地球環境研究,Vol.11(2009)

汚濁池沼への空気供給が窒素および炭素動態に与える影響♯
千賀有希子＊

渡辺徳＊

泰キーワード：水域への空気供給､ 水質汚濁､ 窒素動態､ 脱窒､ 硝化､ 炭素動態､ 有機物分解､ 温暖化ガス

１. はじめに本研究では､ 水域の貧酸素化に密接にかかわっている窒素と炭素に注目し､ 人為的な酸素の供給がこれらの動水域への栄養塩の流入は､ 水域生態系への窒素と炭素態にどのように影響するのか明らかにするために水槽実の蓄積を促進する (Huttunen et al. 2001)｡ 近年､ 人

験を行った｡ 人為的な酸素供給法としてバブリングによ間活動にともなって陸域から流出する栄養塩が増大してり空気を供給する方法を用い､ 空気供給した水槽での窒いるといわれており (Willems et al. 1997)､ 水域､ 特素および炭素動態が､ 行わなかった水槽とどのように違に止水域である湖沼や沿岸域への影響が懸念されている｡

うか比較し､ その影響を考察した｡ また､ 実験開始時と窒素や炭素が蓄積すると､ やがて溶存酸素 (DO) の欠終了時の窒素と炭素の収支を見積もり､ 空気供給がこれ乏状態 (貧酸素状態) が引き起こされる｡ 一旦､ 水域がらの物質の軽減にどのように影響するのか検討した｡

貧酸素化すると､ 物質はますますその場に蓄積していく
一方となり､ その結果､ さらなる DO の低下を引き起こし､ 水域は汚濁化していく｡ このような水域では硫化水素 (H2S) など生物にとって毒となる還元物質の蓄積

２. 方法

２−１. 実験水槽の調製がおこるため水生生物の死亡が頻発する｡ そのため､ 貧高さ100cm, 半径20cm の透明アクリル円柱水槽を６酸素化を改善､ あるいは防止する方法の開発が急がれて本用意した｡ これらの水槽に生活排水の流入がある汚濁いる｡

化が進んだ池 (立正大学､ パドマ池) の堆積物を約25L

これまで開発されてきた水域の貧酸素化の改善方法とと池水を約75L 入れた｡ 堆積物は､ 石やリターを除去し､して､ 空気や酸素をバブリングによって供給する方法

均一化してから入れた｡ 池水は､ 先に入れた堆積物が巻(Ashley 1988) や､ 酸素が飽和している表層水を貧酸き上がらないようにサイホンによって１晩かけて静かに素水塊に送り込む方法 (Huttunen et al. 2001) などが加えた｡ 小型通気ポンプからエアーストーンを経て３L行われている｡ また､ 近年､ 圧力をかけることによってmin1で常時通気を行った水槽 (Bubbling) と行わなかっ多量の酸素を水に溶け込ませた高圧酸素水を､ 貧酸素水た水槽 (Control) を３本ずつ用意し､ ベランダで2007塊に送り込む方法が開発され注目されている｡ これらの年７月28日から10月16日まで80日間実験を行った｡

方法は､ 直接酸素を送り込むので DO 濃度は比較的短時間で回復し､ 低下した DO の改善に成果があると報２−２. サンプリング

告されている｡ しかし､ これらの方法を実施することで先端にテフロンチューブを取り付けたガラスシリンジ

物質循環がどのように影響を受けるのかについては､ あを用い表層水および水深50cm の下層水を採水した｡ 化まり検討されていない｡ 水域の物質循環は､ 有機物分解､学分析用の試水は､ ガラス繊維ろ紙でろ過後､ 分析する

硝化など好気環境を必要とする過程と脱窒など嫌気環境まで冷凍保存した｡ DO 測定用の試水は､ 約100ml DOを必要とする過程が複雑に絡み合っている｡ 人為的に好瓶に泡が立たないように静かに採水した｡ その後､ DO気環境を作り出すことが､ 嫌気環境下で進行する過程に瓶に固定液を素早く加え DO を固定し密閉した｡ 溶存

どのような影響を与え､ 他の物質循環過程に関与してい態 N2 O､ CH4 ､ CO2 測定用の試水は､ 30ml バイアル瓶るかは未解明な部分が多い｡にそれぞれ静かに採水しブチルゴム栓で密閉後､ 生物活＊＃立正大学地球環境科学部環境システム学科
2007年度立正大学大学院地球環境科学研究科オープンリサーチセンター業績95汚濁池沼への空気供給が窒素および炭素動態に与える影響 (千賀・渡辺)

性を抑制するためにホルムアルデヒドを１％となるようStowaway TIDBIT 32K, Onset Computer Co.) をポーに添加した｡

ルに固定しそれぞれの水槽に設置した｡ 水温および泥温

採泥は､ 内径10mm のガラス管にブチルチューブをは､ 15分に１回連続測定した｡ また､ 堆積物内の酸化還介してプラスチックシリンジを取り付けたサンプラーで元電位 (ORP) を測定するために､ 泥深５cm に白金電行った｡ ガラス管をポールに固定し､ これを堆積物中に極を設置し､ データーロガー (Thermic 2300A, Eto

挿し､ 反対側のプラスチックシリンジを引いて堆積物をDenki) に値を取り込んだ｡

採泥した｡ 堆積物中の間隙水の採水は､ ポーラスカップ

測 定 値 の 多 重 比 較 検 定 に は ､ Turkey-Kramer 法を用いた｡ ポーラスカップをポールに固定し､ 堆積物中(StatView software Version J 5.0, SAS Institute) をにポーラスカップを挿した後､ シリンジを引いて間隙水用いた｡を採水した｡

２−３. 測３. 結定DO は､ ウィンクラー法によって測定した｡ 表層水中+

および間隙水中の NH4 ､ NO2 ､ NO3 濃度はイオンクロ

果

３−1. 水
３−１−１. DO 変化

マ ト グ ラ フ (DX-120, Dionex) ､ 溶 存 有 機 態 炭 素2007年８月28日から８月29日にかけて数時間毎に測定(DOC) 濃度は TOC 計 (TOC-5000A, Shimadzu) でそした DO の日変化を図１に示す｡ Bubbling の DO の日れぞれ測定を行った｡ 水中および間隙水中の溶存有機態変化は観られず､ ほぼ一定に飽和に近い値で推移した｡

窒素 (DON) は､ 溶存有機物をアルカリ性ペルオキソ

また､ 上層､ 下層の DO に大きな差はなかった｡ 一方､



二硫酸カリウム溶液で分解し生成した NO3 の濃度をイControl の DO は､ 10：30から増加し､ 15：00に最大とオンクロマトグラフで測定後､ 溶存無機態窒素 (DIN；なった｡ その後､ 夜間から早朝５：30にかけて減少した｡+

NH4 ､ NO2 ､ NO3 ､ N2O) 濃度を差し引いて求めた｡

また､ Control の上層の DO は下層よりわずかに高い値

水中および間隙水中の溶存 N2O､ CH4の測定は､ 水試料を常に示した｡ Control および Bubbling の DO はこのが入ったバイアル瓶に N2を10ml 注入して気相をつくり､ような日変化を実験期間を通じて示した｡

気液平衡 (20℃) とした後､ 気相中のガスを測定するというヘッドスペース法を用いて行った (Senga et al.

３−１−２. 窒素動態

2001, 2002)｡ 溶存 CO2 測定用のバイアル瓶には､ １

溶存無機態窒素種 (DIN；NH4+､ NO2､ NO3､ N2O)

mol l1 HCl を１ml 添加し､ 液相に溶け込んでいる炭酸の経時変化を図２に示す｡ Control と Bubbling とも表イオンを全て気相に追い出した後測定した｡ N2 O 濃度

層水および下層水の各濃度に大きな差は観られなかったは ECD 付きガスクロマトグラフ (6850, Agilent) で測(図２−ａ〜ｅ)｡ したがって､ 以下の各濃度の経時変化定した｡ CO2と CH4濃度は､ TCD および FID 検出器付

は表層水と下層水の値を合わせて述べると共に､ Con-きガスクロマトグラフ (GC 390B, GL Science) で測定した｡ 溶存 N2 O および CH4 量は､ Weiss and Price の式 (1980) とブンセン吸収係数をそれぞれ用いて算出した｡
水 中 の 懸 濁 態 有 機 窒 素 (PON) ､ 懸 濁 態 有 機 炭 素(POC) は､ 化学分析用にろ過した後のろ紙を105℃で１晩乾燥させたものを元素分析計 (Micro Corder JM10, J-Science Group) で測定した｡ 乾燥堆積物中の窒素および炭素も同様の元素分析計で測定した｡ また､ 実験最終日に堆積物表層部の脱窒活性をアセチレン阻害法(Yoshinari and Knowles 1976; Yoshinari et al. 1977;
Senga et al. 2001, 2006) で測定した｡
表面からの水深５cm と50cm と泥深５cm の水温およ

図１. 水中の溶存酸素 (DO) 濃度および水温 (WT)の日変化

び 泥 温 を 測 定 す る た め に ､ 温 度 計 (Data Logger(2007年８月28日〜29日)

96地球環境研究,Vol.11(2009)

図３. 堆積物表層部における脱窒活性高かった (p＜0.01；図２−ｃ)｡ また､ N2O 濃度は､ 両
図２. NH4 , NO2 , NO3 , N2O濃度の経時変化+--水槽とも12日目で大きく増加し､ 31日目で減少する傾向が観られた (図２−ｄ)｡ 12日目の Bubbling の N2O 濃trol と Bubbling の値の多重比較検定についても表層水度は､ Control よりも低かった (p＜0.05)｡ Bubblingと下層水の値を同列に用いて検定した結果である｡の N2 O 濃度は54〜80日目に緩やかな増加傾向にあった+NH4 濃度は､ Control､ Bubbling とも31日目まではが､ Control は減少傾向を示した｡ 実験終了時の N2 O減少傾向にあった (図２−ａ)｡ 実験終了時の80日目に濃度は Control よりも Bubbling の方が高かった (p＜+4

おいては両水槽間の NH 濃度に有意な差は観られなかっ0.05) ｡ こ れ ら の 結 果 よ り ､ 硝 化 に お け る NH4 + か らた｡ NO2 濃度は､ 12日目には Control のほうが Bub-NO2へのアンモニア酸化過程は､ 12日目の NH4+濃度にbling よりも高かった (p＜0.01) が､ 後半は両水槽間で両水槽で有意な差は観られなかったものの､ NO2 濃度有意な差は観られなかった (図２−ｂ)｡ 実験後半の54の有意差から少なくとも12日目までは Bubbling の方が

〜80日目には Bubbling の NO3 濃度は､ Control よりも速く進行していたといえる｡ 12日目以降は､ 両水槽とも

表１. 実験開始時と終了時における水槽あたりの窒素収支
DIN(NH4+＋NO2-＋NO3-＋N2O)

DON

PON

Total N

開始時

657 (22)

8 (15)

56 (2)

722 (10)終了時

313 (203)

137 (24)

60 (30)510 (220)

開始時

641 (89)

95 (12)56 (19)791 (109)

終了時

58 (100)

8 (15)

87 (11)154 (109)開始時

349 (28)

6 (10)

18 (1)

373 (31)終了時

386 (16)nd

39 (1)

424 (17)開始時

344 (19)

121 (210)

18 (1)

484 (212)

終了時

333 (36)nd

36 (2)

370 (34)

開始時

1006 (8)14 (13)75 (2)

1095 (22)終了時

698 (189)

137 (24)

99 (29)934 (205)

開始時

985 (70)

216 (206)

74 (18)1275 (227)終了時

392 (134)

8 (15)

123 (11)523 (142)

水Bubbling

Control

堆積物
Bubbling

Control

水＋堆積物
BubblingControlmgN( ) ：標準偏差
nd：検出限界以下

97

汚濁池沼への空気供給が窒素および炭素動態に与える影響 (千賀・渡辺)ほとんど NO2 が検出されていないことから､ 硝化の亜硝酸酸化過程が活性化し､ 生成された NO2は NO3へ連続的に酸化されたと考えられる｡ また､ 実験後半にかけて､ Control の NO3 がほとんど検出されなかったのに対して､ Bubbling では大きな蓄積が観られた｡ これは､空気供給によって脱窒が阻害されたためと考えられる｡
無機態窒素種の濃度をトータルした DIN 濃度で観てみると､ 実験開始時から終了時にかけての濃度の減少は､Bubbling (p＜0.05) においても Control (p＜0.01) においても観られたが､ Control の方が減少の割合が大きかった (表１)｡ この結果は､ Bubbling で脱窒が阻害されたことを反映していると考えられる｡
図３にそれぞれの水槽の堆積物表層部 (０−１cm)における脱窒活性を示した｡ Bubbling の脱窒活性は､Control より低かった (p＜0.05)｡ 空気供給は堆積物表

図４. 溶存有機態炭素 (DOC) 濃度の経時変化層部の脱窒を阻害することが解った｡
たが､ 54〜80日目においては Bubbling の方が Control３−１−３. 有機物分解より低かった (p＜0.01)｡ また､ Bubbling では､ 実験

図４に DOC 濃度の経時変化を示した｡ Control と開始時と終了時に DOC の減少がはっきりと観られた

Bubbling とも表層水および下層水の各濃度に大きな差(表1, p＜0.01)｡ このことから､ 空気の供給により水中は観られなかった｡ 窒素動態と同様に､ 以下の経時変化の好気的有機物分解が促進されたと考えられる｡ 有機物は表層水と下層水の値と合わせて述べると共に､ Con-分解の最終生成物である CH4と CO2は､ 両水槽で実験開

trol と Bubbling の値の多重比較検定についても表層水始時と終了時に減少が観られたが､ Control (p＜0.05)と下層水の値を同列に用いた｡ DOC 濃度は､ 31日目まに比べ Bubbling (p＜0.01) の方が大きく減少していたでは Control と Bubbling 間に大きな差は観られなかっ(表２)｡

表２. 実験開始時と終了時における水槽あたりの炭素収支
DIC(CH4＋CO2)

DOC

POC

Total C956 (54)600 (19)306 (14)1862 (77)終了時

58 (27)495 (30)458 (183)

1012 (190)開始時

920 (44)627 (28)344 (73)

1891 (67)終了時

424 (218)

798 (148)

892 (520)

2113 (625)開始時2669 (949)276 (16)206 (6)3151 (944)

終了時

2943 (1121)

247 (20)445 (12)3635 (1117)

開始時

3320 (1736)

337 (77)

201 (9)3857 (1715)

終了時

4947 (4134)

242 (19)452 (29)5641 (4130)

開始時

3624 (977)876 (35)512 (11)5012 (989)

終了時

3001 (1120)

742 (23)903 (187)

4646 (1276)

開始時

4240 (1712)

963 (100)545 (65)5748 (1694)

終了時

3371 (1091)

1040 (154)1343 (507)5754 (975)

水Bubbling

Control

開始時

堆積物
Bubbling

Control

水＋堆積物
Bubbling

Control

mgC( ) ：標準偏差
nd：検出限界以下

98地球環境研究,Vol.11(2009)３−２. 堆積物

とんどは NH4+で存在していたといえる｡ DOC 濃度も実３−２−１. ORP 変化

験後半にわずかに減少しており､ これも有機物が分解しBubbling と Control の堆積物の ORP は､ 実験初期たためと考えられる｡にはプラスの値を示していたが､ ８月26日以降は急激に変化しマイナス値を示した (図５)｡ このことは両水槽

３−３. 窒素および炭素収支の堆積物は､ 実験初期には比較的酸化環境であったが､３−３−１. 窒素収支実験後半には安定した還元環境を形成したことを示して水槽あたりの窒素収支を表１に示す｡ Bubbling の水いる｡ しかしながら､ 実験期間中､ 両水槽の堆積物中の中における全窒素量は､ 実験開始時と終了時に有意な差

ORP に有意な差は観られなかった｡ 加えて ORP の日は観られなかったが､ Control においては約80％の減少変化はなく､ したがって両水槽間の差もなかった (dataが観られた (p＜0.01)｡ 堆積物の全窒素量は､ Bubbling

not shown)｡ これらの結果より､ 水中への空気供給はも Control も実験開始時と終了時間で有意差はなかっ堆積物中の酸化還元環境に影響を与えなかったと考えらた｡ 水と堆積物を合わせて水槽全体で観ると､ Bub-れる｡

bling に有意な差は観られなかったが､ Control では実
験開始時から終了時にかけて約60％の減少が観られた

３−２−２. 窒素動態と有機物分解+(p＜0.01)｡

実験期間中の堆積物中の NH4 ､ NO2 ､ NO3 濃度とDOC 濃度を図６に示す｡ 無機態窒素種濃度および DOC濃度ともに両水槽間で有意な差は観られなかった｡ N2O

３−３−２. 炭素収支
水槽あたりの炭素収支を表２に示す｡ Bubbling の水濃度も両水槽中で有意な差は観られなかった (data notshown)｡ 実験終了時における DON､ PON､ POC 濃度
も両水槽中で有意な差は観られなかった (表１､ ２)｡
このことから､ 本研究で用いた空気供給は､ 堆積物中の酸化還元環境に変化を与えず､ 結果として窒素動態および有機物分解にも影響を与えなかったことが解った｡ 実
験初期におけるそれぞれの濃度の増減は､ 主に堆積物中の空間的な不均一性によるものであると考えられる｡ 実
験後半時の NH4 +濃度の緩やかな上昇は､ 有機物分解によって NH4 +が生成された結果と考えられる｡ また､ 実
験終了時における間隙水中の DON は､ 両水槽とも検出限界以下であった (表１)｡ 間隙水中の溶存窒素種のほ図５. 堆積物中 (泥深5cm) の酸化還元電位 (ORP) および泥温 (ST) の経時変化

図６. 間隙水中における NH4 + , NO2 - , NO3 -  およびDOCの経時変化

99

汚濁池沼への空気供給が窒素および炭素動態に与える影響 (千賀・渡辺)

中における全炭素量は､ 実験終了時には約45％減少して返すことで自然に酸化還元環境をつくりだし､ 好気環境いた (p＜0.01)｡ Control には有意な差は観られなかっ下を必要とする硝化と嫌気環境下を必要とする脱窒がうた｡ 堆積物の全炭素量は､ Bubbling も Control も実験まく進行し合っていたと考えられる｡ したがって､ 窒素開始時と終了時間で有意差はなかった｡ また､ 水と堆積浄化を行う場合は､ 連続的な空気供給ではなく間隔をとっ物を合わせて水槽全体では､ 両水槽間に有意な差は観らて供給する､ あるいは嫌気環境である堆積物を維持するれなかった｡など好気環境と嫌気環境を時間的あるいは空間的に組み合わせる必要があると考えられる｡

４. 考

Hohenerand Gachter(1994) は､ 人為的な酸素の察

供給は底層の脱窒を高めたと報告した｡ その理由として

本研究では､ 汚濁池沼をモデルとした水槽実験により､彼らは､ 酸素供給によって硫黄酸化細菌 Beggiatoa sp.

水域改善法の１つである空気供給が窒素および炭素動態が活性化し､ この細菌が硝化を阻害する H2 S を酸化しにどのような影響を与えるか検証した｡ 空気を水中に供除去することで､ 結果として硝化 (NH4+ → NO3) −給した Bubbling では､ DO は経時変化を示さず､ 飽和脱窒 (NO3  → N2 ) の連続過程を促進したためであるに近い一定の値で推移した (図１)｡ 空気を供給しないと述べている｡ 本研究の結果は､ 彼らの結果とは異なり､Control の DO は､ 日中は過飽和となり､ 夜間から明け人為的な空気供給によって脱窒が阻害されることを示し方にかけて未飽和となる日変化を繰り返していた｡ これた｡ H2S の測定はしなかったが､ 本研究で用いた池の堆は､ 日中は水槽内に存在した藻類の光合成によって酸素積物中には H2 S がそれほど多く存在しなかったためとが生成され､ 一方で夜間から明け方にかけては微生物の推察される｡

呼吸が大きくなることによって酸素が消費されたためと実験後半の N2 O は､ Bubbling では増加傾向､ Con-考えられる｡ また､ Control の下層の DO は表層よりもtrol では減少傾向を示した｡ N2 O は､ 他の気体と比べわずかに低い値を示していた｡ これは､ 空気からの酸素ると非常に水に溶存しやすい性質をもっている (Weissの拡散速度よりも下層の微生物による呼吸速度が大きかっand Price 1980)｡ 水中に溶存している N2O は､ 嫌気環たためであろう｡

境下では脱窒に取り込まれ N2となり不活性化されて大空気供給することで観られた特徴的な結果の１つに､
気中へ放出されるが､ 好気環境下ではそのまま放出されNO3 の蓄積があげられた (図２−ｃ)｡ Bubbling の堆る (Mengis et al. 1996)｡ このことからも､ 窒素浄化を積物表層部の脱窒活性は Control よりも低かった (図行うには還元環境の形成も必要であるといえる｡

３)｡ このことは､ 空気供給によって脱窒の進行が阻害

空気供給は水中の有機物分解を促進した (図４､ 表２)｡

されることを示している｡ 一般的な水域において､ 脱窒

したがって､ 本研究で用いた空気供給法は､ 水中の有機は水中よりも堆積物中で活発であり､ 表層で活性が最も物を軽減するのに有効であるといえる｡ しかしながら､高いといわれている (Terai and Yoh 1996；Senga et

空気供給によって有機物分解で生成される CO2は増加す

al. 2002)｡ 本研究でも､ 水槽の堆積物表層部が活発な脱ると考えられる｡ CH4の生成は強い嫌気下でしかおこら窒サイトであると考えられ､ 水中の NO3 の消長に大きないため無視できる｡ 水中の CO2の減少の原因として､く関与していたと推察される｡ 脱窒の阻害は､ 空気供給空気供給することで大気中へ放出するものと､ 藻類の光が窒素動態に与える重要な結果といえる｡ すなわち､ 空合成による取り込みによって消費されるものと２通り考気供給することで水域内から水域外へ窒素が放出されにえられる｡ Bubbling では Control に比べると有機物分くくなるということであり､ 水域の栄養塩レベルが上が解が促進されたので､ CO2の生成量は大きかったと考えることを意味している｡ また､ NO3 の蓄積は､ 水域のられるが､ 実験終了時の CO2濃度は Bubbling の方が小酸性化を引き起こすと推察される｡ したがって､ 水域のさかった (表２；水中の DIC はほとんどが CO2)｡ POC

窒素浄化を考えると脱窒の進行は重要であり､ そのためと PON の値から (表１､ ２)､ 両水槽内の藻類量に違には嫌気環境も必要であることが解った｡

いがなかったと仮定すると､ 日中の光合成による CO2の

一方､ Control では､ NO3 の蓄積は観られず､ 水中の取り込み量は差がなかったと推察できる｡ したがって､全窒素量も実験終了時には大きく減少していることからCO2は空気供給することで泡と一緒に大気中へ放出され(表２)､ 脱窒が活発に進行していたと考えられる｡ 前述た可能性が高い｡ CO2の生成が促進され放出が大きくなしたように Control では､ 藻類が光合成と呼吸を繰りることは地球温暖化にとって大きな問題である｡ 本研究100

地球環境研究,Vol.11(2009)

では水槽内の CH4､ CO2と DOC 濃度からのみの考察に

marine ecosystem. Soil Biol Biochem 36: 1645-1652

なるが､ 今後､ N2 O も含めて空気供給という水域改善

HohenerP, Gachter
R (1994) Nitrogen cycling across theに用いられている手法が地球温暖化ガスの大気への放出

sediment-water interface in an eutrophic, artificially oxy-にどの程度影響を与えているか検討する必要があるだろう｡

genated lake. Aquat Sci 56: 115-132
Huttunen JT, Hammar T, Alm J, Silvola J, Martikainen PJ(2001) Greenhouse gases in non-oxygenated and artifi-

80日間空気供給することによって､ 水中の炭素量は減
少した (表２) が､ 窒素量は変化がなく､ 逆に空気を供

cially oxygenated eutrophied lake during winter stratification J Environ Qual 30: 387-394

給しない方が脱窒が進行し減少した (表１)｡ また､ 堆

Mengis M, GachterR, Wehrli B (1996) Nitrous oxide emis

積物中の窒素量､ 炭素量は変化しなかった｡ これは､ 空

sions to the atmosphere from an artificially oxygenated

気供給によって堆積物内の酸化還元環境が変化しなかった (図５) ためであった｡ 堆積物の環境を変える必要があるのであれば､ 酸素の供給法を改善する必要があるとlake. Limnol Oceanogr 41: 548-553
Senga Y, Seike Y, Mochida K, Fujinaga K, Okumura M(2001) Nitrous oxide in brackish Lakes Shinji andNakaumi, Japan. Limnology 2: 129-136

考えられる｡ しかし､ 前述したように､ 窒素浄化の観点

Senga Y, Mochida K, Okamoto N, Fukumori R, Seike Y

からすると､ 還元環境の存在は重要である｡ H2S などの(2002) Nitrous oxide in brackish Lake Nakaumi, Japan II:

生物に被害を与える物質が多く溶出しない限り､ 堆積物

the role of nitrification and denitrification in N2O accumu-

内の還元環境を人為的に壊す必要はないだろう｡ 今後､

lation. Limnology 3: 21-27

水域全体の窒素および炭素を軽減するためには､ 自然がもつ浄化機能と空気供給など人為的な手法をうまく組み合わせた技術の開発が必要であると考えられる｡

Senga Y, Mochida K, Fukumori R, Okamoto N, Seike Y(2006) N2 O accumulation in estuarine and coastal sediments: The influence of H2 S on dissimilatory nitrate reduction. Est Coast Shelf Sci 67: 231-238
Terai H, Yoh M (1996) Denitrification and N2O production

謝辞

本研究は､ 文部科学省私立大学学術研究高度化推進事業オープンリサーチセンター整備事業 (研究代表者：高村 弘毅) おin Lake Kizaki. Mitt Internat Verein Limnol 25: 97-104
Weiss RF, Price BA (1980) Nitrous oxide solubility in waterand seawater. Mar Chem 8: 347-359

よび文部科学省科学研究費基盤 (Ａ) ｢高酸素水生成装置を用Willems HPL, Rotelli MD, Berry DF, Smith EP, Reneau, Jr

いる汽水湖貧酸素水塊の水質改善及び湖底の底質改善｣ (研究RB, Mostaghim S (1997) Nitrate removal in riparian wet-

課題番号：19201016､ 研究代表者：清家泰) による研究成果のland soils: effects of flow rate, temperature, nitrate con-一部である｡ また､ N2O､ CH4および CO2の分析に関しては､

centration and soil depth. Water Research 31: 841-849

国立環境研究所アジア自然共生研究グループの野原精一室長にYoshinari T, Knowles R (1976) Acetylene inhibition of ni-

協力いただいた｡ 心より感謝の意を表します｡

trous oxide reduction by denitrifying bacteria. Biochem
Biophys Res Commun 69: 705-710

参考文献

Yoshinari T, Hynes R, Knowles R (1977) Acetylene inhibi-AshleyKI (1988) Hypoliminetic aeration research in Britishtion of nitrous oxide reduction and measurement ofColumbia. Verh. Internat. Verein. Limnol: 23 215-219

denitrification and nitrogen fixation in soil. Soil Biol

Gallizia I, Vezzulli L, Fabiano M (2004) Oxygen supply forBiochem 9: 177-183

biostimulation of enzymatic activity in organic-rich101

汚濁池沼への空気供給が窒素および炭素動態に与える影響 (千賀・渡辺)

The Effect of Artificial Oxygenation on Nitrogenand Carbon Dynamics of Polluted Pond
SENGA Yukiko＊, WATANABE Yasunori＊＊

Department of Environment Systems, Faculty of Geo-environmental Science, Rissho University

Abstract:
The impact of air bubbling on nitrogen and carbon dynamics was studied with a water tank experiment as a model of polluted pond to demonstrate availability of artificial oxygenation. In nitrogen dynamics in water column denitrification was inhibited by saturated dissolved oxygen, as aresult of the accumulation of NO3- and N2O in air bubbling tank. This indicated that nitrogen wasconserved in the water area by the air bubbling. These results indicated that formation of anaerobic condition will be also needed to decrease nitrogen in water column. On the other hand, carbon
dynamics in water phase, mineralization was accelerated by the air bubbling and the increase of
CO2 production through mineralization was concerned, because CO2 is one of the most important
greenhouse gases. In sediment, the air bubbling did not affect oxidative-reductive states, resulting
in no clear change of nitrogen and carbon dynamics. The air bubbling experiment could not decreased the amount of nitrogen in water tank at the end of the experiment, meanwhile had no clear
change of carbon budget.

Keywords: artificially oxygenation, nitrogen dynamics, denitrification, nitrification,
carbon dynamics, mineralization, greenhouse gas, polluted pond102