海の研究（Oceanography in Japan），23（2），29−44，2014

─ 論 文 ─新川・春日川河口干潟（瀬戸内海備讃瀬戸）における懸濁粒子中のリンの挙動＊
朝日 俊雅 1，2 ＊＊・竹本 沙紀 1・一見 和彦 3・山口 一岩 1・多田 邦尚 1
要旨

干潟域における懸濁物の挙動を知るために，瀬戸内海東部に位置する新川・春日川河口
干潟域において，一潮汐間の連続的な観測を 2010 年 5 月から 11 月の間に計 5 回実施し，懸濁態リンを有機および無機態に分別定量した。栄養塩濃度は 8 月の溶存態無機窒素（ DIN ）を除いて塩分と負の相関関係にあり，河川から流入した栄養塩が海水に希釈されることで，干潟域の栄養塩濃度が決定されていると考えられた。一方，懸濁態有機リン（ POP ）および懸濁態無機リン（ PIP ）濃度は，塩分に対し有意な相関関係が認められる場
合と，認められない場合があった。POP は概ねクロロフィル a（ Chl a ）濃度と有意な正の相関関係が認められ，同時に水中 POP/Chl a 比が植物プランクトンのそれと同程度であったことから，干潟域の POP 濃度には植物プランクトンの増減が河川由来の物質の多寡よりも大きく影響していたと考えられた。しかしながら，Chl a 濃度が低い時には POP/Chl a比が高く，陸起源粒子あるいはデトリタスのような植物プランクトン以外の粒子の寄与が大きいと考えられた。また，PIP は 7 月を除いて塩分と負の相関関係にあり，干潟域の PIP
濃度は主に河川由来の粒子の影響を受けており，干潟堆積物の再懸濁の影響は量的に小さいことが考えられた。一方，干潟の沖合では河川由来の粒子の影響は見られなかった。
キーワード： 河川，干潟，懸濁態リン，河川負荷，再懸濁＊ 2013 年 4 月 29 日受領；2013 年 10 月 12 日受理

著作権：日本海洋学会，2014

1 香川大学 農学部〒 761−0795 香川県木田郡三木町池戸 2393
2 愛媛大学 大学院連合農学研究科〒 790−8566 愛媛県松山市樽見 3−5−7
3 香川大学 瀬戸内圏研究センター庵治マリンステーション〒 761−0130 香川県高松市庵治町鎌野 4511−15＊＊ 連絡著者：朝日 俊雅
所属：香川大学 農学部
住所：〒 761−0795 香川県木田郡三木町池戸 2393
電話：087−891−3148
FAX：087−891−3148
e-mail：silhouette̲of̲asahi@yahoo.co.jp

1. はじめにリンは窒素とともに重要な親生物元素であり，海洋におけるリンの挙動は，生物生産や物質循環に直結している。海洋のリンの供給には，有光層内での分解・再生に加え，陸域からの負荷がある。特に，沿岸・河口域では陸域および河川からのリンの供給が大きい（ Froelich etal., 1982 ; Liu and Yin, 2007 ）。
河川水中には土壌由来の鉱物粒子が多いため，懸濁態のリンが豊富に存在し，河川から海域へ負荷されるリンの大部分が懸濁態との報告もある（ Martin and Mey-

30

朝日・竹本・一見・山口・多田

beck, 1979 ; Conley et al., 1995 ）。このような陸域由来の潟において，一潮汐間の連続的な観測を行い，河口干潟

粒子には，植物プランクトン細胞のような懸濁態有機リ

における懸濁態リンの挙動について考察した。

ン（ POP ）だけでなく，懸濁態無機リン（ PIP ）が含まれている。陸域からの懸濁物負荷を強く受ける沿岸域でのリンの挙動を知るためには，懸濁態リンを有機および無機態に分別して定量することが望ましい（鈴村・小川，

2001 ; Loassachan et al., 2008 ）。沿岸・河口域で懸濁態

2. 試料および方法
2.1 調査干潟および観測

リンを有機・無機態に分別定量した例は台湾の淡水河の新川・春日川河口干潟は香川県高松市郊外に位置し，

河 口 域（ Fang, 2000 ）， タ イ 王 国 バ ン パ コ ン 川 河 口 域

平均干満差が約 2 m あり，大潮の干潮時に約 50 ha の

（ Loassachan et al., 2008 ），中国長江河口域および大陸

河口干潟が形成される（ Fig. 1 ）。本干潟に流れ込む新川

棚 域（ Yu et al., 2012 ）， 米 国 チ ェ サ ピ ー ク 湾 河 口 域（ Stn. RBR ），干潟直上（ Stn. b ）および干潟沖合（ Stn.

（ Conley et al., 1995 ），セントルイス湾河口域（ Cai andY2 もしくは Stn. YB ）において，2010 年 5 月 17 日，7 月

Guo, 2009 ; Lin et al., 2012 ）および東京湾（ Suzumura et

6 日，8 月 25 月，9 月 10 日および 11 月 30 日の正午の満al., 2004 ）などの報告があるが，干潟域においてはマ

潮時（ 7 月および 11 月は午前の満潮時）にトランセクト

レーシアのマングローブ林（ Tanaka et al., 1998 ）およ観測を行った。具体的には，Stn. b の観測後，干潟の沖びベルギー王国スヘルデ川河口域（ van der Zee et al.,合（ Stn. Y2 および Stn. YB，5 月は Stn. Y2 のみ）にお2007 ）の報告があるものの，極めて少ない。

いて観測を行い，これとは別に陸上から干潟上流の河川

また，河川から海域に負荷されるオルトリン酸は，粒

堰堤下（ Stn. RBR ）において観測を行った（ 7 月の Stn.

子への吸脱着作用が大きく，汽水域において窒素やケイRBR のみ干潮時の 12：00 にサンプリングを行った）。

素と異なる挙動を示すことが知られている（ Cai et al.,Stn. b は潮間帯と潮下帯の境界に位置しており，常に冠2012 ）。このような吸脱着作用は特に PIP において著し水している定点である。Stn. YB および Y2 は干潟の沖い。例えば，PIP にはアパタイトのように比較的安定な合に位置しており，それぞれ水深が 15 m および 7 m 程，Lebo（ 1991 ）形のリンも含まれるが（ Ruttenberg, 1992 ）度と，Stn. b と同様に常に冠水している定点である。

はデラウェア川河口域における観測から，PIP の大部分

Stn. RBR は新川堰堤下に設けており，堰堤から流れ落が鉄やアルミニウムを介した懸濁物に吸着する形のリン

ちる河川水を採取し，これを河川水とした。

であり，塩分の変化に伴って粒子からリンが溶出するこ

また，満潮時トランセクト観測と同じ日に一潮汐間のとを報告している。塩分の変化に限らず，汽水域，特に連続的な観測を行った。なお，いずれの観測も大潮ある

干出・水没をくりかえす干潟域では，物理的・化学的環

いは大潮に近い晴天日を選び，5 月 17 日には 8：00 〜

境が短時間で大きく変化する。従って，環境変化が著し

18：00（干潮−満潮−干潮），7 月 6 日には 6：00 〜 18：00

い干潟域におけるリンの挙動を知ることは，干潟域およ（満潮−干潮−満潮），8 月 25 日には 6：00 〜 17：00（干び沿岸域の物質循環を把握するうえで極めて重要であ

潮−満潮−干潮），9 月 10 日には 6：00 〜 18：00（干潮−る。

満潮−干潮）および 11 月 30 日には 8：00 〜 17：00（満干潟域では，潮汐によって干潟の上流域と干潟の沖合

潮−干潮−満潮）に観測を行った。観測では一時間毎に域との間で物質交換が行われる。過去にリンの季節変動

多項目水質計（ AAQ1183，アレック電子社，現 JFE アを検討した結果では，河口干潟では夏季に河川から負荷

ドバンテック社）を用いて水温・塩分の計測を行った後，されたリンが捕捉され，冬季に干潟域から海域へリンが手付きバケツを用いて表層水を採取した。

放出されることが報告されているが（一見ら，2011 ），満潮トランセクト観測および一潮汐間の連続観測で一日あるいは数時間といった短い時間内での，河口干潟

は，採水後ただちに Whatman GF/F フィルターを用い域におけるリンの挙動は不明である。そこで，本研究でて 0.02 〜 0.07 MPa の減圧下でろ過を行った。用いたは香川県高松市郊外を流れる新川および春日川の河口干

Whatman GF/F フィルターは，クロロフィル a（ Chl a ）干潟域における懸濁態リンの挙動

31

Fig. 1. Study area and sampling stations.

濃度の定量を除くろ過・分析には，予め 470℃で 2 時間
強熱処理して有機物除去したものを用いた。ろ過後にフィルターごと凍結乾燥し，後の分析に供した。

2.3 Chl a 濃度の測定
適当量の試水をろ過した Whatman GF/F フィルター

また，2008 年に月二回の頻度で大潮に近い日の干潮を 10 ml 容ねじ口試験管内で 90％アセトンに浸透させ，時に，Stn. B において直径 3 cm のシリンジを用いて表5 ℃ の暗所で 24 時間色素を抽出した。抽出液について

層堆積物（ 0 〜 0.5 cm ）を採取し，堆積物に含まれるリ

蛍光光度計（ AU‑10, Turner design 社）を用いて Chl a

ンの季節変動を調べた。

濃度（μg/L ）を測定した（ Holm‑Hansen et al., 1965 ）。

2.2 栄養塩濃度の測定

2.4

連続観測時に試水を 12 ml 容プラスチック製ディスポ

懸 濁 態 有 機 炭 素（ POC ）お よ び 懸 濁 態 有 機 窒 素（ PON ）濃度の測定

シリンジ（アズワン社製）および Dismic‑25CS フィル

試水をろ過した際にろ過器上にて 1 N 塩酸数 ml を用

ター（ ADAVANTEC 社，孔径 0.45 μm ）を用いて加圧

い て 無 機 炭 酸 塩 を 除 去 し た 後（ Hedges and Stern,

ろ過し，栄養塩自動分析装置（ TRAACS2000，Bran ＋

1984 ），蒸留水で塩分および塩酸を除去した。得られた

Luebbe 社 ）を 用 い て 溶 存 態 の 硝 酸 塩 ＋ 亜 硝 酸 塩フィルターを凍結乾燥した後，元素分析計 CHN コー（ NO3‑N ＋ NO2‑N ），アンモニウム塩（ NH4‑N ）およびダー（ JM‑10，J サイエンスラボ社）を用いて有機態炭

リン酸塩（ PO4‑P ）濃度を測定した。本研究では NO3‑N

素および窒素を同時測定した。

＋ NO2‑N ＋ NH4‑N を DIN とした。

32

朝日・竹本・一見・山口・多田

2.5 懸濁態リン（ PP ），懸濁態無機リン（ PIP ）および懸濁態有機リン（ POP ）の測定

は 0.32 〜 0.69 であり，懸濁粒子中に無機態リンも多く存在していた。
次に，満潮時の干潟直上水中の Chl a 濃度は 1.49 〜

PP の測定は凍結乾燥したフィルターを 550 ℃ で 2 時

7.79 μg/L であり，河川水中の Chl a 濃度の 4.6 〜 15％の間強熱して有機態リンを分解し，これを 1 N 塩酸に浸

。また，干潟直上水中の塩分が 8.5値であった（ Fig. 2b ）透させてガラスバイアルに密閉し，常温で 12 時間抽出と低かった 7 月に高い PP 濃度（ 49.3 μg/L ）が観測されした。PIP の測定は強熱処理を行わず，凍結乾燥後のたが，干潟直上水中の PP，POP および PIP 濃度はそれフィルターを直接 1 N HCl で抽出した。それぞれの抽出

ぞれ 11.1 〜 49.3，6.90 〜 18.4 および 3.26 〜 30.9 μg/L で液を 1 N 水酸化ナトリウム溶液を用いて pH 7 前後に調あり，Chl a 濃度同様に河川水と比較して低い値であっ整 し た 後， モ リ ブ デ ン ブ ル ー 法（ Murphy and Riley,

た（ Fig. 2e ）。一方，干潟直上水中の PIP/PP 比は 0.29

1962 ）により比色定量した（ Aspila et al., 1976 ; Suzumu-〜 0.63 と河川水と同程度であり，PIP/PP 比の観測月ご

ra et al., 2004 ）。POP 濃度（μg/L ）は PP 濃度（μg/L ）との変動傾向も，河川水中の PIP/PP の変動傾向とよくと PIP 濃度（μg/L ）の差より算出した。

一致していた（各観測月の干潟 PIP/PP 比：河川水 PIP/

PP 比 ＝ 0.90 〜 1.0：1 ）。

2.6

堆積物中の全リン（ TP ）および無機態リン（ IP ）の測定

最後に，干潟沖合の Chl a 濃度は 1.00 〜 4.21 μg/L であった（ Fig. 2c ）。また，干潟沖合の PP，POP および

PIP 濃度はそれぞれ 7.06 〜 10.8，4.16 〜 6.66 および 2.90

得られた表層堆積物を凍結乾燥し，メノウ乳鉢でよく〜 4.18 μg/L であり，河川水および干潟直上と比較して砕いた試料を混合し，一定量をガラスバイアルに精秤しその値は低く，観測月ごとの変動も小さかった（ Fig.

た。 次 に 10 ％（ W/V ）Mg（ NO3）2（ 95 ％ エ タ ノ ー ル 溶2f ）。さらに，干潟沖合の PIP/PP 比は 0.35 〜 0.46 であ媒）を 1 ml 程度加えた後，60 〜 70℃ のサンドバス内でり，PP 濃度同様，河川水および干潟直上と比較してそ一晩静置し，蒸発乾固した。この試料を TP は 550℃ での値は小さく，観測月ごとの変動も小さかった。

2 時間強熱した後，IP は強熱処理を行わずにそれぞれ
1 N 塩酸で 12 時間抽出を行った。抽出液の上清液を 1 N
水酸化ナトリウム溶液で中和した後，モリブデンブルー

3.2 一潮汐連続観測法（ Murphy and Riley, 1962 ）により TP（μg/g ）およ計 5 回の一潮汐連続観測の結果から得られた各種環境

び IP（μg/g ）の比色定量を行った（ Aspila et al., 1976 ;条 件と懸濁成分および溶 存成分の相関関係の有無をKrom and Berner, 1981 ）。

Table 1 に示した。栄養塩濃度（ DIN および PO4‑P ）は 8
月の DIN を除くと 5 回の観測全てで塩分との間に負の相

3. 結果
3.1 満潮時トランセクト観測

関関係が認められた。Chl a 濃度は 8 月に塩分および潮位と，11 月に塩分との間に負の相関関係が認められた。

POP 濃度は，7 月を除くと，いずれの観測月でも概ね塩分，潮位との間に有意な負の相関関係が，また Chl a 濃

河川水中の Chl a 濃度は 21.0 〜 116 μg/L と変動は大度および POC 濃度との間に有意な正の相関関係が認め

きかったものの，干潟直上および干潟沖合の海水と比較られた。PIP 濃度は，7 月の塩分を除くと 5 回の観測全して常に高い値であった（ Fig. 2a ）。河川水中の PP，てで塩分および潮位との間に有意な負の相関関係が認め

POP および PIP 濃度はそれぞれ 106 〜 173，45.6 〜 95.9

られた。POC 濃度は 5 月および 7 月のように塩分あるおよび 34.1 〜 101 μg/L であり，Chl a 同様に干潟直上

いは潮位との間に有意な負の相関関係が認められる場合

および干潟沖合と比較して高い値であった（ Fig. 2d ）。

と，9 月のように Chl a 濃度との間に有意な正の相関関

また，河川水中では PP 中の PIP の割合（ PIP/PP 比）係が認められる場合，そして 8 月および 11 月のように干潟域における懸濁態リンの挙動

33

Fig. 2. Monthly changes of Chl a and salinity ((a), (b) and (c)) and POP and PIP ((d), (e) and ( f )) at hightide. (a) and (d) show the data of river (Stn. RBR), (b) and (e) show the data of tidal ﬂat (Stn. b) and (c) and( f ) show the data of oﬀshore of tidal ﬂat (Stn. Y2 or YB).

塩分および Chl a 濃度との間に相関関係が認められる場

5 月および 7 月を除き，懸濁態有機物（ POC，PON お合があった。

よび POP ）濃度は Chl a 濃度との間に有意な正の相関関

ここまで，一潮汐連続観測の概要を述べてきた。その係が認められた。そこで，以下に 8 月，9 月および 11 月

結果，各懸濁成分は 7 月を除き塩分との間に有意な負のを高い Chl a 濃度時（＞ 5 μg/L ）の干潟，5 月および 7

相関関係が認められた。また，5 月および 7 月の満潮時

月を低い Chl a 濃度時（＜ 3 μg/L ）の干潟として一潮汐の Chl a 濃度が 1.49，3.00 μg/L と低く（ Fig. 2b ），この間の各パラメーターの変化について見てみることにす34

朝日・竹本・一見・山口・多田

Table. 1. Correlation coeﬃcients between salinity, tidal level, Chl a, POP, PIP, PP, POC, PON, PO4‑P and DIN.
Chl a

POP

PIP

PP

POC

PON

PO4‑P

DIN

17, Mayn ＝ 11

Salinity
Tidal level
Chl a
POC
POP

0.200
0.155

‑0.893 **‑0.890 **0.367
0.796 **

‑0.935 **‑0.938 **0.329
0.867 **
0.837 **

‑0.939 **‑0.938 **0.369
0.847 **
0.985 **

‑0.787 **‑0.794 **0.576‑0.901 **‑0.858 **0.355
0.918 **
0.830 **

‑0.831 **‑0.819 **
0.084
0.597
0.885 **

‑0.895 **‑0.797 **0.114
0.677 *
0.833 **

6, Julyn ＝ 13

Salinity
Tidal level
Chl a
POC
POP

0.226
0.045

0.000
‑0.2740.391
0.359‑0.420‑0.568 *0.418
0.706 *
0.379

‑0.226‑0.4940.342
0.629 *
0.877 **

‑0.422‑0.647 *0.245‑0.144‑0.841 **0.000
0.663 *
0.152

‑0.581 *‑0.5060.155
0.861 **
0.118

‑0.614 *‑0.4000.089
0.738 **
0.130

25, Augustn ＝ 12

Salinity
Tidal level
Chl a
POC
POP

‑0.918 **‑0.681 *‑0.730 **‑0.661 **0.840 *
0.797 **

‑0.644 *‑0.686 *
0.492
0.422
0.652 *

‑0.753 **‑0.755 *0.728 **
0.668 *
0.906 *

‑0.870 **‑0.642 *0.950 **

‑0.858 **‑0.718 **0.915 **
0.970 **
0.775 **

‑0.887 **‑0.823 **0.733 **
0.641 *
0.606 *

‑0.411‑0.810 **
0.217
0.182
0.293

10, September
n ＝ 13

Salinity
Tidal level
Chl a
POC
POP

‑0.324‑0.245‑0.749 **‑0.701 **0.693 **
0.908 **

‑0.867 **‑0.815 **0.567 *
0.784 **
0.915 **

‑0.787 **‑0.738 **0.675 *
0.894 **
0.996 **

‑0.544‑0.5070.850 **

‑0.581 *‑0.5040.872 **
0.971 **
0.927 **

‑0.840 **‑0.792 **0.589 *
0.804 **
0.931 **

‑0.747 **‑0.736 **0.669 *
0.803 **
0.871 **

30, November
n ＝ 10

Salinity
Tidal level
Chl a
POC
POP

‑0.724 *‑0.164‑0.840 **‑0.3330.838 **
0.874 **

‑0.961 **‑0.712 *0.550
0.811 **
0.747 **

‑0.968 **‑0.5750.730 *
0.898 **
0.924 **

‑0.908 **‑0.5020.913 **

‑0.930 **‑0.5970.631
0.822 **
0.865 **

‑0.921 **‑0.828 **0.545
0.820 **
0.696 *

‑0.963 **‑0.647 *0.631 *
0.891 **
0.762 ** indicates p < 0.05, ** indicates p < 0.01（ t‑test ）る。以下に高い Chl a 濃度時の干潟の例として 8 月を，低い Chl a 時の干潟の例として 7 月の観測を述べる。

。Chl a 濃度は 11：00
時に高い傾向があった（ Fig. 3c ）までは 5 μg/L 程度であったが，その後，塩分の低下および栄養塩濃度の増加とともに 16：00 に 22.5 μg/L まで

3.2.1 高い Chl a 濃度時（ 8 月）の一潮汐観測結果。POP 濃度は 8.32 〜 31.2 μg/L で変上昇した（ Fig. 3d ）動しており，塩分と有意な負の相関関係が，また Chl a

Chl a 濃度の高かった 8 月の観測における塩分は午前濃度と有意な正の相関関係が認められ（ Table 1 ），午前中の上げ潮時には 27.5 〜 31.1 と比較的狭い範囲で変動。PIP 濃中に低く，午後に高い傾向があった（ Fig. 3e ）し て い た が， 午 後 は 下 げ 潮 に 伴 い 20.7 ま で 減 少 し た

度は 6.44 〜 26.1 μg/L で変動しており，その変動傾向は。DIN 濃度は 2.4 〜 18 μM で変動しており，（ Fig. 3a ）概ね POP 濃度の変動と類似していたが，7：00 および

満潮時に低く，干潮時に高い傾向が見られた。また，

14：00 にそれぞれ 26.1，23.8 μg/L と高い値が見られた

DIN 中の NH4‑N の割合（ NH4/DIN ）は満潮と干潮の間。PIP/PP 比 は 0.35 〜 0.64 で 変 動 し て お り，（ Fig. 3e ）の時刻（ 8：00 および 13：00 ）でそれぞれ極大値（ 0.66，

7：00 および 14：00 にそれぞれ 0.64 および 0.61 と高い値

0.89 ）が 見 ら れ た（ Fig. 3b ）。PO4‑P 濃 度 は 0.64 〜 3.7が観測され，12：00 の満潮時に最も低い値（ 0.35 ）が観測

μM で変動しており，DIN 同様に満潮時に低く，干潮された。POC 濃度は 393 〜 1129 μg/L の範囲で変動し，

干潟域における懸濁態リンの挙動

35

Fig. 3. Temporal changes of tidal level and salinity (a), DIN (b), PO4‑P (c), Chl a (d), POP, PIP and PP (e) and
POC and PON ( f ) at Stn. b during observation between high and low tide in August.

16：00 に最大値（ 1129 μg/L ）を示し，Chl a 濃度と類似。PON 濃 度は 55.8 〜
した変 動 傾 向を示した（ Fig. 3f ）3.2.2 低い Chl a 濃度時（ 7 月）の一潮汐観測結果

169 μg/L の範囲で変動し，16：00 に最大値（ 169 μg/L ）Chl a 濃 度 の 低 か っ た 7 月 の 観 測 に お け る 塩 分 は，を取り，Chl a 濃度および POC 濃度と類似した変動傾向

6：00 〜 9：00 において低く，7.7 〜 8.5 の範囲で変動して。高い Chl a 濃度時の 9 月，11 月も各を示した（ Fig. 3f ）い た。 干 潮 時 前 後 の 10：00 〜 14：00 に お い て 塩 分 はパラメーターの変動は，概ねこの 8 月とよく似た傾向を

13.3 〜 14.8 で変動し，15：00 以降は上げ潮に伴い，塩分示していた。

は 24.5 まで上昇した（ Fig. 4a ）。平常時の本干潟の満潮時の塩分は概ね 30 程度であるが（ Fig. 2b ），7 月の観測

36

朝日・竹本・一見・山口・多田

Fig. 4. Temporal changes of tidal level and salinity (a), DIN (b), PO4 P (c), Chl a (d), PIP, POP and PP (e) and
POC and PON ( f ) at Stn. b during observation between high and low tide in July.

においてこのように低い塩分が観測されたことについて少していく傾向が見られた。また，DIN の 53 〜 79％をは，7 月 3 日から 5 日にかけて 20 mm 程度の降雨が観測

NO3‑N ＋ NO2‑N が 占 め て お り，7 月 の NH4/DIN（ 0.21

されており（気象庁，2010 ），新川および春日川の河川〜 0.47，平均 0.29 ）は 8 月（ 0.28 〜 0.89，平均 0.54 ）と比流量が増加し，観測日の 7 月 6 日の午前中に干潟に多量較すると低かった（ Fig. 4b ）。PO4‑P 濃度は 2.1 〜 6.2 μの河川水が流入していたことが考えられた。DIN 濃度

M の範囲で変動しており，その変動傾向は DIN と類似

は 14 〜 72 μM で 変 動 し て お り，16：00 に NO3‑N ＋

していた（ Fig. 4c ）。図には示さないが，7 月の DIN お

NO2‑N が 7.2 μM，DIN が 14 μM と低い値が観測されよび PO4‑P 濃度は他の観測月と比較して約 2 〜 5 倍高たが，概ね午前中には高く，午後の満潮時に向かって減かった。Chl a 濃度は 2.48 〜 6.56 μg/L で変動しており，

干潟域における懸濁態リンの挙動

37

他の月と比較して低かった（ Fig. 4d ）。7 月の観測では8 月の午後に見られたような栄養塩濃度の上昇に伴うChl a 濃度の増加（ Fig. 3d ）は見られなかった。POP 濃
度は 3.41 〜 55.5 μg/L の範囲で変動しており，15：00 に55.5 μg/L と高い値が観測されたが，それ以外の時間では 他 の 観 測 月 と 同 程 度 の POP 濃 度 で あ り（ Figs. 2e，3e ），概ね干潮時に高く，満潮時に低い傾向があった。PIP 濃度は 7.83 〜 44.0 μg/L の範囲で変動（ Fig. 4e ）
しており，干潮時に高く，満潮時に低い傾向があった。また，PIP 濃度は他の観測月と比較して，2（ Fig. 4e ）〜 6 倍と高かった。POP 濃度は他の観測月と同程度であったため（ Fig. 2e ），7 月の干潟直上水中の PIP/PP 比
は 0.29 〜 0.79（平均 0.65 ）と他の月と比較して高かった。

POC 濃度は 751 〜 1195 μg/L の範囲で変動していた。

Fig. 5. Monthly changes of Organic Phosphorus(OP) and Inorganic Phosphorus (IP) in surface
sediment of tidal ﬂat (Stn. B).

また，PON 濃度は 71.9 〜 233 μg/L の範囲で変動していた。8 月同様に，POC と PON 濃度の変動傾向は類似（ 11.1 〜 49.3 μg/L ）あ る い は 干 潟 沖 合 の 海 水（ 7.06 〜

していた（ Fig. 4f ）。なお，低い Chl a 濃度時の 5 月の10.8 μg/L ）と比較して高かった（ Fig. 2 ）。また，河川

懸濁態有機物（ POC，PON および POP ）濃度の変動は，水中では非常に高い Chl a 濃度が観測されており（ 21.0

この 7 月同様にそれぞれ Chl a 濃度との間に有意な相関〜 116 μg/L ），干潟や干潟沖合の海水と比較して懸濁関係が認められなかった。

態有機物の量が多いことは明らかである。一方，河川水
中 の PIP/PP 比 は 0.32 〜 0.69 と 干 潟 直 上 水 中（ 0.29 〜

3.3 堆積物表層のリン含量

0.63 ）と同程度であり，河川水中の PIP 濃度は POP 濃度同様に高いと考えられる。

年間を通して干潟における表層堆積物中のリン量を測

干潟直上水中の PP 濃度は，7 月を除けば塩分と有意，無機態定した結果，そのリン含量は有機態リン（ OP ）な負の相関関係が認められた（ Table 1 ）。このことは，（ IP ）ともに 3 月から 6 月にかけて低く，8 月と 12 月に干潟直上水中の PP 濃度の変動には，河川由来粒子の影極大値をとり，それぞれ 14.4 〜 27.2，47.8 〜 73.0 μg/g

響が大きいことを意味する。一方，図には示さないが，dw であった。また堆積物全リン中の無機態の割合（ IP/

7 月を除く 4 回の一潮汐観測における干潟直上水の塩分TP ）は 0.71 〜 0.80，平均 0.75 であった（ Fig. 5 ）。干潟と PP 濃度との間に得られた回帰式の y 軸切片，すなわ

直上水中の PIP/PP 比が 0.12 〜 0.79 であったことと比較

ち塩分 0 における PP 濃度は，各観測月の河川水中のすると，堆積物中のリンは無機態に富んでおり，有機PP 濃度の平均 76％であり，仮に干潟における PP が全態，無機態の組成比は年間を通してほぼ一定であった。

て河川水由来懸濁物と仮定しても，河川から負荷された

PP は，干潟に輸送される間に少なくとも 24 ％ 消失して

4. 考察
4.1 河川，干潟および干潟沖合の懸濁態リンおよび堆積物に含まれるリンの特徴
満潮トランセクト観測の結果，河川水中では高濃度のPP（ 106 〜 173 μg/L ）が観測されており，干潟直上水いると見積もられた。一見ら（ 2011 ）も本干潟の上流域
で PP が消失していることを報告しているが，これは，河川から負荷された懸濁物が流速の変化や凝集によって沈降（菊池，1993；杉本・首藤，1988 ），あるいは低塩分域で PIP からリンが遊離（ Lebo，1991 ）した可能性が考えられる。
一方，干潟沖合の PP の観測月毎の変動は，干潟直上

38

朝日・竹本・一見・山口・多田と比較すると小さかった（ Figs. 2e, f ）。また，干潟沖合の PIP 濃度の変動（ 3.26 〜 30.9 μg/L ）は，河川の観測で は，PP，POP お よ び PIP 濃 度 は そ れ ぞ れ 7.06 〜

月毎の PIP 濃度の増減（ 34.1 〜 101 μg/L ）と同様の変10.8，4.16 〜 6.60，2.90 〜 4.18 μg/L であり、干潟直上の動を示していた（ Fig. 6 ）。すなわち，河川の PIP 濃度

PP 濃度（ 11.1 〜 49.3 μg/L ）と比較して著しく低かったが高い観測月には干潟直上の PIP 濃度も高かった。ま。これは，河口から干潟域を通じて干潟沖（ Figs. 2e, f ）た，一潮汐連続観測における干潟直上の PIP 濃度は，7合へ粒子が運ばれる間に，PP が希釈，沈降あるいは海月の塩分を除いて，塩分および潮位との間に負の相関関

水中に一部のリンが溶存態として遊離する過程が存在し係を示した（ Table 1 ）。Lebo（ 1991 ）は低塩分（塩分＜，沖合では干潟の粒子の影響が小さ（例えば，城，1987 ）

12 ）の河口域において，PIP の主形態が鉄およびアルミ

くなると考えられた。

ニウム結合態のリンであり，それらの 48 ％ 程度が塩分

干潟の堆積物の IP/TP 比は 0.71 〜 0.80 で干潟直上懸の増加に伴い溶出することを報告している。本干潟域で濁物のそれ（ PIP/PP ＝ 0.29 〜 0.63 ）と比較して高く，は河川水中の PIP 濃度が干潟水中の 3.3 〜 11 倍と高くほぼ一定であった（ Fig. 5 ）。これは，有機態リンの分解（ Fig. 6 ），河川から供給される PIP の一部が干潟域に供が，生物活性の高い沿岸域で特に卓越しており（ Ben-

給される過程で溶出したとしても，河川由来 PIP が干

itez‑Nelson, 2000 ），沿岸域の中でも特にベントスや微潟水中の PIP に与える量的な影響は大きいと考えられ生物といった生物量の多い干潟において，粒子が沈降すた。さらに，干潟直上水中の PIP/PP 比の観測月ごとのる間もしくは堆積物直上で速やかに有機物が分解される

変動傾向が，河川水中の PIP/PP 比の変動傾向とよく一可能性が考えられる。従って，干潟堆積物表層において致していた（干潟 PIP/PP 比：河川水 PIP/PP 比＝ 0.904

は，干潟水柱の粒子と比較して，オルトリン酸が粒子に〜 1.04：1 ）ことからも，干潟直上水中の PIP 濃度の変吸着したような無機的な PP，すなわち PIP が相対的に動は，河川あるいは干潟上流から負荷される河川由来の多く存在すると考えられた。

粒子の影響が大きいと考えられた。
一方，Chl a 濃度が高かった 8 月の潮位に対する PIP/

4.2 干潟における PIP の挙動
満潮時トランセクト調査における観測月毎の干潟直上

PP 比の変動に着目すると，潮位が干潮（ 128 cm ）と満潮（ 287 cm ）の中間にあたる約 200 cm の時（最も潮汐流が強い時）に PIP/PP 比が最大 0.64 まで上昇する傾向

Fig. 6. Relationships between PIP in Shinkawa River (Stn. RBR), in the tidal ﬂat (Stn. b) and in the oﬀshore(Stn. Y2 or YB).

干潟域における懸濁態リンの挙動

39

Fig. 7. Temporal changes of PIP and PIP/PP ratio with tidal level at Stn. b in August.

が見られた（ Fig. 7 ）。同観測日の河川水中および沖合の直上水中の PIP 濃度の変動が，塩分および潮位と相関

PIP/PP 比 は そ れ ぞ れ 0.45，0.39 で あ り， 干 潟 直 上 の関係にあり（ Table 1, Fig. 7 ），また，観測月毎の河川水

PIP/PP 比（ 0.35 〜 0.64 ）と同程度か，むしろ低く，河中の PIP 濃度と干潟水中の PIP 濃度の増減は同様の傾川由来粒子および沖合由来粒子が干潟直上の PIP/PP 比向が見られており（ Fig. 6 ），干潟直上の PIP の濃度のを上昇させたとは考え難い。従って，8 月の干潟直上

変動は，主に河川由来の PIP の影響を示唆するもので

PIP/PP 比の上昇は，最も潮汐流が速い時間に，高いあった。このように干潟直上の PIP 濃度変動は河川由IP/TP 比（ 0.71 〜 0.80 ）を持つ堆積物粒子が再懸濁した

来の PIP に強く影響されると考えられ，堆積物の再懸と考えられた。また，8 月の 8：00 および 13：00 におい

濁の影響は量的には小さいと考えられた。

て NH4/DIN の 極 大 値（ 0.66 お よ び 0.89 ）が 観 測 さ れ

前述のように，干潟域の PIP 濃度変動は主に河川由，同時刻において，NH4‑N を含む堆積物の巻（ Fig. 3b ）来粒子の多寡に因ると考えられた。一方，干潟の沖合のき上げとともに海水中に NH4‑N が供給された（首藤・PIP 濃度は 2.90 〜 4.69 μg/L であり，満潮時の干潟直上

吉本，1999 ）ことが考えられた。以上のように，干潟での PIP 濃 度（ 3.26 〜 30.9 μg/L ）あ る い は 河 川 水 中 のは，満潮と干潮の間の，潮位の変動が大きいときに堆積

PIP 濃度（ 34.1 〜 101 μg/L ）と比較するとその値は低物の再懸濁と思われる効果が認められた。ただし，干潟

く，変動も小さかった（ Figs. 6, 8 ）。すなわち，河川水40

朝日・竹本・一見・山口・多田

中の PIP 濃度および干潟直上の PIP 濃度が大きく変動の再懸濁の影響も受けているが，主に河川水由来の PIP

していても，沖合域の PIP 濃度には大きな変動を認めによって変動していた。また，そのような河川由来のられず，ほぼ一定の濃度を示していた。PIP は懸濁態無PIP は干潟潮下帯で沈降あるいは拡散したと考えられ，

機 物 に 吸 着 し た リ ン で あ り（ Lebo, 1991 ; Ruttenberg,

干潟沖合では河川由来の PIP の影響が認められなかっ1992 ），このようなリンは河口域において，塩分の増加た。また，干潟堆積物表層には多量の PIP が存在するに伴い懸濁態無機物から遊離することが知られている

ものの，干潟直上水中の PIP に対して，堆積物由来無（ Lebo, 1991 ; Suzumura et al., 2004 ）。 し か し な が ら 7

機物の量的な寄与は小さいと考えられた。

月以外の観測では干潟直上と沖合の塩分はほぼ同程度であったため（ Figs. 2b, c ），干潟域と干潟沖合の間で粒子から遊離するリンはほとんど無かったと考えられる。

4.3 干潟における POP の挙動

このため，干潟潮下帯における PIP の消失は，PIP が表

Chl a 濃度は河川水 > 干潟域直上水 > 沖合海水の順

層水中から沈降および拡散した可能性が考えられる。いで高かった。従って，高い Chl a 濃度（ 21.0 〜 116 μg/L ）ずれにしても，干潟域で見られた河川由来の PIP は干の河川水が低い Chl a 濃度（ 1.10 〜 4.21 μg/L ）の沖合

潟（ Stn. b ）からわずか 0.76 km 沖（ Stn. Y2 ）ではその海水によって希釈されることで干潟直上水中の Chl a 濃

影響がほぼ認められなかった。また，干潟直上の塩分が度が決定されているとすれば，干潟直上水中の塩分と低かった 7 月では Stn. Y2 で 59.2 μg/L と高い PIP 濃度

Chl a 濃度との間に有意な相関関係が得られるはずであが観測されたが，その沖合の Stn. YB では 2.90 g/L とる。しかしながら，干潟直上水中の Chl a 濃度は 8 月に。こ他の観測時と同程度の PIP が認められた（ Fig. 2f ）塩分および潮位と，11 月に塩分との間に負の相関関係がのように，干潟（ Stn. b ）から 2.3 km 沖合の Stn. YB で見られたが，5 月，7 月および 9 月は塩分あるいは潮位のは干潟域で見られたような河川水由来の粒子の影響は認いずれとも有意な相関関係が認められなかった（ Table

められなかった（ Fig. 6 ）。

1 ）。このように，干潟では Chl a 濃度の高い河川水が以上のように，干潟直上水中の PIP 濃度は，堆積物

Chl a 濃度の低い沖合海水に希釈されるだけでなく，干Fig. 8. Horizontal changes of PIP between tidal ﬂat (Stn. b) and oﬀshore (Stn. YB).

干潟域における懸濁態リンの挙動

41

潟直上での一次生産や，PP で見られた干潟上流での河ンクトンに由来するものと考えられる。また，8 月，9 月

川由来粒子の沈降が，干潟直上水中の Chl a 濃度の変動

および 11 月の 3 回の観測における Chl a 濃度と POP 濃に影響していたと考えられた。

度の回帰式の y 軸切片はそれぞれ観測日の平均 POP 濃海洋では一般的に Chl a 濃度と POC 濃度や PON 濃

度の 42，17，12 ％であった。特に 9 月および 11 月はこ

度の間には正の相関関係が認められる。これは水中の懸の回帰式の y 軸切片が小さいことから，干潟直上水中

濁粒子が主に植物プランクトンおよびその分解物に由来の POP に対する植物プランクトンの寄与が大きいと考するためである（ Parsons, 1963 ）。事実，本干潟の沖合えられた。

として播磨灘を考えると，多田ら（ 2004 ）が報告してい一方，Chl a 濃度の低かった 5 月および 7 月には，干るように，Chl a 濃度と POC および PON 濃度との間に潟直上水中の Chl a 濃度と POC，PON および POP 濃は有意な正の相関関係が得られる。しかしながら，干潟，度との間に有意な相関関係は認められず（ Table 1 ）直上の水柱に浮遊する懸濁態有機物は，干潟で増殖した

POP/Chl a 比もそれぞれ 6.8 ± 4.3 および 4.3 ± 2.9 g/g

藻類，干潟上流の河川由来の懸濁態有機物，干潟沖合かと 高 か っ た。 こ れ ら の 結 果 よ り，5 月 お よ び 7 月 のら流入した懸濁態有機物，および干潟堆積物から再懸濁

POP/Chl a 比が高かった背景には，例えば河川を通しした有機物によって構成されていることが予想される。

て負荷される植物プランクトンに由来しない陸域由来の前述のような干潟における Chl a 濃度の変動傾向を考慮

有機物の寄与が大きかったこと等が考えられる。しかしすると，POC，PON および POP 濃度の変動は PIP とながら，5 月および 7 月の河川水中の POP/Chl a 比はそ異なり，塩分や潮位以外の要素からも影響を受けている

れぞれ 3.4，2.2 g/g であり，河川由来粒子の負荷によっと予想される。

て 干 潟 直上 の POP/Chl a 比（ 6.8 ± 4.3 お よ び 4.3 ± 2.9

本研究では，Chl a 濃度が高かった 8 月，9 月およびg/g ）が高くなったとは考え難い。一方，干潟上流にお11 月の 3 回の観測において，Chl a 濃度と POC・PON

ける河川由来粒子の沈降について 4.1. で述べたが，鷲見および POP 濃度との間に正の相関関係が認められたこ（ 2008 ）は広島県太田川において塩分 0.35 で懸濁態有機とから（ Table 1 ），干潟直上水中の懸濁態有機物濃度の物の凝集が起こっていることを報告しており，汽水域に変動は植物プランクトンの増減が強く反映されていると負荷された淡水の植物プランクトンが低塩分域で沈降し考えられた。一方，Chl a 濃度の低かった 5 月および 7ていた可能性が考えられた。河川由来粒子が干潟に負荷

月は Chl a 濃度と POP，POC および PON 濃度との間される過程で一様に沈降するのではなく，淡水植物プラに有意な相関関係は認められず（ Table 1 ），両観測月のンクトン粒子が優先的に沈降し，陸起源粒子やデトリタ

懸濁態有機物濃度の変動に対して，植物プランクトン以スのような植物プランクトン以外の有機物の割合が高く外の有機物（例えばデトリタスや陸起源粒子など）の影なると考えれば，5 月および 7 月のように干潟直上に高響が大きいと考えられた。

い POP/Chl a 比の粒子が存在することが考えられる。

各月の干潟直上水中の POP と Chl a 濃度の比率（ POP/

いずれにしても，このような干潟直上水中の高い POP/

Chl a 比）を見てみると，Chl a 濃度の高かった 8 月，9 月

Chl a 比は，干潟直上水中の Chl a 濃度が比較的低かっおよび 11 月は 1.8 ± 0.55，2.8 ± 0.97 および 2.0 ± 1.0 g/g

た 5 月および 7 月（ Fig. 2b ）においてのみ認められた。

であったのに対し，Chl a 濃度の低かった 5 月および 7 月

以上のように，干潟の POP 濃度は，沿岸域同様に，

は 6.8 ± 4.3 および 4.3 ± 2.9 g/g と高かった。瀬戸内海の基本的には干潟域の植物プランクトンの現存量によってPOC/Chl a 比（ g/g ）を 56（ 多 田・ 森 下，1997 ），POC/

変動する（ 8 月，9 月および 11 月）。一方で，低 Chl a 濃POP（ mol/mol ）をレッドフィールド比の 106 と仮定す

度時（ 5 月および 7 月）は POP/Chl a 比が高かったこと

ると，POP/Chl a 比は 1.4（ g/g ）と算出される。8 月，9から，陸起源粒子やデトライタスなど植物プランクトン

月および 11 月の干潟直上水中の POP/Chl a 比が概ねこ

以外の有機物の寄与が相対的に大きいことが示唆されの数値（ 1.4 g/g ）に近かったことからも，これら 3 回のた。リンを指標として懸濁態有機物の挙動を考察する

観測では，干潟直上水中の懸濁態有機物は主に植物プラと，干潟直上水中の懸濁態有機物のソースは，主に植物42

朝日・竹本・一見・山口・多田

プランクトンと考えられた。河川由来の淡水植物プラン

れず，河川水と海水の混合および希釈を示すような変動

クトンは干潟の上流で沈降していると思われるが，干潟が認められたが，懸濁態のリンはそうでは無かった。本域の懸濁粒子の POP/Chl a 比が概ね植物プランクトン

干潟は水中だけでなく，底生の微細藻類による一次生産の値（ 1.4 g/g ）と同程度であったことは，干潟域の現地量が高く（門谷，1999 ; 屋良ら，2006 ），高濃度の栄養塩

性植物プランクトンの懸濁態有機物に対する寄与が大きに応答した水柱内での高い生物生産があり，特に懸濁有いことがうかがえる。

機物の挙動は，塩分の変動だけでは説明できないと考えられた。また，本研究の 5 回の一潮汐観測における干潟

4.4 干潟の塩分変化と PO4 P および懸濁態リンの変動の PO4‑P/PP 比は平均 2.3（ mol/mol ）であり，PO4‑P として存在するリンが懸濁態のリンの 2 倍以上あった。

リンは粒子に対し強い吸着性があるとともに（ Fang，

Fang（ 2004 ）はリンの主形態が溶存態無機リンである東2004 ），低塩分域（ 0 〜 15 psu ）における塩分の増加に

シナ海において，浮遊懸濁物量および懸濁態鉄濃度が高伴う粒子からの PO4‑P の遊離（ Lebo, 1991, Fang, 2000 ;い海域では粒子 1 g あたりの PIP 含量が高く，同時に海Lin et al., 2012 ）あるいは堆積物表層の還元化に伴うリ水中の PIP 濃度が高くなる傾向があるが，溶存無機態

ンの溶出（鈴村ら，2003 ）が報告されている。しかしなのリン濃度の変動は粒子あるいは PIP の挙動に対して

がら，本研究において，干潟直上水中の PO4‑P 濃度は一定の傾向が見られないことを報告している。従って，

5 回の観測のいずれにおいても塩分と負の相関関係にあPO4‑P が 豊 富 に あ る 海 域 で は， 粒 子 か ら の リ ン，PO4‑P は塩分に対して見かけ上，保存的り（ Table 1 ）（ PO4‑P ）の遊離があったとしても，溶存態のリンに対な分布を示した。DIN も 8 月を除けばその濃度は塩分

する影響は比較的小さいと考えられる。本干潟においてと負の相関関係が認められた（ Table 1 ）。降水の影響がも，PO4‑P の変動に対して一次生産あるいは懸濁物かあった 7 月を除けば干潟の塩分は概ね 20 〜 30 であり，らの PO4‑P の遊離のような懸濁態−溶存態の形態変化

本干潟域において，上述のような低塩分での懸濁態−溶の影響が相対的に小さく，PO4‑P が塩分によって一義存態の物理化学的なリンの変化が見られなかったか，的に決定される一方で，懸濁態のリンの変動が河川水とあったとしてもその影響は小さく，栄養塩濃度は窒素，

沖合海水の混合だけでなく，植物プランクトンの増殖なリンともに似たような挙動を示したと考えられる。従っ

どの影響を受けると考えられる。

て，干潟における栄養塩の変動は，高濃度の河川水と低濃度の沖合海水の混合によって起こり，塩分によってほぼ一義的に濃度が決定していたと考えられる。

5. 結論

一方，PIP および POP 濃度は塩分との間に概ね負の新川・春日川河口干潟域において観測を行い，懸濁態

相関関係が見られたが（ Table 1 ），5 月および 7 月のよのリンを有機態と無機態に分別定量した結果，以下のこ

うに，観測月によっては塩分と有意な相関性が得られなとが明らかとなった。干潟における PIP は主に河川水い場合もあった。これは，前述のように本研究の干潟に由来のものと考えられた。この河川水由来の粒子は干潟

おいて懸濁物が河川から供給された粒子のみで構成されと沖合の間，約 2 km で沈降し，沖合では PIP に対するているのではなく，干潟植物プランクトンの一次生産等

河川水由来の粒子の影響が認められず，観測を通して沖の影響を受け，単純な河川−海水の希釈だけでその濃度合の PIP 濃度はほぼ一定であった。一方，干潟におけ. 2012 ）はが決定されないことを示している。Lin et al（

る懸濁態有機物は主に現地性植物プランクトンの影響をセントルイス湾河口域におけるのリンの形態変化は，生示唆するものであったが，増水時（ 7 月）など，観測月

物による栄養塩の利用や生産といった生物的な影響よりによっては陸起源粒子やデトライタスのような，植物プも，希釈や拡散，あるいは物理化学的な影響が大きいとランクトン以外の粒子の影響も認められた。このよう推察している。本研究においても，PO4‑P は植物プラに，干潟域において POP と PIP は必ずしも同じようなンクトンによる取り込みのような生物的な影響は認めら挙動を示さず，それぞれ異なるソースによって変動して

干潟域における懸濁態リンの挙動いることが示唆された。干潟域あるいは沿岸域の粒子の挙動を知るためには，懸濁態リンを無機態と有機態に分画定量することにより，より詳細な知見が得られることが本研究より示された。

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44

朝日・竹本・一見・山口・多田

Behavior of phosphorus in particles in Shinkawa and Kasugagawa estuarine tidal ﬂat, Bisan-seto, Seto Inland Sea, Japan
Toshimasa Asahi 1 , 2, Saki Takemoto 1, Kazuhiko Ichimi 3,
Hitomi Yamaguchi 1 and Kuninao Tada 1
Abstract
In order to identify the behavior of particles in the tidal ﬂat, one-tidal time-series surveys were carried out ﬁve times during May and November, 2010 in Shinkawa-Kasugagawa
estuarine tidal ﬂat where is located in the eastern Seto Inland Sea, Japan, and particulate
phosphorus was measured dividing organic and inorganic forms. Nutrients were negatively
correlated with salinity except dissolved inorganic nitrogen in August. It suggests that nutrient concentrations were regulated by both nutrient discharge from riverine water andthe dilution by oﬀshore seawater. However, particulate organic phosphorus (POP) and inorganic phosphorus (PIP) were not always correlated with salinity. POP, on the other hand,often correlated with Chl a, and moreover, POP/Chl a ratios in tidal ﬂat water were similar
with those of phytoplankton. These results suggested that standing stock of phytoplankton
largely aﬀected the composition of particulate organic matter in the tidal ﬂat. When concentrations of Chl a in the tidal ﬂat water were low, POP/Chl a ratios were high, suggestingthat phytoplankton was scarcely contributed but other particles, such as the terrestrial anddetrital particles, largely contributed to particles in the tidal ﬂat. PIP had a good correlation
with salinity except July, which suggests that riverine particles aﬀected PIP in the tidal ﬂat.
Moreover, it was scarcely observed that resuspension of the sediment aﬀected PIP in the
tidal ﬂat.

Key words：Tidal ﬂat, particulate phosphorus, river discharge, resuspension（Corresponding authorʼs e-mail address : silhouette̲of̲asahi@yahoo.co.jp）（Received 29 April 2013 ; accepted 12 October 2013）（Copyright by the Oceanographic Society of Japan, 2014）

1 Faculty of agriculture, Kagawa University, Miki, Kagawa 761−0795, Japan
2 The united graduate school of agricultural sciences, Ehime University, Tarumi, Matsuyama City, Ehime 790−8566, Japan
3 Seto Inland Sea regional research center, Kagawa University, Aji, Takamatsu City, Kagawa 761−0130, Japan
Corresponding author: Toshimasa Asahi; Faculty of agriculture, Kagawa University
Address: Miki, Kagawa 761−0795, Japan
TEL: +81878913148 FAX: +81878913148
e-mail: silhouette̲of̲asahi@yahoo.co.jp