実験と同様に図(1)-2に示す実験装置を用いて行った。反応槽に下水試料を22L入れ、1.14mg/L/minのオゾンガスをオゾン発生器で発生させ反応器下部より注入して半回分式実験を行った。接触時間0、10、15、30、45、60分毎に試料を採取し、大腸菌、大腸菌群、腸球菌、大腸菌ファージの濃度を培養法により測定した。試料採取後直ちに溶存オゾンによる微生物の減衰を防ぐため、チオ硫酸ナトリウム溶液を適量添加して脱オゾンし、微生物濃度を測定した。微生物の測定については(1)-5「糞便性汚染指標の測定項目および測定方法」を参照。微生物濃度を測定する試料とは別に、溶存オゾン濃度を測定するための試料も採取し、試料中の溶存オゾン濃度をインジゴカルミンによる吸光光度法 $ ^{1)} $ を用いて測定した。オゾン反応装置の注入オゾンガス濃度と排オゾンガス濃度についてはオゾン測定機でモニタリングし、その差から溶存オゾン濃度を計算してオゾン消費量を求めた。

## 5 ）指標微生物の測定方法

本研究では養便汚染の指標微生物として大腸菌群、大腸菌、腸球菌、大腸菌ファージを選定し、消毒による不活化を評価した。大腸菌群、大腸菌および腸球菌は下水中に元々存在しているものを対象として測定した。大腸菌ファージについては、下水中に元々存在している量が少ないため、室内で培養した大腸菌ファージ、MS2(ATCC 15597)を $ 10^{5}\sim10^{6} $ PFU/mLになるように添加した。

大腸菌群と大腸菌数の測定は、XM-G寒天培地「日水」(日本製薬)を用いた平板培養法で行った。試料1mLと混合した培地を37℃で18～24時間培養したのち、直径0.5 mm以上の深紅～紫色の円形状または米粒状のコロニーを大腸菌群数として計数した。また、緑～青色に発色したコロニーを大腸菌数として計数した。腸球菌の検出にはKF STREPTOCOCCUS agar (Merck)を用いた平板培養法で行った。試料1mLと混合した培地を37℃で46～48時間培養したのち、直径0.5mm以上の深紅～紅色の円形状または米粒状のコロニーを腸球菌数として計数した。

大腸菌ファージの測定は、重層寒天培地法により行った。この方法では、宿主菌(大腸菌、K12)
を添加した寒天平板上で試料1mLを重層し培養することで、生育増殖した宿主菌がファージにより溶菌して形成された透明な円形状のプラークを計数し、ファージ濃度を算出した。

## (2) 各種消毒技術による水生生物への毒性影響

消毒実験の方法については上記(1)の研究開発方法と同じである。また、塩素消毒に関しては、通常の塩素混和池の滞留時間を考慮して、接触時間15分の試料を生態毒性試験に用いた。生態毒性試験としては、水域生態系において1次生産者として重要な役割を担っていると考えられる藻類への影響を評価する藻類生長阻害試験、および分解者としての役割を担っている細菌に対する毒性評価をMicrotox $ ^{®} $ 試験を行った。

## 1 ）藻類生長阻害試驗

供試生物として、Pseudokirchneriella subcapitata(旧名 Selenastrum capricornutum)を用いた。P.subcapitataは、日本に生息する代表的な種ではないが、単細胞であり、細胞を計測する上で適当なサイズであり、一般に感受性が高いとされている。また、OECDテストガイドライン(TG201)においても、緑藻類の生長阻害試験の中で推奨種となっている。本研究では、独立行政法人国立環境研究所微生物系統保存施設から分譲された株(NIES-35)を用いた。

藻類生長阻害試験は、一般的に三角フラスコを用いて行われるが、三角フラスコの代わりに96穴マイクロプレートを用いる方法も提案されている。マイクロプレートを用いる試験方法では、三角フラスコを用いる試験方法よりも試験用量を減らすことができ、一斉に多数の消毒方法や消毒の濃度などに変えて試験を行うことができる利点がある。そこで、本研究では、このマイクロプレートを用いた試験を行った。

1サンプルにつき1枚のマイクロプレート(IWAKI、ポリスチレン製、96well細胞培養用マイクロプレート平底低蒸発タイプ・蓋付)を用いた。試験開始時の藻類初期細胞濃度を $ 1.0\times10^{4} $ cells/mLとし、1～512倍までの2の乗数ごとに10段階の希釈系列を作り、10×6の60ウェルを使用した。また、培地にはAAP培地を用いた。

コントロールは試験ごとにマイクロプレート1枚分設けた。曝露期間は96時間とし、マイクロプレートリーダー(TECAN、infinite F200)を用いて試験開始後0、24、48、72、96時間に波長450nmで吸光度を測定した。ここで、クロロフィルは450nm付近に吸収帯があること、及び450nmの吸光度と細胞濃度には高い相関関係があることから、450nmの波長で測定した。藻類増殖量をモニタリングした。試験時は液体蒸発を防止するために側面をパラフィンフィルム(PARAFILM、American National Can)で覆い、24℃、4000lux、120rpmで振とう培養した。

## 2 ）Microtox $ ^{®} $ 試験

この試験は、海洋性発光細菌Vibrio fischeri(旧名 Photobacterium phosphoreum)を供試生物として、試水の毒性評価を行う試験である。本研究では分解者である細菌に対する毒性試験として行うが、この試験は曝露時間が短くスクリーニング試験としての位置付けとしての性格が強い。しかし、迅速かつ簡単で、再現性のよい試験法であり、毒性値の比較検討も行いやすいことから、この試験法を用いることにした。

試験は20℃に保たれた恒温室内で行った。また、繰り返し連数を2連とし、対照区を1区、濃度
区を4区つくる試験法で行った。ここで濃度区は最高濃度から公比2の希釈段階をつくりスクリーニングを行った。ここで、サンプルを入れたキュベットは、測定装置の所定の場所におくことにより、測定中15±0.5℃に保った。

また、Microtox $ ^{\circledR} $ 測定装置にはAZUR Environmental、Microtox $ ^{\circledR} $ M500 Analyzerを用いて、付属のマニュアルの手順に従って試験した。希釈水にはMicrotox $ ^{\circledR} $ Diluent(Strategic Diagnostics)を用いた。基本的にサンプルを曝露してから、15分後の発光量から発光阻害率を出した。

## （３）次世代シーケンサーを用いたバクテリア群集構造の解析

解析の流れを図(1)-3に示す。水試料からのバクテリアの分離、バクテリアからのゲノムDNAの抽出、次世代シーケンサー解析のためのライブラリーの調整、シーケンサーのラン、得られたデータのデータ解析を行った。

図(1)-3 次世代シーケンサーによる解析の流れ

## 1 ） 探水

2013年8月および10月に南蒲生浄化センターにて塩素消毒水(放流水)、放流先の海域9地点で採水した。南蒲生浄化センターは未だに復旧途上であり、下水処理が不十分なまま海域に放流されている。放流先の海域でバクテリアやウイルスが比較的高い濃度で検出されると想定されるため、採水を行った。

## 2 ）バクテリアDNAの回収

各試料100～500mLを混合セルロース膜(Millipore、直径47mm、孔径0.45μm)を用いたろ過によりバクテリアを膜面上に捕捉したのち、滅菌したフットボール型攪拌子を用いてセルロース膜から剥がし、エッペンチューブに回収した。回収したバクテリアから、PowerSoil $ ^{\circledR} $ DNA Isolation Kit (MO BIO製)を用いてDNAを回収した。PowerSoil $ ^{\circledR} $ DNA Isolation Kitは底質等に存在するバクテリアから
のDNA回収に定評のあるキットである。具体的な操作手順はキットに添付のマニュアルに従った。

## 3 ）DNA濃度の測定

DNA濃度を正確に測定することは以降のPCR反応やライブラリーの出来を大きく左右するので、吸光度による測定では不十分である。よって、DNA濃度の測定はQubit $ ^{®} $ 2.0 Fluorometer (Life Technologies)を用いておこなった。なお、測定時の試料の量は1 μLとした。Qubit $ ^{®} $ 2.0 Fluorometer はDNAに特異的に吸着する蛍光試薬を用いて濃度を高精度、高感度に測定する事が可能である。Qubit $ ^{®} $ 2.0 Fluorometer による定量結果に基づいて、DNA濃度を1 ng/μLに調整した。回収されたDNA量がこれに満たないサンプルについては0.5 ng/μLに調整し、PCRに供した。

## 4 ）PCRによる16S rRNA V4領域の増幅

16S rRNA遺伝子V4領域をPCRにより増幅した。プライマーは515番目～806番目の塩基配列を挟むように設定した。プライマーにはバーコード配列が付加してあり、サンプル毎に異なるバーコード配列を使い分けることで最大96サンプルまで同時解析が可能である。PCR試薬はQuanti Fast SYBR Green PCR kit (QIAGEN社製)を用いた。PCR反応液の組成、反応条件をそれぞれ図(1)-4、図(1)-5に示す。

図(1)-4 16S rRNA PCR 反応液組成

図(1)-5 16S rRNA PCR 反応条件

## 5 ）次世代シーケンサー用のライブラリーの調整

PCR産物はQIA quick $ ^{\circledR} $ PCR Purification Kit (QIAGEN)を用いて精製した後、ライブラリー調整へ供した。各サンプルの16S rRNA PCR産物を当量ずつ混合し、「16S rRNA PCRライブラリー」を作成した。リアルタイムPCRによる濃度確認を経て次世代シーケンサーへ供した。

## 6 ） MiSeqでの遺伝子配列解析

2 nMに調整したライブラリーをさらに10pMに希釈して、illumina社製の次世代シーケンサーMiSeqへ供した。MiSeqは、京都大学流域圏総合環境質研究センター所有の機器を使用した。MiSeqランの試薬はMiSeq Reagent Kit、300 Cycles (illumina)を用いた。このキットは、PCR産物の両端から150bpずつ、合計300bpの配列が可能である。

## 7 ）データ解析

16S rRNAのアノテーション付は、フリーの解析サーバー Metagenomics RAST (MG-RAST) (http://metagenomics.anl.gov/)によって実施した。MG-RASTはBlast like Alignment Tool (BLAT) アルゴリズムを採用しており、ある閾値以上で類似性のある配列を検索してくれる。本研究では、閾
値は塩基配列の相同性(Min. % Identity Cutoff)を95%、最小の長さ(Min. Alignment Length Cutoff)を50base、e-valueの最大値を1e-30にセットして解析を行った。バクテリアの分類結果はFamily(科)レベルの分類で表示した。これは、16S rRNA V4領域だけでは属(genus)や種(species)レベルまでの分類は困難(配列の差がごくわずか)であり、学術誌でもFamilyレベルでの分類が一般的であることに倣った。サンプルごとにどのバクテリア種がどのくらいの割合を占めているのかを算出し、サンプル間でバクテリアの群集構造を比較した。なお、ある種の藻類は葉緑体のような色素体を持つ。色素体DNAに含まれる16S rRNAの配列から藻類についても分類を行った。

## 8 ）クロタミトン濃度の測定

放流先海域でのクロタミトンの濃度を液体クロマトグラフ-タンデム型質量分析計(LC/MS/MS)によって測定した。クロタミトンは痒みどめの薬である。光分解に対して安定で、懸濁物質への吸着も少ないので、下水混入のマーカーとして使用可能である。試料500mLを固相抽出によって濃縮し、LC/MS/MSによって濃度を測定した。固相濃縮の方法は以下のとおりである。分析対象は溶存態とし、ガラス繊維ろ紙(孔径1.0μm, GF/B, Whatman)でろ過後、吸着剤が充填されたカートリッジ(Oasis HLB, Waters)を用いた固相抽出により濃縮を行い、LC/MS/MS {UPLC (AQUITY, Waters)、MS/MS (Quattro micro API, Waters)}を用いて測定を行った。定量は代替サロゲート法により行った。

## 4 ．結果及び考察

## （１）各種消毒技術に関する消毒効果の評価

## 1 ）生物処理が不十分な下水における消毒処理による指標微生物の不活化

塩素、紫外線およびオゾン消毒に伴う指標微生物の不活化の結果をそれぞれ説明する。同じ消毒方法では、流入下水や初沈越流水、簡易曝気処理水および接触酸化処理水に対する消毒効果ついて、異なる処理場でも同様な結果が見られた。本章では南蒲生浄化センターのH25年1月分の流入下水および接触酸化処理水における消毒結果について説明する。

### a. 塩素消毒実験

塩素消毒による指標微生物(大腸菌群、大腸菌、腸球菌および大腸菌ファージ、以下同じ)の不活化の結果を図(1)-6に示す。グラフの横軸はCT値(mg-Cl·min/L)、縦軸は指標微生物の不活化率の対数値である。大腸菌群、大腸菌、腸球菌および大腸菌ファージの結果をそれぞれ示す。流入下水と接触酸化処理水いずれについても、指標細菌(大腸菌群、大腸菌および腸球菌、以下同)については、CT値の増加とともに不活化率が増加したが、大腸菌ファージについては、不活化率はほとんど増加しなかった。指標細菌について、接触酸化処理水の不活化率の傾きは流入下水のそれより大きくなっていない。このことから、接触酸化処理によって塩素消毒による不活化率の改善が見られないことが分かった。
接触酸化处理水

図(1)-6 塩素消毒に伴う指標微生物の不活化

南蒲生の流入下水および接触酸化処理水に対する結果。

### b. 紫外線消毒実験

紫外線消毒による指標微生物の不活化を図(1)-7に示す。下水中に存在する濁度等の吸光物質により紫外線照射強度が変化してしまうため、照射強度が正確に推定できなかった。そこで、ここでは紫外線の照射時間と指標微生物の不活化率の関係を図(1)-7に示した。グラフの横軸は照射時間(分)、縦軸は指標微生物の不活化率の対数値である。流入下水と接触酸化処理水いずれについても、指標細菌および大肠菌ファージのどちらに対しても照射時間の増加にともなう不活化率の増加が見られた。全ての指標微生物について、接触酸化処理水の不活化率の傾きは流入下水のそれよりも大きくなっていた。このことから、接触酸化処理によって紫外線消毒による不活化率の改善が見られることが分かった。

流入下水

接触酸化处理水

図(1)-7 紫外線消毒に伴う指標微生物の不活化

南蒲生の流入下水および接触酸化処理水に対する結果。

### c. オゾン消毒実験

オゾン消毒による指標微生物の不活化を図(1)-8に示す。下水中の溶存物質のために溶存オゾンは消費され、溶存オゾン濃度は一定に保たれない。そのため、オゾン消費量(mg/L)を算出し、オ
ゾン消費量と不活化率の関係を図示した。グラフの横軸はオゾン消費量(mg/L)、縦軸は指標微生物の不活化率の対数値を示す。流入下水と接触酸化処理水いずれについても、大肠菌ファージはオゾン消費量の増加に伴い不活化率が増加したが、指標細菌の不活化率は大肠菌ファージと比較して低かった。

全ての指標微生物について、接触酸化処理水の不活化率の傾きは流入下水のそれよりも大きくなっていた。このことから、接触酸化処理によってオゾン消毒による不活化率の改善が見られることが分かった。

流入下水

接触酸化处理水

図(1)-8 オゾン消毒に伴う指標微生物の不活化

南蒲生の流入下水および接触酸化処理水に対する結果。

### d.まとめ

本研究での宮城県内の4つの浄化センターから採水した下水を用いた消毒実験の結果からは、塩素消毒については、指標細菌の不活化には効果的であったが、ウイルスの指標と考えられるMS2大腸菌ファージにはほとんど不活化効果がなかった。これは注入された塩素が下水ではほとんど結合塩素となり、結合塩素のウイルスに対する不活化効果が低いためと考えられた $ ^{2)} $ 。紫外線消毒については、全ての指標微生物の不活化には効果があった。オゾン消毒については、大腸菌ファージの不活化には効果的であるが、指標細菌の不活化効果は低かった。

また、接触酸化処理の消毒改善効果について、塩素消毒では、接触酸化処理水での指標細菌の不活化率の傾きが流入下水のそれより大きくなっていない。このことから、接触酸化処理によって不活化率の改善が見られないことが分かった。紫外線消毒およびオゾン消毒では、全ての指標微生物について、接触酸化処理水の不活化率の傾きは流入下水のそれよりも大きくなっていた。このことから、接触酸化処理によって不活化率の改善が見られることが分かった。

2）生物処理が復旧した浄化センターの生物処理水における消毒処理による指標微生物の不活化

生物処理が復旧した浄化センターの生物処理水における各種消毒実験の結果について説明する。

代表例として仙塩浄化センターのH25年1月分の生物処理水における消毒結果について説明する。
## 生物处理水

### a. 塩素消毒実験

塩素消毒による指標微生物の不活化の効率を図(1)-9に示す。グラフの横軸はCT値(mg-Cl·min/L)、縦軸は指標微生物の不活化率の対数値である。CT値の増加に伴う不活化率の変化を示す。なお、大腸菌および腸球菌については生物処理水中の濃度が $ 10^{1} $ ～ $ 10^{3} $ CFU/mLしかなく、僅かなCT値で検出下限値を下回ったため表示していない。大腸菌群および大腸菌ファージの結果のみ示す。また、比較対象として、生物処理が復旧していない時期の仙塩浄化センターの初沈越流水の消毒結果を示す(右)。なお、初沈越流水の塩素消毒結果については、縦軸は不活化率ではなく大腸菌群濃度の対数値(log[CFU/mL])で表示している。大腸菌群については、CT値の増加とともに不活化率が増加した(左)。

生物処理水については、塩素消毒実験を行う前から下水放流水基準を達成できていた(9右、青プロット及び青線、および黒点線)。初沈越流水での大腸菌群数(右、赤プロットおよび赤線)よりも濃度が明らかに低いが、これは生物処理による不活化の結果と考えられる。

図(1)-9 生物処理水における塩素消毒に伴う指標微生物の不活化

生物処理復旧後の仙塩浄化センターの生物処理水に対する塩素消毒実験の結果(左)。復旧前の初沈越流水に対する塩素消毒結果(右)。

### b. 紫外線消毒実験

紫外線消毒による指標微生物の不活化の効率を図(1)-10に示す。グラフの横軸は照射時間(分)、縦軸は指標微生物の不活化率の対数値である。照射時間に伴う指標微生物の不活化率の変化を示す。また、比較対象として、生物処理が復旧していない時期の仙塩浄化センターの初沈越流水の消毒結果を示す(右)。なお、初沈越流水の塩素消毒結果については、縦軸は不活化率ではなく大腸菌群濃度の対数値(log[CFU/mL])で表示している。

生物処理水については、照射時間10分程で大腸菌群および大腸菌ファージが3～4log不活化する結果が得られた(左)。また、大腸菌群について、生物処理水における濃度減少の方が接触酸化処理水における濃度減少に比べて大きい結果が得られた(右、青線および赤線)。この結果は生物処理によって復旧前に比べて紫外線消毒の効果が改善したことを意味している。
初沈越流水

図(1)-10 生物処理水における紫外線消毒に伴う指標微生物の不活化

生物処理復旧後の仙塩浄化センターの生物処理水に対する紫外線消毒実験の結果(左)。復旧前の初沈越流水に対する紫外線消毒結果(右)。

### c. オゾン消毒実験

オゾン消毒による指標微生物の不活化の効率を図(1)-11に示す。グラフの横軸はオゾン消費量、縦軸は指標微生物(大腸菌群および大腸菌ファージ)の不活化率の対数値を示す。オゾン消費量(mg/L)の増加に伴う指標微生物の不活化率を示す。また、比較対象として、生物処理が復旧していない時期の仙塩浄化センターの接触酸化処理水の消毒結果を示す(右)。なお、初沈越流水の塩素消毒結果については、縦軸は不活化率ではなく大腸菌群濃度の対数値(log[CFU/mL])で表示している。

生物処理水については、オゾン消費量10mg-O_{3}/L程で大腸菌群および大腸菌ファージが3～5log不活化する結果が得られた(左)。また、大腸菌群について、生物処理水における濃度減少の方が初沈越流水における濃度減少に比べて大きい結果が得られた(右、青線および赤線)。この結果は生物処理によって復旧前に比べてオゾン消毒の効果が改善したことを意味している。

生物处理水

初沈越流水

図(1)-11 生物処理水におけるオゾン消毒に伴う指標微生物の不活化

生物処理復旧後の仙塩浄化センターの生物処理水に対するオゾン消毒実験の結果(左)。復旧前の初沈越流水に対するオゾン消毒結果(右)。
## 4 ）段階的復旧に伴う各種消毒処理の効率の改善傾向の定量的解析

1)では復旧段階にある処理場における流入下水、簡易処理水に対して各種の消毒実験を行い、微生物の不活化率を把握した結果について説明した。南蒲生浄化センターで採水した試料での結果を代表例として示した。また2)では生物処理が復旧した後の生物処理水に対して各種の消毒実験を行い、微生物の不活化率を把握した結果について説明した。仙塩浄化センターで採水した試料での結果を代表例として示した。1)、2)ではCT値やオゾン消費量と微生物の不活化率のグラフの形状から定性的に議論したが、本章では復旧段階の簡易処理や復旧後の生物処理の消毒への効果について定量的に解析し、議論する。具体的には、復旧段階における簡易処理および復旧後の生物処理水について、99% (2log)の微生物不活化に必要なCT値(塩素消毒)、紫外線照射時間(紫外線消毒)、またはオゾン消費量(オゾン消毒)を算出して、その値の大小から復旧に伴う消毒効率の改善の有無を解析した。データは、流入下水と初沈越流水、簡易曝気処理水、接触酸化処理水、および生物処理水のそれぞれの試料毎に、4つの浄化センターのデータの平均値を求めて解析を行った。

被災した宮城県内の4カ所の下水処理場のそれぞれにおける復旧段階の簡易処理方法の概要は次のとおりである。復旧段階の初期には、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（簡易曝気処理）、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（簡易曝気処理）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。詳しい説明はサブテーマ(3)『海域での病原微生物汚染の把握と影響』の項を参照。

大腸菌群と大腸菌および腸球菌については99%の不活化に必要なCT値(塩素消毒)、紫外線照射時間(紫外線消毒)、またはオゾン消費量(オゾン消毒)を算出した。CT値は消毒結果のグラフ(例図(1)-6)から、99%の不活化に必要なCT値の概算値を求めた。紫外線照射時間、またはオゾン消費量についても消毒結果のグラフ(図(1)-7または図(1)-8)から概算値を求めた。

### a. 復旧段階での塩素消毒の効率

塩素による消毒処理の効率について、99%の不活化に必要なCT値を図(1)-12に示した。グラフの横軸は復旧段階での各処理方法を示す。生物処理水については、全9試料中、2試料のみで指標微生物の濃度が100 (cfu or pfu/mL)を超えており、99%不活化の実験が成立した。よって2試料についての結果を示す。

指標細菌については、流入下水や初沈越流水における塩素による消毒効率と比較して、簡易曝気処理による明確な消毒効果の改善は見られなかった。また、接触酸化処理水でも消毒効率の改善は見られなかった。生物処理水については、99%不活化に必要なCT値が本実験での塩素消毒実験における最小のCT値以下の値となった。塩素消毒効果の改善を示していると考えられる。

大腸菌ファージについては図(1)-9で説明したように、塩素消毒での不活化は見られなかった。本実験条件下でのCT値では、99%不活化に十分ではなかった。
図(1)-12 復旧段階における塩素消毒処理の効率の比較-99%不活化に必要なCT値縦軸：99%の不活化に必要なCT値。平均値と最大値、最小値で示す。

a): 本実験での塩素消毒実験における最大のCT値を示す。これらファージについては、最大CT値でも99%の不活化が見られなかった。実際に99%不活化に必要なCT値はこれらの値より大きいと考えられる。

b): 本実験での塩素消毒実験における最小のCT値を示す。生物処理水では、最小のCT値(接触時間5分)でNDになった。この場合、実際に99%不活化に必要なCT値はこれらの値より小さいと考えられる。

例数：流入下水/初沈越流水(14)、簡易曝気処理水(2)、接触酸化処理水(3)、生物処理水(2、*全9試料中2試料のみで消毒前に100個/mL以上の微生物検出)。

復旧段階における塩素消費量の変化を図(1)-13に示す。塩素消費量は有効な残留塩素を残すために必要な塩素の注入濃度の指標となる。簡易曝気処理、接触酸化処理、生物処理と復旧するに伴い、塩素消費量が少なくなる改善が見られた。簡易曝気処理は、下水あるいは初沈越流水よりも塩素消費量を低減できており、接触酸化処理は生物処理と同等に少ない塩素消費量であった。簡易曝気処理および接触酸化処理は、99%の不活化に必要なCT値の面から流入下水/初沈越流水と比較して明確な改善は見られなかったが(図(1)-12)、塩素の消費量を減らす効果は期待できることが分かった。つまり、特に指標細菌の消毒効果を確保するために要する塩素注入率は、塩素注入後の塩素消費量を低減できることから、節約できることから、簡嘆気処理、接触酸化処理は効果的であったと思われる。しかしながら指標ウイルスの消毒効果はほとんど期待できないため、その視点からは簡易曝気処理や接触酸化処理の効果は見られない。
図(1)-13 復旧段階における塩素消費量の比較

塩素消費量の平均値と最大値、最小値。例数：流入下水/初沈越流水(14)、簡易曝気処理水(2)、接触酸化処理水(3)、生物処理水(9)。

### b. 復旧段階での紫外線消毒の効率

紫外線による消毒処理の効率について、99%の不活化に必要な紫外線照射時間を図(1)-14に示した。グラフの横軸は各消毒の前処理方法、縦軸は指標微生物の不活化率を達成するために必要な照射時間(分)を示す。塩素消毒の結果(図(1)-12)と同様、生物処理水については、全9試料中、2試料のみで指標微生物の濃度が100 (cfu or pfu/mL)を超えており、99%不活化の実験が推定できた。よって2試料についての結果を示す。

流入下水や初沈越流水の消毒効率と比較して、簡易曝気処理による紫外線消毒効率の明確な改善は見られなかった。接触酸化処理では、全ての指標微生物の不活化に必要する紫外線消毒の照射時間(分)が減少しており、消毒効率の改善の傾向が見られた。生物処理についても、99%不活化に必要な紫外線照射時間が本実験での紫外線消毒実験における最小の測定時間5分を下回る値となり、消毒効率の改善を示していると考えられる。
図(1)-14 復旧段階における紫外線消毒処理の効率の比較-99%不活化に必要な紫外線照射時間縦軸：99%の不活化に必要な照射時間（分）。平均値と最大値、最小値で示す。

b): 本実験での紫外線消毒実験における最小の紫外線照射時間を示す。生物処理水では、最小の紫外線照射時間(3分)でNDになった。この場合、実際に99%不活化に必要な照射時間はこれらの値より小さいと考えられる。

例数：流入下水/初沈越流水(14)、簡易曝気処理水(2)、接触酸化処理水(3)、生物処理水(2、*全9試料中2試料のみで消毒前に100個/mL以上の微生物検出)。

### c. 復旧段階でのオゾン消毒の効率

オゾンによる消毒処理の効率について、99%の不活化に必要なオゾン消費量(mg/L)を図(1)-15に示した。グラフの横軸は各消毒の前処理方法、縦軸は指標微生物の不活化率を達成するために必要なオゾン消費量(mg/L)を示す。塩素消毒、紫外線消毒と同様に、生物処理水については、全9試料中、2試料のみで指標微生物の濃度が100(cfu or pfu/mL)を超えており、99%不活化の実験が推定できた。よって2試料についての結果を示す。接触酸化処理水については、全3試料のうち1試料については、最大のオゾン消費量でも99%の不活化が見られなかった。グラフは他の2回の平均値を示す。

流入下水や初沈越流水の消毒効率と比較して、簡易曝気処理によっても、指標細菌の消毒効率はほとんど改善できず、大腸菌ファージの99％の不活化に必要するオゾン消費量もほとんど変化しなかった。一方、接触酸化処理では、全ての指標微生物の99％の不活化に必要するオゾン消費量(mg/L)が大きく減少して、消毒効率の改善が有意に見られた。生物処理については、大腸菌群、大腸菌、腸球菌の不活化に必要するオゾン消費量が大きく減少して、消毒効率の改善が見られた。
図(1)-15 復旧段階におけるオゾン消毒処理の効率の比較-99%不活化に必要なオゾン消費量縦軸：99%の不活化に必要なCT値。平均値と最大値、最小値で示す。

a): 本実験でのオゾン消毒実験における最大のオゾン消費量を示す。最大オゾン消費量でも99%の不活化が見られなかった。実際に99%不活化に必要なオゾン消費量はこれらの値より大きいと考えられる。

b): 全3試料のうち1試料については、最大のオゾン消費量でも99%の不活化が見られなかった。グラフは他の2回の平均値を示す。

c): 本実験でのオゾン消毒実験における最小のオゾン消費量を示す。生物処理水では、最小のオゾン消費量(接触時間10分)でNDになった。この場合、実際に99%不活化に必要なオゾン消費量はこれらの値より小さいと考えられる。

例数：流入下水/初沈越流水(14)、簡易曝気処理水(2)、接触酸化処理水(2（全3試料のうち1試料については、最大のオゾン消費量でも99%の不活化が見られなかった））、生物処理水(2、*全9試料中2試料のみで消毒前に100個/mL以上の微生物検出)。

## 4 ）消毒処理の効率と水質因子の関係

消毒実験による消毒効率と試料の水質項目(表(3)-2記載の基礎項目および化学指標)の測定値の相関関係を単回帰分析によって評価した。具体的には、指標微生物を99%または90%不活化するために必要な、塩素のCT値(mg·min/L)、紫外線照射時間(分)およびオゾン消費量(mg/L)と水質項目(塩分、電気伝導度、溶存酸素濃度(DO)、pH、酸化還元電位(ORP)、濁度、SS、BOD、E260、TOC、DOC、T-N(全窒素)、T-P(全リン)、NH₄-N(アンモニア性窒素)、PO₄-P(リン酸態リン))の単回帰分析を行った。同様に、塩素消費量と水質項目の相関についても解析を行った。99%と90%の結果について同様な傾向が見られたため、99%の場合のみを示す。なお、図(1)-12、(1)-14、(1)-15で示したように、大肠菌群、大肠菌および腸球菌の不活化に要求されるCT値、紫外線照射時間、オゾン消費量は互いに同様な傾向を示したため、大肠菌群についての解析結果を代表として表(1)-2に示す。単回帰分析の結果得られたR²値の大きさに応じて(-)から(+)、(++)、(+++)の4段階で示している。また、相関係数の値が正(正の相関)であった場合には赤色、負(負の相関)であった場合には青色で示している。
表(1)-2 99%の不活化に必要なCT値、紫外線照射時間、オゾン消費量と水質項目の相関

塩素消毒CT値	塩素消費量	UV照射時間	オゾン消費量	記号	R²値
大腸菌群	大腸菌ファージ	大腸菌群	大腸菌ファージ	大腸菌群	大腸菌ファージ	(−)
塩分	−	不活化効果ほとんどなし	−	−	−	不活化効果ほとんどなし	−	(+)	0.1～0.49
EC	−	−	−	−	−	(++)	0.5～0.79
DO	−	−	−	+	+	(++)	0.8～
pH	−	−	−	−	−
ORP	+	+	+	++	++
濁度	+	+	+	++	+
SS	+	−	+	+	+
BOD	−	+	+	++	+
E260	+	+	+	++	++
TOC	−	+	+	−	−
DOC	−	−	−	−	−
T-N	−	+	−	+	+
NH4-N	+	+	−	−	+
T-P	−	−	−	+	+
PO4-P	−	+	−	+	+

赤記号：相関係数の値が正。青記号：相関係数の値が負。

塩素消毒については、大肠菌ファージの不活化効果がほとんどなかったため、示していない。オゾン消毒については、指標細菌の不活化効果が少なかったため、示していない。

以下に、消毒方法毎に考察する。

### a. 塩素消毒の効率

不活化効果に必要するCT値については、一つの水質因子で説明できる明確な相関は見られなかったが、ORPの還元物質に正の、濁度、SSの濁質成分、E260の有機物成分、アンモニア性窒素成分については負の弱い相関がみられた。塩素消費量についても、一つの水質因子で説明できる明確な相関は見られなかったが、BODやE260、TOC等の有機物指標とアンモニア性窒素と弱い相関が認められた。塩素消費量を抑え、十分なCT値を確保する上ではこれらの指標を下げる前処理を塩素消毒前に行うことが望ましい。また、接触酸化は、指標細菌を若干ではあるが低減させる効果も見られるため(図(3)-14参照)、同じ指標細菌レベルを達するために必要な不活化レベルを低下する効果もある。

### b. 紫外線消毒の効率

大腸菌ファージについて、不活化に必要な照射時間は、濁度、SS、BOD、E260との間に比較的強い正の相関が見られた。紫外線消毒については、紫外線の透過の妨害になる粒子や有機物の指標を下げる前処理が望ましい。特に、E260の値については、接触酸化処理の前後で値が0.35から0.25(n=3の平均、除去率としては30%)へと低減していた。これに対して、簡易曝気処理の前後での値の変化は0.47から0.51(n=2の平均)であり、低減が見られなかった。接触酸化処理の方が簡易曝気処理よりも紫外線の消毒の効果が高かった(図(1)-14)原因の一つとして、接触酸化処理によるE260を指標とする有機物の低減が考えられる。

### c. オゾン消毒の効率

大腸菌ファージについて、不活化に必要なオゾン消費量は、濁度、SS、BOD、E260、T-N、T-P、PO_{4}-P等との間に正の相関が見られた。したがってオゾン消毒については、オゾンを消費する粒子や有機物の指標を下げる前処理が望ましい。特に、E260の値については、接触酸化処理の前後で
値が0.35から0.25(n=3の平均、除去率としては30%)へと低減していた。これに対して、簡易曝気処理の前後での値の変化は0.47から0.51(n=2の平均)であり、低減が見られなかった。接触酸化処理の方が簡易曝気処理よりもオゾン消毒の効果が高かった(図(1)-14)原因の一つとして、接触酸化処理によるE260を指標とする有機物の低減が考えられる。

## （２）各種消毒技術による水生生物への毒性影響

## 1 ） 塩素消毒

各種消毒技術による水生生物への毒性影響について評価するために、各種消毒技術による消毒実験後の試料について、藻類生長阻害試験およびMicrotox $ ^{®} $ 試験を実施した。はじめに、塩素消毒実験による藻類生長阻害試験の結果を図(1)-16～(1)-17に示す。図(1)-16は数回行った塩素消毒実験による毒性試験の平均値をとったものである。また、図(1)-17は、初沈越流水自体が藻類に高い毒性を示すことがあることから、消毒の効果のみを抽出することを目的として、塩素消毒前の阻害率をゼロとしたときの、塩素消毒による毒性の増減をグラフにしたものである。

図(1)-16から、初沈越流水自体が藻類に高い毒性を示すことがあり、塩素消毒を行う前の試料についても30%程度の阻害率が見られた。塩素消毒においては、塩素注入率が増加するとともに藻類生長への阻害率が上昇し、塩素注入率が5mg-Cl/L以上になると非常に高い毒性が示された。生物処理後の二次処理水においては、塩素注入率1mg-Cl/L程度で高い阻害率を示した。このことから、初沈越流水の試料と比較して、二次処理水の方が塩素処理によって毒性が増加しやすいことがわかった。これは、生物処理によって、塩素を消費する物質が取り除かれたことによって、毒性の強いクロラミンの生成量が大きくなったためであると思われる。

図(1)-16 塩素消毒による藻類への毒性影響
図(1)-17 塩素消毒による藻類への毒性影響の増減

次に、塩素消毒実験によるMicrotox $ ^{®} $ 試験の結果を図(1)-18～(1)-19に示す。図(1)-18は数回行った塩素消毒実験によるMicrotox $ ^{®} $ 試験の平均値をとったものである。また、図(1)-19は、藻類の場合と同様に初沈越流水自体がに高い毒性を示すことがあることから、消毒の効果のみを抽出することを目的として、塩素消毒前の阻害率をゼロとしたときの、塩素消毒による毒性の増減をグラフにしたものである。図(1)-18から、初沈越流水自体が指標細菌に毒性を示すことがあり、塩素消毒を行う前の試料についても平均で約30%程度の阻害率が見られた。塩素注入率が増加するとともに指標細菌への毒性影響は上昇し、塩素注入率が5mg-Cl/L以上になると非常に高い毒性が示された。生物処理後の二次処理水においては、塩素注入率1mg-Cl/L程度で高い阻害率を示した。このことから、藻類生長阻害試験の場合と同様に、Microtox $ ^{®} $ 試験においても、初沈越流水と比較して、二次処理水の方が塩素処理によって毒性が増加しやすいことがわかった。これは、生物処理によって、塩素を消費する物質が取り除かれたことによって、毒性の強いクロラミンの生成量が大きくなったためであると推察される。

図(1)-18 塩素消毒による指標細菌への毒性影響
図(1)-19 塩素消毒による指標細菌への毒性影響の増減

藻類および指標細菌ともに、塩素注入率が増加するとともに、阻害率が上昇し生物への毒性影響が観察されたが、その毒性緩和技術について探るために、還元剤であるチオ硫酸ナトリウムを添加し、消毒後の試料について脱塩素を行ったときの毒性緩和効果について検討した。その結果を図(1)-20に示す。図(1)-20より、塩素による消毒後の残留塩素が残っている試料に対して、チオ硫酸ナトリウムを用いて脱塩素を行うことにより、藻類および指標細菌への阻害影響が観察されなくなり、塩素由来の毒性を緩和することが出来た。そのため、塩素消毒後はチオ硫酸ナトリウムなどの還元剤によって脱塩素することで、放流先水域の水生生物に対し毒性影響を緩和することができると推定される。下水道放流基準の大腸菌群数3,000個/mL以下となる塩素注入率およびCT値においては、どの試料においても藻類、指標細菌ともに高い阻害率を示す結果となったため、放流先の水生生物の保護を考えると、脱塩素によって水生生物への影響を緩和する処理を行うことが必要となってくると考えられる。

図(1)-20 塩素消毒時の脱塩素による毒性の緩和効果
一方、消毒のために添加される塩素は、水中にアンモニアが存在すればそのアンモニアと反応してクロラミンなどの結合塩素となる。そこで、結合していない遊離塩素とクロラミンなどの結合塩素について、それぞれの水生生物への毒性影響に差があるかどうかについて調べた。その結果を図(1)-21に示す。その結果、塩素消毒による水生生物への毒性影響は遊離塩素よりも結合塩素の方が毒性は高いことが示された（図(1)-21）。また、今回、消毒実験の対象とした試料は、生物処理を行っていない未処理下水であることから、消毒の前の前処理プロセスとして、ろ過、簡易曝気処理といった前処理を行った後、試料に塩素消毒を行った。その結果を図(1)-22に示す。図(1)-22の結果から、曝気によって下水そのものの毒性の低下が見られたが、塩素注入率が2mg-Cl/L以上とした場合には、前処理の違いによる生態毒性の値に差は見られず、残留塩素濃度の増加につれて、毒性が増加することが確認された。

図(1)-21 遊離塩素と結合塩素の毒性比較（Mirotox試験）

図(1)-22 前処理と塩素消毒

以上のことから、塩素消毒においては、放流基準を達成する塩素注入率を確保するとき、放流先の水生生物の保護を考えると、チオ硫酸ナトリウム等の還元剤によって脱塩素することが望ま
しく、またその際、遊離塩素よりも結合塩素の方が藻類・指標細菌にとっては毒性影響が高かったことから、塩素消毒後は結合塩素の動態把握がより必要になってくるものと考えられる。

## 2 ）紫外線消毒

紫外線消毒による生態毒性試験の結果を図(1)-23～25に示す。図(1)-23および図(1)-24は、塩素消毒の場合と同様に、藻類生長阻害試験およびMicrotox $ ^{®} $ 試験に対して、数回の実験結果の平均値をとったものである。また、図(1)-25は、初沈越流水自体が藻類および指標細菌に対して高い毒性を示す場合があることから、消毒の効果のみを抽出することを目的として、消毒前の阻害率をゼロとしたときの、紫外線消毒による毒性の増減をグラフにしたものである。

これらの結果から、紫外線消毒においては、初沈越流水、生物処理水のどちらにおいても、紫外線照射時間を長くした場合でも、藻類、指標細菌ともに毒性の増減は確認できなかった。以上のことから、生態毒性影響の視点から考えた場合、紫外線消毒は有利な消毒技術であると考えられる。

図(1)-23 紫外線消毒による藻類への毒性影響

図(1)-24 紫外線消毒による指標細菌への毒性影響
図(1)-25 塩素消毒による藻類および指標細菌への毒性影響の増減

## 3 ）オゾン消毒

オゾン消毒による生態毒性試験の結果を図(1)-26および27に示す。初沈越流水では、いままで記述したように、藻類および指標細菌に対して毒性影響を持つ場合が見られ、オゾン消毒を実施する前の試料について阻害率が観察された。しかし、オゾン消毒を行うことで、藻類、指標細菌ともに毒性影響を低減することが観察された。下水中には、人間の日常生活に由来する種々の化学物質が含有されることが明らかになっているが、オゾンはそれら化学物質に対する分解する作用があることが報告されており、その結果として、水生生物への毒性影響が低減されたものと推察される。

図(1)-26 オゾン消毒による藻類への毒性影響
図(1)-27 オゾン消毒による指標細菌への毒性影響

ただし、生物処理水後の試料について、オゾン消費量の増加に伴って毒性が増加する場合が見られた。この現象は、塩分濃度の高かった二次処理水をオゾン消毒した試料でみられ、試料中の塩分とオゾンが反応することで、次亜塩素酸ナトリウムが生じたため、それにともない毒性が増加したものと推察された。

オゾン消毒を行う場合、塩分濃度とオゾン消毒による毒性上昇の把握が必要になってくると思われる。そこで、塩分濃度を0〜3%に調整した純水を準備し、その試料をオゾン処理した場合における塩分濃度と阻害率の関係を図(1)-28に示す。ここでは、毒性影響としては、Microtox®試験を行って評価している。その結果、水の塩分濃度が高くなるにつれ、オゾン消毒によって毒性が上昇する結果が得られた。特に、塩分濃度が3%のときには、非常に高い阻害率が示され、オゾン消費量が5mg/Lとなった場合には、阻害率がほぼ100%となった。また、このとき、塩素濃度を測定したところ、オゾン消毒後の試料から残留塩素が検出され、塩分とオゾンの反応によって次亜塩素酸ナトリウムが生成し、その結果として水生生物への毒性が上昇したものと推察された。

オゾン消毒時の塩分濃度と阻害率の関係(Microtox)

図(1)-28 オゾン消毒時の塩分濃度と阻害率
以上の結果から、オゾン消毒は毒性影響の視点から考えると、下水中に含有されている水生生物に毒性影響を示す化学物質が除去されることで、毒性影響が低下することが期待される。しかし、特に震災時など、海水の混入などで下水の塩分濃度が高い場合は、オゾン消毒によって毒性影響が増加しうる場合があるため、塩分濃度の把握が必要になってくると考えられる。

## 4 ）各種消毒技術に関する消毒効果と生態毒性の評価

今まで得られた塩素消毒、紫外線消毒およびオゾン消毒という3種類の消毒技術について、初沈越流水を試料水として検討を行った消毒効果および生態毒性の観点からまとめた結果を表(1)-3に示す。表(1)-3の結果より、塩素消毒については、大肠菌群や腸球菌といった指標細菌については消毒効果が認められるが、ウイルスについては消毒効果が低いことが分かる。一方、放流先水域の水生生物への毒性影響については、放流水の水生生物への毒性影響を考慮する必要がある。すなわち、チオ硫酸ナトリウムなどに代表される還元剤によって塩素を脱塩素する、環境水によって十分な希釈を行うなどの対策を行う必要があろう。また、紫外線消毒については、大肠菌群や腸球菌といった指標細菌だけでなくウイルスに対する消毒効果が認められるとともに、生態毒性の面から見ても、放流先水域の水生生物への毒性影響はないと考えられ、有効な消毒技術であると考えられる。ただ、初沈越流水のように水中の懸濁物質のために紫外線が十分に透過しない場合には、消毒効果が低下する場合もあるために、その適用性の限界について注意する必要がある。さらに、本研究では紫外線の消毒効果を、実験装置の紫外線照射時間に対する微生物の不活化の程度で評価しているが、照射強度の評価も重要である。一方、オゾン消毒については、ウイルスに対する消毒効果は2log以上と十分な消毒効果が得られているが、大肠菌群および腸球菌といった指標細菌については消毒効果が不十分である。オゾン消毒は、下水中の化学物質の分解には有効であることから、生態毒性の面から見ると水生生物への毒性影響が低減されるという効果がある。

表(1)-3 各消毒技術における消毒効果および生態毒性に対する評価

消毒効果	生態毒性	備考
大腸菌群	腸球菌	ウイルス	藻類	Microtox
塩素消毒	○	○	×	×	×	脱塩素前
○	○	脱塩素後
紫外線消毒	○	○	○	○	○
オゾン消毒	×	×	○	△	△	塩分影響
## （３）次世代シーケンサーを用いたバクテリア群集構造の解析

2013年8月の南蒲生净化センター放流水および放流先海域でのクロタミトン濃度を図(1)-29に示す。放流水中のクロタミトン濃度は507 ng/Lであった。放流先で濃度が減少していることがわかる。海域⑥、⑦においては周囲の海域に比べてクロタミトン濃度が高く、放流水の水塊を採水によって捉えていると考えられる。各水域で回収されたDNA濃度と、バクテリア由来、藻類由来のDNAの割合を図(1)-30に示す。放流水中のDNA濃度は7.5 ng/mLであった。またそのほとんどはバクテリア由来のDNAであった。クロタミトンと同じく、放流先海域でDNA濃度が減少していることがわかる。また、放流先ではバクテリア由来のDNA量が減少し、藻類由来のDNAが増加していることもわかる。ただし、海域⑥、⑦においては周囲の海域に比べてDNA濃度が高く、さらにバクテリア由来DNAの割合も高かった。この結果は、クロタミトン濃度が海域⑥、⑦において濃度が高かった結果と一致する。放流水の水塊が海域⑥、⑦において捉えられていたことを示していると考えられる。

図(1)-29 南蒲生浄化センター放流先海域でのクロタミトン濃度および放流水に対するその割合2013年8月の調査結果。クロタミトン濃度(放流水濃度に対する割合)。
図(1)-30 南蒲生浄化センター放流先海域でのDNA濃度、バクテリアDNAと藻類DNAの割合

2013年8月の調査結果。赤色：バクテリア由来DNA濃度の割合。緑色：藻類由来DNA濃度の割合。

16S rRNA配列に基づいて放流先海域におけるバクテリアをclass(網)レベルで分類した。その結果、下水混入率が減少するに従って、ClostridiaおよびBacteroidiaの割合が大きく減少していることが確認できた。ClostridiaおよびBacteroidiaは共に腸内細菌の優占種として知られている。このことから、下水由来のバクテリアDNAが海域において、おそらくは希釈効果によって減少していると考えられた。

16S rRNA配列に基づいてバクテリアをより詳細に分類しその海域での残存割合をクロタミトンの残存割合と比較した結果を図(1)-31に示す。海域でのバクテリアDNAの残存割合は「海域でのバクテリアDNA濃度の放流水における濃度に対する比」で表している。1：1の直線状にプロットが並ぶ場合、海域でのバクテリアDNAの挙動がクロタミトンのそれと一致することを意味する。すなわち、海域において希釈によって減衰していることを示す。腸内細菌科(Enterobacteriaceae)、シュードモナス科(Pseudomonadaceae)、モラクセラ科(Moraxellaceae)、エロモナス科(Aeromonadaceae)(以上図(1)-31)、バクテロイデス科(Bacteroideceae)、プレボテラ科(Prevotellaceae)、ユーバクテリア科(Eubacteriaceae)、クロストリディア科(Clostridiaceae)、ルミノコッカス科(Ruminococcaceae)、コマモナス科(Comamonadaceae)のDNAが海域において減衰していることがわかる。これらのDNAの減衰はクロタミトン濃度の減衰に比べて大きい(1：1の直線から下に振れている)ことから、希釈以外の効果も加わって海域において減衰していると推測される。例えば、「ゲノムDNAの海域における分解」や、「バクテリア菌体そのものあるいは濁質表面に付着したバクテリア菌体の沈降による除去」等が考えられる。

一方、シュードアルテノモナス科(Pseudoalteromonadaceae)やビブリオ科(Vivrionaceae)、ロドバクター科(Rhodobacteraceae)は海域での減衰が見られず、クロタミトン濃度の減衰とも相関がない。これらは海域に生息するバクテリアであり、クロタミトン濃度の減衰に代表される下水の希釈と相関が無いのは理にかなった結果である。
図(1)-31 Gammaproteobacteria由来のバクテリア科DNAの残存割合とクロタミトン残存割合の比較

また、藻類由来のDNAの減衰も、当然のことながらクロタミトン濃度の減衰との正の相関は見られないことも確認している。

以上の結果から、腸内細菌科、シュードモナス科、モラクセラ科、エロモナス科、バクテロイデス科、プレボテラ科、ユーバクテリア科、クロストリディア科、ルミノコッカス科、コマモナス科のDNAが海域において希釈および希釈以外の効果も加わって減衰していると推測された。つまり下水処理場放流水に含まれるバクテリアが、少なくともゲノムレベルでは、海域において希釈+ $ \alpha $ の効果によって減衰している様子を捉えることができた。

バクテリアDNAの海域での減衰傾向を、東大GによってqPCR(定量PCR)法で測定されたアイチウイルス、アデノウイルスのゲノムの減衰傾向と比較した。興味深いことに、次世代シーケンサーで得られた腸内細菌科やバクテロイデス科のDNAの海域での減衰傾向はqPCRで得られたウイルスの減衰傾向と一致していた。この結果は、少なくともゲノム量のレベルでは、これらの腸内細菌由来バクテリアの海域での挙動がウイルスの挙動と一致することを示している。ヒト病原ウイルスのゲノムの存在量の指標として、これらのバクテリアDNA量が利用できる可能性を示唆している。また、ウイルスゲノム量も、バクテリアDNA量と同様に、クロタミトンよりも海域での減衰が大きい(1:1の直線より下に振れている)。希釈以外の効果も加わって海域において減衰していると推測される。例えば、「ゲノムDNAの海域における分解」や、「濁質表面に付着したウイルス粒子の沈降による除去」等が考えられる。

2013年10月に南蒲生、県南、仙塩、石巻東部の各下水処理場の放流先海域で採水したサンプルについても同様に次世代シーケンサーによるバクテリア群集構造の解析を行ったが、いずれのサンプルも海域での希釈率が高く、群集構造の明確な変化を捉えることができなかった。放流水の水塊をうまく採水できなかったことが原因と考えられる。海域での下水由来微生物の減衰を把握するためには、より放流口に近い海域での採水が重要であることが分かった。