陸の水（Limnology in Tokai Region of Japan）60 : 1 - 6（2013）

論 文

深見池における鉄・マンガンの流入，流出，湖水中の存在状態
横山亜希子 1)・大八木麻希 2)・中川麻悠子 3)・八木明彦 2)
Existent State of Iron and Manganese in inflow, outflow and inside of Lake Fukami-ike
Akiko YOKOYAMA 1), Maki OYAGI 2), Mayuko NAKAGAWA 3) and Akihiko YAGI 2)摘要

深見池は淡水湖であるが，硫化物（10 ～ 20 mgS L-1）を多く含んでいる。湖への流入，湖からの流出及び湖内の鉄･マンガン濃度や存在状態を調べ，自然界，特に硫化物が豊富に含まれる水域での鉄・マンガンの挙動を把握することを目的とした。流入及び流出の収支は，鉄は約 2 倍，マンガンは約 35 倍湖外へ流出していた。湖水中及び底泥の鉄・マンガン濃度は減少傾向にないことから，それらを豊富に含んだ湧水の存在が示唆された。湖内については，湖水を 0.5μm でろ過し，そのろ液をさらに限外ろ過法により 0.5μｍ～ 100 kDa, 及び 100 kDa 以
下に分画した。そして，溶存態中の 0.5μ～ 100 kDa（コロイドサイズ）の鉄の存在を明らかにした。これは他の物質に吸着したり，生物に利用されたりすることで容易に懸濁化しやすいことが推察された。新生沈殿物の鉄は3.8 mg g-1，湖底堆積物は 4.8 ～ 6.0 mg g-1 であり，湖底に堆積すると水中への溶解は少ないことが泥中の鉄の存在量から明らかになった。反対に，マンガンは，還元層において溶存態中の 0.5μ～ 100 kDa（コロイドサイズ）の存在はほとんどなく，100 kDa 以下のサイズが占めていた。また，新生沈殿物中に 1.7 mg g-1，湖底堆積物中に0.3 ～ 0.4 mg g-1 と堆積物中に少ないことから，湖底での新生沈殿物の速やかな分解によって，湖水へ回帰することが認められた。鉄は湖底へ堆積する傾向，マンガンは堆積物などの懸濁態から溶存しやすい傾向が大きいことが，水中のサイズ分画，泥中の存在量を求めることによって明らかとなった。
キーワード：鉄･マンガン，懸濁態，溶存態，新生沈殿物，湖底堆積物，酸化還元（2012 年 11 月 5 日受付；2013 年 1 月 23 日受理）
Yagi and Shimodaira（1986）は，1978 ～ 1979 年での深見池のはじめに各濃度の最大値は，懸濁態鉄 2 mg L-1，懸濁態マンガン 0.5

深見池は長野県下伊那郡阿南町にある淡水，富栄養の天然

mg L-1，溶存態鉄 0.3 mg L-1，溶存態マンガン 1.5 mg L-1 であっ湖である（北緯 35°19′，東経 137°49′，海抜 484 m）。湖の短たと報告した。鉄は有機物の多い水中ではフミン酸塩などと径は 150 m，長径 230 m，水深 7.8 m，表面積 2.09 ha，容積 1.0

コロイド性の有機物錯体を形成して存在する（日本水道協会，5

3

× 10 m である（下伊那教育会陸水委員会，2009）
（図 1）
。周

2001；日本分析化学会北海道支部，1981）。深見池において囲を山で囲まれており風の影響が少なく，かつ表面積に比べも有機錯体鉄の存在が八木ら（1995）によって明らかにされ，深度があるため，4 月～ 10 月まで湖内は水温成層する。特溶存有機錯体は深水層において最大 0.7 mg L-1 に達しており，に夏から晩秋にかけて 4 m 以深で無酸素状態になり，湖水懸濁態鉄の存在が多いことを確認している。マンガンについ中の硫酸イオン濃度が高いため硫酸還元により硫化水素が生ては，酸化還元境界層においてマンガン酸化菌による懸濁成，深層水は著しい還元状態となる（Yagi et al.，1983）。こ態マンガンの集積が報告されている（Yagiの状態になると，底泥や沈降物から鉄・マンガンが溶出する。

んについては，酸化環境では鉄と共沈し，還元環境では底泥1)

1993,1997）。り〒 162-0813 東京都新宿区東五軒町 3-25（株）ウォーターエージェンシー，Water Agency INC. Shinjuku-ku, Tokyo 162-0813, Japan〒 470-0392 愛知県豊田市八草町八千草 1247 愛知工業大学工学研究科，Aichi Institute of Technology, Toyota, Aichi 470-0392, Japan
3)〒 226-8503 神奈川県横浜市緑区長津田町 4259 東京工業大学環境エネルギー協創教育院，Academy for Co-creative Education of Environment
and Energy Science, Tokyo Institute of Technology, Midori-ku, Yokohama, Kanagawa 226-8503, Japan2)

1

横山亜希子ほか
からりんが回帰することが知られている。一方，小林・西村

気圧×平均相対湿度÷ 100 で水蒸気圧を求めた。蒸発係数は（1988）は，有機錯体の存在下において底泥から溶出したり

0.142 に設定した（土木学会，
1971）。蒸発量＝蒸発係数×（飽んは好気的上層水中で鉄と共沈せず溶存態として存在できる

和水蒸気圧－水蒸気圧）より蒸発量を計算し，深見池の表面可能性を示唆している。

積での 1 日の蒸発量を求めた。

本研究は，流入・流出についての鉄・マンガン収支を求め，湖内への影響を調べる。また，新生堆積物（沈降物）と湖底流入・流出の鉄・マンガン濃度

堆積物中の鉄・マンガンを分析し，鉄・マンガンの湖内の存2010 年 2 月～ 2011 年 12 月
（2010 年 10 月，2011 年 1 月欠測）在状態を求める。このとき，湖水中の鉄・マンガンについての月 1 回，計 21 回測定した。全鉄・全マンガンについては，

従来の溶存態と懸濁態の間を限外ろ過により 0.5μm ～ 100

試料水を塩酸酸性にした後，原子吸光分析法（Shimadzu

kDa，及び 100 kDa 以下に分画して鉄とマンガンの存在状態

AA-6200の差異を明らかにする。そして，鉄・マンガンの挙動を把握

溶解性鉄・溶解性マンガンについては，注射器で採水後、0.5することを目的とした。りんは鉄と同様にすべての生物に必μm テフロンろ紙でろ過し，ろ液を上記と同様に定量した。

要とされ，自然環境中で生物の増殖を最も制限している希少その測定濃度と水量から流入・流出量を算出した。

鉄；248.3 nm，マンガン；279.5 nm）で定量した。

元素のひとつであることからりんの挙動についても求める。
湖水中の鉄・マンガン，硫化物濃度

方2009 年 5 月～ 2011 年 12 月
（2010 年 10 月，2011 年 1 月欠測）

法の月 1 回，計 30 回測定した。湖心（深度 7.75 m）にて，サイ
ホン式採水器を使用し，約 1 m ごと，成層期での水温躍層付

流入・流出の水量
2010 年 2 月～ 2011 年 12 月（2010 年 10 月，2011 年 1 月欠測）

近では 25 cm ごとに採水した。試料水はサイホン式採水器出の月 1 回，計 21 回測定した。調査地点を図 1 に示す。流入口チューブに注射器をセットし，空気に触れないよう採水し量は流入河川（5 か所；A ～ E）と降水量から，流出量は流た。

出河川（1 か所）と蒸発量から求めた。

全鉄・マンガン及び溶存鉄・マンガンについては，流入・流入河川（5 か所；A ～ E）については，ビニール袋に一

流出水と同様に分析した。2009 年 5 月～ 12 月
（7 月欠測）では，定量たまる時間を測定し単位時間当たりの水量を算出した。

溶存態のサイズ分画をするため 0.5μm テフロンろ紙でろ過

流出河川（1 か所）の水量は，流速計（電磁流行流速計

ア

したろ液をさらに限外ろ過膜（100 kDa）でろ過し，そのろ液

レック電子製）を用いて，深さ・幅により求めた。雨水流入を上記と同様に定量した。本研究では，これらサイズ分画し

は，気象庁（阿南町）降雨量データを基に湖の表面積から計たものを 0.5μm 以上を MW ＞ 0.5μm，0.5μm － 100 kDa を算した。また，湖からの蒸発量については，気象庁（飯田市）

0.5μm ＞ MW ＞ 100 kDa，100 kDa 以下を MW ＜ 100 kDa とのデータから引用した気温，相対湿度，平均現地気圧を使用してそれぞれ示す。

し，大八木（2005）を参考に飽和水蒸気圧を求め，飽和水蒸

硫化物濃度については，現場で検知管法（北川式ガス検知器；No.200SB）により測定した。

���

湖内新生沈殿物
新生沈殿物は，湖心で深度 3 m，5 m，7 m に 3 L ポリビン
（表面積 116.8 cm2）を固定し，2010 年 2 月～ 2011 年 12 月までの期間，約 1 ヶ月毎に堆積したものを試料とした。
新生沈殿物の生成速度を求めるため，試料を予め重量を測定してあるワットマン GF/C フィルター，φ 47 mm でろ過し，乾燥重量を測定，一日当たり，1 m2 あたりの沈殿量を算出した。
新生沈殿物中の鉄・マンガンの定量は，回収した試料を
105 ℃で乾燥後，試料に含まれる有機物中や錯体の鉄，マンガン化合物を分解するため，乾燥試料 0.05 g をアルカリ性ペルオキソ二硫酸カリウム分解法（オートクレーブ 121 ℃、1時間加圧分解）で酸化分解（日本規格協会，1998）し，これ
�らを水酸化物や酸化物として溶解，沈殿（石谷ら，1983）さ

図 1：深見池の調査地点（流入河川 A ～ E，流出河川）．
（2004 年測定）せた。中和後、塩酸酸性で pH1 以下にし，水酸化物，酸化�2深見池における鉄・マンガンの流入，流出，湖水中の存在状態
表 1：深見池における水収支．
各河川の水量，降雨，蒸発量を示す．

物及び硫化物中の鉄・マンガンを溶解させた。そして前述と同様に原子吸光分光光度計で鉄・マンガンを定量した。今回の底泥の分析方法では岩石などの一次鉱物や粘土に含まれる

水量

m3 d-1（標準偏差，サンプル数）

鉄・マンガンは検出されないと考えられ（日本分析化学会北流入河川

海道支部，1981），底泥中の有機物，錯体，酸化物及び硫化Ａ

30 （± 31，21）

物中の鉄・マンガンが定量される。

Ｂ

19 （± 16，21）

りんの濃度については，乾燥試料 0.05 g をアルカリ性ペＣ

28 （± 18，21）

ルオキソ二硫酸カリウム分解法（オートクレーブ 121 ℃、1Ｄ

42 （± 26，21）

時間加圧分解）で酸化分解し，モリブデンブルー法（MurphyＥ

40 （± 33，21）

and Riley，1962）で 反 応 さ せ た 後， 分 光 光 度 計（JASCO

小計

159

V-550

波長 885 nm）で定量した。

流出河川

1463 （± 666，21）

湖沼表面

湖底堆積物
湖底堆積物中の鉄・マンガンの定量は，2009 年 9 月，12 月，

降雨

144 （± 93，731）

2010 年 5 月，2011 年 9 月，12 月に，湖心にて塩ビ管（内径蒸発

15 （± 7，731）

5 cm）を打ち込み，柱状コアを採取した。それを実験室に持

流出－流入

1175

ち帰って直ちに、1.0 cm 又は 2.5 cm ごとに分割した。試料は，新生沈殿物試料と同様に分析し，分割試料の計測値から各時期の平均値を算出した。
■流入河川水量□流出河川水量

結果と考察
流入・流出
2010 年 2 月～ 2011 年 12 月において深見池への水量の収支を求めた。流入する箇所 A ～ E（5 河川）の水量は 19 ～40 m3 d-1，河川流入合計は 159（± 85, n=21）m3 d-1，降雨による流入量は 144（± 93, n=24）m3 d-1 であり、湖沼流入総量は約 300 m3 d-1 であった。流出箇所（1 河川）の水量は 1463（±

■流入

全鉄

□流出

全鉄

鉄は 0.02 ～ 0.06 mg L-1 であり、ほとんどが懸濁態鉄として

■流入

全マンガン

湖沼へ流入していた。また，鉄の収支は河川からの流入 80g

□流出

全マンガン

3

-1

666, n=21）m d ，湖沼水面からの蒸発量は 15（± 7, n=24）
m3 d-1 であり、湖沼総流出量は約 1500 m3 d-1 であった（表 1）。
流出量が流入量の約 5 倍多いこと，落合（1984），Nakagawa
et.al.（2012）は湧水の存在を示唆していたことから深見池は湧水の影響が大きいと考えられた。
全鉄濃度について，流入水は最低 0.39 mg L-1（河川 A），最
高 0.62 mg L-1（河川 B），流出水は 0.10 mg L-1 であった。溶存

d-1，流出 150 g d-1 と流出が約 2 倍多く，湖外へ鉄が流出していた。
全マンガン濃度について，流入水は 0.01 ～ 0.02 mg L-1 と河川ごとの差はみられなかった。流出水については，循環期の 11 月，
12 月に 0.2 mg L-1（溶存態マンガン 0.2 mg L-1）
であり，
図 2：河川水量及び全鉄・全マンガンの流入・流出量．
図中の値は各平均値を示す．
上図；河川水量（■流入，□流出）
中図；全鉄量（■流入，□流出）
下図；全マンガン量（■流入，□流出）

成層期ではマンガン濃度は微量（0.01 ～ 0.02 mg L-1）であっ-1-1

た。マンガンの収支は流入 2.4 g d ，流出 84 g d と流出が約35 倍多かった。この収支を成層期と循環期に分けると，各
流入は，2.5 g d-1，2.3 g d-1 と差はみられなかった。各流出では，
18 g d-1，184 g d-1 と循環期に流出が顕著に多かった。河川流3横山亜希子ほか
出水量は成層期，循環期に大きな差はなかったため，水量にド状のマンガンが少ないことが確認できた。

よる影響ではなく，前述のように循環期のマンガン濃度が 0.2

本湖沼の硫化物濃度について，Yagi et al.（1983）は，夏期

mg L-1（溶存態マンガン 0.2 mg L-1）あったことが循環期での深層水中の硫化水素濃度は 12 mgH2S-S L-1，Nakagawa et.al.

マンガン流出量増加に影響していることがわかった。また， （2012）は，19 mgSO4-S L-1 存 在 し て い る と 報 告 し て お り，
流出を月ごとにみると各 11 月，12 月は 237 ～ 615 g d-1 と他

今回の調査においても硫化物濃度が最大 10 mgS L-1 を観測の月よりはるかに多い量であり，成層期から循環期への移行している。これは淡水湖としては非常に高く（上野，195；

時期にマンガンが溶存の形態で大量に流出していることがわ

Matsuyama and Saijo，1971, 1973），Matsuyama（1973）が報告かった（図 2）。

した水月湖の硫化水素濃度 10 ～ 100 mgH2S-S L-1 に準じる。
還元層において鉄がマンガンと比べて懸濁化の割合が多いの

湖沼水中は，この特徴的な硫黄の存在によるものと考えられる。つま2009 年 5 月～ 2011 年 12 月の観測期間中の各濃度を図 3り，鉄は硫化鉄として化学的に懸濁化したり，光合成緑色硫に示した。鉄･マンガンともに春～秋の成層期の還元層にピー

黄細菌（Chlorobium sp.）
（落合，1984）によって溶存鉄が使用-1-1クがみられ，最大値は全鉄 0.8 mg L ，全マンガン 3.0 mg Lされ（北村ら，1984），生物学的に懸濁化したりすることがが観測された。成層期の酸化層や冬の循環期中の鉄･マンガ考えられた。マンガンについては硫化マンガンの溶解度が硫-1

ンはともに 0.0 ～ 0.2 mg L と低い濃度であった。これらの化鉄と比べ大きいことから溶存態として存在し，鉄のような物質の存在状態を調べるため、2009 年 5 月～ 12 月の湖水

コロイドサイズの存在が少ないことが確認できた。

について限外ろ過器を使用しサイズ分画をおこなった。その結果を図 4 に示す。鉄は溶存酸素が 0.1 mg L-1 以上の環境では MW ＞ 0.5μm の存在が多く，懸濁状で存在していた。
0.1 mg L-1 を下回る環境になると 0.5μm ＞ MW ＞ 10 kDa やMW ＜ 100 kDa サイズの存在が増えており，コロイド状やコロイドに付着した状態で溶存していたり，無機遊離イオンや有機錯体のサイズで溶存していたりすることが推察された。
マンガンについては，溶存酸素が 0.1 mg L-1 を下回る環境で，���

ほとんどが 100 kDa 以下のサイズで存在し，懸濁態やコロイ
2010 年

2011 年

深度（m）

深度（m）

2009 年

図 4：湖水中の鉄・マンガンの存在形態の比率の鉛直分布．
2009 年 5 月～ 12 月の湖心における鉄・マンガンの存在形態の比率の鉛直分布を示し、図中の記号は■ MW ＞ 0.5μm□ 0.5μm ＞ MW ＞ 100 kDa■□ MW ＜ 100 kDa，
囲まれた部分は溶存酸素
0.10 mg L-1 以下を示す．
上図；鉄の存在状態
下図；マンガンの存在状態

図 3：湖水中の全鉄・全マンガン濃度．
2009 年 5 月～ 2011 年 12 月の湖心における全鉄・全マ
ンガン濃度を示す．
上図；全鉄濃度 (mg L-1)
下図；全マンガン濃度 (mg L-1)

416

深見池における鉄・マンガンの流入，流出，湖水中の存在状態調べた。2011 年 2 月～ 12 月期間中 1 ヶ月ごとに水深 3 m，5

新生沈殿物，湖底堆積物
湖沼水中の鉄･マンガンは酸化層ではそれぞれ懸濁態としm，7 m に設置したポリビンの新生沈殿物を回収し沈殿量及びて，還元層では鉄は懸濁及び溶存の形態で，マンガンはほとそれに含まれる鉄･マンガン，りんについて分析した（図 5）。

んどが溶存態という違いがみられた。そこで，新生沈殿物の���

新生沈殿量は最大 2.34 g m-2 d-1（11 ～ 12 月 7 m）
，最小 0.39

鉄･マンガンの存在を確認し，湖水中，湖底堆積泥への影響を

g m-2 d-1（2 ～ 3 月 5 m）であり，特に 11 ～ 12 月は 3 m，5 m，
7 m の全ての層で 1.50 g m-2 d-1 を上回っていた。
鉄，マンガン，りんの新生沈殿物に占める重量割合を図 6に示す。これら 3 物質を全て足しても新生沈殿物重量あたり

gDry Wt m-2 d-1

1.5 ％未満と少なかった。鉄，マンガン，りんの物質そのものが沈殿物量に影響したのではなく，11 ～ 12 月の循環期に新生沈殿物量が多かったこと，沈殿物が濃い緑色を呈していたことから，鉄，りんの存在が生物にとっての栄養源となり，生物起源の沈殿物が発生したことが影響したと考えられる。
新生沈殿物及び湖底堆積物中の全鉄，全マンガン，全りんの濃度を表 2 に示す。鉄は堆積物中に 4.8 ～ 6.0 mg g-1 含まれており，新生沈殿物 3.8 mg g-1 より多かった。マンガンは，堆積物中，新生沈殿物中にそれぞれ 0.4 mg g-1，1.7 mg g-1，
りんについては，0.7 mg g-1，2.4 mg g-1 と鉄と異なり新生堆
mg Fe m-2 d-1

積物中に多く存在していた。つまり，鉄は新生沈殿物から湖底へ堆積していく傾向が大きく，一方，マンガンやりんは新生沈殿物や湖底堆積物中から水中へ溶解する傾向が大きいことが考えられた。

まとめ
mg Mn m-2 d-1

鉄は流入の約 2 倍の量が，マンガンは流入の約 35 倍の量�

図 5：2011 年 2 月～ 12 月の新生沈殿物，全鉄，全マンガン量．
（8 月～ 9 月 3m は欠測）
上図；新生沈殿物量
中図；全鉄量18
下図；全マンガン量�

図 6：鉄・マンガン・りんの新生沈殿物に占める重量割合．

表 2：新生沈殿物中及び湖底堆積物中の全鉄・全マンガン・全りんの濃度．
濃度 mg g-1（標準偏差，サンプル数）
湖底堆積物

全鉄

全マンガン

全りん

3.84（± 1.70，26）

1.73（± 0.79，26）

2.36（± 2.51，26）

湖底堆積物

コア深度（分割層）

コア本数

全鉄

全マンガン

全りん

2009 年 9 月 19 日

0 － 51.0 cm（1.0 cm）

１本

4.78（± 0.48，51）

0.40（± 0.04，51）

0.88（± 0.06，51）

12 月 23 日

0 － 50.0 cm（2.5 cm）

１本

4.99（± 0.69，20）

0.42（± 0.06，20）

2010 年 5 月 8 日

0 － 50.0 cm（2.5 cm）

２本

5.08（± 0.65，40）

0.33（± 0.04，40）

0.67（± 0.06，40）

2011 年 12 月 10 日

0 － 2.5 cm（2.5 cm）

２本

6.00（

0.44（

0.66（

5

，2）

，2）

，2）

横山亜希子ほかが湖外へ流出していた。湖水中（図 3）及び湖底堆積物中（表Matsuyama, M. and Y. Saijo (1973): Limnological studies of the
Mikata Lake group. Japanese Journal of Limnology, 34 : 165-182.

2）の鉄・マンガン濃度に減少傾向がみられないことから，鉄・Matsuyama, M. (1973): Organic substances in sediment and settling

マンガンを豊富に含んだ湧水の存在が示唆された。

matter during spring in meromictic Lake Suigetsu. Journal of

鉄について，河川や湧水からの流入があり，湖水中で堆積

Oceanographic Society, Japan, 29 : 53-60.

したり，河川から湖外へ流出したりする挙動がみられた。湖
内では，酸化層で酸化鉄などの懸濁態が占める。還元層では，Murphy, J. and J. P. Riley (1962): A modified single solution method

限界ろ過法によって，0.5μm ～ 100 kDa サイズの鉄の存在がfor the determination phosphate in natural water, Analytical

明らかとなった。これはコロイド状のサイズであり，他の物

Chimica Acta, 27 : 31-36.

質に吸着しやすくなる。また，生物はコロイド状の鉄を利用

Nakagawa M., Y. Ueno, S. Hattori, M. Umemura, A. Yagi, K. Takai,

しやすい（西岡，2006）ため，生物摂取により容易に懸濁化

K. Koba, Y. Sasaki, A. Makabe, and N. Yoshida (2012): Seasonal

することが考えられる。また，100 kDa 以下の溶存態鉄は，change in microbial sulfur cycling in monomictic Lake Fukami-

硫化鉄となり溶解度が小さいため懸濁化しやすい。このよう

ike, Japan. Limnology and Oceanography, 57 : 974-988.
日本規格協会（1998）：JIS K0102 工場排水試験方法（2003 年確に湖内で懸濁化した鉄は，湖底に蓄積していく傾向が大きい
ことが認められた。

認）：167,179．日本規格協会，東京．

マンガンについて，流入河川から供給されることはほとん

日本水道協会（2001）：上水試験方法

解説編

2001 年版：

172-174．日本水道協会，東京

どなく，循環期に河川から湖外へ流出する挙動がみられた。

日本分析化学会北海道支部 (1981)：水の分析（第 3 版）
．化

湧水により湖内への供給が豊富であることが示唆された。湖内では，酸化層で酸化マンガンなどの懸濁態が多く，還元層学同人，京都．

では 100 kDa 以下の存在が多く占めていた。堆積物中には少西岡純（2006）：北太平洋における鉄の存在状態と鉄が生物生ないことから，懸濁状態であっても，沈殿中や湖底に到達す

産におよぼす影響に関する研究．海の研究，15 : 19-36．

ると即分解され溶存化，湖水へ回帰する傾向が大きく，鉄と大八木英夫（2005）：涌池における湖水の理化学的特性とその形成機構．日本水文科学会，35 : 65-80．

異なり堆積物に蓄積されにくいことが明らかとなった。つまり，成層期ではマンガンは沈殿物や湖底から湖水への回帰や

落合照雄（1984）：信州の湖沼：235-241．信濃教育会出版部，

湧水からの供給があり還元層で溶存態として溜まる。循環期

長野．

にそれらが表層へ持ち上げられる。マンガンは酸化速度が遅下伊那教育会陸水委員会（2009）：下伊那誌 陸水編：342-343．

いため，一部は酸化され沈殿するが、一部は溶存態のまま，

下伊那誌編纂会，飯田市．

湖外へ流出する特徴がみられた。

上野益三（1952）：長野県下伊那郡深見池．下伊那教育会，飯流入水・流出水・湖水・新生沈殿物・湖底堆積物中の鉄田市．

及びマンガンの量を求め，限外ろ過法を使用して湖水中のそ

Yagi, A. (1993): Manganese cycle in Lake Fukami-ike. Verhandlungenの形態を調べることで，硫化物を多く含む淡水湖の特殊なder internationale Vereinigung für Theoretische und Angewandte
Limnologie, 25 : 193-199.

フィールドにおいて，鉄・マンガンの特徴的な形態変化や湖Yagi, A. (1997): Dissolved organic carbon consumption associated

内収支を示すことが出来た。

with microbial manganese reduction and the purple non-sulphur

文bacteria Rhodopseudomonas palustris in Lake Fukami-ike.

献

Verhandlungen der internationale Vereinigung für Theoretische
und Angewandte Limnologie, 26 : 645-657.

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