Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
### 4.3 エクアドルにおける自然資源 GIS の応用

#### 4.3.1 背景と目的

自然資源 GIS データベースを応用し、国レベルの資源循環利用の効果を評価するため、エクアドルにおける農業残渣を利用したバイオマスエネルギー利用システムの最適化と環境性評価をおこなった。エクアドルは農作物の周年栽培、多期作が可能な赤道直下に位置する農業国であり、エネルギー資源としての農業残渣のポテンシャルが高い。また産油国でありながら、石油精製施設を持たないことから、輸送・発電用燃料を輸入に頼っている。このため、農業残渣のエネルギー利用は、環境・経済の両面で効果が期待される。また将来予想される気候変動の影響により、主要なエネルギー源である水力発電の安定供給に対する不安があり、農業残渣バイオマスの利用計画においても、気候変動の影響をあらかじめ考慮しておく必要がある。

以上の背景より、エクアドルにおける有効な農業残渣のエネルギー利用を策を提示してその環境性を評価すると共に、気候変動が最適解と化と環境性に及ぼす影響を予測することを目的とした。

#### 4.3.2 方法

エクアドルを対象地域とし、4種の作物（イネ、バナナ、サトウキビ、トウモロコシ）の生産耕地のGISデータ $ ^{9)} $ を収集し、これを全国7地域に分割した。各地域の幾何学的重心にバイオエタノール工場を設置することとし、原料（作物残渣）収集、エタノール製造、製品（E15ガソリン）輸送をライフサイクルとするLC- $ CO_{2} $ を評価した。このとき、原料供給量と製品需要量を制約条件として、LC- $ CO_{2} $ を最小化（ガソリン代替による $ CO_{2} $ 削減効果を最大化）するよう、各工場における作物別残渣使用量を最適化した。

気候変動によって農業残渣供給量が変化したときに、バイオエタノールによる CO₂ 削減効果の変化を予測するため、生態系プロセスモデルで計算される純一次生産（NPP）を元に農業残渣生産量を予測するモデルを作成した。まず生態系モデル Biome-BGC を用いて各作物に相当する植生種の NPP を計算し、県別作物収量統計と比較して NPP から作物収量を予測する線形モデルを作成した。このモデルでは、県別に生産技術要因（品種、かんがい、肥料投入量など）の差を考慮している。次に各作物の草穀比（可食部と非可食部の比）を用いて、作物種・県別に NPP から農業残渣収量を予測した。

気候変動ケースとして、IPCC 第 4 次評価報告（AR4）で報告された SRES-A1B シナリオによる気候変動シミュレーション結果を集計したデータセット（multi-model dataset; MMD） $ ^{10} $ より、南米アマゾン地域（AMZ）における年平均気温と年降水量の現在からの変化予測の統計値を参照し、全予測値分布の 25%、50%、75% パーセンタイル値を 3 つのケース（"mild", "medium", "severe"）とした。各ケースでは、1980 年～1999 年と比較して 2080 年～2099 年に年平均気温がそれぞれ +2.6°C, +3.3°C, +3.7°C、年降水量がそれぞれ +6%, 0%, -3% 変化する。さらに Biome-BGC による気候変動後の NPP 計算においては、3 つの気候変動ケースに加えて、大気 CO₂ 濃度増加による CO₂ 施肥効果を考慮する場合（674 ppm）
と考慮しない場合（352 ppm）の2通りの予測をおこなった。

#### 4.3.3 結果と考察

Biome-BGC によって計算した各気候変動ケースにおける作物種別純一次生産（NPP）の平均値を、表4-2に示す。現在の気候におけるNPPはサトウキビ、トウモロコシ、バナナ、イネの順に高かった。C $ _{4} $ 植物であるサトウキビとトウモロコシは、熱帯気候に適応して生産性が高かった。またバナナとサトウキビの生産では窒素肥料が多用されるため、自然環境下の植生より高いNPPを示した。CO $ _{2} $ 施肥効果を考慮しない場合、気候変動下のNPP予測値は全作物で低下し、C $ _{3} $ 植物であるバナナとイネはより強く影響されると予測された。一方CO $ _{2} $ 施肥効果を考慮する場合、NPP予測値は全作物で増加し、気温と降水量の影響よりも大気CO $ _{2} $ 濃度の影響のほうが強いことが示された。

NPP から作物収量を予測するモデルの精度は、相対誤差で 23～56%で、特にバナナの予測精度は低かった。これはバナナの生産様式が商業的プランテーションから粗放的栽培まで多様であり、同一県内でも収量が大きく異なること、プランテーション更新のサイクルによって統計年による収量変動が大きいことが原因と考えられる。

現在と将来の気候変動下において、$\mathrm{LC-CO_{2}}$ で最適化したときの農業残渣からのバイオエタノール生産量と$\mathrm{CO_{2}}$ 排出量を、表4-3に示す。現在の気候下では、原料のほとんどはサトウキビが占めたが、これは残渣収量が大きいこととエタノール収率が高いため、原料としての優位性が高いことが原因である。$\mathrm{LC-CO_{2}}$ の中ではエタノール製造プロセスからの排出が最も大きく、原料輸送と製品輸送による負荷は小さかった。ガソリン代替効果を差し引くと、$\mathrm{LC-CO_{2}}$ 総計は$-185.0\ \mathrm{ktCO_{2}-eq\ y^{-1}}$ となり、農業残渣からのバイオエタノール利用の$\mathrm{CO_{2}}$ 削減効果が示された。

CO $ _{2} $ 施肥効果を考慮しない場合、気候変動下で農業残渣収量の低下によって作物種別エタノール生産量の構成が変化した。すなわちサトウキビの比率が低下し、替わってバナナの利用が拡大した。バナナは最も気候変動による収量減が大きいにもかかわらず利用量が増加した原因は、サトウキビ残渣が不足する工場付近で他の原料作物が栽培されていなかったためである。原料として優位なサトウキビから不利なバナナに転換された結果、LC-CO $ _{2} $ 総計は"severe"ケースで-172.9 ktCO $ _{2} $ -eq y $ ^{-1} $ に増加し、CO $ _{2} $ 削減効果が低下した。

一方 $ CO_{2} $ 施肥効果を考慮する場合、NPP は平均的に全作物で増加するにもかかわらず、作物種別エタノール生産量および LC- $ CO_{2} $ の内訳と総計はほとんど変化しなかった。これを空間的に詳細に調べると、気候変動による NPP の変化は場所によって幅が大きく、主要なエタノール原料の供給地で必ずしもサトウキビ残渣収量が増加していないことが要因であった。このように、気候変動に伴う農業残渣収量変化がバイオエタノール利用による $ CO_{2} $ 削減効果に影響することはわかったが、その応答経路は複雑であり、収量増加が必ずしも削減効果を拡大しないこともある。
表4-2 Biome-BGCによって計算した各気候変動ケースにおける作物種別純一次生産（NPP）の平均値（gC m^{-2} y^{-1}）と現在からの変化率。

Climate change cases

Crop	Present Case	Climate change cases
Without CO2 fertilization	With CO2 fertilization
Mild	Medium	Severe	Mild	Medium	Severe
Rice	488	471	451	440	574	554	543
(-3%)	(-8%)	(-9%)	(+18%)	(+13%)	(+11%)
Banana	490	420	386	371	652	618	599
(-14%)	(-21%)	(-24%)	(+33%)	(+26%)	(+22%)
Sugarcane	1355	1337	1297	1276	1635	1592	1569
(-1%)	(-4%)	(-6%)	(+21%)	(+18%)	(+16%)
Corn	71	730	708	696	911	895	884
3	(+2%)	(-1%)	(-2%)	(+28%)	(+26%)	(+24%)

表 4-3 各気候変動ケースにおいて CO₂ 削減効果を最適化した場合のバイオエタノール生産量と CO₂ 排出量

Present case	Climate change cases
Without $ \mathrm{CO}_{2} $ fertilization	With $ \mathrm{CO}_{2} $ fertilization
Mild	Medium	Severe	Mild	Medium	Severe
Ethanol production ( $ \mathrm{ML}\ y^{-1} $ )
total	318.3	318.3	318.3	318.3	318.3	318.3	318.3
0.0	8.6	10.4	9.0	0.0	0.0	0.0
by rice	0.5	0.4	19.2	40.0	0.3	0.3	0.3
by banana	317.8	309.2	288.7	269.2	317.9	317.9	317.9
by sugarcane	0.0	0.0	0.0	0.0	0.0	0.0	0.0
$ \mathrm{CO}_{2} $ emission ( $ \mathrm{ktCO}_{2} $ -eq $ \mathrm{y}^{-1} $ )
total	-185.0	-183.4	-178.8	-172.9	-183.4	-183.5	-183.6
by feedstock collection	8.3	8.5	9.2	11.2	10.4	10.3	10.2
by refinery process	251.5	252.9	256.8	260.7	251.5	251.5	251.5
by product delivery	7.3	7.3	7.3	7.3	6.9	6.9	6.9
by reduced gasoline consumption	-452.1	-452.1	-452.1	-452.1	-452.1	-452.1	-452.1
$ \mathrm{CO}_{2} $ reduction per unit ethanol ( $ \mathrm{gCO}_{2} $ -eq $ \mathrm{L}^{-1} $ )	581	576	562	543	576	577	577

### 4.4 マクロ指標による自然資源需要予測モデルの開発

#### 4.4.1 背景と目的

自然資源の持続的な利用には、木質・食料資源の過剰・過小利用を修正し、需給を均衡させて循環度を高め、その基盤である水資源・土地資源の適正管理を考慮する必要がある。一方で、バイオマス資源は近年のアジアを含めたグローバル化に大きく影響を受けるため、バイオマス自給率の適正な管理は生態系サービスの持続的利用と安全保障の観点から極めて重要な課題である。そこで本研究では、日本を対象として、バイオマス供給生態系サービス、水資源、土地資源の需要構造を統合的に物質フローで表現できるモデルを開発し、木材・食料自給率が変化する場合のシナリオ下で、バイオマス物質循環度の応答と水需要・土地資源効率性と需給バランスを分析して、バイオマス供給生態系サービスの持続性を評価できるモデルを開発することを目的とした。
#### 4.4.2 モデルの概要

はじめに、バイオマス供給生態系サービスのフローおよび需要予測モデルを構築した（図4-7a）。日本国内で消費される木材、紙、食料を対象とし、バイオマス変換産業、バイオマス消費産業、民生・家庭部門、静脈産業から、建築用木材、その他木材、衛生用紙、その他紙、動物性・植物性食品摂取カロリーまでのバイオマス需要予測モデルを構築した。次に、このバイオマス生産に必要な水資源を生活用水・工業用水・農業用水と定義し、先述のバイオマス供給サービスフローと結合して家庭・商業施設、紙バイオマス変換産業、食料品バイオマス変換産業、バイオマス消費産業、農業の水需要・土地資源需要についてのモデルも統合した（図4-7b）。

ここで開発された需要モデルについて、マクロ指標である総人口、高齢化率、木造建築物率、住宅着工面積、国内総生産、カロリーベース食料自給率、木材自給率、1人1日当たり摂取カロリーをドライバとして設定して各種自給率が変動した際の将来予測が可能となるように改良し、2050年まで現状トレンドで推移するBAU、木材・食料自給率が2050年で100%になるSSMAX、食料自給率のみが2050年で100%になる食料自給率上昇FSS、木材自給率が2050年で100%になる木材自給率上昇WSSの4シナリオを設定し、バイオマス循環、水・土地資源効率、需給バランスを評価した。
b)

図 4-7 バイオマス・水・土地資源需要予測モデルの概要 a) バイオマス資源需要、b) 水および土地資源需要

#### 4.4.3 結果と考察

まず図4-8にモデルのバリデーションの結果を示す。木材、食料、水需要それぞれについてモデルの妥当性が確認できた。次に、このモデルを用いたシナリオ評価として、内部循環度の将来予測結果を図4-9に示す。図中の縦軸の内部循環度は1に近いほど対象システム内での循環が高いことを意味するが、BAUシナリオと比較するとWSSシナリオは、FSSシナリオやSSMAXシナリオのような内部循環度の改善は見られず、木材自給率よりも食料自給率を上昇させるほうが内部循環度を高めることが示唆された。その一方で、自給率を高めた場合の水資源需要については、BAUシナリオでは総水需要は2010年から2050年で820億m³年⁻¹から553億m³年⁻¹と約3分の2に減少したが、FSSシナリオでは総水需要は2015年まで漸増傾向、その後は減少傾向となり、2050年では768億m³年⁻¹とBAUシナリオの1.4倍の水需要が予測された。そして土地資源需要については、FSSシナリオでは2010年の農地面積311万haから2050年では587万haと約1.9倍拡大することが予測された。現状では日本が有する水資源賦存量は4,100億m³年⁻¹、農地面積は460万haという観点からは水資源と比較して土地資源がより内部循環度の向上に対する制約条件になると考えられる。

b)
図 4-8 需要予測モデルによる資源需要の過去・将来予測 a) 木材、b) 食料、c) 水

図 4-9 シナリオ別のバイオマス内部循環度

### 4.5 まとめと提言

本章は都市・産業エコロジーにおける都市内物質循環と、都市と周辺生態系の間の物質的循環を統合したシステム設計、評価、施策提案を目途とし、自然資源 GIS データベースを構築し、これを用いた資源需給分析の有効性を示した。本データベースは生態系プロセスモデル Biome-BGC との連携によって、気候や人為管理によるバイオマス供給ポテンシャル変化を予測でき、また森林からの水資源供給も評価できた。定量的・空間的に推定された自然資源供給ポテンシャルは、都市における需要と比較することで需給バランスが評価でき、サービス充足指数や資源循環度などの指標によって可視化できた。中国、エクアド
ル、日本における応用ケーススタディから、以下のようなまとめと提言ができる。

①バイオマス、水、炭素吸収源などの自然資源の賦存量は、その供給源である生態系の立地環境、種類、管理方法、さらには気候変動などによって時空間的に大きく変化する。自然資源供給ポテンシャルの評価には、これらの要因を考慮できる生態系プロセスモデルの利用が有効である。

②自然資源の利用において、地域内の資源需給の均衡化と循環利用度の向上を図ることが重要である。自然資源需要は人口、高齢化率、家屋構造、国内総生産などのドライバーを考慮して、将来予測が可能である。地域内の自然資源自給率を高めることで、資源内部循環度を高めることができる。

③木質資源と水資源、炭素吸収と木材生産など、自然資源利用においては、相乗効果と同時に種々のトレードオフが発生しうる。これらのトレードオフを明らかにした上で、資源投入（経済、労働力、土地）も考慮した費用効果分析によって、望ましい生態系管理目標を策定できる。

## 参考文献

1) 国家統計局城市社會経済調査司編：中國城市統計年鑑 2005，中國統計出版社，北京，pp.471 (2006)

2) 国家统计局·国家環境保護総局編:中國環境統計年鑑2006,中國統計出版社,北京,pp.215(2006)

3) Numerical Terradynamic Simulation Group (NTSG), Montana University: Biome-BGC, (http://www.ntsg.umt.edu/project/biome-bgc 最終アクセス日 2012/05/15)

4) National Climatic Data Center (NCDC): NNDC Climate Data Online Global Summary of the Day (GSOD),

(http://www7.ncdc.noaa.gov/CDO/cdoselect.cmd?datasetabbv=GSOD&countryabbv=&georegionabbv=最終アクセス日2012/05/15)

5) Numerical Terradynamic Simulation Group (NTSG), Montana University: MT-CLIM, (http://www.ntsg.umt.edu/project/mtclim 最終アクセス日 2012/05/15)

6) Jet Propulsion Laboratory (JPL), NASA: Shuttle Radar Topography Mission, (http://www2.jpl.nasa.gov/srtm/index.html 最終アクセス日 2012/05/15)

7) Land Process Distributed Active Archive Center (LP DAAC), USGS: Leaf Area Index - Fraction of Photosynthetically Active Radiation 8-Day L4 Global 1km (MOD15A2) (https://lpdaac.usgs.gov/products/modis_products_table/leaf_area_index_fraction_of_photosynthetically_active_radiation/8_day_14_global_1km/mod15a2 最終アクセス日 2012/05/15)

8) 中国科学院データセンター：中国人文・経済・環境・気象データ集土地利用データ

9) Ministerio de Agricultura Ganadería Acuacultura y Pesca in Ecuador (MAGAP): Estadísticas SPR (http://servicios.agricultura.gob.ec/sinagap/index.php/superficie-produccion-y-rendimiento 最终アクセス日 2013/08/01)
10) Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC): Regional Climate Projections - Chapter 11, In: Fourth Assessment Report on Climate Change 2007. Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom and New York, USA (2007)
## 第5章 都市排水の適正処理システムの開発

### 5.1 背景および実施内容

都市における排水処理システムは、水環境保全や衛生設備としての観点から重要なインフラとして認識されている。開発途上国では、経済の活性化が主要な政策課題となっている一方、水環境保全や衛生学的な安全性確保に寄与する排水処理システムの普及が遅れている。そのため、特に人口密集地域においては、水環境汚染が生じており、適切な排水処理システムの開発・導入が急務である。

排水処理インフラ整備のためには多くの資金が必要であり、また現状の処理システム（活性汚泥法）は、使用エネルギーやコストの観点から開発途上国の経済状況に適合していない。東南アジア地域の大都市部では、先進国と同様好気性排水処理システム（活性汚泥法）の導入が進みつつあるが、経済発展に伴う都市圏拡大に排水管理が追随出来ていない。加えて、既存の下水収集システムは、殆どが合流式であり、汚濁負荷の削減への効果は不明確である。また下水道の拡長や改修はコスト/時間に非効率であること、運転に関わるエネルギー消費量が大きいこと等から、分散型処理に対応可能な適型排水処理システムの開発と展開が必要となる。そこで、バンコク（タイ、東南アジアの典型的な都市として選定）を対象として都市排水処理の現状（処理システムの概要、処理水質、エネルギー消費量）について調査を行った。また調査の結果を踏まえ、都市排水の分散・省エネルギー処理に対応可能な適型排水処理システム（好気性栄）を用いた都市下水の連続処理試験を行い、その水質浄化能やエネルギー消費量などの実証評価を実施した。

### 5.2 都市排水処理システムの現状

#### 5.2.1 都市排水処理システムの概要（現存技術）

現在わが国では、約12%程度の人口が分散型の下水処理施設（浄化槽、農村集落排水処理施設、コミュニティプラント等）を利用している $ ^{1} $ 。アジア地域の開発途上国では、都市域の拡大が急速に進んでおり、大型都市インフラである下水道の普及には、長時間を要すると考えられる。さらに、いったん大規模な処理場を設置してしまうと、人口の増減に伴い下水量が変化した際に、処理場の規模と下水量とのミスマッチが発生する難点もある。

図5-1に、現状の生物処理法による都市排水処理システムの体系を示す。都市排水処理技術システムは、利用する微生物に応じて、好気性処理と嫌気性処理に大別される。

好気性処理は、処理対象の排水に空気（酸素）を供給する事（=曝気）で好気性微生物による有機物分解を行う方法で水質や安定性に優れるが、使用電力や余剰汚泥の発生量（=使用エネルギー）が多く、処理コストも高い。これに対して、嫌気性処理では、嫌気性微生物を利用して有機物分解を行うため、曝気電力が不要かつ余剰汚泥の発生量が少ない（嫌気性微生物の増殖収率が低いため）という特徴がある。このため、処理に関わるエネルギー消費量が少なく、コストも安価である。しかしながら、水質は好気性処理法と比較して悪く、水温や流量などの変動に対して不安定である。
図5-1 生物処理法による都市排水処理システム

中小規模の好気性処理技術としては、オキシデーションディッチ法（OD法：Oxidation Ditch）、回転円盤法（RBC法：Rotating Biological Contactor）、散水ろ床法等が国内では主要な技術として用いられている。また、農村地域（主に発展途上国）では、人工湿地、ラグーン、土壌浸透自然浄化法などの自然型の処理が適用されている例もある。国内の下水道未整備地域では、小規模処理法である浄化槽（嫌気/好気処理）が普及しており、途上国においても処理性能は低いが、各家庭規模での腐敗槽（Septic tank）の設置が行われている場合が多い。

図5-2 都市排水処理技術の適用処理人口（規模）と処理水質との関連

図5-2には、都市排水処理技術の適用処理人口（規模）と処理水質との関連を示した。処理人口100人から10,000人程度の規模での処理に対応可能な技術として、活性汚泥法やOD法、散水ろ床法（好気性ろ床法）等が考えられる。即効的な汚染対策として人口密集地や郊外域における排水の分流収集と分散処理を考える場合、施設の建設コストが比較的安く（省
スペース）、また発生する污泥量の削減（污泥の運搬・処理費用を低く抑える事が出来る）が可能かつ、維持管理が比較的容易な生物膜法（散水ろ床等）を中心とした適地型排水処理技術の開発・性能実証が必要であると考えられる。

現状の散水ろ床法（TF法:Trickling Filter）では、砕石や硬質プラスチックなどのろ材を反応槽内に充填した構造となっている。流入排水は装置上部から散水により供給し、ろ材の表面を流下する際に表面に形成された生物膜により浄化（有機物除去）が行われる仕組みである。

TF法は上部から散水するだけの非常にシンプルな仕組みであり、好気性処理法でありながらエアレーションなどを行う必要がないため電力消費量が少なく、運転コストが安価であるというメリットがある $ ^{2} $ 。しかしながら、既存の散水ろ床では、硬質のろ材表面にのみ生物膜が形成されるため、浄化を担う保持汚泥（微生物）の量が少ない事、排水と保持汚泥との接触時間を長く維持する事が困難であるため必ずしも水質が安定していない。以上の考察より、散水ろ床法を基礎として、より水質の向上と安定化を図ることの出来る、高度好気性ろ床法（ATF: Advanced aerobic Trickling Filter）の開発と、現地における実証試験による性能評価を実施する事とした。本研究で性能実証を行った高度好気性ろ床は、都市下水の嫌気性処理（UASB法: Upflow Anaerobic Sludge Blanket）の後処理法として開発されてきた技術であり $ ^{2} $ 、スポンジを担体（ろ材）として用いることで、高い汚泥保持能（高い汚泥濃度、長い汚泥滞留時間）を有するため、有機物に加えアンモニア性窒素の効率的な除去が期待出来る。また、高い汚泥濃度の維持による低いF/M比（Food Microorganism Ratio）の実現と生息する生物の多様性（微生物に加え、微小動物も生息）の高さから、活性汚泥に比べ余剰汚泥の発生量の削減が期待出来る。一方、同技術を都市下水の直接浄化に適用した例は無く、本研究における実証性能評価は新しい試みとなる。

#### 5.2.2 東南アジア地域における都市排水処理の現状

都市排水処理システムの普及が遅れており、今後も都市郊外部での人口増加などにより、水環境汚染が深刻化すると考えられる東南アジア地域における都市排水処理の現状について、バンコク首都圏を対象として調査を行った。

## (1) バンコクにおける下水処理設備の導入状況

バンコクはタイの首都であり、その経済規模はシンガポール、クアラルンプールに次いで東南アジアで3位である。1981年にJICAの協力の下で、下水道整備に関するマスタープランが作成された。1999年には、汚泥処理や、排水・汚泥の再利用も含めたマスタープランの改定が行われた（図5-3）。表5-1には、バンコク都内の下水処理場の概要を示した $ ^{3)} $ 。現在、都市の中心部に7つの下水処理場が稼働しており、192 km²の市街地から発生する実流入下水量675,000 m³/日（下水処理能力992,000 m³/日）を処理している。また、下水道の普及率は約40%程度である（20計画区のうち7区画のみ処理施設が導入）。BMA（Bangkok Metropolitan Administration）が2008年に策定した実行計画（実施期間2009～2012年）では2020年の下水処理率60%を整備目標としている。その他、バンコク都内にはNHA（タイ国住宅公社）
から移管された 12 ケ所の小規模処理場（コミュニティープラント）、Makkasan Pond、Rama IX Pond の運河水浄化施設があり、BMAが運転管理している。現在までの経緯からも、大規模な下水道整備には時間と費用がかかるため、主要な下水管への接続が困難な地域に対しては維持管理が容易で、省エネルギーな分散型処理の適用が有効であると考えられる。

図5-3 バンコク都における下水道整備マスタープラン

表5-1 バンコク都の下水処理設備の概要

下水処理区名	処理区面積(km²)	計画人口(人)	処理能力(m³/日)	運転開始年	資金源(BMA:政府)	コスト(百万 Baht)
1. Si Praya	2.7	120,000	30,000	1994	BMA 100%	464
2. Rattanakosin	4.1	70,000	40,000	2000	政府 100%	883
3. Din Daeng	37.0	1,080,000	350,000	2004	25:75	6,382
4. Chong Nonsi	28.5	580,000	200,000	2000	40:60	4,552
5. Nong Khaem	44.0	520,000	157,000	2002	40:60	2,348
6. Thung Khru	42.0	177,000	65,000	2002	40:60	1,760
7. Chatuchak	33.4	432,000	150,000	2005	60:40	3,482
8. コミュニティ・プラン卜(12 プラン卜)	25,700
合計	191.7	2,979,000	1,017,700	19,871
計画中のBMA下水処理プロジェクト(F/S ベース)
1. Bang Sue	21.0	250,000	120,000	2012	BMA 100%	4,732
2. Klong Toei	56.0	485,000	360,000	60:40	11,046
3. Thon Buri	59.0	704,000	305,000	11,561
合計	136.0	1,439,000	785,000	27,339

コストは下水処理場と遮集管の建設費の計

## (2) 下水道および下水処理設備の概要と水環境汚染の状況

バンコク都の下水道は、雨水排水を目的に整備されてきた経緯から、污水と雨水を同一の管渠で排除する合流式下水道が一般的である（図5-4）。乾期は、合流式管渠に污水のみが流入し、全量が遮集管渠により収集・下水処理場で処理される。雨期は、合流式管渠を雨水と污水が流下し、運河に排水される直前で雨水吐き室において一定量（通常、乾期汚水量の約5倍）が遮集され、遮集管にて下水処理場に送水される。下水処理場では、流入汚
水を処理場能力内で処理し、処理能力を超える分はスクリーンでゴミを取り除き河川・水路に放流する。現在、バンコク都には1,000ヶ所以上の雨水吐き室が設置されている。

図5-4 バンコク都における下水道構造の概要図

また、遮集式下水道が整備されていない地域では、污水、雨水とも、合流式下水道管渠により収集され、そのまま河川・水路に放流されているため水質汚濁の一因となっている。

図5-5 バンコク都内の主要な水路のBOD濃度 (mg/L), BMA, DDS年報(2010)

図5-5には、バンコク都内の主要な水路のBOD濃度を示す。これより、下水道設備の導入がなされている人口密集地域においても水質汚染が生じている事が分かる（図5-3との対比）。また、バンコク都中心を流れるチャオプラヤ川においても、乾期である一月から二月にかけて、BOD濃度は4～5 mg/lに達している（データ示さず）。遮集管渠による下水道は、既存の排水管を活用して公共用水域の汚濁負荷削減効果を期待できるので、低コスト型の下水道システムといえるが、水環境保全の観点からは、今後改善が必要である。
表5-2 バンコク都の下水処理場の排水処理性能

Sewage treatment plant	Design Flow (m3/d)	Actual Flow (m3/d)	BOD Inf. (mg/l)	BOD Eff. (mg/l)	% BOD Removal (%)	SS Inf. (mg/l)	SS Eff. (mg/l)	% SS Removal (%)	T - N Inf. (mg/l)	T - N Eff. (mg/l)	T - N Removal (%)	T - P Inf. (mg/l)	T - P Eff. (mg/l)	T - P Removal (%)	Reclaimed Water (%)	Operation Cost (Baht/m3)
1. Si Phraya	30,000	34,373	53.7	4.8	91.1	73.8	6.1	91.8	12.5	8.9	28.5	1.5	1.3	13.3	3.3	2.1
2. Rattanakosion	40,000	32,906	78.6	11.5	85.4	72.4	11.7	83.9	9.3	5.7	39.3	3.8	1.3	65.8	1.3	1.6
3. Din Daeng	350,000	197,957	29.7	4.6	84.7	35.4	9.4	73.5	13.3	8.0	40.2	2.3	1.4	37.7	0.2	3.5
4. Chong Nonsri	200,000	111,807	33.3	5.7	82.9	60.5	10.6	82.5	10.4	5.9	43.5	2.5	1.6	35.7	8.3	2.0
5. Thung Kru	65,000	48,607	34.8	4.4	87.4	56.1	8.4	85.1	11.5	6.9	40.0	1.6	0.9	42.2	0.5	2.1
6. Nong Khaem	157,000	116,524	41.1	4.5	89.0	72.2	8.0	89.0	12.7	7.5	41.1	2.0	0.8	60.9	1.5	2.3
7. Chatuchak	150,000	127,548	33.4	10.2	69.3	47.0	11.5	75.5	13.4	8.3	38.5	1.8	1.4	25.9	2.4	1.4

稼働中の下水処理場の排水処理状況（2005～2009年の平均、Din Daengのみ2007～2009年の平均）を表5-2に示した。これより、バンコク都の流入排水のBODは、30～79 mg/lと比較的低く、日本国内の下水の三分の一から五分の一程度の有機物濃度であることが分かった。これは、例えばUASB法などの嫌気性処理を施した下水処理水と同等の水質であり、高度好気性戸床による直接処理が可能な程度に低濃度である。またSS濃度や全窒素濃度(T-N)も、日本国内の排水の三分の一程度である。これは、家庭への腐敗槽の設置が義務付けられている事に加え、遮集管を通して収集される下水が運河からの逆流水、地下水、雨水の流入により薄まるためと考えられる。

バンコク都内にはNHA(タイ国住宅公社)から移管された12ヶ所の小規模処理場およびMakkasan Pond、Rama IX Pondの運河水浄化施設があり、BMA（バンコク首都圈庁）が運転管理している。現在までの経緯から、大規模な下水道整備には時間と費用がかかるため、主要下水管への接続が困難な地域、水質汚濁が深刻な地域に対しては、分散型処理の適用が有効であると考えられる。そこで、既存の小規模処理施設における排水処理状況を調査した(2012年8月)。表5-3には、調査を行った小規模処理施設における水質の概要を示した。

表5-3 小規模下水処理場の排水処理性能（流入、処理水質）

処理場	Klong Chan	Bang Na	Klong Toey
流入水	処理水	流入水	処理水	流入水	処理水
温度	30.4	30.7	29.3	30.3	30.7	31.1
DO (mg/L)	N.A.	N.A.	2.02	4.35	1.15	2.98
SS (mg/L)	153	15	72	1	72	1
Total BOD (mg/L)	58	20	102	5	146	4
Soluble BOD (mg/L)	14	8	71	5	88	5
Total COD (mg/L)	114	53	248	15	286	15
Soluble COD (mg/L)	46	46	137	15	191	8
TN (mg/L)	30.2	25.1	42.3	17.8	29.0	18.0
NH4-N (mg/L)	9.7	9.3	27.4	5.3	27.5	16.5

小規模処理施設では、主に集合住宅より分流式で下水の収集を行っているため、流入BOD濃度は60～150 mg/lと比較的高い事が分かる。即ち、遮集管による下水収集を行っている大
規模処理場に比べて適切に汚濁負荷を収集・処理出来ていると言える。これらの処理場では、活性汚泥法（Klong Chan, Klong Toey）、OD法（Bang Na）により下水処理を行っており、処理水質は良好であった。一方、流入有機物濃度が高いため、消費電力は0.3～0.5 kWh/m³と大規模処理場の約1.5～2倍（処理場運営費の40%程度が電力）であり、余剰汚泥の発生量も0.06～0.12 kgSS/m³と多かった。以上の結果より、分流式の下水収集と分散型（小規模）の下水処理は、水環境汚染の防止のために有効であるが、一方、処理に関わるエネルギーの削減が必要である事が明らかになった。

表5-4 下水処理場の排水基準 (BMAによる)

水質項目	単位	建築物排水基準	BMA排水基準
1.pH	5-9	5-9
2.BOD	mg/l	<20	<20
3.SS	mg/l	<30	<30
4.全窒素*	mg/l	<10
5.ケルダール性窒素	mg/l	<35
6.アンモニア性窒素	mg/l	<5
7.全リン	mg/l	<2
8.溶存酸素濃度	mg/l	>5

注) $ ^{*} $ 流入下水のBOD/N値が4以上の場合に適用

表5-4にはバンコク首都圏庁(BMA)が定めた下水処理場の排水基準を示す。BMAは、下水処理場の放流水に対して、“BMA Requirement”として、Public Health Act(1992)で規定されているBuilding Effluent Standard (Type A:最大の建築物に適用する排水基準)に準拠し、アンモニア性窒素、リン、DOを横出し規制値としている。全窒素については、流入下水の濃度がBOD/N≥4の場合に適用し、生物学的水処理機能に配慮した規制となっている。表5-2に示した処理場における処理水質は、概ね良好であり、BMAの定める排出基準値（表5-4）を満たしている。但し、全窒素については運転状況によっては基準値を満たせない場合もあり、窒素除去を安定的に進めるための技術開発が必要である。

## (3) 下水処理施設における電力消費状況

途上国において下水処理設備の導入が遅れている原因の一つが、運転に関わる維持管理コストの捻出である。そこで、下水処理において主要なコストの一つである電力消費量について、BMAの管理する下水処理施設（20施設：大規模処理場7箇所、小規模処理場13箇所）について調査を行った。BMAの下水道部（Department of Drainage and Sewerage）の協力を得て、月間報告書の12ヶ月分（2012年1月～12月）の月間電力消費量（kWh/月）および月ごとの日平均処理水量（m³/日）を収集した。その後、日平均処理水量に月別日数（29～31日）を乗じ、月ごとの総処理水量（m³/月）を算出し、その値で月間電力消費量を除することにより、処理水量あたりの電力消費強度（kWh/m³）を求めた $ ^{4)} $ 。
図5-6 バンコク首都圏庁における下水処理設備の電力消費量（月別）

BMA 管理の下水処理場では、年間 55.7 GWh の電力が消費され、その内、97%は大規模下水処理場で消費されていた（図 5-6）。処理水量の多さから、Dindaeng 大規模下水処理場の電力消費量が最も大きく、全体の 33%を消費していた。また、月別では 2012 年 1 月の電力消費量（4.9 GWh）が最も大きくなっているものの、年間を通じて下水処理場の消費電力の月ごとの変動率は比較的小さかった。

図5-7 バンコク首都圏庁における下水処理設備の電力消費強度

BMA の全処理場の電力消費強度の年平均値は 0.206 kWh/m³ となった（図 5-7）。また、大規模下水処理場全体の電力消費強度の年平均値は 0.204 kWh/m³ となった。一方、コミプラ下水を処理する小規模処理場全体の電力消費強度の年平均値は 0.338 kWh/m³ と高い値を
示す事が明らかとなった。これは、小規模処理場では高有機物濃度の下水を処理している事と、機械設備のスケールメリットの小ささが原因と考えられる。しかしながら、大規模処理場の中でも、Sri-Pra-ya処理場の電力消費強度は高い値（年平均0.376 kWh/m³）を示した。本処理場は大規模下水処理場の中で最も下水処理容量が小さい（設計容量：30,000 m³/日、年平均処理水量15,552 m³/日）処理場であり、処理場の一日あたりの下水処理量（規模）と電力消費強度との負の相関が推測される。

図5-8 大規模処理場における下水処理量と電力消費強度との関係

大規模下水処理場 7 箇所における下水処理量と電力消費強度との相関を見ると、一日当たりの下水処理量が増えるにつれて電力消費強度が低下する傾向が明らかになった（図5-8）。これは下水処理量が大きくなるほど下水処理場のエネルギー効率が改善される傾向にあることを示している。また、本結果から Dindaeng 下水処理場は、同規模の下水処理強度の下水処理場に比べて電力消費強度が高くなるという結果が得られた。これは Dindaeng 下水処理場では、BOD 成分などの有機物だけでなく栄養塩（窒素およびリン）除去を行なう唯一の処理場である事が原因と考えられる。

一方、集合住宅から排出される下水を処理する小規模処理施設13箇所（コミュニティプラント、以下、コミプラと略す）で同様の相関を調査したところ、有意な相関関係はみられなかった。これはコミプラの処理下水量の範囲が300～3,000m³/日と小さく、その範囲内では電力消費強度に対するスケールメリットが働きにくいためと推察される。また、大規模処理場では活性污泥法に基づいた処理方法が採られているのに対し、コミプラでは活性污泥法の他、オキシデーションディッチ法、曝気ラグーン法および酸化ポンド法といった多様な処理方法が採られているという違いがある。加えて、処理場間での下水水質（有機物濃度、窒素濃度）の差も大きい事も要因として挙げられる。そのため、コミプラでは、そうした技術間や下水水質の差異による影響を除外した形での評価が必要と考えられる。
### 5.3 実証排水処理試験

バンコク首都圈庁における現状の排水処理技術に関する調査の結果を踏まえ、適地型の省エネルギー排水処理技術（高度好気性ろ床）の実証性能評価試験を現地で実施した。

#### 5.3.1 排水処理試験装置および処理試験の概要

都市排水の分散処理に対応可能で、省エネルギー（省電力）、余剩污泥の発生量が少ない、維持管理容易をいう要件を満たす、高度好気性戸床を対象技術として選定した。高度好気性戸床による東南アジア地域での都市排水の直接処理に関する知見は無く、現地における実排水（都市下水）処理試験による性能評価を通年で実施した。

排水処理試験装置の概要を図5-9に示す。全力ラム部の高さが約2.53 mの反応槽を二基準備した。反応槽は、一基ごとに塩化ビニル製のカラム（断面のサイズ23 cm×23 cm）を6段（それぞれ、上からA1～A6、B1～B6と示す）積み重ねた構造となっており、ランダムパッキング型のスポンジ担体（円柱形、直径および高さ33 mm）を各カラムに300個（充填高30 cm）充填した。スポンジ担体の充填率は約0.53であり、一基あたりのスポンジ担体の体積は50.471である（装置全体二基分で、100.91）。カラム部の接続部には、サンプリング口を設けており、装置高さ方向での水質の変化を調査できる構造とした。

図 5-9 都市排水の実証処理試験装置の概要

排水処理試験装置は、BMAおよびキングモンクット工科大学トンブリ校の協力を得て、バンコク都のThung Khru処理場（図5-3，表5-1，6.参照）の建屋内に設置を行った。スクリーン通過後の実都市排水（合流下水）をタイマー動作により、一定時間間隔（30～60分に一回）で貯留槽に汲み上げ、排水処理試験装置に連続的に供給した。排水の装置への供給は上部の散水装置より排水を滴下させ、自然通気により酸素を供給する構造（=外部曝気動力無し）とした。処理試験は、一基目の処理水を二基目に流入させる直列処理方式で行い、外気温条件で運転を行った。約1年間の実証処理試験後、即効的な汚染対策や技術導
入による省エネルギー効果が高いと考えられる小規模排水処理場 (Bang Na 処理場, 図 5-10) に実証試験装置を移設し、分流下水（高有機物濃度）の処理性能評価を実施した。

図 5-10 都市排水の実証処理試験装置の概要

(Bang Na 処理場に設置、8600 人規模の集合住宅排水を処理)

#### 5.3.2 排水処理試験の結果（合流下水、大規模処理場）

合流下水の連続処理試験は、Thung Khru 処理場において 2012 年 2 月から約 1 年の期間行った $ ^{5)} $ 。運転期間において担体当たりの排水滞留時間（処理時間）を 4 時間、3 時間、2 時間、1.5 時間、1 時間と段階的に短縮して性能評価を実施した。

表5-5 高度好気性ろ床による排水処理性能（流入・処理水質）：合流下水

処理時間2時間	処理時間1時間
下水	前段DHS	後段DHS	下水	前段DHS	後段DHS
DO	-	4.8	5.6	-	3.5	5.2
SS	33	9	1	30	16	5
全COD	63	36	25	61	36	20
溶解性COD	34	22	17	32	22	16
全BOD	15	3	2	19	6	3
溶解性BOD	6	3	2	9	3	2
全窒素	7.9	6.0	4.9	7.9	5.3	4.7
アンモニア性窒素	6.9	0.1	0.1	7.2	2.0	0.2
硝酸性窒素	-	3.1	2.7	-	2.2	2.6

单位: mg/L

表 5-5 に処理時間 2 時間および 1 時間時の排水処理性能（下水、処理水の水質）を示した $ ^{4)} $ 。年間を通じて下水の温度は、平均 31 と高く、全 BOD(total BOD)は、15～19 mg/l と低い値であった。高度好気性栄は、処理時間 1 時間においても、全 BOD 除去率 84%、アンモニア除去率 97%、全窒素除去率 41% と既存の活性污泥法と同等以上の優れた排水処理性能を示した。本処理装置における担体の充填率は、0.53（53%）であり、装置の体積当たりの処理時間は約 2 時間となるが、既存処理施設（処理時間 4 時間程度）と比べて省スペー
ス化が図れる可能性が示された。また、運転期間を通じて余剰汚泥の発生量は、著しく少なかった（0.002 kgSS/m³程度）。

図 5-11 には、処理時間 2 時間における装置の排水流下方向での水質変化を示した。これより、栄型排水処理装置では、排水を上部から滴下するだけで、溶存酸素が供給され、それに伴って BOD とアンモニア性窒素の酸化が進行することが明らかになった。また、スポンジ担体の汚泥濃度は、約 20 gVSS/l と活性污泥法の污泥濃度の 5～10 倍に達しており、優れた污泥保持能が処理水質の維持と、余剩污泥の削減に寄与している事が分かった。

図 5-11 排水流下方向における水質変化（合流下水）

高度好気性ろ床での電力消費量は約 $ 0.1 \, kWh/m^{3} $ （ポンプ揚程 $ 16-20 \, m $ とした場合の理論値）、余剩污泥発生量は $ 0.002 \, kgSS/m^{3} $ （実測値）であり、既存活性污泥法 $ (0.23 \, \mathrm{kWh/m^{3}}, 0.018 \, \mathrm{kgSS/m^{3}}) $ に対し、電力で 57%、污泥で 89%（沈砂池での污泥発生を考慮せず）の削減効果を示した。以上の結果より、提案する高度好気性ろ床は、低有機物濃度の合流下水に対しても優れた処理水質と省エネ性能を発揮出来る事が明らかになった。

#### 5.3.3 排水処理試験の結果（分流下水、小規模処理場）

分流下水の連続処理試験は、BangNa処理場において2013年8月から約7ヶ月の期間行った。運転期間において担体当たりの排水滞留時間（処理時間）を6時間、3時と短縮して性能評価を実施した。

表 5-6 に処理時間 6 時間および 3 時間時の排水処理性能（下水、処理水の水質）を示した $ ^{6)} $ 。集合住宅（設計人口 8600 人）から排出される下水量は、約 $ 1{,}200 \, m^{3}/day $ であり、その有機物濃度は、全 COD で $ 147 \sim 167 \, mg/l $ 、全 BOD で $ 59 \sim 78 \, mg/l $ と合流下水（表 5-5）よりも 3 倍以上高い値であった。これは、集合住宅からの下水収集を分流式の配管で行っているためであり、水質汚濁物質の効率的な収集が行えている事を示すものである。また、有機物濃度の増加と共に、全窒素の濃度も $ 31.5 \sim 38.1 \, mgN/l $ と合流下水の約 4 倍に達していた。高度好気性ろ床は、HRT6 時間で運転を開始し、処理性能が安定した事を確認した上で、運転
開始後 95 日目（11 月上旬）に HRT を 3 時間に短縮した。HRT の短縮後も大きな処理水質の悪化はみられず、既存の好気性排水処理（オキシデーションディッチ法）と同等の処理水質を達成した。最終的な処理性能は、処理時間 3 時間において、全 BOD 除去率 92%、アンモニア除去率 98%、全窒素除去率 43% であった。

表5-6 高度好気性ろ床による排水処理性能（流入・処理水質）：分流下水

HRT 6 hr	HRT 3 hr
下水	前段 DHSeff	後段 DHSeff	下水	前段 DHSeff	後段 DHSeff
温度	29.3 (1.3)	28.8 (1.3)	28.5 (1.3)	27.1 (1.9)	26.6 (2.2)	26.1 (2.3)
pH	7.5 (0.3)	7.6 (0.5)	8.1 (0.3)	7.5 (0.1)	7.4 (0.3)	8.0 (0.2)
DO (mg/L)	0.8 (0.8)	5.3 (0.6)	6.2 (0.4)	0.3 (0.2)	4.3 (0.4)	6.0 (0.3)
SS (mg/L)	41.4 (18.2)	11.4 (7.5)	2.4 (1.5)	40.9 (8.9)	15.8 (9.8)	8.7 (3.7)
全 COD (mg/L)	147 (66)	36 (18)	20 (10)	167 (54)	51 (19)	34 (14)
溶解性 COD (mg/L)	84 (35)	24 (13)	12 (8)	108 (35)	39 (16)	26 (13)
全 BOD (mg/L)	78 (34)	13 (5)	6 (3)	59 (15)	16 (6)	5 (3)
溶解性 BOD (mg/L)	40 (23)	6 (3)	4 (2)	28 (8)	6 (2)	2 (2)
全窒素 (mg/L)	31.5 (12.6)	16.5 (7.0)	13.7 (5.7)	38.1 (7.2)	26.6 (5.8)	21.8 (6.4)
溶解性窒素 (mg/L)	28.7 (12.5)	14.7 (5.8)	12.6 (5.3)	34.5 (6.8)	24.1 (5.1)	19.8 (6.1)
アンモニア性窒素 (mg/L)	25.5 (9.6)	0.9 (1.1)	0.2 (0.2)	29.3 (6.3)	5.7 (4.1)	0.5 (0.1)
硝酸性窒素 (mg/L)	3.2 (1.3)	10.0 (2.1)	10.1 (2.3)	2.0 (0.4)	12.1 (2.0)	12.6 (2.1)
亜硝酸性窒素 (mg/L)	0.0 (0.0)	0.2 (0.5)	0.0 (0.0)	0.0 (0.0)	0.6 (0.5)	0.1 (0.2)
Coliform (CFU/mL) GM	7.36×104	4.70×102	5.50×100	4.13×104	5.39×102	4.94×101
E. coli (CFU/mL) GM	3.57×104	2.16×101	1.36×100	2.66×104	9.18×101	5.38×100

スポンジ担体の保持汚泥濃度 (Day 190)

図 5-12 排水流下方向における水質および汚泥濃度の変化（分流下水）
図 5-12 には、処理時間 3 時間における装置の排水流下方向での水質変化を示した。有機物濃度、窒素濃度の高い、分流下水の処理においても、排水の滴下により素早く溶存酸素が供給され、それに伴って BOD とアンモニア性窒素の酸化が進行することが確認された。また、BOD とアンモニア性窒素の大部分は、一基目の装置で大部分が分解されていた。糞便汚染の指標生物である E. coli についても、好気性栄床の処理において 3 log 以上が除去され、処理水の衛生学的な安全性の確保が確認できた(表 5-6)。スポンジ担体の汚泥濃度は、約 20 gVSS/l と非常に高い濃度に達しており、この装置内への高濃度汚泥（好気性微生物）保持が好気性栄床における水質の確保と、余剩汚泥の削減に寄与している事が確認できた。その他、分流下水の処理で問題となる下水中の油脂（n-Hexane 抽出物）の除去能について評価を行ったところ、流入下水中の濃度 86.0 mg/l が最終的に 1.6 mg/l にまで低下（除去率 98%）しており、優れた油脂処理性能が確認された。

分流下水の処理における高度好気性氷床の電力消費量は約 $ 0.06 \, kWh/m^{3} $ （ポンプ揚程 $ 8-10 \, m $ とした場合の理論値）、余剰汚泥発生量は $ 0.0136 \, kgSS/m^{3} $ （実測値）であり、既存活性汚泥法 $ (0.394 \, \mathrm{kWh/m^{3}}, 0.0582 \times \mathrm{kgSS/m^{3}}, \times $ 余剰汚泥濃度を $ 10 \, gSS/l $ と仮定した時の値）に対し、電力で $ 85\% $ 、汚泥で $ 77\% $ （沈砂池での汚泥発生を考慮せず）の削減効果を示した。以上の結果より、提案する高度好気性氷床は、高有機物濃度の分流下水に対しても優れた浄化能と省エネ性能を安定的に発揮出来る事が明らかになった。

### 5.4 まとめ

バンコク（タイ）をモデルケースとして開発途上国における都市排水処理システムの現状把握を行い、その排水処理状況や消費エネルギー（電力）に関する調査を実施した。その結果、現状の大規模処理施設は下水の収集性能が不十分（流入有機物濃度）のため、水質汚濁防止への効果は低く、総電力消費削減の観点からは、大規模処理設備における省電力化の効果が大きいことが推察された。一方、分流下水を処理する小規模下水処理施設は、汚濁物質の収集と効率的な処理という観点からは有効であるが、運転に伴う電力消費量や余剰汚泥の発生量が大規模処理施設と比較して多いため、維持管理費用（=手間）の削減の観点からも、消費電力や余剰汚泥の削減を達成することが技術普及の鍵と考えられた。

表5-7 既存排水処理技術と開発技術の省エネルギー性能の比較

合流下水 (大規模処理施設)	分流下水 (小規模処理施設)
既存技術 (活性污泥法)	開発技術 (高度好氫性氷床)	削減率(%)	既存技術 (OD法)	開発技術 (高度好氫性氷床)	削減率(%)
消費電力(kWh/m³)	0.23	0.1	57	0.394	0.06	85
余剩污泥発生量(kgSS/m³)	0.018	0.002	89	0.0582	0.0136	77
処理時間*(hr)	4	2	50	60	6.33	89

*好気性ろ床は、装置の体積に基づいた滞留時間（スポンジ充填率を考慮）を示した。

また、分流下水処理における滞留時間は沈殿池を含む実滞留時間を示した。