特別寄稿論文

海の生物生産に必要な微量生物必須元素，鉄の動態研究について
兒玉宏

樹＊

海洋における植物プランクトンの成長は光量や温が重要であり，海の生産のために陸の植林をするこ度とともに硝酸イオンやリン酸イオン等の栄養塩のと（魚付林）が重要なことは経験的に知られており，量により制限される。しかし，硝酸イオン，リン酸奨励されている 9，10）。

イオンの濃度が高く，かつ生物生産の指標である

河川中の Fe 濃度は中性 pH では水酸化物の生成がクロロフィル濃度が低い領域（high Nutrient Low

予想される濃度よりも高い濃度であり，溶存有機物

Chlorophyll，HNLC）が南極海，太平洋赤道湧昇域，との相関性から溶存有機物が Fe に配位し，安定化にアラスカ湾などに見いだされ，微量成分欠乏による寄与すると考えられている。溶存有機物の主成分で生育抑制が考えられていた。海の生物生産に必須のある腐植物質は疎水性部位と親水性部位を合わせ持元素の一つである Fe は溶解度が低いことから欠乏しつ高分子電解質であるが，高い塩濃度（約 3.5% 程度）易い元素であり制限因子となりうることが指摘されにより沈降することが知られており，河川水から海ていた 1）が，実際に得られた観測濃度が予想よりも水中への Fe の安定化供給に関しては未知な部分が高かったことからしばらくの間，あまり真剣に議論残されている。世界的に生物生産の高い海の一つでされなかった。ところが，Martin らのグループによあるオホーツク海の場合，大気からの供給よりも中り外洋における溶存 Fe の測定値が得られ，Fe の分層域の Fe を多く含んだ海流が生物生産性に寄与す布が硝酸イオン等と同様にリサイクル型の鉛直分布ることが示唆されており，アムール川からの供給のを示すことが明らかになり 2），Martin による鉄制限関与が指摘されている 11）。また，深層水での溶存鉄仮説 3，4）が提案された。Martin 仮説は実証実験が試濃度が約 0.6nM 程度と安定しており 12，13），Fe が有みられ，一回のみの鉄散布では生物生産の増加は小機錯体として存在することから 14，15） Fe が溶存有機さかった 5） が，3 回の分割散布では生物生産増加が炭素濃度（DOM）により影響されると考えられてい6）確認され ，増殖速度と有光層の鉄濃度の維持の重る。また，腐植物質様物質を混合した資材が海草の要性が指摘された。植物プランクトン種によって Fe生育への効果が確認されるなど水中に溶存する腐植制限の程度や動物プランクトンによる捕食圧が大き物質様物質の物質移動坦体機能や存在量の変動やそく異なり，光や Si による共制限についても考慮するの応用技術についても注目されている 16，17）。ところ必要があり 7），全てが肯定される訳ではないが，鉄が，鉄の低濃度測定の困難さと同様に微量金属の安制限説が証明された。海への鉄の供給については空定化に寄与する溶存有機物の研究分野も多くの困難からのエアロゾルによるものと河川水からの 2 通りが立ちはだかっていた。腐植物質に代表される溶存が考えられ，陸域から離れた HNLC 域ではエアロゾ有機物の研究が困難であった原因は，これらの化合8）ルの寄与が重要視されている 。一方で，沿岸域や物が分子量，構造等に分布を持ち，様々な官能基を河口域では河川や伏流水を通じての陸域からの供給持つ合目的性を持たない高分子電解質の混合物であ＊

佐賀大学

総合分析実験センター准教授
25

り，生成する環境により，その特性が異なり標準とPump

なる物質や研究手法が定まらず，定量分析が困難でHandling flow rate
900L /dayあったことが挙げられる。また，日本の非有色水やHC l
DAX-8 Column( 150mm, 4000ml res in)

Pump

海水中の水中腐植物質においては，濃度の希薄さや高濃度塩の存在のために捕集・濃縮・精製に大きなPump労力を要し，定性的な研究例も少ない状況であった。
C artridge Filter(10, 1.0, 0.45µm)

今回はこれまで行った鉄の移動坦体機能を担う日本の水性腐植物質の研究概略を示す。なお，土壌からSample Water

図１

水系への移行の問題，懸濁物質を含んだ有機̶無機NaOH

pH = 2.0

Waste

水中腐植物濃縮システム概念図

複合体形成についてやその影響についてには触れていない。
①

水性腐植物質の標準試料の作成（琵琶湖）18，19）

腐植物質の抽出精製法，および標準試料の作成は日本腐植物質学会，および国際腐植物質学会（IHSS）を中心として行われ，日本では現在，2 種類の土壌（褐色森林土とクロボク土）の腐植物質（フルボ酸およびフミン酸）が頒布されており，IHSS からは土壌腐植物質，および水性腐植物質が頒布されている
20）。IHSS から頒布されている河川腐植物質は泥炭地帯に流れる河川から抽出したもので，泥炭腐植物質に近い性質を持っており，日本の水系腐植物質とは性質が異なることが指摘されている。フミン物質を濃縮精製する方法には減圧濃縮・凍結乾燥・凍結濃図２.

縮，限外ろ過・陰イオン交換樹脂を用いる方法，疎水中腐植物質濃縮システム外観

水性樹脂 DAX-8 吸着法等がある 21，22）が，いずれも少量の分析試料精製法であった。今回の目的には大量の天然水を処理する必要があるため，物理的強度の強い DAX-8 疎水性樹脂を用いた。0.45μm のガラスフィルターにより懸濁物質を除去し，HCl により酸性化した（pH=2）150 〜 200L の天然水を DAX-8
樹脂の直径 45cm の大型カラム（図 1，2）に吸着させ，カラムから取り出した DAX-8 樹脂から 0.1mol dm−3NaOH で溶出させ，水素型の陽イオン交換樹脂を

図３

琵琶湖フルボ酸の３次元平均化学構造モデル

通し水素型にした後，凍結乾燥して粉末樹脂物質試料を得た。試料は 2001 〜 2004 年までの 4 つのロットがある。試料は元素分析，官能基滴定，1 H NMR，については平均化学構造が推定されている 17）（図 3）。

13②C NMR，3 次 元 蛍 光 測 定，TMAH 熱 化 学 メ チ ル

日本の河川，及び湖沼のフルボ酸特性

化 GC-MS のデータを付けて日本腐植物質学会事務亜寒帯から亜熱帯までの日本の非有色系河川水お局から頒布されている 23）。琵琶湖のフルボ酸試料

よび，湖沼水のフルボ酸について構造特性の比較を
26

広葉樹林

管理型針葉樹林
図４

非管理型針葉樹林

サンプル採取地点行っているが，非有色系の河川水（不動川），およが高くなっていることからも裏付けられる。これら

び湖沼水（琵琶湖）のフルボ酸では明確な季節変動の結果は NMCFA が土壌の流亡に起因する土壌からを示し，その違いは河川より湖沼が顕著であることの水系への影響を反映していると考えられる。この24）。流速が早く，滞留時間が短い様に様々な要因で構造特性が変わる水系フルボ酸量

日本の河川では有色水系で滞留時間の長い海外の河と溶存する鉄の総量とには直線的な関係が得られてが示されている微生物の分解産物や苔等からの溶出おり 27 − 31），同じ水系（筑後川水系）においてその成分の影響を受け難く同一水系では構造特性が非常

相関係数の季節変動が見られている 27）。海洋の生産に類似している 24，25）。非有色系フルボ酸の採取環性に影響の大きい鉄の動態に対する土地の利用形態

境（植生や土壌型）による違いは人為の影響の少なの変遷の影響には強い興味が寄せられている 9，11）。

い水系の場合，針葉樹林下では表面流が発生し易い

汽水域の底層生物生態系への有機物の構造特性の関ため未分解の糖が含まれ，広葉樹林下では糖構造が与が示唆 28）され，また，有機無機複合体を形成して少なく，難分解性のリグニン成分の割合が高くなる

いる懸濁物質による鉄の移送との関係にも関心が向傾向が認められた。また，人為の影響が多い地域でけられている 24，32 − 34）が，学際領域的にも模索がな

は，人為的な成分の流入により人為的な成分に多いされている状況だと考えられる。とされる親水性酸成分がフルボ酸構造に取り込まれ③川と比べて25）ることが指摘されている 24）。また，森林形態の違いによる渓流水のフルボ酸の比較では（図 4 − 7）

海の溶存有機成分
海水中の有機物については溶存量が希薄なため，26）直接的な実態を掴む研究は困難であった。また，海広葉樹林と管理された針葉樹林ではフルボ酸の収率

水中の溶存有機物を濃縮する手法は溶存有機物の定（図 5 棒グラフ）と，TOC（溶存有機炭素）の値に義（粒径）をどうするかによって異なってくる。陸は相関がある。しかし，BOD（生物的酸素要求量）水の場合に用いている疎水性樹脂（DAX-8）を用と TOC との割合は非管理林フルボ酸（NMCFA）のいる方法は，親水的な有機物に用いることはできな場合と他の２つの場合とで大きく異なっている。こい。海水中有機物は，親水的な有機物から構成されれは NMCFA で難分解性有機物の割合が高くなっていると考えられるので，より疎水的な骨格を持つたことを示している。NMCFA が元素分析の結果樹脂（XAD-2 等）を用いる必要がある。しかし，そ（図６）で水系フルボ酸よりも土壌フルボ酸に近いの方法ではアルカリで溶出できない成分が多く，回組成を持ち，かつ 13C NMR の結果（図７）で脂肪収率が悪いことが知られている。イオン交換樹脂

族 炭 素（0-50ppm） が 相 対 的 に 低 く， 芳 香 族 炭 素を用いる方法では樹脂自体の分解物の混入の問題（90-145ppm）やフェノール性炭素（145-165ppm）

で用いられなくなった。逆浸透圧法（RO），RO と27

FA yield (mg Mg−1 water)

2.0400300
1.020010000BFA

MCFA

NMCFA

TOC and BOD (mg dm−3 water)

500

図５ フルボ酸の収率と有機成分の相関
棒グラフ：フルボ酸収率，（◯）：TOC，（●）：BOD
BFA：広葉樹林フルボ酸，MCFA：管理型針葉樹林フルボ酸，NMCFA：非管理型針葉樹林フルボ酸

1.6BA

1.4Sediment
Biwa-Lake

CH/C

1.2MCFA
BFA: Average plankton

AB: Average Wood

Suwannee RiverC: Average Lignin

NMCFA

1.00.8A

D

D : Averaged peat

Andisol

0.6

0.40.4
図６O/C

0.60.8フルボ酸の元素分析比較28

NMCFA
MCFA
BFA

300

200

1000-100

Chemical Shift /ppm
図７13

森林利用形態の異なる渓流フルボ酸の CP-MAS C NMR スペクトル

electrodialysis（ED）を組み合わせた手法 35，36） でルギー研究センター（図８）で 2007 年 7 月 25 日〜

は粒径の細かいものまで集めることが出来る（80 〜31 日および 12 月 4 〜 9 日の期間でタンデンシャル90％）が，処理能力は低く，膜の目詰まりに注意をフロー装置（図９）を用いて行った。海水 13.84m3，要し，比較的大きな無機成分の除去に手間取ることおよび 11.2m3 を取水して濃縮操作を行った。（図もある。一方タンデンシャルフローでは分子量の低10）。 タ ン デ ン シ ャ ル フ ロ ー 装 置（MILLIPORE

い成分の回収は出来ないものの（回収率 20 〜 30%）PELLICONE SYSTEM， 図 ９） を 直 列 に 接 続 し，コロイド有機成分（Colloidal Organic Component，10μm，10.0μm，0.45μm のフィルターで濾過しCOC）の大部分（DOC の 20 〜 30% 程度と言われた表層海水（水深 12 ｍ）を通した。濾液の水量をている）は回収できると考えられ，処理能力も（膜積算流量計で記録した。濃縮槽は 10℃未満に冷却の断面積によるが）比較的大きい。

しながら濃縮を行った。13.84 トンの海水を濃縮し，今回，海域の溶存有機物の構造特性，陸域からの750L のイオン交換水で脱塩後（AgNO3 の沈殿生成影響を検討するために，二つの海域から海水を採取で確認）1734ml の脱塩濃縮液を得た（図 10）。半分し，溶存有機物を濃縮精製した。集水域が狭い伊万量（827ml）は H + 型の陽イオン交換樹脂アンバー

里海域でサンプリング前１ヶ月間降雨観測のない時

ライト IR-120B を用いてイオン交換し，凍結乾燥を期を選択し，陸域からの影響が少ない海域，および

行 っ た。 ま た 半 分 量（827ml） は 6mol dm − 3 HCl

時期のサンプルを採取した。一方，筑後川を初めとで pH1.2 とし，200ml の DAX-8 樹脂に通した。最した多くの河川が流入しており，底泥との混合が激後に 2 ベット容量の 0.1mol dm − 3 HCl で洗浄した。

しく常に懸濁している海域である有明海域を陸域おDAX-8 通過液は H + 型の陽イオン交換樹脂アンバーよび底泥からの影響が大きいであろうサンプルとし

ライト IR-120B を用いてイオン交換し，凍結乾燥をて採取した。

行った。DAX-8 に 0.1mol dm − 3 NaOH を通し，疎水性酸成分を溶出した。溶出液は H + 型の陽イオン

伊万里湾海水のサンプリングは佐賀大学海洋エネ
29

図 10

図８COC 濃縮溶液
（2007.07 伊万里）

サンプリング地点周辺状況

濾過膜部分画大図装置写真

図９タンデンシャルフロー装置概要30

交換樹脂アンバーライト IR-120B を用いてイオン交（0-45ppm）や炭水化物を含む酸素に隣接した炭素換し，凍結乾燥，および真空乾燥を行い，粉末試料（60-90ppm）が高い割合で存在し，筑後川フルボ酸を得た。試料は元素分析，固体 CP-MAS13

NMR のでみられる芳香族性炭素（90-145ppm），フェノール性炭素（145-165ppm）が著しく少ない特徴が見られ，測定を行った。
有明海水サンプルは飯田海岸 300 ｍ沖から約 1 ト

主な骨格成分として多糖類を含み，陸水のものと起ン の 海 水 を 10μm，10.0μm，0.45μm の フ ィ ル

源が異なると考えられる。COC の分画成分それぞれターで濾過し，回収し，実験室に持ち帰り，タンデについて見てみると（図 12），NMR のスペクトルピー

ン シ ャ ル フ ロ ー 装 置（MILLIPORE PELLICONE

ク形状が類似しており，ある程度決まった繰り返し

SYSTEM， 図 ９） を 用 い， 伊 万 里 海 水 と 同 様 に構造が断片化して分子量の違いにより分画された成

COC 成分，および分画成分を得て，同様の測定を行っ分が多い事によるものと考えられる。しかし，親水た。

性成分と疎水性成分や未分画成分を比較してみると

伊万里湾内の海水から夏期，および冬期の 2 回，疎水性成分や未分画成分の芳香族生炭素やカルボキそれぞれについて，分子量 1000 以上で 0.45μm のシル基炭素（165-190ppm）の割合が高くなっていフィルターを通過する成分，COC を回収できた。冬る事がわかる。夏期の伊万里 COC の主成分はカル

3期には海水 1m 当りの COC 回収量が夏期の 3.6%ボキシル基を持つ多糖類である可能性が高く，夏期であったため（表１），DAX-8 による疎水性酸，親の生物活動に由来していると考えられる。冬期には水性成分，沈殿成分への分画による試料の回収が出その成分の影響が小さくなるために COC の回収量来なかった。夏期の分画においては DAX-8 に吸着が少なくなったと考えられる。

され，0.1mol dm − 3 NaOH で溶出されない成分，疎有明海域 COC 収率の季節変動は春秋が高く，冬水性中性，および塩基性成分が 16.3%，酸性で沈が低い傾向が得られ，２倍ほどの差があったが，冬殿を形成する成分が 36.8%，親水的成分が 43.4％の期間でも 100mg m − 3 程度の収量が確保され，河で，疎水性酸に分類される成分は 3.5% で，河川や川からの有機物の供給が影響していると考えられた。

湖沼水中の有機成分に比べて低い割合であった（表一方，伊万里海域 COC は夏と冬の収量は 20 倍以上

２）。13C NMR の 結 果（ 図 11） か ら も 明 ら か な 様有り，冬の時期の収率は低かった（表１）。構造特に河川由来の筑後川フルボ酸に比べ，脂肪族性炭素性についても，有明海域 COC は河川フルボ酸と伊表１．溶存有機コロイド回収結果
有明海水
有明春
有明秋
有明冬
伊万里海水

日付

海水供試量
（m3）

COC 回収量（mg）

COC 濃度（mg m − 3）2007.05.19
2007.09.12
2007.12.11

1.05
1.05
1.07291258138277246
12913.82654192

11.274

7

2007.07.25 〜
07.31
2007.12.04 〜
12.09

伊万里夏
伊万里冬

表２．COC 画分の比率比較

有明 9 月伊万里 7 月未分画mg（%）
179（100%）
1,328（100%）

DAX8 通過mg（%）
4.7（2.6%）

DAX8 吸着mg（%）
88（49%）
47（3.5%）576（43.4%）31

沈殿mg（%）0（0%）
488（36.8%）

未回収（%）（48.4%）（16.4%）

筑後川（柚木）フルボ酸

伊万里 COCDAX 吸着（7 月）

伊万里 COC
未分画（7 月）伊万里 COCDAX 通過（7 月）

有明 COC
未分画（9 月）300200伊万里 COC
未分画（7 月）1000-100300

Chemical Shift (ppm)

図 11水域別2001000-100

Chemical Shift (ppm)

13

C NMR スペクトルの比較

図 1213伊万里湾 COC 各画分の C NMR スペクトルの比較

万里海域 COC との官能基特性を持っており，有明して頂いた石川県立大学米林甲陽先生，佐賀大学宮海域 COC は河川からの影響が示唆される（図 11）。

島徹先生，金沢大学長尾誠也先生，神戸大学藤嶽暢DAX-8 分画実験結果においても，伊万里海域 COC

英先生，筑波大学足立泰久先生，佐賀大学滝澤登先

では DAX-8 吸着画分（フルボ酸画分）が少ないのに生に感謝申し上げます。

対して，有明海域 COC では半分量が DAX-8 吸着画分（フルボ酸画分）となり，陸水からの影響が大き

文献いことが伺える。

1 ） T. J. Hart, "On the phytoplankton of thesouth-east Atlantic and the BellingshausenSea", 1929-1930. Discovery Reports 8, 1-268

謝辞
一連の研究は科学研究費補助金（基盤研究（B）（1）（1934）

平成 13 〜 14 年度，代表者 ; 米林甲陽「水中フルボ2 ） R. M. Gordon, J. H. Martin, G. A. Knauer,

酸標準試料の調製と保証データの作成」），科学研究"Iron in northeast Pacific waters.", Nature,

費 補 助 金（ 基 盤 研 究（B）（2） 平 成 15 〜 17 年 度，299, 611-612（1982）

代表者 ; 長尾誠也「陸域における難分解性有機炭素3 ） J. H. Martin, Fitzwater, "Iron deficiency limits
phytoplankton growth in the north-east pacificの蓄積と移行動態解明研究」），
文部科学省科学技術振興調整費・「有明海生物生息subarctic", Nature, 331, 341-343（1988）環境の俯瞰型再生と実証試験」平成 17 〜 22 年度，

4 ） J. H. Martin, R. M. Gordon, S. E. Fitzwater, W.

代表者 ; 宮島徹，海洋エネルギー研究センター共同

W. Broenkow, "VELTEX: phytoplankton/Iron

利用研究助成金（平成 18 〜 19 年度，代表者 ; 兒玉studies in the Gulf of Alaska.", Deep-Sea Res.,

宏樹「海洋深層水中の腐植物質特性評価」），Amur-36, 649-680（1989）

Okhotsk Project, Reserch Institute for Humanity5 ） J. H. Martin, K. H. Coale, K. S. Johnson, S.

and Nature（2004-2009）に助成を頂いています。

E. Fitzwater, R. M. Gordon, S. J. Tanner, C.

この場を借りて御礼申し上げます。また，共同研究

N. Hunter, V. A. Elrod, J. L. Nowicki, T. L.

を通じて非公開のデータを含めた情報交換や議論をColey, et. al., "Testing the iron hypothesis in32

ecosystems of the equatorial Pacific Ocean",cathodic stripping voltammetric method",Nature 371, 123-129（1994）

Mar. Chem., 50, 117-138（1995）

6 ） K. H. Coale, K. S. Johnson, S. E. Fitzwater,15） C. M. G. van den Berg, "Evidence for organic

R. M. Gordon, S. J. Tanner, F. P. Chavez, L.

complexation of iron in seawater", Mar.

Ferioli, C. Sakamoto, P. Rogers, F. Millero, et.

Chem., 50, 139-157（1995）

al., "A massive phytoplankton bloom induced16） 沖田伸介，荒牧寿弘，福島正巳，辰巳憲司，上by an ecosystem-scale iron fertilization

田成，堀家茂一，渋谷正信，篠原亮，山本光夫，

experiment in the equatorial Pacific Ocean ",定方正毅，" 腐植物質と製鉄スラグを用いた海Nature, 383, 495-501（2006）の環境修復技術に関する研究 " 第 20 回腐植物質

7 ）A. J. Watson, "Iron limitation in the

学会講演会（千葉工業大学大会）要旨集，29-30

oceans." In The Biogeochemistry of Iron in（2004）

the Seawater（eds. D. R. Turner and K. A.

17） 山本光夫，西田敦，大塚敬嗣，駒井武，福島正巳，Hunter）, 9-39,（John Willy & Sons 2001）" 堆肥から抽出した腐植物質と鉄（II）の錯生成8 ） T. D. Jickells et.al., "Global iron connections

能 " 第 25 回腐植物質学会講演会（兵庫県立大学

between desert dust, Ocean biogeochemistry,大会）要旨集，11-12（2009）

and climate", Science, 308, 67-71（2005）.

18） K. Yonebayashi and H. Kodama, "Structural

9 ） 畠山重篤，「森は海の恋人」（文春文庫）

model proposed for Lake Biwa fulvic acid10） 松永勝彦，「森が消えれば海も死ぬ」（ブルーusing DEPT/QUAT 13C-NMR techniques.",
Proceedings of 10th International Meeting ofバックス）
11） J. Nishioka, T. Nakatsuka, K. Kuma, Y.

IHSS, 2, 1225-1228（2000）

Volkov and A. Scherbinin, "Importance of tidal

19） K. Yonebayashi, H. Kodama, "Preparation

mixing process at Kuril Strait for iron supply

on Aquatic Fulvic Acid Standard Sample",to western subarctic pacific oyashio region",

Proceedings of 10th International Meeting of

11-19 Report on Amur-Okhotsk Project No.5,IHSS, 2, 51-52（2002）

Reserch Institute for Humanity and Nature20） 日本腐植物質学会ホームページ（http://www.
research.kobe-u.ac.jp/ans-soil/jhss/）（2008）
12） K. S. Johnson, R. M. Gordon, K. H. Coale,21） 長尾誠也，「水中腐植物質の分離精製法」，環境"What controles dissolved iron concentrations

中の腐植物質，98-106，三共出版

in the world ocean", Mar. Chem., 57, 137-161

22） P . J o n e s , " S e p a r a t i o n m e t h o d s i n t h echemistry of humic substances", J.

（1997）
13） K . K u m a , J . N i s h i o k a , K . M a t s u n a g a ,Chromatography A, 983, 1-18（2003）"Controls on iron（III）hydroxide solubility23） N. Fujitake, H. Kodama, S. Nagao, K. Tsuda,in seawater. The influence of pH and naturaland K. Yonebayashi, "Chemical properties

organic chelators", Limnol. Oceanorg., 41,

of aquatic fulvic acids isolated from Lake

396-407（1996）

Biwa, a clear water system in Japan", Humic14） E. L. Rue and K. W. Bruland, "Complexation

Substances Research, 5/6, 1, 45-53（2009）of iron（III）by natural organic ligands in the24） 長尾誠也，山本正伸，藤嶽暢英，兒玉宏樹，入Central North Pacific as determined by a new野智久，「陸域における難分解性有機炭素の蓄積

competitive ligand equilibration/adsorptiveと移行動態解明研究」，科学研究補助金
33

基盤研Interfaces against pollution（IAP2008）, 29

究（B）（2）研究成果報告書
25） G. R. Aiken, D. M. McKnight, R. A. Harnish（2008）

and R. L. Wershaw, "Geochemistry of33） M. Brigante, G. Zanini, M.Avena, "Theaquatic humic substances", Antarctica.

dissolution kinetics of humic acid particles",Biogeochemistry, 34, 157-188（1996）

Proceedings of International Conference
Interfaces against pollution（IAP2008）, 8126） H. Kodama et. al., "Characterization of noncolored river water humic substances",（2008）

Proceedings of International Conference34） K. Nakamura, S. Fukuda, K. Matsumoto,Interfaces against pollution（IAP2006）, 144"Fouling monitoring during Microfiltration（2006）

of surface water and humic acid suspension27） T. Miyajima（未公開データ）

by streaming potential measurement",

28） 宮島徹，滝澤登，兒玉宏樹，文部科学省科学技Proceedings of International Conference

術振興調整費・「有明海生物生息環境の俯瞰型再Interfaces against pollution（IAP2008）, 126

生と実証試験」報告書（2008）

29） H. Shibata, E. Konohira, F. Satoh, K. Sasa,

35） T. Kusakabe, K. Ikeda, Y. Kawabata, S.

"Export of dissolved iron and the related

Higashi, Y. Ahimizu, "The relevance of a new

solutes from terrestrial to stream ecosystems

purification technique for RO isolates andin northen part of Hokkaido, northern Japan",application to Lake Biwa water", Proceedings

In Report on Amur-Okhotsk Project, No. 2,of 13th International Meeting of IHSS, 1,

Res. Inst. Humanity and Nature, 87-92（2004）

189-192（2006）30） 谷昌幸，近藤錬三，筒木潔，「泥炭土における鉄36） A. Huguet, C. Innocent, H. R. Balmann,の形態および分解指標との関係」，日本土壌科学

E. Parlanti, "Concentration of Marine

雑誌，72，180-188（2001）.

organic matter by Reverse osmosis and31） 谷昌幸，近藤錬三，筒木潔，「泥炭土中の溶存有electrodialysis", Proceedings of 13th

機物と溶存鉄との相互作用」，日本土壌科学雑International Meeting of IHSS, 1, 373-376

誌，72, 348-356（2001）.

（2006）

32） L. K. Koopal, "Humics, Special components",

37） 兒玉宏樹，平成 19 年度海洋エネルギー研究セ

Proceedings of International Conference

ンター共同利用研究報告書

34