7. 紫外線が琵琶湖の水質へ及ぼす影響評価

紫外線環境と溶存有機物および光反応の検討
早川和秀・杉山裕子 1)・和田千弦 1)・鈴木智代 1)2)・
丸尾雅啓 3)・楯敬介 3)・松本真理子 3)・大田啓一 3)

要約
琵琶湖水中の紫外線及び可視光を1年半にわたり毎月計測した。紫外線が表層光の1％になる深度は、沖帯でUV-Aで4.0-5.5m、UV-Bで2.7-3.6mであった。また、水中の紫外線及び可視光の透過性は、懸濁粒子と溶存有機物によるものであり、それらによって全観測点における水中光減衰係数の変動の70％以上を説明できた。懸濁粒子と溶存有機物の減衰係数に対する寄与率は、紫外吸収溶存有機物が紫外線313nmの減衰要因の63％を占め、濁度が可視光550nmの減衰要因の74％を占めた。
紫外線吸収作用の大きい溶存有機物の分画と化学的同定を試みたところ、高速液体クロマトグラフィー/質量分析器(LC/MS)により分離された親水性有機物と疎水性有機物のそれぞれの分画で254nmにおける紫外吸収の大きいピークが観測された。前者は水深が増すと消滅し、表層で生産されている有機物であると推測された。一方、後者は水深が増す
につれ増大したことから、底層で生産されているリグニンや腐植物質に関連する物質と推定された。
紫外線の光反応に関して、鉄イオンの反応を検討した。好気的環境の水圏では極微量と考えられてきたFe(Ⅱ)について、夏季の琵琶湖北湖の表層水で測定したところ、水深1m以浅では下層に比べ、Fe(Ⅱ)が明らかに高濃度で確認された。
湖水を用いた光照射実験によって、日射量に応じたFe(Ⅱ)の濃度変化が確認され、表層水での腐植物質の濃度低下と合わせて考えると、有機物を介する間接的な光還元反応によってFe(Ⅱ)の還元が起きていることが示唆された。

る深度は、それらの物質の存在量によって変動する。した1. はじめに本研究プロジェクトでは、地球規模の環境変動の一つがって、湖沼への紫外線の影響は、地上へ到達する紫外線として、大気オゾン層の減少によって懸念される紫外線量よりも湖水の水質に依存するといえる。琵琶湖では、短増加が琵琶湖へ及ぼす影響について総合的に研究を展開

期での琵琶湖水中を透過する紫外線量はすでに報告があしている。現状での紫外線環境について科学的知見を集るものの（Vincent et al., 2001, Belzile et al., 2002）、

約しながら理解を深め、一方で観測や実験から琵琶湖の整理された形での紫外線の水中透過性や長期での継続

紫外線照射の実態や水質などへの影響について検討してデータがない。オゾン層減少による紫外線増加は長期的いる。プロジェクトでは大きく3つの取組みとして、1）湖な曝露を想定するため、長期的な観点からみた水質や生水中の紫外線データの収集と光環境モデルの構築、2）湖態系への影響を検討することが必要である。そこで、本研

水溶存有機物と光反応との関係性の検討、3）湖内での微究では、琵琶湖水中の紫外線量を継続的に調査し、紫外線量有害有機化学物質の光分解評価を行っている。本稿でと琵琶湖水質との関係について検討し、紫外線増加によは、昨年度までに成果が得られたいくつかの取り組みにる将来の水質変化の予測につながる基礎的な情報を収集

ついて報告する。全体総括および2章は早川が担当し、3章整理した。

及び4章は、それぞれ兵庫県立大学、滋賀県立大学との共同研究により実施され、3章は杉山、4章は丸尾が主に執筆を担当した。

2.2

観測方法

観測は、2005年4月から2006年7月にかけて、月1回の定期観測を行った。観測点は図2-1に示した。観測項目は、

2. 水中紫外線量の測定

水温、電気伝導度、水中紫外線量、空中紫外線量、濁度、2.1

懸濁粒子濃度、懸濁態有機炭素濃度、溶存態有機炭素濃

はじめに

水中での紫外線は、水分子、懸濁粒子（例えば植物プ

度、有色有機物濃度（紫外線吸光度）、蛍光強度、クロロ

ランクトンや土壌粒子など）、溶存物質（その多くは有機

フィル濃度とした。一般物理項目は、水温プロファイラー物）によって吸収、散乱するため、水中で紫外線が到達す（F-probe及びOcean Seven）により、紫外線量と濁度は

1）兵庫県立大学人間環境学部、

3）滋賀県立大学環境科学部

2）北海道大学大学院環境科学院、

滋賀県琵琶湖環境科学研究センター試験研究報告書第3号

図2-2
図2-1

北湖今津沖中央

9月における水中紫外線及び可視光の減衰 （左：紫外線及び可視光の鉛直分布、中央：光束

観測地点

消散係数[濁度を反映]、右：水温分布）
Biospherical Instruments社製

水中紫外線放射計PUV-

545/546、その他の項目はニスキン採水器により湖水を採水して研究室に持ち帰り分析を行った。懸濁粒子濃度は
試水をガラス繊維フィルターWhatman GF/Fでろ過後に重量測定で、懸濁態有機炭素濃度はそのフィルター試料をFlash EA1112元素分析計で、溶存態有機炭素濃度は、GF/
Fろ液を島津製TOC-V全有機炭素計で、有色有機物濃度（CDOM、または紫外線吸光度）は日立U-2001紫外・可視光
吸光度計で、蛍光強度は日立F-4500蛍光分光計で、クロロ
フィルa濃度はアセトン－ジメチルホルムスルホキシド
でフィルター試料からクロロフィルを抽出した後、ター

図2-3

野洲川河口沖9月における水中紫外線及び可視光の減衰（グラフの説明は図2-2に同じ）

ナー蛍光計TU-10Aで分析を行った。
I = I0 exp (-kz)

2.3

I:水中の光強度、I0:水面での光強度、

水中紫外線量の減衰

水中紫外線の鉛直分布及び濁度、水温の鉛直分布の一k:減衰係数、z:水深

例を図2-2、2-3に示す。水中紫外線量UV313nm, 340nmは、各観測点で得られた減衰係数ｋを図2-4に示した。北湖

水深とともに指数関数的に減衰する分布であり、表層かの今津沖中央、和邇沖は、沖帯の観測点であり、これらのら数mまで到達した。図中の10-2における深度が1％光到

場所では紫外線（313、340nm）の減衰係数はあまり変動し達深度を示すが、紫外線340nmで5m程度であり、可視光なかった。すなわち、水中紫外線の減衰は季節によらず一（PAR）は紫外線よりも水中での透過性がよく、14m付近ま定であった。観測期間を通して紫外線が表層光の1％になで届いていた。今津沖中央では、成層期に水温躍層付近にる深度は、UV-Aで4.0-5.5m、UV-Bで2.7-3.6mであった。

懸濁粒子が集中する分布がたびたび見られたが、それに可視光（443、550nm、PAR）は植物プランクトン現存量

よる紫外線や可視光の減衰は数％程度であり、大きな影が増加する時期に減衰が強くなる（k値が高くなる）傾向

響はなかった。一方、野洲川河口沖では、1％光到達深度が見られた。浅水域である野洲川河口沖、南湖中央では、は紫外線340nmについて3m程度で、可視光（PAR）は水深9m

紫外線、可視光ともに経時的に変動した。特に野洲川河口の湖底まで届いていた。水湖底付近には高濁度層がたび沖の2006年4月から6月にかけて減衰が強くなることが観たび観測されたが、光環境に影響を与えることはなかっ察された。この原因については後述する。野洲川河口沖でた。

の観測期間を通しての1％光到達深度は、UV-Aで1.2-

水中の紫外線と可視光が減衰する様子は、次のモデル

4.6m、UV-Bで0.8-3.5mであった。

式によって表される（Hargreaves, 2003）。

滋賀県琵琶湖環境科学研究センター試験研究報告書第3号

図2-4

４観測点における紫外線と可視光減衰係数の変動（NB-17: 今津沖中央、NB-Ie: 和邇沖、NB-Ya: 野洲川河口沖、SB:南湖中央、場所は地図参照、K値: それぞれの波長（カッコ内の数値nm）での減衰係数、PAR: 可視光400-700nm）
３）溶存態有機物による吸収、散乱が理論上考えられている。まず、光学的パラメータを示す水質項目について観測結果より整理した。
まず、PUVの測定と同時に行った透明度の測定から、全観測での透明度とPARの関係について調べた(図2-5)。透明度の測定では、PUVの測定に比べ、波面による透視誤差や測定者による誤差がある。両者の比較から透明度の測定による誤差がわかる。図2-5に見られるように透明度とK(PAR)の関係性は比例関係が見られるが、誤差として透明度で2m程度の幅がある。
次に、懸濁粒子の性質について検討した。全観測でのフィルター重量から求めた濁度（TSS）と吸光度660nmより求めた濁度(Turbidity)を比較した（図2-6）。TSSは光学的に求めた値と比例関係が見られ、重量で求めた濁度を光学的に換算することが可能であることが明らかとなっ図2-5

K(PAR)と透明度の関係（実線は回帰直線、破線は回帰に基づく95%信頼区間）た。ただし、ある程度の誤差幅があり、濁度の変動が狭い
範囲（例えば沖帯のみ）では、この関係を適用できないことがある。また、濁度とクロロフィルa濃度の関係を見ると、沖帯では濁度とクロロフィルa濃度の間に比例関係が2.4

水質項目と光環境の関係見られた。沖帯の濁度の増減は植物プランクトンの増減

水中での紫外線が減衰する主な要因は、１）水分子にとよい相関がある。しかし、沿岸帯（浅水域）では両者による吸収、散乱、２）懸濁粒子による吸収、反射、散乱、比例関係は見られず、濁度の上昇は植物プランクトンと滋賀県琵琶湖環境科学研究センター試験研究報告書第3号

関係がない場合がある。
次に溶存有機物の性質について検討した。溶存有機物
は量的には溶存有機炭素濃度DOCで表すことができるが、特に紫外線を吸収する有機物について着目するには、紫外吸収スペクトルの強度から評価する方法がある。琵琶湖水中の溶存物質の紫外吸収スペクトルを図27に示した。紫外吸収スペクトルは図2-7に見られるように短波長側へ指数的に大きくなるとともに、250-300nm付近に極大が見られた。この特徴は全観測点で類似していた。この紫外吸収は溶存有機物によるものであり、この部分をChromophoric Dissolved Organic Matter (CDOM)として、見かけ上の物質として取り扱う。本研究では、320nmにおける吸光係数を次式により求め、強度を見かけ上の物質濃度aCDOM (320)として取り扱った。

a (λ) = 2.303 A(λ)/laCDOM (320) = a (λ0) exp(-S( 320-λ0) )図2-8

溶存有機炭素DOCと紫外吸収溶存有機物 a C D O M(320)（黒丸は沖帯データ、白丸は沿岸帯データ）

A(λ)は吸光度であり、lはセル長、λは波長、Sは320-450 nm範囲での吸収スペクトルの傾きであり、λ0は任意の波長である（Laurion et al., 1997)。
DOCとaCDOM (320)の関係を図2-8に示した。両者の間には、沖帯、沿岸帯の試料にかかわらず、相関関係は見られない。したがって、琵琶湖では、紫外吸収する溶存有機物は、溶存有機炭素濃度と関係がないといえる。

図2-6 [左] 濁度重量濃度TSSと光学的濁度Turbidityの関係（黒丸は沖帯データ、白丸は沿岸帯データ、実線は回帰直2.5

紫外線減衰の要因

さて、以上のような情報をふまえ、水中紫外線の減衰線、破線は回帰に基づく95％信頼区間）

要因について考察するため、水中紫外線観測時の各種水[右] 濁度重量濃度TSSとクロロフィルa濃度Chl.a の関係（黒質項目を図2-9に示した。北湖今津沖中央における水中丸は沖帯データ、白丸は沿岸帯データ）の紫外線減衰係数（図2-4）と濁度他各項目を比較すると、クロロフィルa濃度の増加による濁度の増加、そして可視光での減衰係数の増大があることがわかる。紫外吸収溶存有機物は観測期間中、変動に乏しく、それは紫外線の減衰係数の変動と似ている。野洲川河口沖における紫外線減衰係数と各項目の比較を行うと、野洲川河口ではクロロフィルa濃度の増加をともなわない濁度の増加があることがわかる。また、可視光での減衰係数の増加
は濁度の変動に似ていること、紫外線減衰係数は2006年
4月から6月にかけて増大があり、紫外吸収溶存有機物も同期間で高いことがわかる。2006年4月、5月の観測は、河川上流での代掻き田植えの時期に重なっていること、
6月は大雨の翌日であったことから、いずれも河川より供給された高濁度及び高濃度の紫外吸収溶存有機物が、水中の光環境に影響を及ぼしたものと考えられる。

図2-7

湖水ろ液の紫外吸収スペクトル

紫外線と可視光の水中減衰係数と水質パラメータの滋賀県琵琶湖環境科学研究センター試験研究報告書第3号

相関を調べた（表2-1）。紫外線減衰係数（K(313), K

性が懸濁粒子に強く依存していることが表れた。また、(340）)と紫外吸収溶存有機物aCDOM(320)は、沖帯、浅水

溶存有機炭素DOCは、水中光減衰と関係がないことも確

域いずれもよい相関があり、水中の紫外線透過性にはこ認された。

れらの溶存有機物が関与していることが確認された。

さらに全観測点における紫外線と可視光の減衰係数

一方、浅水域の可視光の減衰係数（K(443), K(550),

について、紫外吸収溶存有機物aCDOM(320)と濁度TSSから

K(PAR）)は、濁度TSSと強い相関を示し、浅水域の光透過

重回帰分析を行い、それぞれの寄与について推定した

図2-9 [左] 北湖今津沖中央における濁度(TSS)、クロロフィルａ濃度（Chl.a）、溶存有機炭素濃度(DOC)、有色溶存
有機物濃度(a(320))の変動、[右] 北湖野洲川河口沖における同項目
表
表2-1
2-1水中光減衰係数と水質パラメータとの相関
水中光減衰係数と水質パラメータとの相関
沖帯 (NB-17, NB-Ie)

浅水域 (NB-Ya , SB)a CDOM
(320)

DOC

TSS

K(PAR)

a CDOM
(320)

DOC

TSS

K(PAR)

K(313)

0.65

0.60

0.43*

0.38

0.74

0.06**

0.61

0.53

K(340)

0.70

0.44*

0.34**

0.56

0.79

0.05**

0.73

0.72

K(443)

0.49

0.53

0.51

0.93

0.71

0.13**

0.81

0.97

K(550)

0.40*

0.51

0.40*

0.99

0.63

0.02**

0.84

0.99

K(PAR)

0.40*

0.47*

0.39*

-

0.64

0.07**

0.80-*: 統計上相関なし (P <0.05, n =28), **: 統計上 相関なし(P <0.01, n =28)

表2-2
2-2 全観測点における水中光減衰係数の変動に対する重相関
全観測点における水中光減衰係数の変動に対する重相関
表
波長

式

r2

標準部分相関係数
aCDOM(320)TSS

313 nmK（313） = 2.216 ・aCDOM(320) + 0.212・TSS - 0.583

0.74

0.625

0.287

340 nmKd（340） = 1.613 ・aCDOM(320) + 0.228・TSS - 0.555

0.81

0.575

0.391

443 nmK（443) = 0.471 ・aCDOM(320) + 0.152・TSS - 0.119

0.81

0.377

0.585

550 nmK(550) = 0.127 ・aCDOM(320) + 0.122・TSS +0.018

0.78

0.235

0.744

PAR

K(PAR) = 0.243 ・aCDOM(320) + 0.135・TSS - 0.028

0.76

0.252

0.672

滋賀県琵琶湖環境科学研究センター試験研究報告書第3号

（表2-2）。全観測点における水中光減衰係数の変動は、紫外吸収溶存有機物aCDOM(320)と濁度TSSから70％以上を

3. 琵琶湖水中に溶存する紫外線吸収物質
3.1 はじめに説明できた。それぞれの減衰係数に対する寄与は標準部

琵琶湖水中に溶存する有機物のなかには、紫外光を強分相関係数で表され、紫外線では溶存有機物、可視光でく吸収するものが含まれている。例えば、ある種のアミは濁度の影響が大きいことが明らかとなった。その寄与

ノ酸群(Cockell and Knowland, 1999)や腐植物質(長尾率は、紫外吸収溶存有機物が紫外線313nmの減衰要因の誠也他,2001)はそのような化合物として知られている。

うちの63％を占め、濁度が可視光550nmの減衰要因のう

これらの有機物群は、個々の化合物がたとえ低濃度であっても、湖水に入射する太陽エネルギーを調整するこち74%を占めることがわかった。

とにより、湖水環境に対して大きな影響をもつと考えら

2.6

れる。今までに琵琶湖においてそれらの有機物群を同定まとめと今後の課題

これまでの結果は以下のとおりにまとめられる。

した例は無く、その物質群の分布や起源についての情報

1） 水中の紫外線と可視光の減衰の様子は、文献等は皆無である。しかしながら、その物質の起源や構造をにみられるモデル式によって表されることを探り、湖水中における分布の特徴を知ることは、紫外線確認した。

が琵琶湖の今後に及ぼす影響を検討する上でたいへん

2） 紫外線が表層光の1％になる深度は、北湖沖帯重要である。

でUV-Aで4.0-5.5m、UV-Bで2.7-3.6mであっ本研究課題の目的は、この紫外線吸収物質及び腐植物

た。浅水域である野洲川河口沖での観測期間

質を化学的に分画して同定することである。我々は、を通しての1％光到達深度は、UV-Aで1.2-

2005年度から行われている「紫外線が琵琶湖の水質へ及

4.6m、UV-Bで0.8-3.5mであった。

ぼす影響評価」プロジェクトの中で、アミノ酸類･腐植物

3） 沖帯では水中紫外線の減衰は季節によらず一定

質はともにC18 固相抽出により選択的に吸着分離できるであったが、沿岸帯では変動が見られた。

ことを確かめた(杉山裕子, 2006)。本研究ではこの成果

4） 透明度とK(PAR)の関係性は比例関係が見られたに基づき、C18固相抽出を濃縮分離法として用い、濃縮湖

が、透明度で2m程度の誤差幅があった。

水溶存有機物試料を液体クロマトグラフィー-質量分析5） 重量で求めた濁度を光学的に換算することが可器(LC/MS)あるいは超高分解能フーリエ変換イオンサイ
クロトロン共鳴型質量分析器(FT-ICRMS)によって分析能であった。
6） 溶存有機物の紫外吸収スペクトルは短波長側へした。LCの分離にはC18逆相カラムを用い、UV検出器によ

指数的に大きくなるとともに、250-300nm付近

るクロマトグラムを元に、紫外吸収の大きい有機物ピーに極大が見られた。

クの質量分析を行い、その結果とFT-ICRMS分析の結果よ

7 ） D O C と a C D O M ( 3 2 0 ) の 間 に は 、沖 帯 、沿 岸 帯

り紫外線吸収有機物を同定することを試みた。

の試料にかかわらず、相関関係は見られな

3.2

かった。

サンプリングと試料の処理

8 ） 紫 外 線 減 衰 係数（K(313),K(340）) と 紫

図3-1に採水地点を示す。試料の採取は、琵琶湖におい

外吸収溶存有機物aCDOM (320)は、沖帯、浅 水 域て2006年10月12日、北湖NA地点(水深 52.2 m) 水深0.5、

いずれもよい相関があり、水中の紫外線

1、2、5、7、10、15、20、25、30、40、50 m、流入河川

透過性にはこれらの溶存有機物が関与である野洲川河口(Yasu)地点、南湖中央(SB)地点、それ

していることが確認された。

ぞれ水深2.5mで行った。すべての湖水は、滋賀県琵琶湖9）浅水域の可視光の減衰係数（K(443),K

環境科学研究センターの実験調査船「はっけん号」にお(550),K(PAR）)は、濁度TSSと強い相関をいて、ニスキン採水器を用い採取した。採取した試料は、

示 し 、 浅 水 域 の 光 透 過 性 が 懸 濁 粒 子 に強 く

ポリカーボネート製採水瓶に保存し、氷冷下で同セン依存していることが表れた。

ター研究室に持ち帰った。使用したポリカーボネート瓶

10）溶存有機炭素は、水中光減衰と相関関係がは、予め10％界面活性剤溶液(シカクリーン LX-Ⅲ)と1M
HClに、6時間、2時間と順に漬け置き、超純水で洗浄をないことが確認された。

行ったものを使用した。持ち帰った試料は、予め1M HCl
今後は、さらに粒子の光吸収の詳細、溶存有機物の内-1M

HNO3 混酸で煮沸洗浄した孔径0.2μmのヌクレポア

容物の詳細、湖水中で光分解反応をする溶存有機物量にフィルターでろ過した。ろ過試料は、次の測定まで4 ℃

ついて研究をすすめる。

以下の冷暗所で保存した。

滋賀県琵琶湖環境科学研究センター試験研究報告書第3号

相抽出ディスクに担持させ、その後80%メタノール20
mlにより溶離した。つづいて、窒素吹き付け濃縮によりN2mlになるまで濃縮を行った。
C18固相抽出試料のLC/MS測定は以下の条件で行った。
測定には、Shimadzu LCMS-2010 システムを用いた。LC分
離カラムは、C 18 逆相カラム(粒子径3μm,2.1×150mm;
Atlantis, Waters)を用いた。移動相には、pH5に調整し
NA
NA

R.Ane

た1mM 酢酸アンモニウム溶液 (A液)、100% アセトニト
リル( B液)を用い、移動相組成を連続的に変化させるグ

R.Ado

ラジエント溶離法で分離を行った。グラジエント条件
を、表3-1に示す。試料注入量は10μ/l、カラム温度は40

L.Biwa℃、流速0.2ml/minの条件で分離した。

R.Echi
Yasu

yasu

表3-1

R.HinoSB

LCにおけるグラジエント件

min

%A

%B

2

100

0

10

85

15

13

70

30

15

0

100

30

0

100

R.YasuR.Seta10 km
図3-1 試料採取地点

3.3

実験

検出器には、UV検出器(検出波長 254nm)および、質量

ろ過試料のDOC濃度は、採取後直ちにSHIMADZU TOC-5000

分析器を接続して用いた。MS部のイオン化法として、エを用いて測定した。測定はバイアル1本当り3回行い、そレクトロスプレーイオン化(ESI)法を用い、CDL温度の平均値を取った。変動係数が2%に収まらない場合に250℃、ブロック温度200 ℃、検出器電圧1.8kV、ガス流

は、最大5回測定した。検量線作成には、フタル酸水素カ

量4.5l/minに設定し、負イオン化モードでマススペクト

リウム(0、1、3、5 mgC/l)標準溶液を用いた。

ルを記録した。

ろ過試料の三次元励起蛍光測定には、HITACHI F-4500

また、LC/MS測定に用いたものと同じ試料をアメリカ

を用い、ホトマル電圧400V、スキャンスピード1200nm/

合衆国Old Dominion University 所有の12テスラの超

min、励起側サンプリング間隔5nm、蛍光側サンプリング

伝導マグネットを備えたFT-ICRMSにより分析した。測定

間隔2nmに設定し、励起波長220～450nm、蛍光波長220～はESIネガティブモードで行い、インフュージョン分析

500nmで蛍光強度を測定した。サンプルの蛍光強度は、10を行った。

μg/l硫酸キニーネ（Ex/Em 345/450nm、0.1M硫酸溶液）
を10QSUとして規格化した。検量線作成には、硫酸キニー

3.4

ネ（0、10、20、50 ppb）標準溶液を用いた。

2006年10月に採取した琵琶湖水試料の特徴

C18固相抽出には、C18固相抽出ディスク(3M Empore High2006年10月12日に行った観測で得られたDOC濃度、クPerformance Extraction Disk )を使用した。試料をディ

ロロフィルa濃度および腐植様物質蛍光ピーク強度(Ex/スクに担持させる前に、ディスクのコンディショニング

Em 265/432)を表3-2に、NA地点におけるDOC濃度、クロロを行った。コンディショニングは、3Mの推奨する方法に

フィル a 濃度および腐植様物質蛍光ピーク強度(Ex/Em

従い、以下の手順で行った。まず、ディスクに80%メタ

265/432)の鉛直分布を図3-2に示す。縦軸は深度(m)を示

ノールを10ml通した。そして、100%メタノール、超純水

し、横軸はそれぞれ、DOC濃度(mgC/l)、クロロフィルa濃を10mlずつ通した。この作業を2回繰り返した。そして、度(μg/l)、腐植様物質蛍光ピーク強度(QSU)を示してい

ろ過試料10mlに濃塩酸を添加してpH2.2に調整し、C18固る。

滋賀県琵琶湖環境科学研究センター試験研究報告書第3号

NA地点において、DOC濃度は、表層で高値を示し、最大表層0.5mで最大値37.7QSUを示した。そして、深度が増す

値は水深5mで1.32mgC/lであった。また、水温躍層であるにつれて、底層50mまで緩やかな減少(31.6QSU)が見られ25mを境に減少(1.27mgC/l～1.00mgC/l)した。水温躍層以た。野洲川河口や、南湖中央地点表層水においては、38.2

深ではDOC濃度は、ほぼ一定値(0.98～1.00mgC/l)を示し～39.6QSUと、NA地点表層水に比較して、高い値を示した。

た。

また、クロロフィルa濃度が最大値を示した水深15mにの

表3-2

2006年10月12日におけるDOC濃度,クロロフィ

ルa濃度,腐植様物質蛍光ピーク強度(Ex/Em265/432)
の鉛直変化

site
NA

み 明瞭なタンパク様物質蛍光ピーク36.4QSU（Ex/Em265/328）が観測された。
以上の結果より、2006年10月NA地点におけるDOC濃度とクロロフィルa濃度の鉛直分布は、表層で高値を示し、水

depth
(m)

DOC
(mg/L)

0.5
2.0

1.29

2.5

1.3

37.1

1.32

37.1

1.28
8.1

12

8.1

14

8.6

16

7.5

18
20

36.7

6.8

22

7

24

5.4

26

2.7

28

2.4

一方腐植様物質蛍光ピーク強度は、表層で高い値(37.7
QSU)を示し、そこから深度が増すにつれ徐々に減少して、底層で最低値(31.6QSU)に達するという分布を示し、水温
クロロフィルa濃度が極大を示した水深15mにおいてのみ物質蛍光ピークは、水深15m付近に存在した植物プランク
トンの活発な活動により生成された有機物によるものであると推測された。
これらのことから、NA地点における水温躍層以浅におけるDOC濃度増加は、腐植様物質でなく、現場の植物プラ
ンクトンによる生物活動の寄与が大きいと推測された。

7.4
1.27

示すという類似した変化を示すことが分かった。

タンパク様物質蛍光ピークが見られた。このタンパク様
36.6

6.7
1.3

温躍層を境に劇的に減少し、水深が増すにつれて減少を躍層付近での急激な低下の傾向はみられなかった。また、

7.0

8.0
10

37.7

6.7

6.0
7.5

FA-like
peak
(QSU)

5.9

4.0
5.0

Chl.a
( g/l)

36.2

3.5

LC/MSによる紫外線吸収物質の分離

2006年10月 NA地点水深25mの湖水のC18 固相抽出試料
をLCで分離した結果、図3-3に示すようなクロマトグラム

30

1

2.4

35.2

が得られた。縦軸はUV 254nmにおける紫外吸光度(mAbs)、

40

0.98

1.7

33.9

横軸は保持時間を示している。LCクロマトグラムには、水

50

1

1.0

31.6

深25mの試料では、保持時間1.7分、3.0分、9.8分、14.2分

Yasu

2.5

1.33

38.3

SB

2.5

1.37

39.6

にピークが検出された。また、水深40mの試料では、保持時間2.0分、10.0分、14.2分に検出された。
水深25mの試料においては、親水性と疎水性有機物分画

このようなDOCの鉛直分布は、琵琶湖の他の地点でも、の両方で、紫外吸光度の大きいピークがみられた。最も早暖期には一般的に見られているものである(Sugiyama et

く溶離された親水性物質が含まれる保持時間1.7分の

al., 2004; 2005)。野洲川河口と南湖中央地点の表層水ピークでは、ピーク高さが42.97を示し、疎水性物質が含では、1.33、1.37mgC/lとNA地点表層水と比べ高値を示し

まれる保持時間14.2分のピークは、ピーク高さ44.61を示

た。

した。

クロロフィルa濃度は、アセトン－DMSO溶液でフィル

水深40mの試料においては、親水性分画に大きなピーク

ター試料から色素を抽出した後、ターナー蛍光計 TU-10Aは見られず、小さなピーク群も水深25mとは異なった保持で測定された。NA地点におけるクロロフィルa濃度は、水時間に現れていることから、親水性の紫外線吸収有機物

深15m付近で最大値8.6μg/lを示し、水温躍層を境に劇的は、水深によって組成や濃度に大きな違いがあることがな減少(8.6～2.7μg/l)を示し、水温躍層以深ではほぼ一示唆された。一方保持時間14.2分のピークに代表される

定(1.0～2.4μg/l)であった。

疎水性有機物は、水深40mで、水深25mの試料よりも大きい

腐植様物質蛍光ピークは、すべての水域において1種類のみ（Ex/Em

265/432）観測された。NA地点については、

ピーク高さを示し、底層付近で生産された腐植性の有機物の寄与が大きいと考えられた。

滋賀県琵琶湖環境科学研究センター試験研究報告書第3号

図3-2

NA地点におけるDOC濃度,クロロフィルa濃度,

腐植様物質蛍光ピーク強度 (Ex/Em 265/432)の鉛直変化
図3-4 NA地点水深25 m試料で得られた保持時間14.1分の紫外吸収ピークのMSスペクトル

図3-3

3.6

NA地点水深25m試料のLCクロマトグラム

質量分析による紫外線吸収有機物の同定

N A 地 点 に お け る25m, 40mの水深で高い紫外吸光度を 示 し た 保 持時間14.2分(水深25m)のピークのMSスペ

図3-5 NA地点水深25 m試料で得られた保持時間1.7分の
紫外優秀ピークのMSスペクトル

クトルを図3-4に示す。保持時間14.2分の疎水性物質のまた、親水性物質のピークについては、低分子量の範

ピークにおいては、多数の分子イオンピークが検出され囲以外に、高分子量の範囲にも分子イオンピークが見らた。検出された分子イオンピークは、m/z値が150～750のれたことから、親水性物質には、高分子量の成分が多く範囲で山形に分布していた。また、m/z値が1000～2000の含まれていると考えられた。

高分子量の範囲にも分子イオンピークが検出された。

保持時間14.1分のピークに含まれた分子イオンピー

一方、水深25mの試料において紫外吸光度が高い値をクのうちで、大きいイオン強度を示したもの(相対イオ示した保持時間1.7分の親水性物質のピークのMSスペク

ン強度>10%)をピックアップし、FT-ICRMSで得られた高トル(図3-5)では、分子イオンピークがm/z値100～700の分解能分析の結果と比較して物質の同定を試みた。LC/

範囲に山形に分布し、m/z値1000～2000の範囲にも分子MS分析の結果得られたピークリストとFT-ICRMS分析のイオンピークが検出された。疎水性物質のピークのMSス

結果から得られたピークリストから、0.02%以内の誤差

ペクトルと異なり、高分子量の範囲にもイオン強度の大範囲(たとえば、m/z=500のピークについてであれば、m/

きい分子イオンピークが見られた。これらのことから保z=500±0.1の範囲)のm/zを有するピークを同一の有機

持時間14.1分のピークに含まれる疎水性物質は、主に分分子のものであると考えて、LC/MSで得られたピークの子量800以下の多数の分子から構成されることが分かった。

同定を行った。分子式の計算にはFT-ICRMSで得られたm/

滋賀県琵琶湖環境科学研究センター試験研究報告書第3号

z値を用い、分子式の決定にはNational High magnetic
表3-3

LC/MS(保持時間14.2分)で得られたピークの同定結果

Laboratory (Florida, USA)によって開発されたMolecular
C NHMFLを使用した。結果を表3-3に示す。
Formula Calc v.1.0 ○Bm/z from
FTICRMS

Error
of B
from
A (%)

Expected
Formula269.1

269.10303

0.0011

C13H17O6

Error
betweenobserved
andtheoretical
/ (
)
-0.1

283.05283.0823

0.0114

C13H15O7-0.1

287.05287.05608

0.0021

C15H11O6-0.1

予想された分子式からは、炭素数13～25，水素数

311.4

311.29554

0.0335

C20H39O2

01139,酸素2～11を有する有機物が紫外吸収の大きい

319.05319.08226

0.0101

C16H15O7-0.2

14.2分のピークに含まれていることがわかった。水337.15337.16567

0.0046

C18H25O60素／炭素は多くの分子で1～1.5の範囲,酸素/炭素は0.2

A
m/z
from
LC/MS

LC/MSの結果からピックアップされた分子イオンピー
クは119本であったが、このうちFT-ICRMSで得られた
ピークと0.02%以内の誤差範囲に収まったものは39本であり、そのうち35本のピークについて1ppm以内の精度で分子式を予想することができた。

338

337.94065

0.0176341.15341.13945

0.0031

C20H21O50

質 に 類 似 し た 物 質 が 主 な 構 成 物 質 で あ る(Mopper

341.15341.16057

0.0031

C17H25O70

et al., 2007) ことが推測された。

～0.4の範囲であり、天然有機物ではリグニンや腐植物

345

345.06162

0.0179

C17H13O8

0.1

361.05361.09289

0.0119

C18H17O8

0

365.1

365.12417

0.0066

C18H21O8-0.1

377.05377.12416

0.0197

C19H21O8-0.1

379.25379.24901

0.0003

C22H35O5

0383.1

383.11359

0.0035

C21H19O7-0.1

好気的条件下ではFe(Ⅲ)が鉄のほとんどを占めるが、389.05389.12414

0.0191

C20H21O8-0.1

その溶解度はきわめて低く、水酸化鉄(Ⅲ)の溶解度積は392.25392.21592

0.0087

C16H34N5O2S2-0.1

10-37.4（mol4l-4）である。しかし、陸水中に溶存する鉄濃394.2

394.19514

0.0012

C15H32N5O3S2-0.2

度は、理論上の溶解度をはるかに上回る。これは腐植物

395.25395.24382

0.0016

C22H35O6-0.2

質はじめ溶存有機物との錯生成によって鉄が可溶化し

399.1

399.10852

0.0021

C21H19O8-0.1ているためと考えられるが、錯生成している鉄は有機物

401.2

401.20031

0.0001

C20H33O6S1-0.1と強く結びつくとかえって利用しにくい。霞ヶ浦におけ

407.1

407.13458

0.0085

C20H23O9-0.4

る溶存鉄と結合する有機配位子の鉄錯体の安定度定数408.2

408.21069

0.0026

C16H34N5O3S2-0.4

はKML=1025.9であり、溶存鉄濃度4.8×10-8mol/lに対し、溶412.05412.07405

0.0058

C14H22N1O9S2-0.2

存無機態鉄濃度は4.0×10-11mol/lと極めて低い。植物プ

419.05419.09825

0.0115

C20H19O10-0.3

ランクトン種の間で鉄利用度が異なるため、優占種の変429.15429.1554

0.0013

C23H25O8-0.2

遷に影響を与えることが指摘されている。

435.15435.14478

0.0012

C25H23O7

-0.3

437.1

437.10855

0.0020439.25439.24878

0.0003

C27H35O5-0.5

441.05441.11892

0.0156

C23H21O9-0.4

447.15447.16576

0.0035

C23H27O9

-0.7

453.1

453.11894

0.0042

C24H21O9-0.4

455.15455.15564

0.0012

C21H27O11-0.5

463.15463.16083

0.0023

C23H27O10

-0.3

464.1

464.16402

0.0138465.15465.14004

0.0021

C22H25O11

-0.4

483.1

483.12918

0.0060493.15493.17111

0.0043

C24H29O11-0.9

500.35500.27312

0.0154

C23H42N5O3S2

-0.7

4.

琵琶湖水中のFe(Ⅱ)鉛直分布と光反応の
影響

4.1

はじめに

しかし、対象とされる鉄の酸化数はほとんどの場合Fe(Ⅲ)であり、Fe(Ⅱ)については測定例が少ない。特に好気的環境では極低濃度となるため測定そのものが困難である。Fe(Ⅱ)は水溶性が高く、錯体の安定度も低く生物利用度は高いとされるが影響は未知数である。大気反
応や表面水での光還元によって、Fe(Ⅱ)が生じることがわかっている（Sivan et al., 1998; Emmenegger et.
al, 2001 ）ので、昨年はフェロジン－Fe(Ⅱ)錯体濃縮法(Yi et al., 1992)を改良し、琵琶湖表層および流入河川におけるFe(Ⅱ)の現存量を測定した。この結果琵琶湖最深地点における全Fe(Ⅱ)は0mがもっとも低く、5～20m
はほぼ同程度の値であった。今年度は光還元の影響を見積もるため、夏季に測定を行い、強光条件下での溶存態濃度を測定した。

滋賀県琵琶湖環境科学研究センター試験研究報告書第3号

に示す。水深0.5m、1mでは下層に比べて明らかに高濃度のFe(Ⅱ)が検出された。表層と下層との濃度差は、測定時期によって異なったが、全体として、最表層におけるFe(Ⅱ)増加が確認できた。9月初旬の調査においても7月14日（図4-2）と同様に、最表層がその直下の深度と比べて、Fe(Ⅱ)濃度が高くなっていることが確認された。この機構は、太陽光中の紫外線が照射されたことにより表層中の溶存有機物が酸素と反応し、発生したラジカルによるFe(Ⅲ)の間接的還元反応と、有機配位子と錯形成しているFe(Ⅲ)が紫外線の影響により分解し、有機配位子
から電子を受け取ることで発生する直接的還元反応のT3：
N 35°20.00’
E 136°09.00’

影響と考えられる。7月14日の同地点、同日時の腐植物質の鉛直濃度分布（図4-3）と比較すると、最表層において腐植物質濃度がその直下より低くなっていた。Fe(Ⅱ)のF e( Ⅱ) 濃度 ( nmol /L)0

図4-1：採水地点

5

10

15

0
4.2

採水地点、測定法2

採水は滋賀県立大学実習調査船｢はっさか｣にて、琵琶E136-09’00）で7月14日、8月2日、9月8日、9月25日の計4回行なった。10m以深の層はバンドーン採水器で、10m以浅の層は採水ポ
ンプで採水した。試水にふれる器具はすべて塩酸洗浄を行っている。試水は500ml褐色ポリエチレン瓶にて氷冷

d e p th ( m )湖北湖の多景島沖T3地点（N35-20’
00

4
6
8

保存し、試水のうち200mlを採水後に船上にて速やかにろ過（酸処理済Nuclepore filter：孔径0.4μm）した。
ろ過後の試水200mlを褐色ポリエチレン瓶に移し、

101mmol/LのFerrozine10ml、1mol/LのMOPS－NH3緩衝液(pH6.8)10mlを添加し試水中のFe(Ⅱ)を固定した。

12

研究室でぺリスタポンプを用い、試水中のFe(Ⅱ)Ferrozine錯体をSep-pak PS-1（スチレンジビニルの共

図4-2

7月の表水層でのFe(Ⅱ)鉛直分布重合体）に吸着させた。Sep-Pakはポンプチューブの前に接続し、試水を吸入する形で用いた。濃縮後、逆方向か

腐植物質濃度（ m gC / L）

0

らメタノール1ml、純水3mlを順次通じて錯体を溶離、562nmにおける吸光度からFe(Ⅱ)濃度を求めた。セルは10l程度まで測定可能となった。

4.3
1)

結果

de pt h (m )ブランク吸光度は0.006であった。濃度50nmol/lの標準
れ以下の濃度でよい直線性を示した。この結果、1nmol/0.20

光路長50mmのマイクロガラスセル（容量3ml）を用いた。
溶液を50倍濃縮した際の吸光度は0.135で、検量線はこ

0.1

20
30
40
50

最表層について7月14日の表水層におけるFe(Ⅱ)の測定結果を図4-2

60
図4-3

7月の腐植物質濃度の鉛直分布

滋賀県琵琶湖環境科学研究センター試験研究報告書第3号

0.3

生成機構として間接的、直接的光分解の両方を考慮する

れは他の湖沼においても指摘されていた（Aldrich et al.,必要があるが、腐植物質を介する間接的光分解反応が起2001）が、植物プランクトンの死骸や残渣が微生物に分きている可能性が示された。

解される際に放出される還元性物質や、鉄還元酵素の影2)響によりFe（Ⅱ）が安定に存在することを示している可光還元によるFe(Ⅱ)生成反応の再現
太陽光中の紫外線による影響を確認するため、2006年

10月17日（晴天）に太陽光照射実験を行った。9月25日に能性がある。生分解実験などで検証を行っていないが、この機構が存在する可能性は高いと考えられる。

琵琶湖T4地点にて採取した水深5mの湖水を濾過し、100ml

また、クロロフィル極大直下におけるFe(Ⅱ)の増加も石英瓶に移した。大学の環濠の浅瀬に浸して日中太陽光確認され、これまでの陸水におけるFe(Ⅱ)測定で示されに暴露し、同様の方法にてFe(Ⅱ)濃度を測定、変化を調べたのと同様に、琵琶湖でも表層での光還元、生物活動にた。結果を図4-4に示す。

よるFe(Ⅱ)の生成が示唆された。

0

8

0

6

5
depth (m)F e( Ⅱ) 濃度 （nmol /L ）

10

4
2
0

10

20

10
15
20

10
図4-4

Fe(Ⅱ)濃度（nmol/L）

12

14

16 時
25

太陽光照射実験でのFe(Ⅱ)濃度変化

図4-5

8月の表水層のFe(Ⅱ)鉛直分布

太陽光照射実験時の日射量は彦根気象台の1時間の積
算日射量のデータである。日射量は実験開始時から徐々4.4

まとめと今後の課題に上昇し、正午に最高値を、それから徐々に下降していく

表層におけるFe(Ⅱ)濃度上昇の原因は、光照射実験

典型的な晴天の日の値を示した。10時から10時半にかけの結果から考えると、有機物を介する光還元反応であるてはFe(Ⅱ)濃度の変化はなく、11時で上昇し、1日の間でことがほぼ確実である。今回は秋期に行った実験結果の

最も日射の強くなる正午にて最大のFe(Ⅱ)生成を確認しみであり、年間を通じて同様の還元が起こっているかどた。その後Fe（Ⅱ）濃度は徐々に下降していくとういう結うかは明らかではない。また、有機物を介する間接的光果が得られた。溶存酸素により常にFe(Ⅱ)は酸化を受け還元かどうかも確認できていない。これについては次年ると考えられ、日射中の紫外線は常に当てられているの度、大きな日射の得られる夏期に光還元実験を行う予定

で、 Fe（Ⅱ）濃度が上昇する際は還元が酸化を上回り、である。同時に、有機物濃度を変化させた場合のFe(Ⅱ)

それとは逆に濃度下降の際は酸化が還元を上回ると考え生成量を測定する検討する。これによって生成機構が明られる。

らかになると考えられる。一方生成したFe(Ⅱ)の生物利

このことから日射の強い夏の昼間ではこの機構がFe(Ⅱ)の濃度上昇に大きく寄与していると考えられる。
3）クロロフィル極大層直下について

用性、化学形態の変化についても追跡する必要がある。
光の強い夏期には多くのFe(Ⅱ)が生成すると期待されるが、一次生産の盛んな時期の琵琶湖水はpHが高いた

7月（図4-2）、8月（図4-5）では、Fe(Ⅱ)クロロフィ

め、生成したFe(Ⅱ)の寿命は非常に短いと考えられる。

ル極大層の直下にて、Fe（Ⅱ）濃度極大が見られた。こしかし酸化を受けたのちも、低分子量のFe(Ⅲ)コロ

滋賀県琵琶湖環境科学研究センター試験研究報告書第3号

イドとして存在するとすれば、生物利用度の上昇に十分寄与すると考えられる(Shiller et al., 2006)ので、サイズ別の鉄スペシエーションについても検討する必要がある。

5. 今後の課題
プロジェクト開始から2年を経過して、地表紫外線
データを1年、水中の光環境データを1年半にわたり蓄積した。水中の紫外線量の照射量についておおよそが明らかとなり、水中の紫外線量を紫外線吸収溶存有機
物量と濁度から推定可能な段階まできているが、将来予測のためには、湖水中で光分解反応をする溶存有機物量を求める必要があり、次年度にはそれを明らかにする。
腐植物質を代表とした溶存有機物の詳細研究についても少しずつ知見を蓄積している。高速液体クロマト
グラフィー質量分析を利用した詳細な化学分析の目処が立ったことから、次年度以降に具体的な成果が期待され、腐植物質の起源や構造、機能についての有用な情報が得られるものと思われる。腐植物質の錯化容量の把握とともに、湖表層で光反応をする鉄イオンの挙動についてもさらに検討を進める。

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