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長野県内主要湖沼における溶存有機炭素濃度とその分解特性*田之上智美（信州大大学院・理工）・戸田任重（信州大・理）

白樺湖を除く湖沼で 2015 年 5 月から 10 月にか

1.はじめに長野県環境部の調査によると，野尻湖をはじめとけて DOC 濃度は上昇し，12 月にかけて低下した．

したいくつかの県内湖沼で COD の漸増傾向がみら

白樺湖では 8 月に DOC 濃度が最大となった．そのれており，環境基準の達成には至っていない．これ

後，木崎湖，野尻湖，中綱湖では 2016 年 6 月まで緩までの研究成果として COD 漸増に溶存態有機物

やかな低下傾向を示しながら低濃度で推移した(DOM)の寄与が大きいことが示唆されたことから，が，女神湖，白樺湖では 2016 年 4 月から 6 月に

DOC 濃度の季節変化やその分解特性，特に栄養塩添

かけて上昇した．大座法師池では目立った季節変

加が有機物分解に与える影響を調べた．

化は見られなかった．

2.材料と方法

3-2. 湖水中有機物の分解試験
表層の最終分解率は Control 区で 5％，P 添加区で2-1.DOC 濃度
研究対象は野尻湖，大座法師池，木崎湖(湖心)，14％，N・P 添加区で 18％であった．一方，底層の中綱湖，女神湖，白樺湖とした．このうち，野尻湖，

分解率は Control 区で 57％，P 添加区で 58％，N・P

木崎湖，
女神湖で COD の漸増傾向がみられている．

添加区で 55％であった．期間全体を通しては，N・P

各湖沼の湖水は 2015 年 5 月～2016 年 6 月まで，冬

添加区で最も DOC 濃度が低下する傾向となった．

季を除いて約 2 カ月おきに採取した．採取時に携帯

4.考察

用 EC/pH 一体型メーターを用いて水温，EC，pH を

4-1.DOC 濃度測定した．採取した湖水はポリカーボネート製ビン2015 年 5 月から 10 月にかけて DOC 濃度が上昇し(PC ビン)に入れ，氷冷下で実験室に持ち帰った．湖

たのは，水温の上昇により湖水表層での藻類生産が水は 420℃で 3h 加熱して有機炭素を除去したガラス

活発になったためと考えられる．また，2015 年 8 月，

濾紙(Whatman GF/F，粒子保持能 0.7µm)でろ過し，2016 年 6 月には Chl.a 濃度と DOC 濃度に正の相関がChl.a 濃度，DOC 濃度，NO₃-N 濃度，PO₄-P 濃度をみられた(それぞれ R ＝0.65，R =0.79)．また，2015

測定した．

年 12 月には Chl.a 濃度と DOC 濃度に強い負の相関

2-2.湖水中有機物の分解試験がみられた(R =0.86，中綱湖除く)．ほとんどの湖沼

分解試験用の湖水は，木崎湖湖心の表層(0m)およで Chl.a 濃度が 10 月に最大となることに加え，水温び底層(25m)において 2015 年 9 月に採取した．持ちの下がる 10 月頃から藻類が枯死し，細胞組織中の糖帰った湖水を未ろ過のまま 1L PC ビンに 500ml ずつ

類やタンパク質が湖水中に溶出する量が増加したた

分注し，Control 区，P 添加区，N・P 添加区(n=2)をめに 12 月に枯死した藻類起源の DOC が多く存在し用意した．栄養塩添加源には KH₂PO₄と KNO₃を用たと考えられる．

い，それぞれの湖水中での濃度が 0.1mgP/L，1mgN/L

4-2.湖水中有機物の分解試験となるように添加した．好気状態，暗条件下で振表層では P 添加区および N・P 添加区で有機物分

とう器で攪拌しながら室温 22±2℃の恒温室で 120

解が促進されたことから，N および P が制限要素に日間培養した．一定期間ごとに一部を採水し，ろ過

な っ て い る こ と が 示 唆 さ れ た ． 一方，底 層ではした後に DOC 濃度を測定した．

Control 区と栄養塩添加区で最終的な分解率に差は3.結果見られなかったことから，N および P が制限要素に

3-1.DOC 濃度

なっている可能性は低いと考えられた．

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汽水湖中海の底層におけるアナモックス反応に関する研究＊加藤季晋（島根大院・総理、島根県保環研），管原庄吾（島根大院・総理），
神谷宏（島根県保環研、島根大・汽水セ），江川美千子（島根大院・総理），
清家泰（島根大院・総理、島根大・汽水セ）グラフ(Shimazu GC－14)により測定した。

１． はじめに
中海は日本海と狭い水道（境水道）でつながって

N2H4：現場で 50 mL プラスチックシリンジに試いる汽水湖で、潮汐の影響を受けて物質交換が起こ

料水を採取し、ろ過後、 p－ジメチルアミノベンズ

る。また、日本海からの海水の流入により強固な塩

アルデヒド溶液を添加し発色させた。発色させた試

分躍層が形成される。中海の湖心付近では、夏季に料水を Sep-Pak C18 カードリッジに通水し、吸着

日本海からの海水の流入による溶存酸素の供給にさせて持ち帰り、実験室にて塩酸・エタノール混合より底層に蓄積した NH4 が酸化されるが、水深 6

溶 液で 溶離し 、 分光光度計(ShimazuUV-1800) で

m 付近は光が届くぎりぎりの深度であり、硝化の光

457 nm にて吸光度を測定した。

阻害が生じ NO2－→NO3－の反応が阻害され NO2－が３．結果と考察＋

中海湖心の底層（湖底上 0.5 m）の 2014～2015

蓄積されることが知られている（清家ら,1997）。
本研究では、新たな窒素循環プロセスであるアナ

年の溶存無機態窒素の経月変化から、2014 年は夏モックス反応に着目した。アナモックス反応は、ヒ

季に海水の流入と光阻害による NO2－の蓄積が確認

ドロキシルアミン(NH2OH)と NH4 ＋が反応して中された。また、アナモックス反応のもう一つの基質間体であるヒドラジン(N2H4)を形成し、この N2H4である NH4＋や中間体である NH2OH と N2H4 も夏から分子状窒素(N2)を形成して系外に放出するもの

季の NO2－の蓄積時に増加した。中海湖心では夏季である。この N2H4 から N2 への脱水素反応のとき、に海水の流入と光阻害による NO2－の蓄積によってNO2－の還元により生成した NH2OH と NH4∔が反応

アナモックス反応が生じていることが確認された。

して再び N2H4 が形成されることもアナモックス反

一方、2015 年の NO2－の蓄積は 10 月から 11 月と応の特徴である。中海では、夏季に NH4＋と NO2－

2014 年よりも遅く観測された。この時、アナモッが蓄積するため、アナモックス反応による窒素除去

クス反応の中間体である NH2OH と N2H4 も低く検が活発に起きている可能性がある。

出されたことから、2015 年はアナモックス反応の本研究の目的は、アナモックス反応の中間体であ活性が低かったものと考えられる。中海湖心においる NH2OH と N2H4 の環境水中での挙動からアナモて NO2－の蓄積する時期がアナモックス反応によるックス反応を確認することにある。そこで、当研究窒素浄化にとって重要であることがわかった。

室で確立した NH2OH 定量法及び N2H4 定量法を用アセチレン阻害法を用いた中海湖心の底層水のい、中海において同時定量を行い、経月変化を観察

培養実験の結果は、培養開始 3 日目にアナモックス

した。さらに、中海におけるアナモックス反応の有反応の中間体である NH2OH と N2H4 が増加してい無や窒素除去率を解明するため培養実験を行い検たことから、アナモックス反応を確認できた。また、討した。

アセチレン阻害法を併用したことでアナモックス

２．方法

反応による窒素除去量を推定することができ、今回

NH2OH, N2O：現場で NH2OH 及び N2O 測定用試料水を 70 mL バイアル瓶にそれぞれ密封し、NH2OH 測定用試料水にはフェノール溶液との培養実験では約 6 割がアナモックス反応によって除去されたものと推察された。
中海の窒素循環において、これまで一般的な脱窒

NaClO 溶液を添加したあと実験室に持ち帰った。

による窒素除去のみしか考えられていなかった。しN2O 測定用試料水にはホルマリンを添加後、実かし、本研究により夏季に NO2－が蓄積する中海底験室に持ち帰った。実験室では、試薬を添加し層においてアナモックス反応による窒素除去も重た試料水に N2 ガスで気相 40 mL を作り、気液要な役割を果たし、中海の自然浄化としてアナモッ

平衡の状態にした後、気相試料をガスクロマト

クス反応が深く関わっているものと考えられる。

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− 144 −

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水生昆虫の羽化におよぼす小規模ダムの影響：
季節間および流程地点間での比較*松岡真梨奈(兵庫県立大・環境人間),赤松
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布野

土居

真治(兵庫県立大・環境人間),

裕一(兵庫県立大・環境人間),谷川

緑(兵庫県立大・環境人間),

隆之(兵庫県立人と自然の博物館),一柳英隆(九州大学・工),秀幸(兵庫県立大・院・シミュレーション) ,片野泉(奈良女子大・理)３．結果と考察１．はじめに河川に生息する水生昆虫の多くは幼虫期を水域,

サンプルからはハエ目，カゲロウ目，トビケラ

羽化後の成虫期は陸域で活動する生活史を持つ。

目，カワゲラ目，ヘビトンボ目，その他陸生コウ

水生昆虫を対象としたダムの影響についての研究

チュウ目，チョウ目，カメムシ目等が採集された。

は幼虫期のみを扱ったものが多いが，実際は河床

目別個体数の結果より，菅生ダム周辺では春期に生息する幼虫だけではなく，羽化後の成虫にもから秋期にかけて捕獲成虫はダム直下地点で多く，ダムによる影響がみられると考えられる。また，

ダム湖地点に少ない傾向がみられた（図１）。一般

水生昆虫の成虫は，鳥類などの高次捕食者に捕食に水生昆虫は幼虫期に河川の流れにより下流方向されることで，水域から陸域へ捕食被食関係等をへ流下し，成虫期に上流方向へと遡上飛行を行う

通じて食物網構造を繋ぐ役目を果たしていると考ことで流下距離を補償していると言われている。

えられる。ダム河川流程の幼虫相変化をみる限り，

ダム直下地点の採取数が調査時期を通じて多いと成虫相もダム周辺で大きく異なっていることが予いう結果からは，成虫の遡上行動が菅生ダム堤体想される。そのため，ダム周辺では食物網構造がに阻害され，上流への移動ができずに直下地点に大きく変化している可能性が示唆されるが，この溜まっている可能性が考えられる。

ような着眼点に基づいた研究はほとんどない。そ一方，冬期に関しては他の地点では 0～数匹程

こで本研究では，羽化後の水生昆虫成虫相に及ぼ

度しか成虫が採集できなかったが，ダム湖では一すダムの影響を明らかにすることを目的に野外調定数以上の成虫が採集された。この結果は自然河査を行い，成虫相をダム流程・調査地点間で比較

川には見られない，流水域内に創出された止水域した。

であるダム湖の特異性を示唆していると考えられる。すなわち，冬場のダム湖は捕食者にとっては一定量以上の餌資源を供給する餌場として働く可

２．方法
兵庫県姫路市の菅生ダム(夢前川水系菅生川)

能性が考えられた。ただし冬期に羽化しているの周辺を調査地とした。このダムは総貯水容量 1950

は主にハエ目であり，湿重量では非常にわずかで3

千 m ，堤高 55ｍの小型のダムである。ダム湖地点あった。今後，捕食者にとってどの程度有益な餌を中心にダム上流から下流にかけて 4 地点を定め資源であるのかなどの検討が必要と考えられる。

た (上流地点，ダム湖地点，ダム直下地点，下流地点)。これら 4 地点で, 2015 年 5 月から 2016 年

8000

9 月までの間，月に１回の頻度でサンプリングを6000行った。水生昆虫成虫の捕獲には，虫の走光性を

4000
2000

利用し虫を集め，石鹸水に落とす仕組みの蛍光灯

0付パントラップを用いた。持ち帰ったサンプルは上流

冷凍保存し，目レベルで同定を行い，目別個体数

ハエ目
カゲロウ目

と目別湿重量を記録した。同定後は 70%エタノー
ル保存した。

図１− 145 −

2015 年 7 月

ダム湖

直下

トビケラ目
ヘビトンボ目

下流
カワゲラ目
その他

各地点の目別個体数

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1P-9

小規模ダム河川におけるダム・堰堤・支川流入が底生動物群集に与える影響*水守裕一（兵庫県立大学

環境人間），松岡真梨奈（兵庫県立大学

赤松真治（兵庫県立大学

環境人間），谷川緑（兵庫県立大学

相馬理央（兵庫県立大学院
土居秀幸（兵庫県立大学院

１．はじめに

環境人間）
環境人間）

環境人間），一柳英隆（九州大学工）

シミュレーション），片野泉（奈良女子大学

理）での報告と同様な結果が得られた．しかし一方，種日本の河川の多くにはダムが設置されており，ダ数と多様性指数 H’は，ダム直下地点と他地点で有意

ム下流では河床に生息する生物の種多様性が低下すな差はなかった．このことから，小規模ダムの下流る問題がいくつか報告されている．しかしこれら報では種多様性の大幅な低下は起きていないことが示

告の多くは，規模の大きなダム河川におけるもので唆された．

ある．日本には規模の小さなダムも数多くあるが，ダム直下ではコガタシマトビケラ属が多く出現し，

これら小規模ダム河川では，ダムによる底生動物群

造網型トビケラで最もサイズの大きいヒゲナガカワ

集など生物への影響を論じる報告はもちろん，河床トビケラ属はダム上流の St.1 で多く見られた．これ

環境に及ぼす影響を論じる報告もほとんどないのがまでの研究でもダム下流でシマトビケラ科が増加す現状である．

ることが報告されており，小規模ダムでも同様であ

そこで本研究では，小規模ダム河川において河床ることが示された．

物理環境と底生動物群集を対象とした野外調査を行

本研究では，小規模ダムの上流と下流では，群集

い，規模の大きなダム河川でこれまでに報告されて構造は変わるものの種多様性の低下はほとんど起き

きたダム下流生態系への影響が，小規模ダム河川でていないことが示唆された．ダムのない自然河川でも見られるかどうかについて考察した．

は流程にそってゆるやかに群集構造が変化することが予想されるが（河川連続体仮説），小規模ダム河川
ではダム下流で種多様性の低下がほぼない状態で急

２．方法
兵庫県姫路市の菅生ダム（夢前川水系菅生川，兵激に群集構造が変化する．このことは，小規模ダム

庫県，集水面積 8.7km²）の上流地点(St.1)，ダム直

河川においては，ダムの影響によって流域のβ多様下地点(St.3)，ダム下流地点 (Sts.4, 5)，流入支川合

性が増加するなど，これまで研究されてきた大規模流後(St.6)，流入支川(St.7)の 6 地点を調査地点としダム河川での生物群集変化とは異なる変化様式があて 2015 年 7 月に調査を行った．調査時には電気伝ることを示唆しているかもしれない．今後，さらな導度（EC），pH などの環境変数を測定の後，付着藻る検討が必要と考えられる．

類・流下物・河床材料・底生動物の採集を行った．
底生動物の採集にはコドラート付きサーバーネット(50×50cm)を用いて，河床表面から深さ 15cm までを対象として採集しホルマリンで固定して実験室に持ち帰った．実験室ではソーティングの後，1mm 以上の個体について目レベルでの湿重量測定の後，可能な限り細かいレベルまで同定・計数して底生動物
変数を算出した．底生動物変数は個体数密度，種数，
多様性指数 H’，摂食機能群（FFG），生活型とした．
３．結果・考察
個体数密度はダム直下の St.3 で最も高く，これま

図 1：菅生川における調査地点− 147 −

1P-10

水棲生物の分布への河川横断構造物の影響:環境 DNA 分析の試み
＊ 櫻井
本澤

大生, 辻

翔 (龍谷大院・理工), 三宅

凛太郎(龍谷大・理工),

冴月(龍谷大院・理工), 山中裕樹(龍谷大・理工)

ボラは Cytb 領域、モクズガニは ND5 領域を特異

１． はじめに河川の連続性は水棲生物の移動を容易にし、生息的に増幅できるプライマーセット、及び TaqMan プ

域の確保や生物種が成長段階に適した環境に移る

ローブを用い、リアルタイム PCR で試料水中に含まために重要である。しかし、河川には、治水や利水れている対象種の DNA の有無を確認した。河川横を目的とした堰やダムなどの構造物が多く存在し断構造物の上下間における DNA の検出頻度の違いており、回遊行動を伴う水棲生物の移動の妨げになを明らかにするために一般化線形混合モデルっている。また、河川横断構造物が水棲生物に与え(GLMM)を用いて比較検討を行った。

る影響は種や河川横断構造物の大きさ、河川内の環境、また、生物種ごとの遊泳能力や登坂能力に依存して大きく異なる為、各々のケースごとに個別の評

３．結果と考察
武庫川において、ボラの DNA は河川の潮止堰から魚道が設置されている河川横断構造物の区間内価を行う必要がある。
従来、水棲生物の移動分散を把握する為には、標では連続して検出されたが、魚道が設置されていな

識再捕獲法やテレメトリー分析、直接観察などの手い河川横断構造物の上流では検出されなかった。一法がもちいられてきたが、いずれも多大な労力や専方で、モクズガニの DNA は魚道が設置されていな門的技術が必要である。近年、水棲生物の在不在をい河川横断構造物を超えた上流側からも DNA を検評価する分析技術として環境 DNA 分析が注目を浴出することができた。また、大阪湾に注ぐ河川の河びている。環境 DNA 分析は、水中に含まれている

川横断構造物の上流側と下流側で比較したところ、水棲生物由来の DNA を回収・分析することによっ魚道が設置されていない河川横断構造物の下流側て生息している生物種を把握する分析技術である。

でボラの DNA が検出されたものの、上流側では

本研究は、比較的遡上能力が大きく異なると予想

DNA が検出されなかった。しかし、モクズガニに関されるボラとモクズガニの 2 種を用いて河川横断構

しては魚道が設置されていない河川横断構造物の造物の影響を環境 DNA 分析によって評価するパイ

下流側と上流側どちらからも DNA を検出すること

ロットスタディを試みた。

ができた。GLMM 解析を行った結果、河川横断構造
物の上下間において種による DNA の検出頻度に有意な違いを認めることができた。

２．材料と方法
対象種は遊泳魚であるボラと、歩脚をもつ甲殻類

これらの結果から、環境 DNA 分析を用いて河口であるモクズガニの 2 種を選択した。調査地は、大からの距離や河川横断構造物の数、また魚道の有無

阪湾への流入河川とし、武庫川では中流から下流部

によってボラとモクズガニが受ける影響が異なるに位置する河川横断構造物 16 地点と、その他の 16ことを示すことができた。このことは、環境 DNA

本の河川では最下流に位置する河川横断構造物の分析は河川横断構造物の影響を生物種ごとに評価

上流側と下流側で実施した。各地点で 500 mL を採する指標として利用できることを意味している。今

水し、すぐさま現場でろ過を行った。なお、フィル

後はより多くの種を対象にしての影響を評価する

ターにはガラス繊維製の GF/F (GE ヘルスケア) をことで、生態学と工学を結びつけ、生態系に影響を使用した。後日、フィルターから DNeasy Blood &及ぼしにくい河川横断構造物の設計に貢献するこ

Tissue Kit (Qiagen) を用いて DNA 抽出を行い、100とが期待できる。

µL の DNA 試料を得た。

− 148 −

1P-11

尾瀬ヶ原池溏における水系腐植物質の動態解析*熊崎悠一（東邦大学・理），成岡知佳（東邦大学・理）
野原精一（国立環境研究所），千賀有希子（東邦大学・理）は，有効保持粒子径 0.7 μm のガラス繊維ろ紙で試料

1. はじめに水系腐植物質（AHS）は植物などの生物遺骸に水をろ過し，99%メタノールでクロロフィル a を抽由来する高分子量で共役系の複雑で安定な構造を出した後，遠心分離を行い，蛍光分光光度計（TD-700,

有している物質であり，溶存有機物（DOM）の多

Turner Designs 社）で測定した。また，一般生菌数とくを占めるといわれている。水域における AHS のして，現場で池溏水 1mL を菌数測定用簡易培地（コ機能として，有害金属と錯形成することでその毒ンパクトドライ「ニッスイ」TC, 日水製薬株式会社）

性を低減，生物にとって有害な紫外線を吸収し生に添加し，30℃，暗条件下で 14 時間培養後，コロ物を保護，微生物へのエネルギー源や炭素源とな

ニー数をカウントした。一般生菌数は，2016 年のみることなどが挙げられる。このように，AHS には測定を行った。さらに，池溏面積は globe（国土地

水域生態系の物質循環や生産性を左右するといっ理院）を用いて解析した。

た重要性があるにも関わらず，AHS の動態は不明
3. 結果と考察

瞭な部分が多い。

2015，2016 年の試料における DOC 濃度は 0.6～

本研究では，AHS が多く存在し，様々な水域へそれらを供給する湿原の池溏水を対象に，AHS の14.0 mgC/L であった。2015 年尾瀬ヶ原の 25 地点の量と質を測定した。また，AHS 動態と環境因子と試料における AHS は 1.0～8.9 mgC/L であり，DOMの関係を考察した。

全体に占める割合は 46～80%であった。
2015，2016 年の試料における EEM データをPARAFAC により解析した結果（n=174），2 種類の

2. 材料と方法
2015，2016 年 8 月に尾瀬ヶ原の池溏水 39 ヶ所を

AHS 様物質，AHS-1（Ex/Em = <252, 336/485 nm），

採水した。溶存有機物炭素（DOC）濃度は全有機炭

AHS-2（Ex/Em = <252, 309/406 nm）が検出された素測定装置（TOC-2300, 平沼産業株式会社）で測定（Stedmon and Markager 2005）。

した。AHS の定量は樹脂吸着‐炭素測定法（Tsuda et

尾瀬ヶ原池溏における AHS-1, 2 の蛍光強度は DO

al. 2012）により行った。AHS の質は水中溶存有機と池溏面積に負の相関（p <0.01）を示した。AHS 分

物蛍光測定装置（Aqualog, HORIBA Scientific）を用

解過程には，微生物と光が関与しているといわれていて，EEM 法で測定した。EEM 法とはある範囲のいる。また，AHS は一般に高分子で複雑な構造を持

励起波長に対して放出される蛍光を連続的に測定つため微生物に利用され難く，AHS 分解には微生物

し，DOM 成分を検出する手法である。EEM の測定よりも光の方が寄与すると考えられている（Senga et

条件は励起波長（Ex）220～600 nm，蛍光波長（Em）

al. in press）。したがって，
尾瀬ヶ原池溏における AHS

210～620 nm，バンド幅 3 nm，積分時間 0.5 秒としは，太陽光下で DO を消費して酸化分解すると考えた。多変量解析の 1 つである PARAFAC（Solo+Mia,

られた。さらに池溏の面積が大きいほど太陽光を集

Eigenvector Research）を用いて，EEM データセット

めやすく，AHS は連鎖的に分解すると推察された。

を解析し，成分の特定を行った。また，得られた成一方で，AHS-1, 2 の蛍光強度は一般生菌数と正の相分の蛍光強度は 10 μg/L 硫酸キニーネ溶液の関（p <0.001）を示した。この結果から，バクテリ

Ex/Em=350/450 nm 付近のピークの蛍光強度を 10

アは AHS を何らかの代謝過程で利用するのではな

QSU（Quinine Sulfate Unit）とし相対的に規格化した。

いかと考えられた。

環境因子として，現場で pH，電気伝導度（D-54,

2016 年の試料を用いたクロロフィル a 濃度と樹脂

HORIBA Scientific），溶存酸素濃度（DO），水温

吸着‐炭素量測定法による AHS の定量については（HQ30d, HACH）を測定した。クロロフィル a 濃度

現在検討中である。

− 149 −

1P-12

釧路湿原におけるシカの環境撹乱が栄養塩動態に及ぼす影響*金子 命 1), 保原 達 1), 中谷 暢丈 1), 日野 貴文 1)
稲富 佳洋 2), 島村 崇志 2), 宇野 裕之 2), 吉田 剛司 2)1) 酪農学園大学, 2) 北海道立総合研究機構環境科学研究センター

1. はじめに大型の草食哺乳動物であるシカは、採食行動を通じて、植物種構成の単純化などの生態系に不可逆的な影響を与えることが世界的に報告されている。また、過剰な採食圧が、間接的に水圏や土壌圏を含めた生態系内の栄養塩動態に影響を及ばす可能性が指摘されている。これらの知見は、森林や草地生態系に関するものが殆どであり、湿地林や湿原生態系といった土壌が冠水した環境での研究報告は非常に少ない。そこで本研究では、湿原生態系におけるシカの環境撹乱が栄養塩動態に及ぼす影響を解明することを目的とし、近年、シカの環境撹乱が進む釧路湿原において、土壌及び土壌溶液の化学分析を行った。
2. 材料と方法
2014 年 8 月に釧路湿原内でも、シカの食害が特に顕著にみとめられた 6 つの調査地域を設定した。各調査地域
では、広葉樹林、湿地林、湿原（低層湿原もしくは高層湿原）の植生タイプに分類したプロットを設定し、それぞれのプロットにおいて土壌と土壌溶液を採取した。土壌については、採取時の水分含有量や有機物分解の度合

図 1. 植生タイプ毎の窒素無機化特性

いに応じて、鉱質土、泥炭度、黒泥土の 3 つの土壌タイ（A:窒素無機化速度 B:交換態アンモニア濃度）

プに分別し、それぞれの窒素無機化特性、可給態リン酸

表 1. 調査地域毎の土壌及び土壌溶液の諸特性

濃度を計測した。土壌溶液については、陽イオン及び陰イオンを計測した。

調査地域植生タイプ土壌タイプ
Na⁺

3. 結果と考察

特徴としており、釧路湿原における窒素循環は植生や土壌に依存することが示唆された。また、硝酸は多くの調査地域の土壌及び土壌溶液中で殆ど存在せず、可給態リ

広葉樹林
湿地林
低層湿原

鉱質土
泥炭土
黒泥土

茅沼

広葉樹林
湿地林
低層湿原

鉱質土
泥炭土
黒泥土

5.35
17.00

0.07
0.08

0.77
0.31

1.34
1.51

8.86
6.97

1.73
0.20

N.D.
N.D.

0.56
0.27

ヌマオロ 広葉樹林
湿地林
低層湿原

鉱質土
泥炭土
泥炭土

7.23
8.88

0.05
0.14

0.51
0.77

1.48
1.52

5.81
3.97

0.44
0.90

N.D.
N.D.

0.15
0.34

コッタロ 広葉樹林
湿地林
低層湿原

鉱質土
泥炭土
黒泥土

7.44
6.15

0.11
0.15

2.58
0.25

2.11
1.01

11.10
7.76

2.52
0.26

N.D.
N.D.

0.22
0.18

宮島

広葉樹林
湿地林
低層湿原

鉱質土
泥炭土
泥炭土

7.34
7.60

0.76
0.07

1.04
0.87

2.24
1.78

11.40
10.40

2.27
4.31

N.D.
N.D.

0.03
0.99

右岸堤防 湿地林1
湿地林2
低層湿原1
低層湿原2
高層湿原1
高層湿原2
高層湿原3

泥炭土
泥炭土
黒泥土
黒泥土
泥炭土
泥炭土
泥炭土

22.00
24.10
1.86
3.15
5.29
-

0.09
0.04
0.03
0.05
0.08
-

0.72
0.97
0.21
0.63
0.60
-

7.91
1.98
0.71
1.34
2.17
-

32.30
3.84
2.63
4.34
11.20
-

10.43
14.00
0.93
0.85
0.73
-

N.D.
0.08
N.D.
N.D.
N.D.
-

0.07
0.56
0.09
0.29
0.19
-

ン酸についても一部地域を除き、低濃度で分布していた。
このことから、広域的には釧路湿原におけるシカの栄養塩動態への影響は少ないと考えられた。しかしながら、今後シカの釧路湿原への影響評価を正確に行う上では、より局所的な地域への影響についても注視していく必

陰イオン （mg/L）
Cl⁻
NO3⁻ SO4 ⁻
2.31
N.D.
0.34
2.58
N.D.
0.13

北斗

土壌の交換態アンモニア及び窒素無機化速度は、低層湿原で有意に高くなった。また、低層湿原は黒泥土壌を陽イオン （mg/L）
NH₄⁺
K⁺
Mg ⁺ Ca ⁺
0.12
0.55
0.90
3.15
0.05
0.49
2.18
6.32

12.50
7.20

要がある。

− 150 −

1P-13Ἑᕝཬࡧἢᓊᇦ࡟࠾ࡅࡿ⁐Ꮡ᭷ᶵ≀ࡢ᫬✵㛫ኚ໬㸫㟈⅏࡟ࡼࡗ࡚๰ฟࡉࢀࡓሷᛶ‵ᆅࡢᙳ㡪㸫ᶫᮏ࿴☻࣭⚟ᓥ៞ኴ㑻࣭ᶓᒣ຾ⱥ㸦㤳㒔኱㝔࣭㒔ᕷ⎔ቃ㸧㸯㸬ࡣࡌࡵ࡟

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1P-14
雨天時の出水による霞ヶ浦への栄養塩負荷と底泥からの栄養塩溶出について*金子陽輔、對馬育夫、南山瑞彦 ((国研)土木研究所)

好気条件下で NH4-N が多く溶出し、NO3-N が溶出されなかった。本調査とは別に、霞ヶ浦において降雨が前 1 週間以上なかった日に採取した底泥の溶出試験結果では、好気条件下で NH4-N がほとんど溶出されず、NO3-N は溶出されるという傾向が得られており、今回の実験結果ではこの傾向とは異なるものであった。
４．まとめ
霞ヶ浦流域の雨天時において CSO が流入するポンプ場の上下流の地点で栄養塩負荷量を調査した結果、降雨イベントによって CSO の影響度が変化していると考えられた。また、雨天時の霞ヶ浦における底泥溶出試験の結果、嫌気条件下では、それぞれの地点で NH4-N の溶出速度が増加しており、流入河川に最も近い St.3 で最大であったため、流域からの負荷の影響が考えられた。
⼩美⽟市

霞ヶ浦

霞ヶ浦流域河川

⽯岡市

境川

ポンプ場
（CSO流入地点）

⼟浦市

St.1

桜川
花室川

St.2
約700m

St.3
3
かすみがうら市(⼟浦港沖)
St.24 (掛⾺沖)

⾏⽅市

St.1
5 (湖⼼)

阿⾒町

約100m

美浦村

清明川

稲敷市
10 km

図 1 霞ヶ浦とその流域河川における調査地点
調査日①（総降雨量168mm）
500
St.1 TP負荷量
St.1 TN負荷量St.2 TP負荷量
St.2 TN負荷量

負荷量（g/s）

400

St.1

300

St.2
越流期間

200

St.1
100

0
16:00

St.2
20:00

0:00

4:00

時刻

8:00

12:00

16:00

20:00

調査日②（総降雨量83.5mm）
500
St.1 TP負荷量
St.1 TN負荷量St.2 TP負荷量
St.2 TN負荷量

負荷量（g/s）

400

St.2

300

St.1

越流期間
200

St.2
100

St.1

0
0:00

4:00

8:00

12:00

16:00

20:00

0:00

時刻

図 2 越流水の放流前後の栄養塩負荷量
200
NH44-NNH

溶出速度 (mg/m2/day)

１．はじめに湖沼の水質に影響を与える直接的な汚濁負荷としては、湖沼に流入する河川からの外部負荷、湖沼底
泥からの溶出、生物生産等の内部負荷、降雨などが挙げられる。本研究では、霞ヶ浦の流域を対象に、雨天時の外部負荷の要因の一つと考えられる合流式
下水道の雨天時越流水(CSO)が放流先に及ぼす影響を調査するため、CSO が流入するポンプ場の上下流の地点で栄養塩負荷量の調査を行った。また、雨天時の流域からの負荷が、栄養塩類の溶出（内部負荷）に与える影響を把握するため、底泥溶出試験を実施した。
２．調査方法
栄養塩負荷量の調査は、CSO が流入する霞ヶ浦流域の A 河川のポンプ場上流 700 m 地点（St.1）およびポンプ場下流 100 m 地点（St.2）の河川水（図 1参照）の窒素、りん濃度と流量を調査し負荷量を算出した。調査は異なる 2 つの降雨イベントで行い、調査日①では総降雨量 168mm、調査日②では総降
雨量 83.5mm であった。
底 泥溶 出試 験 に 供し た 底泥 は 図 1 に 示す 地点（St.3～5）で採取した。採取は 2014 年 9 月（台風通過前）と 10 月（通過後）の計 2 回行った。湖水を GF/B フィルターでろ過した水を採取した底泥の直上水として用い、嫌気条件（DO: 1.0 mg/L 以下）
および好気条件（8.0 mg/L 程度）で、20 日間 30°C
暗所で溶出試験を行った。
３．結果と考察A 河川において、越流水の放流前後の栄養塩負荷量の比較を行った結果を図 2 に示す。雨天時の St.1と St.2 の栄養塩負荷量を比較したところ、調査日①では越流期間中に St.2 より St.1 の負荷量が上回っており、CSO による影響は見られなかった。一方で、調査日②では越流期間中に St.1 より St.2 の負荷量が上回る結果となり、調査日②では CSO による河川への影響が考えられた。また、調査日①では St.1 と St.2 の SS 負荷量に差はほとんどなかったが、調査日②では St.2 の SS 負荷量が St.1 より大きい結果が得られており、2 つの降雨イベントによるポンプ場からの栄養塩負荷には違いがあると考えられることから、ポンプ場負荷についてより詳細な解析が必要である。
図 3 に溶出試験時の NH4-N および NO3-N の溶出速度を示す。嫌気条件下での台風通過後の底質は、それぞれの地点で NH4-N の溶出速度が増加しており、St.3 で最大であった。これは、St.3 が雨天時に流入河川から運ばれる汚濁物の影響を受けやすいためと考えられる。また、台風通過後の St.3 では、

160

NO33-N
NO

通過前
通過後

120
80
40

0

図 3 霞ヶ浦における NH4-N および NO3-N 溶出速度

− 152 −

1P-15高濃度酸素水供給装置を用いるダム湖の窒素浄化に関する研究＊引野愛子（島根大・院・総理工），管原庄吾（島根大・院・総理工）増木新吾（松江土建株式会社），江川美千子（島根大・院・総理工）
清家泰（島根大・院・総理工，島根大・汽水セ）（Bendschneider and Robinson, 1952），NO3⁻を

１． はじめに水圏において窒素化学種は，微生物による硝化や

Cd-Cu カラム還元ナフチルエチレンジアミン吸

脱窒等の作用により循環している。硝化とは，好気光光度法(Wood et al., 1967)を用いて定量した。

的な環境においてアンモニア酸化細菌による NH4+

３．結果と考察から NO2⁻への酸化，および亜硝酸酸化細菌による

湖底上 1 m における 2014 年 6 月の DO は 0 mgO2/L

NO2⁻から NO3⁻への酸化過程のことである。脱窒とであったが，WEP システムを 4 日間稼働し 30 日間

は，微生物による NO3⁻の異化的還元過程のことで停止後の DO は 2 mgO2/L だった。6 月から 7 月にあり，嫌気的な環境において通性嫌気性細菌である

かけて湖底上 1 m における溶存無機態窒素（DIN）

脱窒細菌により，NO3⁻が NO2⁻，N2O を経て N2 ガス

濃度が 1400 µgN/L から 700 µgN/L まで減少したこととして系外に放出される。そのため，脱窒は水圏のから，硝化・脱窒の一連の反応が起こったことが示

窒素浄化の最終段階を担うことから，非常に重要な唆された。また，10 月から 11 月にかけて NO3⁻が 370

プロセスと言える。

µgN/L から 50 µgN/L まで減少した。これは，WEP シ

島根県の東部に位置する布部ダムでは，水温躍層

ステムの停止により嫌気的環境となったことで脱窒の発達に伴い底層が貧酸素化し，窒素やリンなどのが進行したためと考えられる。

栄養塩濃度が増加するという問題があった。そこで一方，WEP システムの自動運転を始めた 2015 年

当研究グループは，2010 年から布部ダムの底層のの DIN 濃度は手動運転を行った 2014 年とほとんど

貧酸素状態を改善するため，高濃度酸素水供給装置

変わらなかった。本システムは遠隔操作機能を有す（松江土建(株)製 WEP システム）による酸素供給ため，現場に行かずとも水質や WEP システムの稼を行っている。その結果，湖底からのリンの溶出を働状況の確認や制御が可能となった。しかしながら，防ぐことができたものの，さらなる水質改善にはリ

現場の DO を 1～5 mgO2/L にコントロールするまで

ンのみならず窒素の浄化も必要である。それには，には至らなかった。今後，装置の稼働条件の修正に湖底から溶出した NH4+を硝化し，さらに脱窒によより，さらなる窒素の削減が期待できる。

り N2 ガスとしての系外への放出が肝要である。ま

本研究では，水質改善を目的に栄養塩である窒素
化学種を N2 ガスとして系外に放出する硝化と脱窒について定期観測を通して検討した。また，WEP
システムの自動運転による効果の検証を行った。
２．材料と方法
・定期観測

NH₄⁺, NO₂⁻, NO₃⁻ (μgN/L)

め WEP システムの自動運転を行っている。

1500

50
自動運転

手動運転

1200
900

30

600

20

300

10

0

観測はほぼ月一回の頻度で行った。北原式

1 3 4 5 6 7 8 8 9 9 10101112 1 3 4 5 6 6 7 8 9 101112 1 3

2014

2015
Time
Time (Date)(date)

採水器を用いて湖水を採水し，現場でろ過後保冷して実験室に持ち帰った。ろ過水中の

NH4+

NO2-

NH4+をインドフェノール青法 (Sagi, 1966)，NO2⁻

DO

成層期

をナフチルエチレンジアミン吸光光度法

40Fig. 1NO3-

湖底上 1 m における NH4+，NO2⁻，NO3⁻及びDO の時系列変化− 153 −

2016

0

DODO
(mgO
WT (℃),(mgO₂/L)
2/L)

た，2015 年から，より効率的に酸素供給を行うた

1P-16

底生ミジンコのトンボ幼虫に対する被食回避行動：泥にもぐるミジンコと死んだふりをするミジンコ*山田紗友美（東北大 院 生命）占部城太郎（東北大 院 生命）

マルとシカクは各 8 個体、ケブカは 5 個体を入れた。

1. はじめにマルミジンコ科の種をはじめとする底生性のミジン
コ類は、植物間隙や底泥上などに生息しており、捕食性の水生昆虫や魚類にとって重要な餌資源と考えられている。実際、トンボ幼虫（ヤゴ）各種の食性を調べた研究では、胃内容物に占める底生性ミジン
コ類の割合は大きいという。しかし、いずれの底生

実験はそれぞれ泥有と泥無で行い、いずれも 3 回の繰り返しをおこなった。ミジンコ種間での被食率の違いは Chesson の選択性指数αを用いて評価した。
処理区間での有意性は、Mann-Whitney の U 検定で調べた。
3. 結果と考察

性ミジンコ類もヤゴに等しく捕食されているのか、行動観察では、マルミジンコは泥無に比べて泥有のまた被食率は底生環境によって異なるのか、捕食者

場合に水面付近を頻繁に浮遊する傾向が見られた。

に対して種特異的な防衛行動を示すかなど、底生ミ

また、ケブカミジンコは泥有の場合には泥の中に潜ジンコ類の被食応答は良くわかっていない。そこでり動かなくなる傾向がみられた。被食実験の結果、

本研究では、底生ミジンコ類の捕食者に対する応答

シカクミジンコがキイトトンボ幼虫に最も捕食され、やその底生環境の影響を明らかにするため、ヤゴに次いでケブカミジンコ、マルミジンコの順で被食率

対する底生ミジンコ類の被食率や行動パターンを異は低下した。

なる底生環境下で観察した。

ヤゴは場当たり的な捕食をすることから、餌の生2.方法

物との遭遇頻度が捕食率に重要と指摘されている。

2016 年 5 月及び 6 月に深泥池（京都市北区）におい

したがって、シカクミジンコは捕食者の有無に関係て、Chydorus sphaericus.（マルミジンコ）、Alona

なく、底泥中を良く動き回るため、被食率が高くな

spp.（シカクミジンコ）、llyocryputus spinifer.（トったのだろう。ケブカミジンコは泥有で被食率が低

ゲフトオケブカミジンコ）を Ceriagrion melanurum

くなったが、これは泥中に潜行し動きを止めていた（キイトトンボ）の幼虫とともに採集し、研究室にためと考えられる。一方、マルミジンコは主に水面持ち帰った後、下記の室内実験をおこなった。

近くでの遊泳、壁面への付着による静止によって、捕食者との遭遇頻度を下げていたと考えられる。ま行動観察

た、マルミジンコではヤゴに攻撃された際には動き

プラスチック製のシャーレ（直径 35 mm,高さ 12 mm,
水深約 9 mm）に観察するミジンコを 1 個体入れて顕微鏡下で観察し、8 分間、20 秒毎にいた場所（上、下）と行動（静止、遊泳）を記録した。この観察は、シャーレに泥を入れた場合（泥有）と入れない場合（泥無）で行ない、いずれの場合も各種 3 個体につを止めることで捕食を回避することも頻繁に観察された。
以上の結果から、ヤゴに対する底生性ミジンコ類の被食率は種間で異なること、その違いは泥中への潜行や死んだフリなど、種特異的な被食回避行動により生じていることが明らかとなった。

いて行った。
被食実験
キイトトンボに、①ミジンコ各種を単独で与えた場
合と②各種混合で与えた場合の被食実験を行った。
単独実験では、キイトトンボ 1 個体をいれたシャー
レに、ミジンコ 10-15 個体入れ、1 時間後の生残ミ
ジンコ数を記録した。混合実験では、キイトトンボ
１個体をいれたシャーレに、2 種（マル×シカク、シカク×ケブカ、マル×ケブカ）または 3 種（マル×シカク×ケブカ）の組み合わせで実験を行い、15 分
後の各種生残数を記録した。なお、この実験では、

図１− 154 −

各種ミジンコの生残個体数 白色-泥無、灰色-泥有1P-17!"#$%&'()*"+,-./01!"#$ %&'$()$*+'$,-.$/012&3&345637893:$$$
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1P-18福島県裏磐梯地域に生息する外来底生動物

空欄（ウチダザリガニとフロリダマミズヨコエビ）*難波元生（福島大・理工），内藤裕一（JAMSTEC），塘

１．はじめに忠顕（福島大・理工）

ロウ類などの動物片も確認されたが、植物片の方

福島県裏磐梯地域には外来底生動物であるウが多く含まれていた。

チダザリガニとフロリダマミズヨコエビが広範

本研究における安定同位体比分析の結果、ウ囲に分布している。しかし、これらの利用する餌

チダザリガニの δ15N 値は同時期に同地で採集さ資源についての知見はほとんどなく、生態系や在れたどの底生動物よりも高かった。また、混合モ

来生物に与える影響についても明らかになって

デルによる解析の結果、ウチダザリガニが餌資源いない。そこで、演者らは両種が生態系や在来生として底生動物を利用している可能性が高いこ物に及ぼす影響を解明することを目的に、両種のとが示唆された。

食性解析を行っている。本研究では、ウチダザリ

以上の結果は、裏磐梯地域に生息するウチダザ

ガニの消化管内容物観察と両種の安定同位体比

リガニは雑食性であり、底生動物と水中の植物の分析の結果を報告する。

両方に対して捕食による直接的な影響を与えていることを示している。今後は、本種が生態系や２．材料と方法

在来生物に与える間接的な影響についても明ら

ウチダザリガニは流水域 2 地点で 2015 年 8 月

かにしていく必要がある。

（夏季）、2015 年 11 月（秋季）、2016 年 2 月（冬季）、2016 年 5 月（春季）に採集した。採集時に3.2 フロリダマミズヨコエビの食性は、ウチダザリガニの餌資源になり得る底生動物

フロリダマミズヨコエビは水生植物由来の有も採集した。採集したウチダザリガニは体長を測機物（デトリタス）を餌資源としていると言われ定した後に解剖し、消化管内容物（前腸）を観察ているが、本研究における安定同位体比分析の結した。また、窒素と炭素の安定同位体比を分析し、果は、すべての地点でその δ15N 値は捕食者（ゲウチダザリガニが利用する餌資源の寄与率を求ンゴロウ類の幼虫やトンボ目の幼虫）の値と同めるため、混合モデルによる解析を実施した。

等、あるいはそれよりも高かった。このことは裏フロリダマミズヨコエビは流水域 2 地点と止水

磐梯地域に生息するフロリダマミズヨコエビは域 2 地点の計 4 地点で 2015 年 8 月（夏季）、2015

流水域、止水域ともに底生動物由来の有機物（デ年 11 月（秋季）、2016 年 5 月（春季）に採集した。

トリタス）を餌資源として利用している可能性が採集時には、食性が既知の底生動物、水生植物、高いことを示唆している。

河床や池底の堆積物（リター）も採集した。採集

本種はデトリタス食者であるミズムシ（甲殻したフロリダマミズヨコエビは窒素と炭素の安類）との間で餌資源をめぐる競合が生じる可能性

定同位体比を分析し、食性が既知の底生動物の安が懸念されているが、本種の δ15N 値はミズムシ

定同位体比と比較し、利用している餌資源と食物のそれよりも高いことから、両種が利用する餌資網における栄養段階を検討した。

源は異なるものと思われる。したがって、餌資源をめぐる競合の可能性は低いと考えられる。本種

３．結果及び考察が生態系やミズムシ以外の在来生物に及ぼす影

3.1 ウチダザリガニの食性響を把握するためには、本種の食性の詳細を明ら

ウチダザリガニの前腸には、ユスリカ類やカゲかにする必要がある。

− 156 −

1P-19メチレンブルー法による微量試料水中硫化物の吸光度定量について＊鈴木舞（島根大・院・総理工），管原庄吾（島根大・院・総理工）
勢村均（島根県水技セ），神谷宏（島根県保環研）
江川美千子（島根大・院・総理工），清家泰（島根大・院・総理工, 島根大・汽水セ）になるように調整し，これを試験水とした。その

１． はじめに硫化水素の代表的な定量手法の一つに，メチレン

試験水を 1 個体のヤマトシジミを入れた別の 30 mL

ブルー吸光光度法（Cline, 1969）があり，その測定のガラスシリンジに 20 mL 添加し，気相を抜いてにはガラスシリンジが用いられる。ガラスシリンジ

ゴム栓で密栓した。その後，室温が 25℃の恒温室

は，体積が可変であり任意の体積で密閉できる上，内で，水槽にガラスシリンジを入れ，遮光した。

気密性が高いため空気中の酸素の混入がほとんど

このシリンジを複数本用意し，24 時間毎に 4 本無無い。そのため，ガラスシリンジを用いると，採水

作為に選択し，試験水及び殻内の硫化水素の測定から測定まで一度も空気に触れずに操作が出来るを行った。選択されなかったものは，24 時間毎にことから，ガラスシリンジは硫化水素の定量に最適

水交換を行った。

な器具だと言える。しかし，試料が極めて微量の場

３．結果と考察

合，液量が少なすぎてガラスシリンジでは操作がでヤマトシジミ 1 個体から採れる外腔液の液量きない。また，体積が可変で微量試料を密閉できるは，成貝(殻長約 20 mm)ですら数 100 μL 程度であ器具は無い。そこで本研究では，メチレンブルー吸る。そこで試料量を 200 μL として，検討を行った

光光度法による微量試料水中硫化水素の定量を目

結果，0.1 M 塩酸を用いると定量範囲は 0.1～50

的とし，Cline (1969)の方法を基に従前の操作手順

mgS/L，決定係数(R2)も 0.993 と直線性の良い検量や使用する器具を刷新し，新規に考案した。また本線が得られた (Table 1)。

法を用いて貧酸素曝露時のヤマトシジミの殻内にヤマトシジミを貧酸素水中で飼育した結果，時蓄積する硫化水素を定量し，検証した。

間経過と共に貝殻内の硫化水素濃度が上昇し，最２．材料と方法

大で 29.5 mgS/L 検出された(Fig. 1)。

・標準定量操作

本研究の結果から，宍道湖におけるヤマトシジ

ピペットマンを用いて試料を 200 μL 採取し，低ミの斃死要因として単なる貧酸素による死亡では濃度用発色試薬 0.2 mL を入れた試験管の底までピなく，貧酸素＋殻内の硫化水素生成による死亡とペットを差し込み，ゆっくりと試料を押し出しいう新たな死因が浮上した。

た。その後，撹拌せずに 15 分間放置し 0.1 M HCl 5

Table 1

mL を添加して 1 cm のセミミクロセルを用いて 2＜供試貝＞

HCl concentration / mol L

Item

時間以内に 667 nm における吸光度を測定した。
・検証実験

定量範囲と決定係数
-1

0.0

0.01

0.1

0.5

1.0

Quantitative range / mgS L-1

0.2-300.2-300.1-500.2-500.2-30Coefficient of determination (R2)

0.990

0.995

0.993

0.991

0.997

実験に使用したヤマトシジミ(殻長 20 mm±1
根県水産技術センター内で 4 日間予備飼育を行ったものを用いた。
＜試験水の調整及び飼育条件＞

29.5

H2S+HS- (mgS L-1)mm)は 2015 年 11 月初旬に宍道湖東部で採取し，島塩分を 5 psu に調整した海水に，窒素ガスを通気して溶存酸素を追い出し，ガラスシリンジに充填した。その後 0.1 M HCl を添加して pH を 7.0±0.1− 157 −

H2S+HS-10(試験水)

H2S+HS- (殻内水)

5

0
1

2

3

4

5

6

7

8

9

Incubation terms (day)Fig. 1 時系列変化

10

11

12

13

1P-20諏訪湖産ヒメタニシにおけるアオコ毒素ミクロシスチンとその代謝産物について*木村龍平（信州大・理）, 横山淳史（農業環境技術研究所）
全逢錫（信州大・理）, 朴虎東（信州大・理）
6(Z)-Adda MC-LR 1.38 ㎍/g が検出された。また MC

1． はじめに
湖沼生態系におけるアオコ産生毒素 microcystin（以の グ ル タ チ オ ン (GSH) 抱 合 体 お よ び シ ス テ イ ン

下 MC）は、強い肝臓毒性を持ち、さまざまな水生生(CySH)抱合体は検出されなかった。1997 年から 2002

物および家畜などへの被害を及ぼす。

年に採集されたヒメタニシの再分析結果と比較を行MC は魚介類などの水生生物の肝臓・中腸線に蓄積った。MC 含有量が最も高かった 1998 年 10 月諏訪湖する。中でも軟体動物腹足綱では MC 蓄積のみならのヒメタニシの中腸腺には、新たに MC-YR の存在がず細胞内での MC による毒性影響が明らかにされた。 確認された。RR と LR の GSH 抱合体はいずれも不検
腹足綱は魚類や鳥類など高次消費者の餌となる。ま出であったが、CySH 抱合体と見られる物質が 1998

た国や地域によっては直接人間の食用とされること年の試料からは検出された。

もある。したがって、食物連鎖による高次消費者への毒素移行を防ぎ、また水産資源としての価値を損

4．考察

なわないためにも、腹足綱において MC の取り込み

MC は CySH や GSH と抱合体を形成しその毒性をを防ぎ、蓄積量を抑えることが重要である。本研究低下させることが知られている。1997 年から 2002 年

では腹足綱の中でも特に高い MC 蓄積を示すヒメタに採集させたヒメタニシの再分析結果の中で MC 蓄ニシ（Sinotaia histrica）を対象に、2016 年に採取され積濃度が最も高かった 10 月のヒメタニシからは、たヒメタニシの中腸腺と過去のヒメタニシ試料の再

GSH 抱合体が不検出であった。これはヒメタニシが分析を行い、MC 濃度およびその代謝産物について比代謝時に MC の GSH 抱合体を生成していないことを較することを目的とする。

示唆している。また、MC は紫外線によって 6、7 位の二重結合が異性化した無毒の誘導体[6(Z)-Adda5]となることが知られているが、湖水中における通常の2．材料と方法
調査対象となるヒメタニシは 2016 年 7 月に諏

MC と[6(Z)-Adda5]の濃度比に反して、ヒメタニシの訪湖西岸で 10 匹採集した。採集したヒメタニシ

中腸腺においては[6(Z)-Adda5]が通常の MC より高いを凍結乾燥後、中腸腺を摘出し、これを乳鉢で均濃度となることが分かった。これはヒメタニシが毒質化し、24 時間攪拌しながら BuOH:MeOH:Water

性のある MC のみを選択的に代謝し排出しているこ溶液(1:4:15)で 3 度抽出した。その後 HDG カラムとを示しており、ヒメタニシの毒代謝様式を明らか

で固相抽出し、更にシリカゲルカートリッジで精にするためにも今後は CySH 抱合体の有無に焦点を製した。これを再び蒸発濃縮させ、100％MeOH

当て調査していく必要がある。

で再溶解し液体クロマトグラフ質量分析計（LCMS-2020; Shimadzu）で定性・定量分析を行った。また、過去の試料に関しても同様な分析を
行った。

3．結果
2016 年における乾燥済みのヒメタニシの中腸腺からは MC-RR、0.45 ㎍/g , 6(Z)-Adda MC-RR 1.45 ㎍/g,

図１諏訪湖産ヒメタニシにおける MC の含有量

− 158 −

1P-21

水草ヒシの藍藻 Microcystis aeruginosa に対する成長阻害物質の探索*丸山あい（信州大・理），二木功子（信州大・理）舩山啓（信州大・理），朴虎東（信州大・理）

３．結果と考察１．はじめに長野県松本市の千鹿頭池において，2003 年から

バイオアッセイについて，ヒシ抽出液暴露後 2 日2010 年ま ではアオコを形成す る藍藻 Microcystis

目で M. aeruginosa の成長抑制が見られ，濃度が増加

aeruginosa が発生していたが，2011 年以降ではアオするに伴い成長抑制効果が高まった．LC/MS（SIM）

コが見られなくなった代わりに水草ヒシが繁茂する分析について，ヒシ抽出液には eugeniin（tR: 19min），

ようになった．植物プランクトンと水草との間にはellagic acid（tR: 26min），quercetin（tR: 31min）のポリ

光条件，栄養塩類といった環境要因で競争関係にあフェノールが含まれていることがわかり，抽出物ある．さらに，水草からはアレロパシー物質が放出さたりの濃度はそれぞれ 143，64.6，15.0 mg/g である

れており植物プランクトンの成長を抑制すると報告ことがわかった．Eugeniin，ellagic acid，quercetin のされている．アオコを制御する新たな方法として水標準物質による M. aeruginosa に対する EC50 はそれ

生植物の二次代謝産物の利用が研究されており，ア

ぞれ 1.6，5.1，3.6 mg/L（Saito et al., 1989; Nakai et al.,レロパシー物質は天然化合物であるため水環境に悪2000）と報告されており，ヒシ抽出液中の eugeniin，

影響を与えないとして注目を集めている．本研究でellagic acid., quercetin が M. aeruginosa に対する成長は，水草ヒシの抽出液による藍藻 M. aeruginosa へ阻害物質であることが示唆される．ODS カートリッの成長抑制効果を評価し，成長阻害物質の定性及びジにより分取した 6 段階の分画の LC/MS 分析結果か定量を目的とする．

ら，水溶性の分画でも成長阻害物質が検出されたため，これらの成長阻害物質は水に溶けることができ，

２．材料と方法

ヒシから湖沼水中に放出されることが考えられる．

試験生物は藍藻 M. aeruginosa（NIES-298）を使用

また，それぞれの成長阻害物質の定量結果と EC507した（細胞濃度 1.0×10 cells/mL）．ヒシ（Trapaの値に基づいて毒性等量（TEQ）を換算したところ，

japonica）は 2014 年 6 月に長野県松本市にある千鹿

eugeniin が最も高い値を示した．このことから，ヒ頭池で採取し，浮水葉の乾燥粉末（DW）1 g に 80%

シ抽出液中の M. aeruginosa の成長に対する成長抑メタノールを 30mL 加え 12 時間放置し，遠心分離

制効果の中で，eugeniin が大きく寄与していること（3000 rpm）及びガラスフィルタ（GF/C）で濾過すが示唆された．

ることでヒシ抽出液を作成した．また，ODS カート
リッジによりヒシ抽出液中の溶存物質を水分画からメタノール分画まで分離し，計 6 段階の分画を作成した．バイオアッセイについて，マイクロプレートに藍藻培養液 150μL と濃度段階をつけたサンプル
100μL を添加し吸光度を測定（655 nm）することで成長抑制効果を評価した．定性・定量分析について
は，液体クロマトグラフ質量分析計（LCMS-2020;
Shimadzu）によりヒシ抽出液及び 6 段階の分画中の溶存物質を測定した．

− 159 −

図１ ヒシ抽出液の MS クロマトグラム

1P-22CRISPR 配列に基づく Microcystis の群集構造解析*山中

1. はじめにももこ, 中田

舞, 中村

銀士,

森本

大地, 左子芳彦,

吉田

天士 (京大院・農)3. 結果

Microcystis aeruginosa は世界中の富栄養化した湖

各試料における CRISPR 配列は、5 ~ 41 個の CT

沼においてアオコを形成する代表的なラン藻であに分類され、いずれにおいても CT25 および CT47

る。本種には肝臓毒ミクロシスチンの生産能を有が優占した。2014 年および 2015 年では優占するするタイプが存在するため、その群集構造や動態

CT25 および CT47 の宿主個体群が 1 %未満からを理解することは世界の水資源を管理するうえで90 %以上にわたり大幅に変動し、月ごとに CT の構重要である。

成比が大きく変化した。2014 年および 2015 年にお本種個体群の消長には本種感染性ウイルスが関いて、9 月までは CT25 および CT47 が定期的に繁与することが指摘されているが、いまだ知見は乏栄と衰退を繰り返した。また、2014 年 11 月およびしい。このようなウイルスと本種との相互作用の2015 年 10 月ではどちらの CT も割合が低くなり、手がかりとして CRISPR 機構 (Clustered Interspaced

出現した CT の種数が増した。

Short Palindromic Repeat) が知られており、この配本種スペーサー配列の相同配列は、リファレン

列からウイルスの感染履歴が異なる本種個体群

スのウイルスゲノム (分離株のゲノムが登録された(CT : CRISPR Type) に分類できる。そこで本研究でデータベース) よりもウイルスメタゲノムに多く認は、本種のウイルスに対する獲得免疫機機構の１められた。スペーサー配列の相同配列を含む 69 個つである CRISPR の配列に基づき、京都府広沢池ののコンティグのうち、7 個は既知の本種ウイルスと本種個体群の動態を解析した。さらに、本種相同性を示した。複数のスペーサー配列を含むコ

CRISPR 配列に獲得されたスペーサー配列を同環境

ンティグには、ラン藻に広く獲得されている機能

中のウイルスメタゲノム配列と比較することで、未知のタンパク質やウイルスの部分配列が含まれ本種に感染するウイルスのゲノム情報を探索し

た。

た。
4. 考察
CT は、本種の個体群ごとにウイルスの感染履歴

2. 材料と方法
2014 年 6～11 月 (10 月は除く) および 2015 年のが異なることを示すため、ウイルスの頻度依存的

6～10 月の 1 か月毎に、京都市広沢池の表層水を採選択により優占する個体群が繁栄と衰退を繰り返取した。遠心分離により細菌画分を調製し DNA をす (Constant Diversity dynamics) と考えられた。

抽出した。得られた DNA に対して本種 CRISPR 配

スペーサー配列の相同配列を含むコンティグの列を標的とした PCR を行い、増幅産物を MiSeq を

多くは、既存のウイルスゲノムとは相同性を示さ用いてシーケンスした。得られた CRISPR 配列に基ず、環境中には未分離の本種ウイルスが存在する

づき、本種個体群を CT に分類し、優占する CT のと考えられた。69 個のコンティグのうち 4 個が経時的な変動を調べた。

Ma-LMM01 (既知の本種ウイルス, 約 160 kbp) の部

2015 年 10 月の広沢池の試水からフィルターろ過

分配列であると推測されたことから、仮にすべておよび密度勾配遠心法によりウイルス画分を精製の本種ウイルスが Ma-LMM01 と同等のゲノムサイ

し、DNA を抽出した。得られた DNA よりライブズを持つと仮定すると、69 個のコンティグは約 16

ラリを調製して MiSeq でシーケンスし、SPAdes を

種の未知本種ウイルスに由来すると推定された。

用いて配列をアセンブリした。得られたコンティ
グ配列と本種 CRISPR 配列のスペーサー配列とを比較することで本種ウイルスのゲノムを探索した。

本研究は、科学研究費基盤研究（B）(26281031)による助成もと行われた。

− 160 −

1P-23

北海道渡島大沼における植物プランクトンの変動＊小林淳希・宮下洋平・大洞裕貴(北大院・水産), 田中邦明 (北教大函館), 今井一郎 (北大院・水産)

1.はじめに
北海道渡島大沼は駒ヶ岳山麗に位置し, 大沼及び小沼から成る湖沼である。大沼と小沼はセバット(狭戸) と呼ばれる水道部で接続しており, 大沼への流入河川水は, ここを通り小沼に流れ込む。小沼の水は大沼からのみであり, 小沼南端で湖水が排出され, 久根別川となり津軽海峡へと注ぐ。本湖沼は古くから水産業や観光の拠点となってきたが, 1980 年
代には湖沼の富栄養化が進行し, それ以来, 有害有毒藍藻類のブルーム, アオコが毎年発生している。
アオコは生態系や主要産業に悪影響をもたらすため
早急な対策が必要であるが, 渡島大沼における植物
プランクトンの出現動向に関する知見は不足しているのが現状である。
本研究では, 水柱の植物プランクトン群集に加え,堆積物試料を合わせて採取し, 休眠期細胞についても把握し, 渡島大沼における植物プランクトンの時
空間的な動態を明らかにすることを目的とした。
2.材料と方法
調査は 2015 年 5-11 月の毎月末に, 渡島大沼の北側より設けた Sts.1-5 (St.5 のみ小沼), 及び湖岸沿いの定点 OP, OC で行った。
湖水は Sts.1-5 では表層, 中層 (水深 5 m 以深の定点のみ), 底層から採取した。
試料はグルタルアルデヒドで終濃度 1%にて固定後,倒立顕微鏡下を用い, 植物プランクトンの同定及び計数を行った。また, 水理環境は, 水温, pH, 透明度,
溶存酸素, 各種栄養塩濃度, Chl. a 量を測定した。
堆積物試料は, 0-3 cm 深を採取して冷暗所で 1 ヶ月以上保存し, 最確数法 (MPN 法) に供し, 休眠期
細胞やシストを計数した。MPN 法では 2 種類の培地(CSi 培地, GeO2 添加 CT 培地) を用い, 2 段階の温度
条件 (10ºC, 20ºC) を設定して, 合計 4 区を設けて計数を行った。マイクロプレートを用いた培養は光強度 100 µmol photons m-2 s-1, 明暗周期 14h L: 10h D で
2 週間行い, 倒立顕微鏡下で観察後, 最確数表により各植物プランクトンの休眠期細胞数を求めた。
3.結果
植物プランクトンの細胞数及び Chl.a 量の値は,全ての定点で 8 月に最大値を示し, その後減少した。
同時期の値を定点間で比較すると, 8-10 月について
は St.2 (最深部) の値が最大であり (7.7 x 104 cells
mL-1, 28.7 µg L-1 Chl.a), 同様に St.1 の値も高かった。
一方で湖心以南の定点 (Sts.3-5) での値は低い傾向を示した。出現種の季節変動を見ると, 5 月には St.5
で黄色鞭毛藻 Uroglena americana の割合が高く,

6 月には St.5 以外の定点で羽状目珪藻 Fragilaria
crotonensis, Asterionella formosa や 中 心 目 珪 藻
Aulacoseira spp. が増加した。藍藻は 6 月の時点で中層及び底層にのみ確認されたが, 7 月には表層においても確認された。8 月には全ての定点でDolichospermum sp. が優占し, St.2 では Microcystis
spp. と合わせ, これら 2 属で全植物プランクトン細胞 数 の 98% を 占 め た 。 そ の 後 , 9 月 に はDolichospermum sp. が減少し, 優占種が Microcystis
spp. に交替した。表層水の N/P 比については, 8 月には St.3 以外の全ての定点で 1.6-2.2 の範囲にあり, 9
月には Sts.1-4 で 39.8-54.0 の範囲の値を示していた。
9 月以降は植物プランクトンの細胞数が減少し ,Cyclotella spp. などの中心目珪藻の割合が増加した。
また, 9 月中旬には数日間の降雨の後に, 広範囲に渡って湖面に溶藻性アメーバ Asterocaelum sp. と判断される乳白色から緑白色の着色域が形成されたが,現在調査研究中である。
MPN 法による休眠期細胞については, 20ºC においては珪藻や緑藻, 藍藻の増殖が観察されたが, 10ºC
では主に珪藻の増殖が確認された。藍藻
Dolichospermum sp. の休眠期細胞数は Sts.1-4 で 2.3 x
102 - 3.3 x 102 MPN g-1 wet sediments であり, St.5 では 45 MPN g-1 wet sediments と 少 な か っ た 。
Microcystis spp. に関しては明瞭なコロニーの形態を示す細胞が観察できなかったため, 休眠期細胞の算
出には至らなかった。
4. 考察
渡島大沼における 2015 年の植物プランクトンの変動は, 春季の珪藻及び黄色鞭毛藻の増加に始まり,
夏季の糸状藍藻 Dolichospermum sp. を中心とするアオコの発生が特徴的であった。9 月には Microcystis
spp. との優占種の交替が起こったが, これは N/P 比の変化を反映した結果と考えられる。水平分布に関して, 渡島大沼では年間を通じて南西から北東に吹く風が卓越することが知られており, 植物プランク
トンの表層における分布に影響したと考えられる。
また, 植物プランクトンの最大発生量は, 8 月のアオ
コ発生時に St.2 で確認された。湖沼の最深部 (13.6m) は堆積物が集積するため, 藍藻類の休眠期細胞が大量に集積しており, これらが鉛直混合等により表層へ供給された可能性が考えられる。今後は堆積物の直接検鏡により Microcystis spp. の休眠期細胞を確認して計数を行い, 水平分布を調べ, アオコの発生機構を明らかにしていく必要がある。

− 161 −

1P-24

白駒池における動物プランクトン Daphnia dentifera の餌資源
豊田真樹(信州大・理)，牧内和隆(信州大・理)河鎭龍(信州大・理)，朴虎東(信州大・理)択培地として湖水から分離し、純培養した試料につ

1． はじめにいて分析した。また、平板希釈法により酵母の細胞
白駒池は長野県八ヶ岳連峰の北、標高 2115m 地点

密度を計数した。各試料は凍結乾燥させた後 90％アに位置する腐植栄養湖である。湖内における生産はセトンに浸して超音波をかけ抽出を行った。その後、

乏しく Chlorophyll a 濃度は 10μg/L を常に下回る。し遠心分離し上清をスピンフィルター（ポアサイズ

かし、このような環境にも関わらず、この白駒池に0.2μm ） に か け 、 液 体 ク ロ マ ト グ ラ フ 質 量 分 析は大型動物プランクトンである Acanthodiaptomus(LC/MS-APCI)を用いて脂肪酸の分析を行った。

pacificus と Daphnia dentifera が優占し、それぞれ夏季の個体密度は約 350,000inds/m3,約 200,000inds/m3

3． 結果に達する(平野 2012)。これらの動物プランクトンを支える餌資源については、これまで様々な議論がな

湖水の分画試料は 20 μm 以上の試料においてはされてきたものの、十分には明らかにされていない。

C15 および C17 脂肪酸が検出されず、100μm の試料

根岸(2015)において、白駒池に生息する動物プラン

では検出された。粒子サイズ、20μm から 100μm 未

クトンの脂肪酸組成の分析をしたところ、植物プラ

満の粒子組成は主に藻類であり、100μm 以上の分画ンクトンが産生しない炭素数 15 および 17 の脂肪酸においては主に動物プランクトンが捕集されていが含まれていた。これらはバクテリアにおいては産る。湖水から分離された酵母は Cryptococcus diffluens

生されている脂肪酸である。このため、バクテリアと同定され、C15 および C17 脂肪酸がいずれも検出が餌資源として示唆された。本研究は脂肪酸組成のされた。この酵母のサイズは約 5μm であり、細胞密分析を行い、白駒池における動物プランクトンであ

度は 100cfu/ml 程度であった。

る D.dentifera を支える餌資源をより詳細に解析することを目的とする。

4． 考察

湖水の分画試料の分析結果から、白駒池に動物プ

2． 実験方法

ランクトンは含有している C15 および C17 脂肪酸は白駒池のプランクトンにおける脂肪酸分析のた

粒子サイズが 20μm 未満の粒子に由来していると考めに解氷後の 5 月から 10 月までに採水とプランクえられる。すなわち、動物プランクトンが藻類よりトンネットを用いた採集を行った。採取した湖水をも小さな粒子も餌資源として利用していることが４種のメッシュサイズ(20μm，75μm，100μm，150μm)分かった。また、酵母の分析結果から、白駒池に生のふるいによって分画し、分析に用いた。加えて、息する動物プランクトンが含有している C15 および白駒池において採取された動物プランクトンの消C17 脂肪酸は酵母由来のものであると考えられる。

化管から未同定の微生物細胞が確認されているこ以上より、白駒池に生息する動物プランクトンのとから、湖水からバクテリアや酵母の分離を試みた。

餌資源として、バクテリアだけでなく、酵母を捕食

酵母はサブロー寒天培地(日水製薬株式会社)を選することが示唆された。

− 162 −

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− 163 −

à»E½łD?*1P-26Web 公開不希望1P-27

富栄養湖(白竜湖)の細菌群集に対する成長に関連した
有機物と栄養塩の協同効果＊東海林洵(山形大学大学院理工学研究科)，日野修次(山形大・理)

１． はじめに培養後の試料をポアサイズ 0.7 µm の WhatmanGF/F

水圏の細菌群集は分解者としてだけではな
く、再生産者として他の生物群集が利用出来ないでろ過した。ろ液からは TOC-V(Shimadzu)を用いて溶存態有機物を利用して成長・分裂・増殖する。

ーダー MT-5 (Yanaco)を用いて懸濁態炭素・窒素量

細菌群集による溶存態有機物(DOM)の利用は，微生を測定した。溶存態・懸濁態リン量はモリブデンブ

物ループにおける炭素循環の出発点であり，高次のルー法によってそれぞれ測定した。さらに試料から炭素循環に link するうえで重要な役割を果たしてい抽出した DNA によって細菌群集構造を確認する変る。細菌群集が DOM を利用する際，その DOM に性剤濃度勾配ゲル電気泳動(DGGE)や DAPI 染色に対して順応できる細菌群が選択的に利用していく

よる蛍光顕微鏡での細菌数計数によって栄養塩のと考えられるため，河川からの流入などに伴い増加有無による細菌群集の構造変化を測定した。

溶存態炭素・窒素量を測定し、ろ紙からは CHN コ

した有機物の種類によって細菌群集としての適応
３．結果・考察性も異なると考えられる。
本研究の対象である山形県南陽市の白竜湖は田有機物とリン酸塩を添加し培養した結果、すべて畑からの農業排水の流入が多い富栄養湖である。この試料でリン酸塩の取り込みとリン酸塩を同時にれまでの研究では、白竜湖の細菌群集に対して有機添加した際の有機物の取り込み促進が確認された。

物を添加培養するとそれらの有機物を利用し増殖

また、グルコースやグルタミン酸を添加した試料でしたが、その程度や細菌群集構造の変化について有はリン酸塩の有無によって細菌数の増加にも有意

機物の種類によって違いがあることがわかった¹⁾。

な差が見られた。懸濁態のリン量測定より、細菌中

しかしながら、添加した有機物はそのすべてが利用のリン含量に増加がみられたことから取り込んだされているわけではないことも分かっている。また、リンを細胞分裂に利用しているのではないかと考

細菌の成長には炭素源だけでなく栄養塩(特にリン)えられる。しかし、アラニンや酢酸ナトリウムをリが必要である。

ン酸塩とともに添加・培養した試料では、有機物の本実験では、有機物と同時に栄養塩が湖に流入しみの添加実験と比較して細菌数の増加量に差があたと仮定し、有機物のみ添加培養した細菌の成長とまりみられなかった。これらに関しては添加したリ比較して、リン添加の場合の影響を明らかにするこン酸塩の取り込みが見られたが有機物のみ添加しとを目的とした。

た試料に比べて細菌数の増加に変化がないことか
ら個体当たりで考えるとリン含量が増加していると考えられる。

２．実験方法2015 年 4 月～2016 年 9 月の白竜湖湖心にて表層

一方、酸抽出リン(Acid-P)の結果からはポリリン

水を採水し、直ちに実験室に持ち帰り、ポアサイズのようなリン貯蔵体の蓄積は見られなかったため、

2.0 µm のヌクレポアフィルターでろ過して細菌以取り込んだリンは RNA のような核酸の形で蓄積さ外の生物を除いた。そのろ液に有機物としてグルコれていると考えられる。DGGE による群集構造の確ース、酢酸ナトリウム、アラニン、グルタミン酸を認では、リン酸塩の有無によってゲルのバンドの濃それぞれ終濃度が 1.0 mmol· L⁻ となるように添加し淡にも変化がみられることから細菌数の変化によた。また、有機物を添加した試料に栄養塩としてリる優占種の変化が起きていて、これは細菌種による

ン酸二水素カリウムを終濃度 2.0 µmol· L⁻ となるよ

栄養塩の利用の違いによるものと考えられる。

うに添加した試料も作成した(無添加、有機物のみ添
加、有機物＋リン酸塩を添加)。培養は一週間とし、

1) 東海林・日野 日本陸水学会第 80 回大会(2015)− 165 −

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1P-29霞ヶ浦北浦における浮遊仔魚の分布および摂餌生態*赤木光子 (東京海洋大), 加納光樹 (茨城大水圏セ)河野 博 (東京海洋大)を行い，各定点における密度を調べた．さらに，ワ

1. はじめに茨城県南東部から千葉県北東部に位置する霞ヶカサギ 64 個体，シラウオ 31 個体，ヨシノボリ属の浦（西浦，北浦，外浪逆浦，北利根川，鰐川，常陸一種 30 個体ずつを抽出し，体長と上顎長の計測，

利根川の各水域の総体）では，かつて帆曳き網など

消化管内容物の摘出を行った．消化管内容物中の餌による漁業が盛んで，現在でも主にトロールや張り生物は実体顕微鏡下で可能な限り低位の分類群ま網による漁業が行われている．主な漁獲物は魚類とで同定し，各餌生物の体福と個数，消化管内容物組エビ類で，魚類の中ではワカサギ Hypomesus

成（%N），消化管充満度，摂餌選択性を調べた．環nipponensis とシラウオ Salangichthys microdon，ハゼ

境中の動物プランクトンは種の同定と計数を行い，科魚類（ゴロの佃煮の材料）が主要な漁獲対象とな

各定点の種組成と密度を調べた．

っている．しかし，ワカサギとシラウオの資源量は3. 結果および考察

年によって大きく変動し，また，ハゼ科魚類の資源量は減少傾向にあるため，漁業者の間では安定した仔魚と動物プランクトンの種組成は採集地点の北部と南部とでは大きく異なっていた．
口幅は，ワカサギとシラウオでは同じ体長階級間

漁業経営が難しい状況にある．
このような状況下で，最近の県水産試験場の研究でほぼ差が見られなかった．餌生物の体幅はワカサ

によって，ワカサギの資源量の年変動は，孵化直後

ギとシラウオでは体長 14 mm 以下のうちはほぼ同の仔魚の初期餌料の量と直接的に関連付けられるじであったが，それ以降ではシラウオの方がワカサ可能性が示唆されている．また，本種については初

ギよりも平均値が大きかった．消化管中の餌の個数

期餌料の密度の短期変動と孵化後の初期減耗の関はワカサギでは体長 17 mm ほどを境に著しく増大係なども明らかにされつつある．一方で，ワカサギ

したのに対してシラウオとヨシノボリ属の一種はと同時期に出現する複数種の仔魚に関して，摂餌生

体長階級間での差は確認されなかった．

態を詳細に調べた事例はないため，仔魚期に種間で消化管内容物組成は 3 種ともノープリウスの割合

餌資源を巡る潜在的な競争関係が存在するのかどが高かった．ワカサギとシラウオではコペポダイト

うかは明らかになっていない．そこで本研究では，の割合が成長に伴い増大していた．一方，ヨシノボ

霞ヶ浦（北浦）において春季に同所的に出現するワリ属の一種では成長に伴いノープリウスの割合が

カサギ，シラウオ，ハゼ科ヨシノボリ属の一種

やや減少していた．同じ定点で採集された同じ体長

Rhinogobius sp.の仔魚について，環境中の餌生物の量

階級のワカサギとシラウオの消化管内容物組成をや組成と食性との関係を調査し，種間での摂餌生態比較すると，その組成には差が見られなかった．
ワカサギの体長 8–14 mm の消化管内容物組成をの差異を明らかにすることを目的とする．

北部と南部で比較したところ，ノープリウス，ワム

2. 材料と方法
霞ヶ浦のうち，北浦全域の沖帯に南北方向にほぼ

シ類，ワムシ類の卵の割合に差が見られた．これは等間隔に設定した 10 定点において，2015 年 4 月下北部と南部の環境中の動物プランクトンの種組成

旬に調査を実施した．各定点において，濾水計を付の差を反映しており，ワカサギ仔魚はある程度食性

けた稚魚ネット（口径 1 m，目合 500 µm）を，表層を柔軟に変えられるのかもしれない．なお，北部と（水深 1 m）と中層（水深 4 m）で曳網し（中層曳南部で消化管充満度に差は見られなかった．

きは湖心付近の 5 定点のみ），仔魚を採集した．仔

3 種の仔魚の摂餌選択性を調べたところ，いずれ魚の採集の直後に，ジュディ型淡水用中層ネット

もノープリウスに対して強い正の選択性を示して（口径 0.25 m，目合 75 µm）を使用して表層と中層いた．このことは，3 種の仔魚はノープリウスを巡の動物プランクトンを採集した．仔魚は同定と計数って潜在的に競争関係にあることを示唆している．

− 167 −

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− 168 −

1P-31
Web 公開不希望1P-32Web 公開不希望2P-1− 171 −

2P-2

環境教育実施のための中国山西省沁河流域における大腸菌数調査＊

渡邊圭司,木持謙，王効挙，田中仁志（埼玉県環境科学国際センター）
袁進，喬暁荣，李超，恵暁梅，斉朔風（山西省生態環境研究中心）
山田一裕（東北工業大）１． はじめにトによる大腸菌数の測定を試みた。ペトリフィルム

中国では，急速な経済発展にともなう水質悪化やは，フィルム上に滅菌処理済み培地が均一にコーテ

生物多様性への深刻な影響など，身近な水環境にかィングされ冷水可溶性ゲル化剤を含むため，検水かわる問題が大きな懸念事項となっている。これら

1mL を加えることで細菌培養用の培地として機能の問題に取り組んで行くためには，未来を担う小・する。オートクレーブを使用できない環境下でも簡中学生などの若い世代に，水環境を身近に感じても単に細菌検査用の培地を調整することができるた

らうとともに，どのような問題が存在し，将来的にめ，利便性が高い。

どのような影響を及ぼす可能性があるのか，また，試水をポリプロピレン製の滅菌済チューブに採どのような水環境を後世に残していくべきかなど取し宿泊しているホテルに持ち帰った後，試水を良広く学んでもらう必要がある。

く撹拌し 1～1000 倍の範囲となるように滅菌済リ

我が国では，既に水生生物指標による水質汚濁評

ン酸緩衝液で希釈し，希釈液 1mL を EC プレートお価などの体験型環境教育が広く普及している。中国

よび SEC プレートに塗抹した。細菌試験用恒温培

においては，このような取り組みは始まったばかり

養器（カルボックス，柴田科学）にて 37℃恒温下であり，今後のさらなる普及および拡充が強く求めで 12 時間以上培養し，付属のマニュアルに従ってられている。

菌数測定を行った。

埼玉県では，姉妹省県の提携を行っている中国山

３． 結果および考察

西省の生態環境研究中心と共同で，山西省における沁河 4 地点および汾河 1 地点のパックテストによ小・中学生を対象にした体験型環境教育の実施を目る水質調査の結果は，pH が 8.0～9.5，COD (mg/L)

指している。実際に河原で体験型環境教育を行う際，が 3～>8，NH4-N (mg/L)が<0.2～0.3， PO4-P (mg/L)

衛生指標（糞便汚染）の値は，子供たちの安全性をが<0. 2～0.2 であった。大腸菌数は 0～6 (CFU/mL)，

確保する上で重要な事前確認事項である。本研究で大腸菌群数は 0～136 (CFU/mL)で，大腸菌数は沁河 3

は，山西省内の体験型環境教育の候補地として沁河

地点で，大腸菌群数は沁河 1 地点でペトリフィル培

4 地点および汾河 1 地点を選び，それぞれの地点に地を用いた方法では未検出となった。大腸菌数およ

おける大腸菌数および大腸菌群数の実態調査を行び大腸菌群数については，COD 値が同程度の埼玉県ったので報告する。

内河川と比較すると，比較的低い値であることが明２． 方法

らかとなった。以上の結果より，体験型環境教育を

山西省は中国華北地方に位置し，西に黄河，東に2行う際の候補地として，少なくとも沁河の 3 地点で太行山脈が広がっている。面積は 156,300km であは，糞便汚染の影響は低く，衛生指標面での安全性

り，人口は約 35,712,000 人である。本研究では，山が確保できているのではないかと考えられた。

西省内を流れる沁河の 4 地点および汾河 1 地点につ謝辞

いて，パックテスト（共立理化学研究所）による簡
単な水質調査と，ペトリフィルム培地 EC プレート本研究の一部は，JSPS 科研費 JP15H05126）の助成を受けたものである。

（3M）による大腸菌群数および同社製 SEC プレー− 172 −

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2P-5

森林域渓流水中における溶存態・懸濁態の放射性物質の挙動解析＊

佐久間一幸（日本原子力研究開発機構）、舟木泰智（日本原子力研究開発機構）、北村哲浩（日本原子力研究開発機構）、飯島和毅（日本原子力研究開発機構）、辻英樹（国立環境研究所）、林誠二（国立環境研究所）
成、月一回程度の採水を行い、溶存態・懸濁態 Cs 濃

１． はじめに
福島第一原子力発電所事故後、環境中に放出され度を測定した。これらの実測値と計算値の比較を行た放射性物質の中で、現在一番問題となっているの

いモデルの再現性を検証した。水・空気の 2 成分 2

137

Cs (30.2 y)である。高汚染の森林

相流体に対して、水の平衡場を計算するために、月域渓流水中においては未だ溶存態 Cs が検出されて平均降水量から月平均蒸発散量を差し引いた有効降

おり、それらが流入する河川水中の溶存態 Cs の挙

水量 (2.33 mm/day) を流域全体に与え続け、地下は動予測が重要な課題となっている。そこで本研究で全て水に浸っている状態から計算を開始して、地上は、統合型水循環流域シミュレータを用いて森林域と地下の水のやりとりが安定する状態を初期状態とにおける渓流水中溶存態 Cs の発生源を明らかにし、して、2014 年～2015 年の非定常解析を実施した。

さらにその経路を解析することを目的とする。

３． 結果・考察

が半減期の長い水に関しては出水時のピーク位置やピーク高さを

２． 方法
解析対象は福島県浜通り 2 級河川の一つである太高精度で再現し、また年間水収支に関しては、2 年

田川の上流域とした。土地利用は 99％以上が森林間を通じて誤差数％以内であることを確認した。こ2(ALOS, 2014)であり、平均沈着量が約 1800 kBq/mのモデルを用いて、森林域渓流水中の溶存態 Cs の(第 3 次航空機モニタリング、2011) である。表層土

流出挙動の解析を実施した。河川中の溶存態 Cs の壌図や地質図を参考に 3 次元水理地質モデルを作成

濃度は夏場に高く、冬場に低い傾向が観測データかした。解析に使用するコードは、流域水循環系の水・ら得られているが、計算結果においても、同様に夏土砂・核種輸送プロセスを分布型物理モデルによっ

場に高く冬場に低い傾向を示した。これは降水量にて解くことができる GETFLOWS (GEneral-purpose

応じた土壌の乾燥状態の違いや、汚染濃度の高い箇

Terrestrial fluid-FLOWSimulator) (登坂ら、1996; Mori

所を流れる流量の変化、河川中の懸濁態 Cs 濃度のet al., 2015)を用いた。着目している放射性 Cs は溶存増減による再分配が考えられる。濃度の絶対値につ態であるが、懸濁態から再分配によって Cs が溶出

いては、実測値が 0.2-0.5 Bq/L に対して、計算値はしてくることを考えると、懸濁態も同時に解く必要

0.1-0.3 Bq/L であり、過小評価気味ではあるものの概がある。また対象とする核種は 137Cs である。固液分

ね整合的な結果を確認することができた。また出水配係数は 400,000 L/kg、固相と液相は瞬時平衡、乾燥時における地表流水中の溶存態 Cs 濃度の空間分布

状態に応じて線形に分配係数を増減するように仮定を出力することによって、出水時のみ現れる流出経した。上記に加え、森林コンパートメントモデルと路の確認や濃度の高低の場所の特定をすることがで流域モデルを有機的に結合して解くことによって、きた。前述の試計算の結果や既存の研究成果等からリターフォールやリターの分解等を考慮した上で、森林内の土壌間隙水やリターからの溶脱が河川中の対象領域を解析した。気象外力は、横川雨量計を用

溶存態 Cs 濃度の上昇に影響を与える可能性がある

いて 10 分間雨量を与え、気温、風速、日射時間は原ことから、前述の森林コンパートメントモデルを連町 AMeDAS データ、相対湿度は福島 AMeDAS デー

結させ、溶存態 Cs 濃度計算結果の再現性を確認しタを用いた。実測に関しては、流域からの流出点にているところであり、本結果についても併せて報告

おいて水位-濁度の連続観測を実施し、H-Q 曲線の作する予定である。

− 175 −

2P-6

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2P-7
Web 公開不希望2P-8
群馬県内の湖沼・ダム湖における環境放射能
野原 精一（国立環境研究所・生物・生態系環境研究センター）
験室に持ち帰り層別に切り分け、生重量、乾重量を1. はじめに水生生物が減少した原因は、稚魚や産卵親個体の測定後、U-8 容器に詰めて、ゲルマニウム検出器で乱獲、環境汚染物質の影響、寄生生物の影響、ダム

放射性 134Cs と 137Cs を分析した。いずれの試料も 137Csの影響に加え、河川工事や土地利用改変による生息のピークがバックグラウンドと明確に区別できる域の減少によるものとされている。これら諸要因がまで十分な測定時間（最大 50,000 秒）を費やした。

重なり有用水産資源が長期的に減少し生態系サービ

体積標準線源から求めた 137Cs（661.6 keV）の検出

スが劣化している。そこで、ダムなどの人工構造物

効率を用い、試料厚さ効果、試料によるガンマ線吸等による生物生息地の改変が湿地生態系機能・生態

収及び試料採取時点への減衰補正を施して、乾重量系サービスへ及ぼす影響を評価することを最終目的

あたりの放射能濃度を得た。

に群馬県内の利根川流域の湖沼・ダム湖で実施した。

3.結果：群馬県の環境放射能底質モニタリング調査

2011 年 3 月には東京電力福島第一原子力発電所事

各地でのインベントリーは下記の図のようであ故により放出された放射性物質は地表や水界等に沈った。自然湖沼（赤城大沼、榛名湖）では表層のみ着し、更に湖水中や底質へ移行した。そこで湖沼・に 137Cs の福島第一原発事故による放射能ピークがダム湖のワカサギの放射性 Cs 汚染の実態を解明すあった。赤城大沼では底質の 137Cs 総量の 1/1000 がるために、環境放射能および陸水学的な調査研究を

底質間隙水に含まれ、今後 137Cs 挙動（移動、溶出）行った。現地調査は群馬県水産試験場との共同研究、が注目される。尾瀬沼では 7,500 Bq/m2 の 137Cs の福各地の漁業協同組合の協力で遂行された。

島第一原発事故による放射能汚染があった。尾瀬沼

2.調査地および方法

ではグローバルファールアウトの 137Cs の放射能か

調査は 2015 年 9 月から 10 月に実施した。調査地

ら堆積速度は 3.4mm/年と推定された。ダム湖（梅田は赤城大沼、バラキ湖、碓氷湖、丹生湖、神流湖、湖、赤谷湖）ではピークが複数回あり、洪水のたび

奥利根湖、赤谷湖、榛名湖、鳴沢湖、草木湖、梅田に流域から 137Cs の流入があったと推定された。近藤湖、近藤沼、尾瀬沼で行った。各地で底質調査、プ

沼では 137Cs ピークから堆積速度年間 3.7cm と推定さ

ランクトン調査、水深、水温、電気伝導度、透明度、れかなり早い速度で堆積していると推定された。

クロロフィル量、懸濁物質量、LISST-100ｘによる粒度組成を行った。植物プランクトンは各水深別に採水して、１L をルゴール液で固定した後、50ml に濃縮して検鏡した。動物プランクトンは目合い 200μmの直径 40cm のネットを 0-20m の水深の垂直引きを行い、シュガーホルマリンで固定して検鏡した。採水
して粒度分析計（LISST-100x）で粒径分布を観測した。底泥を直径 6cm の重力式の佐竹式コアサンプラ
ーを用いて湖心付近で不攪乱のコアを採取して、実− 178 −

2P-9

霞ヶ浦における放射性セシウムの移行状況と収支＊荒居博之，福島武彦，恩田裕一（筑波大学・生命環境）

１．はじめに積後の深部への移行が示唆される。このような分布2011 年 3 月の福島第一原子力発電所事故により，
137

は浅い湖沼で限定的に確認されており（荒居ほか，

半減期の長いセシウム 137（ Cs）が東北・関東地

2015），強風時の混合等が要因として考えられた。

方を中心に広域に沈着した。Cs は土粒子に強く吸着

一方，掛馬沖では濃度低下はみられたものの，湖心

し，河川を通して下流の湖沼・沿岸域等に運搬されのように深部への移行は確認されなかった（図 1b）。

Cs の分布や底質中の 137Cs インベントリーに関して，西浦・動態を把握することは，放射性物質の中長期的な管湖心では経年的な増加傾向が検出されたが，その上理・予測の観点から重要となる。筆者らは霞ヶ浦を流の掛馬沖では 2012 年以降増加がみられなかった。

る。したがって，下流湖沼において137

Cs 濃度を 2013 年ましたがって，掛馬沖では河川からの 137Cs 負荷を打で調査した（日本陸水学会第 79 回大会）。本稿ではち消す何らかの要因，例えば細粒子の再懸濁・流出対象に，底質及び流入 SS の137

新たな調査結果を追加し，底質中の137

Cs 濃度の鉛直分布特性並びにインベントリーの経年変化傾向

等が示唆され，湖心のインベントリー増加に対するソースの一つである可能性も推察された。

を評価した。また，湖全体の 137Cs 収支を推定した。

期間中，桜川及び恋瀬川の SS の 137Cs 濃度は有意に減少していた（p < 0.005）。桜川の 137Cs 濃度の平均値（94 Bq kg-1）は恋瀬川（460 Bq kg-1）より低く，

２．材料と方法
茨城県南部に位置する霞ヶ浦（西浦，北浦）を対流域の 137Cs 沈着量の大小関係と整合的であった。

象とした。内径 10 cm のアクリル管を用いて，西浦

西浦 9 地点（2014～2015 年），北浦 4 地点（20149 地点，北浦 4 地点で長さ 50 cm 以上の底質コアを年）の底質コアに基づき，各湖沼の 137Cs 総放射能

1 回以上採取した。このうち西浦・湖心，同・掛馬量を推定したところ，それぞれ 3.8 TBq，0.8 TBq で沖，北浦・釜谷沖では，2011～2015 年にかけて毎年あった。西浦の総放射能量に対して，流入河川調査

採取を実施した。多くのコアは 2 cm 間隔にカットに基づく 2012～2015 年の西浦への懸濁態 137Cs 年間

し，凍結乾燥・粉砕後，Ge 半導体検出器による

137

Cs

濃度の測定に供した。試料の一部は含水比，比重，
強熱減量の測定に供した。底質中の流入量は 0.3～3.2%，過去の分配実験等に基づく溶存態 137Cs 年間流出量は 0.3～1%と推定された。

137

Cs インベン137

トリーは， Cs 濃度と含水比，比重から求めた。
主要な西浦流入河川である桜川及び恋瀬川の国
交省流量観測点において，2012 年 9 月に SS サンプ
ラーと濁度計を設置し，2015 年 12 月までほぼ月 1回の頻度で試料を回収した。SS 試料は凍結乾燥し，137

Cs 濃度の測定に供した。西浦への 137Cs 流入負荷

量は，SS の 137Cs 濃度，濁度，流量等から推定した。
３．結果と考察
代表的地点である西浦・湖心並びに北浦・釜谷沖
における 137Cs 濃度の底質鉛直分布は，ピーク濃度

図 1．西浦・湖心(a)及び同・掛馬沖(b)における 137Csの低下と平坦化が進み，2015 年には深さ 30 cm 程度

濃度の底質鉛直分布．

-2（40 kg m ）まで平坦な分布が確認された（図 1a）。

参考文献

従来報告されている西浦湖心の底質堆積速度（1 kg

荒居博之ほか（2015）Proc 16th Workshop on-2-1

m y 程度）では137

Cs の到達深度を説明できず，堆Environmental Radioactivity, 2015-4: 244-251.

− 179 −

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3. ⤖ᯝ

10.2208/prohe.47.643

2011 ᖺ 9 ᭶ࡢྎ㢼࢖࣋ࣥࢺ࡟࠾ࡅࡿㄳᡞᕝࠊ㧗℩ᕝࡢὶỈ㔞࠾ࡼࡧᾋ㐟◁㔞ࢆ GETFLOWS[2]࡟ࡼ

[2] K. Mori, et. al., Environ. Model. Softw. 72, 2015.
DOI: 10.1016/j.envsoft.2015.06.012

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[3] Y. Sanada, et. al., Exploration Geophysics 45(1),⏝࠸࡚ࠊἙཱྀᇦ࡟ሁ✚ࡋࡓࢭࢩ࣒࢘㔞ࢆィ⟬ࡋࡓࠋ− 180 −

2013. http://dx.doi.org/10.1071/EG13004

2P-11

河川流入による懸濁体のダム内堆積と放射性セシウムの動態：３次元シミュレーションによる解析*町田昌彦 (原子力機構)、山田進 (原子力機構)、佐久間一幸 (原子力機構)
操上広志（原子力機構）北村哲浩 (原子力機構)

1. はじめにいることが観測等により分かっているため、鉛直方

2011 年 3 月の福島第一原子力発電所（1F）の事故

向分布も陽に解く３次元計算が必要と判断し、σ座により環境中に放出された放射性物質の一部は、陸標系を採用した 3 次元流動解析コードを開発した。

域に非一様に沈着した。その結果、福島県浜通りに

更に、開発コードを原子力機構所有のスーパーコン

おいて、１F 北東方向の山地森林の沈着濃度が比較

ピュータ SGI ICE X 上で並列動作可能とし、精細な的高いことが航空機サーベイ等から明らかとなり、

解像度レベル（0.5~1m 程度の格子間隔）のシミュレ

山地森林からの放射性セシウムの流出過程の解明

ーションにも対応可能とした。
本研究で対象としている大柿ダムに対しては、が強く求められている。
福島県の浜通りの山地を源流とする河川の多くは、水深の詳細測量データがあり、比較的解像度の高い

太平洋岸へと直接注ぎこむため、河川は森林を流れ格子が作成可能であり、スーパーコンピュータによる渓流の上流域と沿岸部での比較的傾斜の緩い下る高解像度シミュレーションが可能である。

流河口域とに凡そ分けることができる。しかも、それらの河川の多くは、上流域にダム湖を有している

3. 結果
2011 年 9 月の台風イベントにおける請戸川上流という特徴があり、放射性セシウムの動態もその特徴を反映すると考えられる。

の流水量および浮遊砂量を GETFLOWS[2]より求めこうした地形及び河川の特徴と共に、森林から流た結果をダム湖内流入境界条件として利用し、また、出する放射性セシウムの多くは、比較的粒径の細か観測により得られた土砂の粒径ごとの濃度を用いい土砂（シルト及び粘土）に強く固着され、土砂とて、ダム湖内の各地点に堆積する堆砂量をシミュレ共に運搬されることを考慮すると、放射性セシウム

ーションした。この結果は、原子力機構が湖内のの多くは一旦、ダム内にて滞留・沈降した後、下流様々な地点にて測定した湖底土のサンプリングに域へと運ばれると考えられ、ダムのない少数の河川よる堆砂傾向と一致しており、豪雨時の放射性セシとは、放射性セシウムの動態において、はっきりとウムの動態の予測に上記３次元シミュレーション

した差異があることが分かってきた。

を用いることが有効であると結論付けられる。

そこで、本発表では、福島県浜通り地方において、典型的なダム湖内に流入する河川水の流動と河川

4. 考察

水により運ばれる土砂の粒径毎の滞留及び沈降の本発表では、上流が比較的高濃度に放射性セシウ

様子をシミュレーションにより調べた結果を報告

ムが沈着した山地森林を流域として持つ河川及びする。更に、土砂の輸送と共に、放射性セシウムのダム湖内における堆砂シミュレーションを基に、放動態に対する知見についても報告し、河川水及び土射性セシウムの堆積分布の予測が可能になること

砂の移流・拡散と放射性セシウムのダム湖内分布にを示した。今後は、シミュレーションを利用するこ

ついて得られた成果を報告する。

とで、様々な規模の降雨時にて、セシウム滞留・堆積分布を様々なダム湖内にて評価し、ダムから取水

2. 方法

される水中濃度や懸濁体濃度の情報を基に、今後の本発表では、福島県浜通り地方において、放射性下流への影響評価に役立つことを目指す。

セシウムの沈着濃度が高い流域を有する請戸川上流にある大柿ダム[1]を計算対象として、河川水の流[1] S. Yamada e t al.., Environ. Res. Lett.
10(2015)014013.

動と土砂の移流・拡散及び堆積のシミュレーションを目標とする。大柿ダム湖内では、鉛直(深さ)方向[2] K. Mori, et. al., Environ. Model. Softw. 72, 2015.

に温度等がはっきりとしたプロファイルを有して− 181 −

DOI: 10.1016/j.envsoft.2015.06.012

2P-12水生昆虫コガタシマトビケラに対する
ネオニコチノイド系殺虫剤の毒性評価
横山淳史（農研機構・農業環境変動研究センター）

１．はじめに
化学物質の生態リスク評価は、個体群や群集を対象とすることが望ましいが、野外調査やメソコズム試験の実施は容易ではない。そこで、室内毒性試験
結果を外挿して個体群レベルでの影響評価に活用することになるが、生物は成長段階により化学物質
に対する感受性が変動することが知られており、一定の成長段階しか用いない従来の個体レベルの室内毒性試験の結果を、様々な成長段階の個体を内包する個体群の影響評価に活用するためには解決すべき課題が残されている。第 1 に、個体の成長に伴う感受性の変動を把握できる室内毒性試験法が必要である。第 2 に、農薬等の一時的な曝露からの個体群の回復性を適切に評価する個体群動態モデルの開発が必要である。演者はこれまでに水生昆虫コ
ガタシマトビケラ（Cheumatopsyche brevilineata）を対象とした成長段階別毒性試験法を開発するとともに（日本陸水学会第 77 回大会）、室内個体群動態
モデルを確立した（同 79 回大会）。本報では、環境生物に対する影響が最近注目されているネオニコ
チノイド系殺虫剤の中からジノテフランおよびク
ロチアニジンを被験物質として選定し、開発した手法を用いてコガタシマトビケラの個体レベル・個体
群レベルでの毒性評価を実施した結果を報告する。
２．材料と方法
被験物質には和光純薬工業株式会社より購入した標準品を用いた。曝露濃度は予備試験を行って決定した。曝露期間は 48 時間に設定し、曝露開始時
および終了時に試験水の被験物質濃度を LC/MS/MS
で定量した。
毒性試験には 2006 年 6 月に確立した室内累代飼育系統の M 系統（横浜市宮川由来）を用いた。試験に供した成長段階は卵期（産卵 1 日後：E1、4 日後：
E4、7 日後：E7 の 3 つの発生段階）および幼虫期（1～5 齢）である。試験は成長段階毎に実施し、各試
験の影響個体率から計算プログラム SAS を使用して濃度-反応曲線及び半数影響濃度（EC50）を求めた。
成長に伴う感受性の変動と個体群の回復性を考慮した影響評価を行うため、コガタシマトビケラ室
内個体群動態モデルに成長段階別の濃度-反応曲線を組み込み、被験物質に 48 時間曝露された場合の個体数変動をシミュレーションし、個体群の存続が可能な最高曝露濃度（個体群閾値濃度）を算出した。

３．結果と考察
両被験物質ともに、成長に伴う感受性の変動パターンは一致していた。神経系が未完成である E1～
E4 期は不感受性であり、100 mg/L の限度試験でも影響は観察されなかった（表）。神経系がほぼ完成
する E7 期から感受性を示し、続く 1 齢幼虫期が最も高感受性となった。その後、幼虫の成長に伴い感受性は低下した。幼虫期の中で 1 齢幼虫期が最も高感受性となる傾向は、過去に報告された有機リン系
やカーバメート系殺虫剤に対する感受性変動パターンと類似していた。被験物質間で比較するとクロチアニジンに比べジノテフランの毒性の方が、E7期～1 齢幼虫期に対しては相対的に弱く、2 齢以降に対しては強い傾向が見られた。
毒性試験結果を室内個体群動態モデルに組み込み、3 つの仮想齢組成個体群（卵・1 齢の多い若齢、
1 齢・2 齢の多い中齢、3 齢・4 齢の多い高齢）で個体群閾値濃度を計算し、個体群感受性がどの程度変動するかを調べた。計算の結果、両被験物質ともに個体群感受性は若齢個体群が最も低く、中齢個体群が最も高かった。被験物質間で比較すると、若齢個体群ではクロチアニジンの影響を受けやすいが、中齢以降の個体群では相対的にジノテフランに強く影響を受けた。
以上の結果から、一定の成長段階のみを用いる従来の室内毒性試験では、個体群に対する化学物質の相対的な影響の強さは評価できないこと、個体群の齢組成によって個体群の感受性が変動することが明らかになり、より適切な生態リスク評価には、成長に伴う感受性変動の把握と個体群動態モデルを用いた影響評価が有用であることが示唆された。

− 182 −

表 実測濃度に基づく各成長段階の EC50 値
成長段階
48h-EC50 (µg/L)
卵 E1
E4
期 E7
1齢
2齢
3齢
4齢
5齢

ジノテフラン

クロチアニジン>106,000>97,000
159
13.0
20.2
17.9
25.4
47.6

>108,000>95,100
32.7
8.70
25.1
34.1
42.9
49.0

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− 183 −

2P-14兵庫県六甲山地におけるオオカクツツ
トビケラの生活史と流程分布*渡辺昌造 (ひとはく地域研究員)
三橋弘宗 (兵庫県立人と自然の博物館，兵庫県立大学)

1. はじめに範 囲 は 流 域 面 積 2.32km2 以 下 の 細 流 に 限 ら

オオカクツツトビケラは，日本各地の湧れ た ( Fig.3) 。 F i she r の 正 確 確 率 検 定 に も水，細流に広く分布する水生昆虫であると づ く 流 域 面 積 の 上 限 は 4 .5 k m 2 ( α=0 .0 5 ) とが，野外における季節消長の詳細や流程分

推定され布の制限因子を明らかにした研究はない。

た。河川規本研究では，兵庫県南部の六甲山系におい模と標高をて 2 年間の通年定期調査および分布調査を説明変数と行い，本種の生活史と流程分布を明らかに

するロジス

した。

ティック回

2. 材料と方法

帰モデルで生活史調査は，兵庫県神戸市六甲山北部

は，出現おに 位 置 す る 古 寺 山 細 流 で ， 2007 年 か ら 2

よび不在の

年間毎月の採集を行った。分布調査は，予測適合率

さまざまな河川規模，標高，河川勾配のはそれぞれ全 86 ヵ 所 で 幼 虫 の 出 現 ・ 不 在 に つ い て

約 78％ で2008 年 ～ 2010 年 に か け て 調 査 を 行 っ た

あった。

Fig.2

Seasonal change on life cycle stage( Fi g.1 ) 。

Fig.1

Reseach site

Fig.3

Longitudinal distribution of Lepidosomatidae

3. 結果

4. 考察

羽化（産卵）は春と秋の 2 回確認できた

夏季の成長停滞や夏眠は，羽化，産卵時が，明確な世代数は確認できなかった期を同調させている可能性がある。河川規( Fi g.2 ) 。 春 か ら 夏 に か け て の 成 長 停 滞 期 と模 +標 高 で 表 さ れ る 分 布 予 測 モ デ ル の 実 用

秋から冬の成長促進期が認められた。分布性が示唆された。

− 184 −

2P-15水生昆虫の生息場所として人工基盤を用いた河川生態影響評価手法の提案○相子伸之・矢吹芳教（（地独）大阪府立環境農林水産総合研究所）
大塚宜寿・田中仁志（埼玉県環境科学国際センター）

1.はじめに

3.結果と考察

環境省は、個々の化学物質の濃度ではなく、生物ブロックの設置期間が、約 5 ヶ月間の 3 月と約 0.5への毒性影響を通して水環境への影響を総じて評価

ヶ月間の 4 月の種組成は、類似していた（表 1）。まする手法として WET（Whole Effluent Toxicity）

た、地点間の種組成は、地点 A と地点 B-1 とでは類法の導入を検討している。標準的な WET 法では、似していたが、地点 A と地点 B-3 とでは類似点は少魚類、甲殻類および藻類を試験生物として用いる。

なかった。3 月と 4 月に出現した同一種の定着数は、

しかし、ある種の殺虫剤など、昆虫に対して低濃度

地点 A におけるモンカゲロウ属 a 種、あるいは地点で影響を及ぼす一部の物質に対する毒性は、過小評

B-1 におけるコカゲロウ属 c 種は 3 月より 4 月で定価されることが考えられる。

着数が減少したものの、地点 B-1 のトウヨウマダラ

そこで、水生昆虫を用いた生態影響評価手法の提カゲロウ属 c 種、d 種、およびマダラカゲロウ属 e

案として、河川に人工基盤を設置し、そこに定着す種は、3 月より 4 月で定着数が増加していた。定着る水生昆虫を観察し、種構成の変化を評価する手法

数には羽化や出水による流失が影響する可能性があの構築を試みた。演者らのこれまでの調査研究ではるが、同一種の定着数は、ブロックの設置期間の長定性的評価にとどまったが 1）、本年度は定量的評価

さに依存しないと考えられた。これらのことから、を追加したので、その内容を中心に報告する。

定着基盤としてブロックを設置した場合、0.5 ヶ月

2.材料と方法

程度の期間で、その時節に応じた水生昆虫が定着す

大和川水系石川の支流の上流部の渓流において、ることが推察され、水中の汚染物質に対する河川生上流側から A、B-1、および B-3 の 3 地点に水生昆態影響評価手法への活用も可能であると考えられた。

虫の定着基盤として、半丁ブロック（以下、ブロッ

表 1 ブロックに定着した水生昆虫

ク；縦×横×高さ＝19 cm×19 cm×11 cm、水平方向に楕円柱状の空洞がある）を設置した。ブロックは２

地点A

水生昆虫
マダラカゲロウ科

トゲマダラカゲロウ属

3月

4月

a

地点B-1

地点B-3

3月

3月

4月

つを 1 組に、空洞が流れ方向と垂直になるように組

トゲマダラカゲロウ属b△

トウヨウマダラカゲロウ属

c

△

△

◯

み合わせて設置した。平成 27 年 10 月 14 日にブロ

トウヨウマダラカゲロウ属

d

△

△

1

◎

1

マダラカゲロウ属

e

△

△

△

◯

1

ヒラタカゲロウ属

a

△

△

1

タニガワカゲロウ属b△

ヒラタカゲロウ属

c

ックを設置し、1 回目は平成 28 年 3 月 25 日に取り

ヒラタカゲロウ科出して水生昆虫を採集した。これらのブロックは、
水生昆虫を採取した同日に改めて設置し、2 回目は平成 28 年 4 月 12 日に取り出して水生昆虫を採集した。定着した水生昆虫を目視で確認しながら、渓流
水でプラスチックバット内に流し入れた。それぞれの地点毎に設置した 2 つ 1 組のブロックは、同じプラスチックバットに流し入れて 1 つの試料とした。
プラスチックバットから落葉・落枝などを除去した
のちに水生昆虫を捕集し、速やかに実験室に持ち帰った。持ち帰った水生昆虫は、実体顕微鏡下で同定
して種組成を記録した。

4月

1

◯

△
◯

△

1

1

モンカゲロウ科

モンカゲロウ属

a

◎

◯

△

トビイロカゲロウ科

トビイロカゲロウ属

c

◯

◯

△

コカゲロウ科

フタバカゲロウ属

a

1
△

1
1

コカゲロウ属b◯

コカゲロウ属c◯

フタオカゲロウ科

フタオカゲロウ属ａ

シマトビケラ科

コガタシマトビケラ属

a

◎

△

◎

△

◯
△

△

カワゲラ科

オオヤマカワゲラ属a△

サナエトンボ科

クロサナエ

a

1

◎：10匹以上、◯：6～9匹、△：2～5匹、1：1匹

引用文献
１）相子ら（2015）河川の生態影響評価に向けた水生昆虫の生息実態調査手法の提案、日本陸水学会第 80 回大会（函館）講演要旨集、185
謝辞 本研究は JSPS 科研費 JP26550090 の助成を受けたものです。

− 185 −

2P-16 !

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科名

種名!



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Acentrella sibirica!
224!
!
Tenuibaetis flexifemora!
41!
!
Labiobaetis atrebatinus orientalis!
21!
!
Nigrobaetis chocoratus!
5!
Heptageniidae!
Epeorus lnigrus!
290!
!
Afronurus yoshidae!
60!
!
Rhithrogena japonica!
7!
Ephemerellidae!
Ephemerella sp. OPU_BS_E2012-129! 2!
!
Serratella setigera!
2!
Ephemeridae!
Ephemera strigata!
1!
対応する種が不明な配列(抜粋)! ! (類似度の最も高い種名と類似度)! A ! (Rhithrogena japonica 89%)!
1!
! B! (Eurylophella prudentalis 86%)!
1!
! C! (Takobia yoshinensis 88%)!
1!
! D! (Hexagenia limbata 82%)!
1!
! E! (Labiobaetis atrebatinus orientalis 83%)
! ! !
1!

− 186 −

8494
876
212
22
5634
1997
34
360
5
1

2829
1868
1411
1362
1209

2P-17

モンゴルに分布するシロイロカゲロウ
Ephoron nigridorsum の遺伝的構造*関根一希（立正大・地球，Korea University）
Badamdorj Bayartogtokh（National University of Mongolia）
Yeon Jae Bae（Korea University）

１．はじめに

３．結果

一般に，氷期は陸上生物の分布や遺伝的多様性

計 101 個体を解析し，50 個のハプロタイプがに大きな影響を与えたとされる。一方で，流水認められた。各地域個体群の遺伝子多様度およ

環境は極端な寒冷や凍結を干渉するとされ，流び塩基多様度はそれぞれ 0.887 ± 0.132 (平均 ±水環境下に生息する水生昆虫は氷期サイクル

標準偏差) および 0.007 ± 0.002 と比較的高か時に陸上昆虫ほど影響を受けなかったと推測った。ハプロタイプネットワークは長鎖型であされる (Malicky, 1983; Pauls et al., 2006)。

り，地理的な分化パターンは認められなかった。

モンゴルの気候は亜寒帯気候とステップ気

ベイジアン・スカイラインプロットの結果では，

候および半砂漠気候の移行帯であり，冬は長く最終氷期を通して個体群が安定・増加したこと

厳しく，夏は短く暑いことで特徴づけられる。

が示された。

シロイロカゲロウ科シロイロカゲロウ属の一種 Ephoron nigridorsum は，掘潜型のカゲロウ

４．考察

であり，モンゴルにおける河川中流域に分布す

Ephoron nigridorsum の羽化ステージは極端にる。本種の幼虫はモンゴルの温暖な 4 か月の間

短いが，セレンゲ川水系内では羽化個体の遡上(4-7 月: 河川水温は 15-25℃) に同調的な成長

飛翔や幼生や卵の流下によって，比較的頻繁にをして，気温の下がり始める 8 月に羽化をする

遺伝的流動が生じていると考えられる。山岳棲(Avlyush et al., 2013)。羽化ステージは極端に短のカゲロウでは，地域間の遺伝的分化を生じる

く (数時間)，この間に交尾・産卵し，死亡す

例もあるがる。卵では胚発生が進行し，約 8 か月間，卵のnigridorsum は山岳には生息せず，河川中流域

状態で越冬する。

に広く連続的に分布するため，地域間の分化は本研究では，モンゴル最大の水系であるセレ(Baggiano et al., 2011) ， E.

生じにくいのだろう。

ンゲ川水系における E. nigridorsum の遺伝的植物記録 (Tarasov et al., 1999) やセレンゲ川

構造および demographic history を推定し，氷期が流入するバイカル湖の堆積物解析

における個体群への影響を検討した。

(Murakami et al., 2012a, b) によっても，セレン
ゲ川水系の水温は，最終氷期に低下したとされ

２．材料と方法る。しかしながら，E. nigridorsum の個体群サモンゴル・セレンゲ川水系の 10 地域個体群にイズの減少は，最終氷期を通して認められなか

おいて，E. nigridorsum の幼虫を手網で採集し，った。幼虫期に耐寒性のある北極地方や山岳棲

ライトトラップにより羽化個体を採集した。各の水生昆虫類は，氷期に分布・個体群を拡大し地域個体群から 10 個体程度のミトコンドリアたとされる (e.g., Pauls et al., 2006; Lehrian et al.,DNA COI 領域 (676 bp) を読み，これらの塩基2010; Theissinger et al., 2011; Schultheis et al.,

配列データに基づき，遺伝子多様度，塩基多様2012; Sproul et al., 2015)。Ephoron nigridorsum

度，ハプロタイプネットワークおよびベイジアの幼虫では耐寒性は認められないが，現在より

ン・スカイラインプロットの解析を行なった。

もさらに厳しい気候環境下 (さらに寒い冬と置換速度として 0.0177/100 万年 (Papadopoulou

短い夏) においても，世代をまわし，個体群サ

et al., 2010) を用いた。

イズを拡大させたことができたと考えられる。

− 187 −

2P-18琵琶湖南湖における底質粒度と底生動物の分布*井上栄壮，早川和秀，卯田隆，永田貴丸，一瀬諭，古田世子，
藤原直樹，池田将平（滋賀県琵琶湖環境科学研究センター）
河川河口付近等に局所的に分布した。沿岸では、水深が1. はじめに琵琶湖南湖では、1994 年の渇水以降、夏季の沈水植物

深いほど、底質の中央粒径値が小さく（R = -0.537, p <（水草）の繁茂面積が拡大し、湖底の低酸素化等の障害が0.001）、強熱減量が高かった（R = 0.711, p < 0.001）。急深生じている。かつて、南湖ではシジミ類等の貝類が多産しな湖岸断面への改変が、泥質や有機物の堆積につながっ

たが、演者らは、現在の底生動物相は水生貧毛類（ミミズたことが示唆された。

類）が優占すること、水草繁茂量が多いほどミミズ類等の

南湖の貝類は、巻貝ではタニシ類が優占し、沿岸の浅生息密度が低いことを報告してきた。しかし、貝類の減少

い水域で生息密度が高い傾向がみられた。二枚貝ではシは 1960 年代から続いており、水草繁茂だけが減少要因でジミ類が優占し、過去に底質改善（覆砂、湖底耕耘）等はないと考えられる。

の事業が実施された場所や、沿岸の砂質帯で生息密度が南湖では、特に 1950 年代以降、湖岸の地形改変が進み、高かった（図 1）。沿岸では、シジミ類の生息密度は、水

現在 73％が人工湖岸である。急深な湖岸断面に改変され深が浅いほど（R = -0.376, p = 0.003）、底質の中央粒径値

れば、流動が停滞し、泥質の堆積につながると考えられる。

が大きいほど（R = 0.345, p = 0.006）、強熱減量が低いほど

南湖沿岸の底質は、1969 年から 2003 年の間に粒径 0.5mm（R = -0.297, p = 0.019）高かった。
貝類以外の底生動物は、ミミズ類の生息密度は、沿岸未満の割合が増加し（滋賀県水産試験場，2005）、湖岸や底質の変化も貝類減少の一因となった可能性がある。
本講演では、粒度等の底質条件と、貝類等の底生動物のでは水深が浅いほど（R = -0.460, p < 0.001）、底質の強熱減量が低いほど（R = -0.510, p < 0.001）高かった。

分布との関係評価を目的として、南湖で実施した現況把握調査の結果を報告する。

南湖においてシジミ類等の生息環境を再生するためには、残存する浅い砂質帯の保全とともに、湖岸断面の緩斜面化や、覆砂等による底質粒径の最適化が有効と考え

2. 材料と方法られる。対策の具体化に向けて、今後、底生動物の多様

南湖における底質・底生動物の採集は、2014 年 4 月～9性・生産性と、浅い砂質帯の形成・維持にかかる要因と月に湖内 78 地点（以下、湖内）、2015 年 5 月に沿岸 31 測の関係、食物となる植物プランクトン等との関係につい線における湖岸から 50m 沖・100m 沖の 62 地点（以下、て明らかにする必要がある。

沿岸）で行った。水深は、各地点で採集時に測定した後、当日の琵琶湖平均水位（国土交通省近畿地方整備局琵琶湖

文献 滋賀県水産試験場（2005）：平成 14～15 年度琵琶河川事務所 HP）を参照し、琵琶湖基準水位（B.S.L.）での湖沿岸帯調査報告書．滋賀県水産試験場，彦根．

値に換算した。

覆砂（1992-1998）

底質・底生動物は、エクマン・バージ採泥器（開口部15cm×15cm）を用いて採集した。底質は、表層 1cm の中
央粒径値（レーザー回折散乱法、SALD-3100、島津製作所）
、

湖底耕耘
覆砂
D型仔貝放流（2006-）

強熱減量（450℃、3 時間）を測定した。底生動物は、底質をふるった残渣を 10%ホルマリンで固定した後、選別・計数した。湖内では、底質を 5 回採集して目合 2mm のふるいにかけ、貝類のみ計数した。沿岸では、底質を 2 回採
集して目合 250µm のネットでふるい、すべてのマクロベントスを計数した。
3. 結果と考察
南湖の底質は、湖内では泥質帯が大半を占めた。砂質
帯は、主に東岸、南岸付近に広がるほか、沿岸では流入

図 1．琵琶湖南湖におけるシジミ類生息密度の分布（2014
年 4 月～9 月）。

− 188 −

2P-19浅場における断続的な貧酸素がヤマトシジミの生残に与える影響*辻谷睦巳（鳥取大院・連農）,戸島邦哲,増木新吾,高橋智（松江土建（株））,
山口啓子（島根大・生資）

１．はじめに宍道湖西岸に位置する十四間川では，宍道湖の主要漁獲資源であるヤマトシジミが生息している。宍道湖におけるヤマトシジミの資源量は2011 年に急激な資源量低下が起きるなど不安定であり，その減少要因も明らかにされていない。
ヤマトシジミが主に生息する場所は 4m 以浅と比較的浅いところである。浅場では宍道湖湖盆底層に停滞していた貧酸素水を含んだ高塩水が風の影響などにより湧昇し，ヤマトシジミの生息場所を脅かしている。ヤマトシジミは高い貧酸
素耐性を持っているとされているがこれは長期間，連続的に貧酸素化した場合であり，断続的な貧酸素が繰り返されることによるヤマトシジ
ミへの影響は明らかにされていない。一方で他の二枚貝では，致死的ではない貧酸素の曝露が繰り返されることにより貧酸素耐性が低下する
ことが挙げられている。このことからヤマトシ
ジミについても同様の現象が起きていると推測される。
また近年，底層溶存酸素量が着目され，水生生物が生息・再生産する場を保全・再生することを目的に「生活環境項目の保全に関する環境基準」に底層溶存酸素量が追加になった。現時
点では底層溶存酸素量の類型指定まで決められていないが，基準値として 2～4mg/L が定められている。そこで，私達は宍道湖における浅場での底層溶存酸素量の挙動を調べ，断続的に発生する貧酸素水がヤマトシジミの生残に与える影響を調べたので報告する。
２．材料と方法
飼育実験はヤマトシジミを 20 個体収容したネットを実験区および対照区で 10 袋ずつ垂下し，各区 200 個体で飼育した。飼育期間は 2015 年 7月 7 日～2015 年 8 月 18 日まで行った。実験区では酸素供給装置（WEP システム）を設置し，酸素供給エリア内にネットを底泥に着底させ飼育を行った。対照区では WEP システムの影響を受けない地点においてネットを底泥に着底させ飼育を行った。いずれも水深は 2m 付近であった。
また，両区間にデータロガー付き水温・溶存酸
素計（MiniDOT）を設置し，底層溶存酸素量を 1
時間間隔で連続的に測定した。現地では飼育中のヤマトシジミを定期的に回収し，死亡した個
体を取り除き生残率を求めた。測定が終わった

後は再びネットに収容し速やかに沈めた。また，ネットに付着物が多数付着した場合は新しいネットに交換した。区間での生残率の検定にはFisher の正確確率検定を用いた。
３．結果および考察
底層溶存酸素量の連続観測の結果，対照区において数時間～2 日程度の断続的な貧酸素（＜
3mg/L）が観測された（Fig.1）。飼育期間中に貧酸素になった合計時間は実験区で 145 時間，対照区で 434 時間であった。ヤマトシジミの生残率では 8 月 12 日以降で実験区の生残率が有意に高くなった（Fisher’s exact test p＜0.05）。実験終了時の生残率は実験区で 63%，対照区で 45%であった。両区間で生残率に差が見られた要因として，致死的でない貧酸素に断続的に晒されることにより貧酸素耐性が低下し，ヤマトシジミの生残に影響していることが推測された。

Fig.1 実験区および対照区における底層溶存酸素量の変化

Fig.2 実験区および対照区におけるヤマトシジミの生残率の変化− 189 −

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− 190 −

2P-21

西湖（富士五湖）における光量とプランクトン組成について＊長谷川 裕弥， 吉澤一 家 （山梨県 衛生環 境研究 所 ）１．はじめに山 梨 県 の 西 湖 で は 、絶 滅 し た と 考 え ら れ て
い た ク ニ マ ス が 生 息 し て い る 。本 研 究 所 で は 、クニマスの生息環境を明らかにするために、
湖 内 の 水 温 や 光 量 子 量 、プ ラ ン ク ト ン 等 の 測
定 を 定 期 的 に 行 っ て い る 。今 回 は 、相 対 光 量子 量 1％ と な る 水 深 （ 補 償 深 度 ） を 透 明 度 と水色、南中高度の重回帰分析により求めた。
ま た 、透 明 度 と プ ラ ン ク ト ン の 関 係 に つ い て考察したので報告する。
２．調査の概要
2015 年 3 月 〜 2016 年 8 月 ま で 毎 月 1 回 、
概ね快晴時に水深別に光量子量の測定を西湖湖心で実施した。光量子量の測定は、LI‑COR 社 製 の 光 量 子 セ ン サ ー （ 船 上 用 ：LI‑190SA 、 水 中 用 ： LI‑192SA 、 測 定 波 長 ：400 〜 700nm） と 光 量 子 計 （ LI‑250A） を 使 用
し た 。水 中 の 光 量 子 量 は 、船 上 の 光 量 子 量 に対する相対光量子率（％）として評価した。
ま た 、こ れ に 併 せ て 2015 年 5 月 か ら 2016 年
3 月 ま で は 毎 月 1 回 、 2016 年 4 月 〜 8 月 ま では 毎 月 2 回 、 水 深 0〜 20m ま で の プ ラ ン ク ト
ン を 採 取 し た 。プ ラ ン ク ト ン ネ ッ ト は 、丸 川
式 中 層 プ ラ ン ク ト ン ネ ッ ト NXX13 を 使 用 した 。 プ ラ ン ク ト ン は 、 約 3.5％ グ ル タ ル ア ル
デ ヒ ド と な る よ う に 固 定 し 、プ ラ ン ク ト ン 計
数 板 を 用 い て 光 学 顕 微 鏡 （ Nikon 社 製 ） で 細
胞 数 を 計 測 し た 。ま た 、多 項 目 水 質 計（ 東 亜デ ィ ー ケ ー ケ ー 社 製 ）で 水 深 別 の 水 温 、溶 存
酸 素 （ DO）、 ク ロ ロ フ ィ ル a を 測 定 し た 。
３．結果と考察1． 補 償 深 度 の 推 定
植物プランクトンが光合成できる水域は、
相 対 光 量 子 率 1％ 程 度 （ 補 償 深 度 ） ま で と 言
わ れ て お り 、相 対 光 量 率 か ら 植 物 プ ラ ン ク ト
ン の 増 殖 水 域 を 推 定 す る こ と が で き る 。一 般的 に 水 中 で の 光 量 子 量 は 、水 深 が 深 く な る と指数関数的に減衰することが知られており、
補 償 深 度 は 透 明 度 の 2〜 2.5 倍 の 水 深 と し て
近 似 的 に 求 め ら れ る と の 報 告 が あ る 1 ) 。西 湖の場合、調査期間の補償深度が透明度の約
1.7〜 3.3 倍 と な り 、 上 記 の 算 出 方 法 で 補 償 深度 を 推 定 す る に は 、誤 差 が 大 き か っ た 。そ こ
で 、目 的 変 数 を 補 償 深 度 と し た 重 回 帰 分 析 を
行 い 、推 定 式 を 作 成 し た 。説 明 変 数 に は 、水中の懸濁物量や植物プランクトン量の指標と な る 透 明 度 と 水 色 を 選 択 し た 。ま た 、南 中
高度の高さも光量子量に影響するため選択し た 。使 用 し た デ ー タ は 、快 晴 時 に 測 定 し た
も の の み と し た 。た だ し 、2015 年 9 月 と 2016
年 6 月 は 、湖 水 に 濁 り 等 が 生 じ て い た た め 除
い て 解 析 し た 。重 回 帰 分 析 に よ り 得 ら れ た 式を以下に示す。
[補 償 深 度 ，m]=‑0.54×[透 明 度 ，m]+0.070×[南 中 高 度 ]‑1.3×[水 色 ]+29、
R=0.97、 n=13、 p<0.05
高 い 相 関 関 係 が 得 ら れ 、実 測 値 と の 誤 差 は 5%
以 内 だ っ た 。以 上 よ り 、簡 易 に 測 定 で き る 透
明 度 と 水 色 を 測 定 す る だ け で 、快 晴 時 に お け
る補償深度を推定することができた。
2． 透 明 度 と 植 物 プ ラ ン ク ト ン の 関 係
調 査 期 間 中 の 西 湖 の 平 均 補 償 深 度 は 、水 深
約 19m で あ っ た 。そ こ で 、補 償 深 度 付 近（ 水深 0〜 20m） ま で の 植 物 プ ラ ン ク ト ン の 総 細
胞数や組成と透明度の関係を検討することに し た 。 水 深 0〜 20m の 平 均 し た 植 物 プ ラ ン
ク ト ン 細 胞 数 /L と 透 明 度 の 間 に 相 関 関 係 は得 ら れ な か っ た （ R=0.31）。 こ れ は ク ロ ロ フ
ィ ル a 濃 度 の 鉛 直 分 布 測 定 結 果 か ら 、植 物 プ
ラ ン ク ト ン の 密 度 が 、透 明 度 の 水 深 付 近 に 集
中 し て い た た め と 考 え ら れ た 。次 に 植 物 プ ラ
ン ク ト ン 相 の 経 月 変 化 を み る と 、2015 年 度 の優 占 種 は 珪 藻 綱 （ Fragilaria crotonensis ） で あっ た が 、2016 年 度 は 鞭 毛 藻 綱（ Dinobryon sp.）
で あ っ た 。ま た 、2016 年 5 月 に は Uroglena sp.
の 増 殖 に よ り 透 明 度 が 低 下 し た 。今 後 は 、植物プランクトン層の水深の把握や植物プラ
ン ク ト ン の 優 占 種 の 種 類 に よ り 、水 質 や 透 明
度等にどのような影響を及ぼすのか調査していきたい。
参考文献
1）西 條 八 束 ・ 三 田 村 緒 佐 武（ 1995）： 新 編 湖
沼調査法．講談社，東京．

− 191 −

2P-22Web 公開不希望2P-23

化学物質の影響評価を目的とした
新たな淡水マイクロコズム実験系の開発*坂本正樹（富山県立大・工），真野浩行（土木研・水環境研究グループ）
河鎭龍（信州大・理），花里孝幸（信州大・山岳科学研究所）
比較した．ここでは，密度の最大振幅（log10 (max/

1. はじめに
現在，国際市場で流通している化学物質は約 10min)），変動係数（CV），最低密度を安定性の指標と万種にも及ぶと言われており，これらは水環境中にした．また，オオミジンコによるムレミカヅキモへ

意図的・非意図的に放出されている．現状は，標準の摂食圧が高すぎて食いつくしが起こってしまう

試験生物の毒性試験結果から算出される指標値（予と，両種の個体群密度の振動幅が大きくなり，系が測無影響濃度）が多くの化学物質の生態リスク評価

不安定化してしまう．マイクロコズム試験中，系のに用いられている．農薬類については，2013 年に欧安定性が高く保たれる条件を選定するため，オオミ

州食品安全機関から新たなガイダンスが発表されジンコ初期個体群における成体と仔虫の構成比をており，3 つの異なる階層（Tier）における RACs

決定した（実験 3）．

（regulatory acceptable concentrations）を用いた評価が実施され始めている．この中で，マイクロコズム

3. 結果と考察

やメソコズム等の群集レベル試験は Tier-3 と位置づ

ムレミカヅキモ細胞あたりの有機炭素含有量をけられており，最も実環境に近い試験とされている．

分析・検討したところ，マイクロコズム試験系にお

一般に，種レベル試験は実施が容易であるため，けるムレミカヅキモ初期密度を 5 u 105 cells mL-1 と個体群や群集レベルでの試験と比較すると膨大な設定した．また，異なる容器サイズのマイクロコズ

データが蓄積されている．一方で，すでに確立され

ム実験の結果から，500 mL 容量が最も適しているこている既存のマイクロコズム実験系では実施に必とがわかった．系の安定性の指標である密度の最大要な生物種が多く，小さな研究機関では生物の管理

振幅（log10 (max/ min)）は，「オオミジンコ初期個体等が難しいという問題がある．

群は仔虫のみから構成される」処理区で最も低くな

本研究では、扱いが容易で，再現性が高く，既報った．最大振幅は，確率論的に密度がゼロになるリの種レベル試験データと直接比較できる 2 栄養段階

スク（全滅のリスク）を表す．変動係数（CV）およのマイクロコズム試験系の開発を目的とし，初期条

び最低密度はムレミカヅキモとオオミジンコのど件（実験開始時の生物密度）を選定した．

ちらにおいても「仔虫のみ」の処理区で高くなった．
これらの結果から，マイクロコズム試験系における
D. magna 初期個体群は 1 齢仔虫のみによって構成さ

2. 材料と方法
マイクロコズムの構成種としては，ムレミカヅキ

れるものが望ましいと判断した．

モ（Pseudokirchneriella subcapitata）とオオミジンコ

本研究で確立されたマイクロコズムの構成種は（Daphnia magna）の 2 種類を用いた．これらは標どちらも OECD 等のガイドラインで推奨されてい準試験生物として OECD 等の公定試験に用いられる標準試験生物であるため，飼育も容易である．さる生物である．本研究ではまず，動物プランクトン

らに，構成種の個体群動態に対する化学物質の影響の培養に餌としてよく用いられるクロレラを調べることで，得られた結果は既存の種レベル試（Chlorella vulgaris）と細胞内炭素含有量を比較し，験結果と直接比較することが可能になる．今後，こオオミジンコの増殖に必要なムレミカヅキモの初の試験系を活用することで，種レベル試験からはわ

期密度を決定した．次に，異なる容器サイズのマイからない，生物間相互作用が存在する場合に，生態

クロコズム試験系（250-100 mL）でムレミカヅキモ

リスクがどのように変化するのかを評価できるよとオオミジンコの個体群動態を調べ，系の安定性をうになると期待される．

− 193 −

2P-24Web 公開不希望2P-25

琵琶湖における細菌群集の細胞サイズ動態
西村洋子（龍谷大学・農）1．はじめに微生物ループの起点としての主要な役割を担う．従来の生態学では細菌群集はブラックボックスとして扱われ，機能を論じる上でその構造は考慮されてこなかった．近年，細菌群集の構造と多様性に関す推定された確率密度分布0.4

生態系において細菌群集は分解者として，そして

0.3

0.2

0.1

0
-2

る情報が蓄積しつつあるが，細菌群集の構造と機能

0

1

2

3

4

対数変換後の値

図1を関連付けた研究はまだほとんど見られない．

-1

仮想サンプル（n=10）に対して KDE 法により推定された確率密度分布

細菌の細胞サイズは，栄養塩取り込みや被食といった生態系における機能と直結する重要な形質である．本研究では，琵琶湖北湖における細菌 6 系統

2．材料と方法

分類群(α-，β-，γ-プロテオ細菌，CF クラスター，

解析には，2002 年 5-12 月の期間に琵琶湖北湖に

アクチノ細菌、古細菌)の細胞サイズ分布の変動を解おいて得られた細菌及び環境データを用いた．採水析した．各系統分類群の細胞サイズ確率密度分布は

は表水層とクロロフィル極大層の 2 層で週 1 回の頻Kernel Density Estimation 法(以下 KDE 法)を用いて推度で行った．細胞サイズとして，FISH 法と画像解析定した．ここで KDE 法とはサンプルから母集団の(Olympus BX60 & Media Cybernetics Image Pro)によ

確率密度分布を推定するノンパラメトリック統計り得られた全細菌および 6 系統分類群の細胞体積を手法で，各サンプルデータを一定のバンド幅をもっ用いた．環境要因として水温(℃), Chl a (μg/L)，DIP，た正規分布と見なして、全てを足し合わせることに

NH4+，NO3-，NO2-，DSi (μmol/L)を測定した．本研

よって母集団の確率密度分布を推定する方法であ

究では，バンドは場として母集団が正規分布を示す

る（図 1）．得られた確率密度分布から，モード，サときの理論値である h=1.06σn-1/5 を用いた．ここでイズ多様度指数を計算し，それぞれの分布の変動を

σはサンプルの標準偏差，n はサンプル数である．

定量化し，細菌系統分類群と細胞サイズ分布に関する以下の仮説を検討した．

3．結果と考察(1) 細胞サイズ-生態系機能仮説：細胞サイズは生態

真正細菌の平均サイズ，モードに対する水温の影系機能に対応するため，環境条件（水温，捕食圧，

響は明確には見られなかった．一方で，Chl a 量と平栄養塩など）に依存して変動する．

均サイズ，モード，サイズ多様性の間には比較的強(2) 系統分類群-サイズ仮説：細胞サイズは細菌系統

い正の相関(r~0.5)がみられた．発表では，分類群ご

分類群ごとに体系的に異なる．すなわち，細菌群集との細胞サイズ分布および多様性に関して，上記の構造と機能に関わる細胞サイズは対応する．

仮説に基づき解析した結果を報告する．

(3) 特定分類群可塑性仮説：系統分類群ごと細胞サ
イズ可塑性が異なり，特定の分類群が環境に応答して細胞サイズを変化させる．
(4) 細胞サイズ-水温仮説：ほ乳類やは虫類が寒冷条
件で体サイズが大型化するように（ベルグマンの法則），低温環境で細胞サイズが大型化する．
図2

2002 年 5 月 15 日表水層における全細菌の確率密度分布− 195 −

2P-26Web 公開不希望2P-27Web 公開不希望2P-28୰ᅜᒣす┬ࢆὶୗࡍࡿỸἙࡢ⎔ቃ࡜㨶㢮➼ࡢ⏕ᜥ≧ἣ                ᮌᣢㅬࠊΏ㑔ᆂྖࠊ⋤ຠᣲࠊ⏣୰ோᚿ㸦ᇸ⋢┴࣭⎔⛉ᅜࢭ㸧         ⿁㐍ࠊᮤ㉸ࠊႛᬡⲰࠊᜨᬡᱵࠊᩧ᭾㢼㸦ᒣす┬࣭⏕⎔◊ࢭ㸧         ᒣ⏣୍⿱㸦ᮾ໭ᕤᴗ኱㸧㸱㸬ࡲ࡜ࡵ
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長野県諏訪湖における水質と底質の経年変動*宮原裕一（信州大・山岳研），吉田知可（信州大・大学院）
炭素含量は，0～10cm の方が 10～20cm よりも常１．はじめに長野県諏訪湖は，富栄養化による水質汚濁が 1960に多く，堆積過程で有機物の分解が生じていること

年代に著しく進行した。その後，流域下水道の整備が示された。また，1981 年以降，どちらの層でも炭などの浄化対策により，湖水中の全窒素・全リン濃

素含量は減少傾向にあり，水中 COD の減少傾向と度は減少傾向にある。しかし，近年になって，底層対応していた。そこで，1981 年以降，湖における有溶存酸素濃度の低下や沿岸でヒシの繁茂など，新た機物負荷は減少傾向にあると考えられた。

な課題が生じている。これら近年の環境変化を考え

窒素含量は，炭素同様，0～10cm の方が 10～20cm

るためには，諏訪湖の水質だけでなく，底質の変化よりも常に多く，堆積過程で有機窒素化合物の分解も合わせて知る必要がある。

が生じていることが示された。また，堆積物中の窒そこで，本研究では，1977 年，1981 年，2003 年
および 2013 年に採取された堆積物について，炭素，素含量は 2003 年と 2013 年の間に減少が認められ，水中の全窒素濃度の減少傾向と対応していた。

窒素，鉄およびリン濃度を測定し，諏訪湖における水質変動の解明を試みた。

２．材料と方法
1977 年，1981 年，2003 年および 2013 年に，長野県諏訪湖で採取された堆積物を試料とした。これ
ら試料は，いずれも 8 月に採取されたもので，その図１

諏訪湖堆積物中のリン含量

コア長は，それぞれ 20 ㎝，24 ㎝，52.5 ㎝，24 ㎝でリン含量は，炭素や窒素とは異なり，0～10cm とあった。試料は，それぞれ任意の厚みで切り分けら10～20cm の濃度差は小さく，有機リン化合物の分れ保存されており，それらの水分を乾燥器中で除き，

解あるいは還元環境でのリンの溶出は，比較的深部

メノウ乳鉢で粉砕し，分析試料とした。まず，試料でも生じていることが示唆された。また，リン含量を秤量後，錫箔で包み，その炭素および窒素含量をは 1981 年と 2003 年の間に大きな減少が認められ，

CHN コーダーで測定した。また，試料中の金属含量

これも水中リン濃度の減少傾向と対応していた。

を測定するため，試料をテフロン容器に秤量し 60%

次に，堆積物中の鉄含量を測定したところ，0～

硝酸を添加し，マイクロウエーブ照射により試料の10cm の鉄含量が経年的に減少傾向にあることが示

分解・抽出を行った。この分解液を蒸留水でメスアされた。また，1977 年と 1981 年の堆積物では，鉄

ップし，ICP-MS で鉄濃度を測定した。さらに，上含量とリン含量には正の相関がみられ，リンの動態

記分解液を蒸留水で適宜希釈し，モリブデン青法にに鉄が関与していることが示唆された。しかし，よりリン濃度を測定した。

2003 年と 2013 年の試料では，そのような関係は認められなかった。近年の底層の貧酸素化にともない，

３．結果と考察リンとともに鉄が堆積物から溶出し，堆積物中での各年の堆積物とも，炭素，窒素，鉄およびリン濃リンの存在形態が変化している可能性がある。

度の鉛直分布を求めた。なお，試料によりコア長や以上より，諏訪湖では，水質改善にともない，底切り分けた厚みが異なるため，0～10cm と 10～

質中の炭素，窒素，リン含量も減少していることが20cm の平均濃度を求め，相互の比較を行った。

明らかとなった。

− 201 −

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宮島沼における水質形成過程に関する研究*中谷暢丈，坂本未央，帖佐大介，角勇斗，杉山紗希，北井康貴，山梨光訓（酪農学園大・農食環境），牛山克己（宮島沼水鳥・湿地セ）

採取した湖心の底泥柱状試料を用い，人工気象機内

１．はじめに北海道美唄市に位置する宮島沼は，春と秋に数万にて栄養塩類の溶出実験も行った。

羽のマガン（Anser albifrons）が飛来する国内最大の寄留地としてラムサール条約湿地に登録されてい３．結果と考察るが，近年富栄養化が進行し，夏季にはアオコの発

宮島沼に流入する水量は，周辺農地の灌漑状況に生も見られる。富栄養化といった湖沼の水質に影響

強く影響を受けていることが示された。また，非灌を与える栄養塩の負荷過程には，流入河川による外漑期よりも灌漑期に全リン濃度は低かったことか

部負荷，底泥からの溶出等に由来する内部負荷，降ら，農業用水源に使用している石狩川河川水による雨等による直接負荷があり，宮島沼ではそれぞれ水希釈が認められた。しかしながら負荷量で見ると，田を主体とした周辺農地からの農業用排水，沼内に用水負荷よりも排水負荷のほうが高く，周辺圃場は堆積した底泥からの溶出，季節的に訪れるマガン排物質排出型であることが示された。さらに，灌漑期

泄物による負荷等が該当すると考えられる。そのた間における水田の水管理方法によって，物質毎に流め，富栄養化の進んだ宮島沼の水質改善には，これ出特性が異なることが認められた。これらの結果か

らの負荷源からの負荷量を把握した上で，効果的なら，流入水による宮島沼へのリン負荷量は年間約対策を講じることが重要といえる。

200 kg と推定された。一方，宮島沼から流出するリ

本研究は，宮島沼とその周辺域を含めた水質モニ

ン負荷量は年間約 460kg と推定され，外部負荷よりタリングの結果から，富栄養化の現状を把握するとも直接負荷や内部負荷が大きいことが示された。

ともに，その水質形成過程に及ぼす栄養塩類，特にマガン排泄物に含まれるリン含有量は，乾燥重量

リンの負荷過程を明らかにすることを目的とした。

あたり 3～6g/kg であった。参考文献を元に算出した
マガン排泄物による沼へのリン負荷量は，年間約2．材料と方法2014 年 4 月から 2015 年 11 月の冬季積雪期間をめた底泥表面からのリン溶出量は，好気的条件下及除き，月 1～3 回程度現地に赴き，周辺農地の水源

び嫌気的条件下で，年間それぞれ約 68kg 及び約となっている石狩川大富揚水機場の取水口 1 地点，

900kg 溶出することが示された。

150kg と算出された。さらに，溶出実験結果から求沼に流入する農業用排水路の末端 4 地点，沼内の突

沈降物の調査結果から，沼内における底泥の巻上

堤 1 地点，および沼からの流出水路１地点の合計 7

量は，新生沈降物量よりも数倍から 1 桁高く，沼内地点において現地水質観測と採水，並びに取水口をの物質循環過程には底泥の巻上げによる影響が大除く各地点の流量観測を計 33 回実施した。採取しきいことが示された。また，各リン含有量から推定た水試料は研究室に持ち帰り，JIS K 0102 に従いすると，新生沈降物と巻き上がった底泥沈降物によ

COD，SS，T-N，T-P を測定した。2015 年度には，るリン堆積量は、概ね同程度であることが示された。

イオンクロマトグラフイーを用いて主要陰イオン

以上のことから，農業排水やマガンによる栄養塩

類および陽イオン類の分析も行った。また，沼内 3

負荷もあるが，水深の浅い宮島沼では，内部に堆積

地点にセジメントトラップを設置し，沈降物を採取した底泥からのリンの栄養塩回帰が大きく，沼の水した。また，マガン排泄物試料の採取も行った。こ

質改善には底質の浚渫が有効であると考えられた。

れらの試料については，底質調査法に従い，リン含＜参考文献＞黄光偉，磯部雅彦（2007）土木学会

有量を測定した。さらに，アクリルパイプを用いて論文集 B，63：249-254．

− 204 −

2P-35

富栄養化した平地湖沼に対する導水の効果

帆苅

１．はじめに信（新潟県立教育センター）

ンの採集は、カラム式採水器を使って採水した湖水

近年、都市水路・下水路・農業水路などで環境用水を導水する取組が全国で広がっている。2007 年に全国で初めて鳥屋野潟（新潟県新潟市）で環境用水をメッシュサイズ 40μｍのネットで濾すことによって行った。
採集と測定は 2012 年 5 月から月 1 回の割合で行い、が認められ、以降、鳥屋野潟では、灌漑期、非灌漑

現在も継続中である。各揚水機場による導水の流量

期を通じて阿賀野川や信濃川からの導水が行われてや実施時期については、管理をしている亀田郷土地

いる。本研究では、その導水が潟の水質にどのよう改良区のデータを用いた。

な影響を与えているのか、また、そこに生息する動物プランクトンはどのような影響を受けているのかを調べることを目的に行った。

４．結果と考察
透視度は、阿賀野川からの導水が流入する地点に近い弁天で 1 年を通じて高い傾向が見られた（図 1）。

２．鳥屋野潟の概要

農業用水と環境用水の切り替え時期で導水が止まる

新潟市の市街地近郊に位置する鳥屋野潟は、潟面

9 月、3 月透視度が下がることから、弁天での透視度

積が 137ha、最大水深 1.5ｍほどの富栄養湖である。

には導水の影響が大きいと考えられる。しかし、潟都市化に伴って水質悪化が顕著になり、1970 年代に全体の平均滞留時間が１～2 日と湖水の入れ替わり

はＣＯＤが最大 15mg/L に達するなど、汚濁が深刻化が大きい鳥屋野潟ではあるが、湖心では導水の影響した。そこで 1980 年からは鳥屋野潟浄化事業が開始がみられないことから、阿賀野川からの導水の効果され、最大 4 ヶ所の揚水機場から鳥屋野潟への導水は極めて限定的であるともいえる。一方、信濃川かが実施され現在に至っている。現在の年平均ＣＯＤ

らの導水が流入する地点に近い親松では、湖心と比は 8mg/L 程度である。

較して透明度の値に違いが見られず、透視度に関し

2007 年からは非灌漑期（9 月～3 月）に浄化のたては信濃川からの導水の効果がほとんど見られない

3

めの環境用水が開始され、信濃川からは 210,816m /と判断できる。今後、各定点における動物プランク

日、阿賀野川からは 239,410m3/日の水が導水のためトン組成への導水の影響を検討していく予定である。

に汲み上げられている。
150

鳥屋野潟の沖合に定点を３つ（弁天、湖心、親松）を設け、環境条件の測定ならびに動物プランクトンの採集を行った。

100

透視度(cm)３．方法

環境条件の測定として、水温、溶存酸素量（DO）、

弁天
湖心
親松

50
0

ｐＨ、電気伝導度（EC）、水深、透視度、透明度など

1月 2月 3月 4月 5月 6月 7月 8月 9月を現場で測定し、持ち帰った湖水によって Chl.a 濃

図1 鳥屋野潟における透視度（2016年）

度とセストン量を測定した。また、動物プランクト− 205 −

2P-36

琵琶湖における COD と TOC の相関性について*

早川和秀，岡本高弘，廣瀬佳則，佐藤祐一（琵琶湖環境科学研究センター）

１．はじめに琵琶湖では，1980 年代半ばから現在まで BOD は減少する一方で COD が増加から横ばいで推移する乖離現象が続いている。この原因を究明するため、これまでに多くの研究者によって有機物の研究がなされた結果、琵琶湖の COD の多くが溶存有機物であり、それらには生分解性試験には、100 日間の振とう試験を行い（佐藤ら 2016)、試験前後での前述の分析を行った。
３．結果と考察
湖水、河川水の TOC と COD の相関性は高かった（図１、 r2 = 0.853, 0.964）。COD の酸化が理想的に起こる

難分解性有機物が多いこと、その収支の推定から湖内由来の有機物が半分以上を占めることがわかってきたと仮定した場合の傾き 2.67 を 100％として、COD で検出されている有機物の割合を求めると、湖水で 48.0%、河（岡本・早川 2011、佐藤ら 2016）。一方で、原因究明の川水で 49.4％に相当した。
TOC に対する COD の比（COD/TOC 比）を比較したと研究に COD でなく有機炭素を用いて行われてきたことは、COD の指標としての有用性が揺らぐ結果となった。
COD による水質保全の枠組みは依然として機能しているものの、汚濁負荷原因の究明にあまり役に立たないこと、また、生物生産など生態系の物質循環の扱いに向かないことから、COD に代わる指標として全有機炭素

ころ、河川水と、特に渓流水で高く、各種排水の大半は、湖水、河川水よりも比が低か った。渓流水は比較的
COD で検出されやすい有機物を多く含むといえる。
生分解試験によって減少した分解性有機物と試験前の有機物の濃度を比較したところ、両者には正の相関（TOC）が提案されている（津田ら 2014）。
新たな有機物指標の是非を議論するには、COD とがあった（r2 = 0.710）。ただし、湖水では X 軸に 0.5-1
mg/l の切片が見られ、湖水は各サンプルに共通してTOC の特性の違いを見る必要がある。COD(Mn)は酸

0.5-1 mg/L の難分解性の有機物を含んでいた。河川水にはそのような切片は見られなかった。また、分解前後

化力が十分でなく、有機物の一部を測定していることは周知の事実であるが、TOC に比較してどのような特性を持っているかは定かとなっていない。
そこで本研究では，COD が示す有機物の質について検討することを目的として、琵琶湖およびその流域の河川と排水を用いて、COD と TOC や BOD との比較をで COD/TOC 比に大きな差はみられなかった。試料によって COD の検出率に違いはあるものの、COD と TOCの相関性は高く、琵琶湖水および流域河川水においてCOD は有機物の総量の変動を捉えていたといえる。

行い、COD の検出性を検討した。さらに、有機物の生分解試験を行い、COD が示す有機物の質と分解性との関係も検討した。
２．方法
2007～2010 年度にかけて、琵琶湖、琵琶湖流域の河川水、流域内に存在する各種発生源からの排水より採取を行った（岡本・早川 2011, 佐藤ら 2016）。
湖水は、滋賀県が定点観測を行っている 7 地点で採取した計 84 試料を用いた。河川水は、安曇川、米川、

図１ 琵琶湖水および流域河川における TOC と COD の関係

宇曽川、白鳥川、日野川、野洲川、姉川、長命寺川で

４．文献
岡本・早川: 水環境学会誌 34(5), 151-157, 2011

採取した計 60 試料を用いた。事業所排水、下水処理水、
水田および畑，宅地道路，山林他の面源排水も採取し佐藤ら: 水環境学会誌 39(1), 17-28, 2016
津田ら: 用水と廃水 56(3), 213-226, 2014

試験に用いた。
有機物の分析には，公定法による BOD、COD の測

謝辞

定の他、TOC の測定を次の方法にて行った。試水を
Whatman GF/B でろ過後、ろ液を TOC 計にて、ろ紙を本研究の一部は、環境省環境総合研究推進費の補助を受けて行われた。試料の一部の採取には、環境元素分析計により計測し、その和を TOC 値とした。

省事業の協力を得た。
ここに記して謝意を表します。

− 206 −

2P-37Web 公開不希望2P-38安定同位体比からみた琵琶湖における有機物の生分解試験結果について*廣瀬佳則, 岡本高弘, 古角恵美, 佐藤祐一, 早川和秀, 七里将一, 奥居紳也
（滋賀県琵琶湖環境科学研究センター ）, 高津文人 （国立環境研究所）

1. はじめにの炭素安定同位体比を測定し（測定精度±0.10～

琵琶湖では，下水道の整備や工場排水対策等の水質保全対策がすすめられており，流入する汚濁負荷

0.15‰），生分解過程におけるそれらの時系列的な変化を調べた。

量は減少している。そのため，琵琶湖の水質においても全窒素，全リンは漸減傾向にあり，富栄養化の3. 結果と考察
生分解試験における TOC 濃度の変化は季節に関進行は一定抑制されている状況にある。しかし，
1984 年以降有機汚濁の環境基準項目である COD は係なく今津沖中央および唐崎沖中央ともに生分解増加し，その後高止まり傾向を示している（滋賀県，初期に易分解性の有機物の分解が進み，100 日分解

2015）。このような水質の変動に対して滋賀県では，後には TOC 濃度が 1.0 mgC/L 前後に収束した。今津

琵琶湖水質と陸域からの流入負荷と湖内での一次沖中央の水深 85 m の試料に関しては生分解初期か生産等との関係を把握するにあたり「琵琶湖流域水ら易分解性の有機物が表層と比較すると少ないた

物質循環モデル」（佐藤ら，2011）の構築および改め顕著な減少は認められなかったが 100 日分解後に良を進めており，このモデルにおいて有機物の物質は表層同様 1.0 mgC/L 前後に収束した。100 日分解

収支を多角的に評価するための一つの手法として後に残存した難分解性画分の TOC 濃度は季節およ

炭素安定同位体比について検討を行っている。

び水深によらずほぼ一定であった。年間の平均値は本研究では， COD が高止まり傾向を示している

今津沖中央で 0.91 mgC/L，唐崎沖中央で 1.06 mgC/L

一因と考えられている微生物利用性の低い難分解となり，難分解性有機物における溶存態の割合は約

性有機物の実態調査（廣瀬ら，2016）と並行し実施

9 割と高かった。この傾向は、2010 年度に実施したした有機物の生分解過程における炭素安定同位体結果（岡本ら，2011）と同様であった。

比の把握調査の結果について報告する。

生分解過程における炭素安定同位体比の変動について，有機物の大部分を占める溶存態を見てみる

2. 方法と大幅な変動は認められなかったが，8 月に採取し

図 1 に示した今津沖中

今津沖中央

た試料では分解初期から減少する傾向にあり，今津央（水深約 90 m）および唐

沖中央の表層水では 100 日分解の前後で-25.3‰から崎沖中央（水深約 4 m）の-26.7‰まで減少した。また，100 日分解後の炭素安2 地点において，四季（2014

定同位体比は 8 月に低くなる傾向が認められたが，年 11 月，2015 年 2 月，2015-26.0‰前後（-26.9‰～-25.2‰）で季節や地点におい年 5 月，2015 年 8 月）の表て大きな変動は認められなかった。

層（水深 0.5 m）および水深 85 m の湖水を採取した

4. 参考文献

唐崎沖中央（2 月は表層のみ）。これら

岡本高弘ら（2011）：滋賀県琵琶湖環境科学研究センター研究報告書第 7 号，87-102の試料をポリカーボネート
製 NALGEN 容器に入れ，生図 1. 調査地点

佐藤祐一ら（2011）：水環境学会誌，34(9)，125-141

分解試験（20 ℃±0.5 ℃，暗条件で 100 日間，水平

滋賀県（2015）：滋賀の環境 2015，24-25

振とうを 60 回/分）を実施した。

廣瀬佳則ら（2016）：第 50 回日本水環境学会講演

0 日目，14 日目，49 日目，84 日目，100 日目の試

要旨集，504

料について TOC，リン，窒素等の分析と溶存有機物− 208 −

33-34

2P-39Web 公開不希望2P-40Web 公開不希望2P-41
Web 公開不希望2P-42

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Tsuda et al. (2012) A method for quantitative
analysis of aquatic humic substances inclear water based on carbon concentration.
Analytical Sciene, 28, 1017-1020
Nakatsubo et al. (2015) Carbon accumulation
rate of peatland in the High Arctic,
Svalbard: Implications for carbon
sequestration. Polar Science, 9, 267-275

2P-43Web 公開不希望2P-44

酸性度が高い富良野川の水質と生物*今 聖一郎、中谷 暢丈、北井 康貴、佐藤 明日香、秋山 瑞希、
北川 由莉奈、金子 命、保原 達（酪農学園大・農食環境）

1.はじめに北海道の中央部大雪山系の活火山である十勝岳

3．結果と考察を源流とし、北西に向かって下る富良野川は、1926

富良野川流域における pH 分布をみると、最上流

年に起きた大正泥流によって水源域や河川が荒廃部の地点 1 で採取した河川水において 2.95 と最もし、その水質も酸性度を強めたとされている。特に低く、下流方向へ下るにつれて徐々に高くなり、最上流部の pH は著しく低く、大正泥流以前に生息し下流部の地点 7 では 4.94 となった（表 1）。pH の最ていたとされる魚類はみられない。

も低かった地点では、陰イオンとして硫酸イオン濃酸性河川水では、その酸性度が低いほど非耐性種

度が最も高かったことから、火山性の硫黄の酸化にの水生生物が減り、特徴的な耐性種のみがみられる

伴い硫酸が形成されることで顕著な酸性度を示すことが知られている。そのため、酸性度の高い富良ことが明らかとなった。硝酸イオンを除くと、下流

野川においても特徴的な水生生物がみられ、流下に方向への pH 増加に伴い、各種イオン濃度および EC

伴う酸性度の緩和によって生息する水生生物種やは減少した。このとき、河川流量も増加しており、数に変化がみられると予想される。そこで本研究で富良野川支流河川水の流れ込みによる本流の水素は、富良野川流域において河川水質および水生生物

イオン濃度およびイオン濃度の希釈が起きているの調査を実施し、水生生物におよぼす酸性度の影響と考えられた。逆に硝酸イオン濃度は下流に向かうについて明らかにすることを目的とした。

ほど高くなり、周辺農地や酪農地帯からの硝酸イオンの流出が増加の原因と考えられた。

2．調査方法2016 年 5 月 21 日と年 8 月 2 日、富良野川上流

表1から下流、周辺河川について、現地観測（pH、EC、DO、ORP、水温、気温）と採水を行った。
さらに 8 月の調査では、水試料採取地点の流量観測を行い、地点 1 から 4 までにおいて河床礫表面の珪藻類および底生生物の採取をおこなった。
採 取 した 水試 料 は研 究室 に 持ち 帰り 、 粒径
0.45µm の メ ン ブ レ ン フ ィ ル タ ー で 濾 過 後 、Dionex 社製イオンクロマトフィーを用いて、陽イオン（Na+, NH4+, K+, Mg2+, Ca2+）及び陰イオ

現地観測結果（2016 年 8 月 2 日）

№

pH

EC
mS/m

上流 1
2
3
4
5
6
下流 7

2.95
4.22
4.26
4.26
4.68
4.63
4.94

137.1
44.4
37.9
35.8
28.9
27.6
22.7

水温
℃
18.7
17.7
17.0
16.8
17.1
17.0
20.5

ORP
mV
421
316
285
310
302
302
304

ン（Cl-, NO3-、SO42-）を測定した。また、モリ
ブデン黄法を用いて、溶存シリカ SiO2 を測定し水生生物をみると、pH の最も低かった最上流部のた。
採取した珪藻類はグルタルアルデヒドを用いて現地で固定後、研究室持ち帰り、冷蔵庫内で沈殿させた。沈殿した珪藻類は、パイプユニッシュを用いて洗浄後、永久プレパラートを作成し、100～400 倍の光学式顕微鏡を用いて、観察した。また底生生物は研究室に持ち帰り、エタノールで固定した後、種の同定と計数を行った。

地点 1 では珪藻類や底生生物はほとんど確認できなかったが、希釈などによって pH4 以上となった地点
2～4 において、珪藻類や底生生物を確認することができた。また、富良野川に流入する pH6.5 の支流では、多数の珪藻類および底生生物を確認された。これにより、酸性度の高いことでその種や数は制限されているが、流下に伴う酸性度の緩和により、水生生物の侵入が可能となっていることが示された。

− 214 −

2P-45
口永良部新岳噴火による屋久島渓流水の影響*永淵

修 (福岡工業大学) 、横田久里子 (豊橋技術科学大学)、中澤暦(福岡工業大学)

その傾向がみられた。5 月 30 日以降、4，5 日

１ はじめに2015 年 5 月 29 日 9:59 に口永良部新岳が 34～1 週間の間隔で約 1 ヶ月観測を続けたが、年ぶりに爆発的噴火し、噴煙が火口から約F-イオンは 6 月 1 日には平常値に戻っていた

10,000m まで上昇し、上空 8,000m～10,000m

が、SO42-は平常値に戻るにかなりの時間がかの西風に運ばれ屋久島西南部に降灰現象があかった。F-は水溶解度が大きい為早い時期にった。この噴火に起因する降灰による屋久島

河川中から消失したものと考えられる。一方、渓流水への影響を明らかにするために全島河SO42-はかなり長い時間降灰中に残存し、降雨川の調査を行った。

の度に河川中に流出してくるものと考えられ2 方法る。水銀は F-よりは長く河川中に流出するが降灰現象確認のため、5 月 29 日の夜に安房

SO42-ほどは長く流出しなかった。この結果かから淀川登山口までの a～f（Fig.1）においてら一時的な降灰による河川生態系への影響は、スギの葉に付着した降灰を採取し、イオン成SO42-については慎重に検討する必要がある。

分と水銀濃度を計測した。5 月 30 日の 11 時

特に、屋久島のように渓流水を簡易ろ過して過ぎから降雨による渓流水の降雨時流出に係飲料水として供給しているところでは、飲料る水質を観測した。調査対象の渓流は、西部

水によるヒト健康リスク、さらには野生動物

7 渓流(1~7)、1 地下水(8)、西部から南部にかへの影響も考慮する必要がある。

けては、瀬切川(9)、大川(10)、黒味川(11)、中
20
15
10
5
0

0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0

SO42-(mg/L)

宮之浦川(15)の 3 河川、北部から西部林道まで

F-(mg/L)

T-Hg (ng/L)

間川(12)、鈴川(13)の 5 河川、東部では椨川(14)、

200
100
0

17161514

17161514

17 16 15 14は、一湊川(16)と永田川(17)の 2 河川で採取し
16

T-Hg (ng/L)

た。また、その後 6 月中は観測を継続した。
水質は、イオン濃度と水銀濃度を計測した。

F-(mg/L)

3 結果と考察SO42-(mg/L)

Fig.1 にスギの葉に付着した火山灰中のイオン成分と水銀濃度を示す。これは、降灰分

0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0

200

15
14

17

20
15
10
5
0

1
2
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56
78

1 2 3 4 5 6 7 89

1 2 3 4 5 6 7 8

100

10
11
12

0

1 2 3 4 5 6 7 8

13
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0

SO42-(mg/L)

西部の流域内で大量の降灰現象があったこと

F-(mg/L)

T-Hg (ng/L)

布に一致した濃度勾配であり、降灰は屋久島

20
15
10
5
0

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9 10111213

200

100
0
9 10111213

を示している。
銀濃度とイオン濃度を Fig.1 に示す。降灰と関-2-係のある F 、SO4 の濃度および水銀濃度が高T-Hg (μg/kg)

5 月 30 日の降雨後の屋久島渓流河川中の水
a

10

b
c

5

e
d

f

0
a b c def

く、特に西部林道の川原渓流群の濃度が高かった。高濃度域は西南部の鈴川までであった。
東部の椨川には、降灰の影響は見られなかっ図 1 調査地点図および水銀濃度とイオン濃度た。火山の降灰に起因する物質濃度が高かったのは、その流域内の降灰が多かった河川に− 215 −

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− 217 −

2P-48

地下水が湧出する庄川扇状地の右岸河川における水質特性＊奥川光治(富山県立大・環境工学），菊池美里((株)アイザック)

調査を実施し，冬期調査を 12 月 17 日に実施した．

１．はじめに
庄川扇状地を流れる河川の中には地下水が湧出調査・分析項目は水温，pH，電気伝導率(EC)，DO，する河川があり，アシツキやバイカモ，ミクリ，ト

全有機態炭素(TOC)，全窒素(TN)，全リン(TP)，溶ミヨといった貴重な植物や魚類が数多く生息して性ケイ酸(SiO2)，イオン類，アルカリ度などである．

いた．ところが近年，地下水の湧出量減少や水質汚濁により希少生物が減少してきている．そこで河川

３．結果および考察

改修や圃場整備にあたり，環境保全を目的として生

夏期調査の結果について示す．水温について見る

態系に配慮した近自然工法が採用され始めていると，親司川・中部用水では，北牧用水・新開川よりが，水環境の改善はまだ不十分である．著者らは，も水温の低下が認められた．これは，温度の低い地地下水が湧出する河川の水環境保全のため，基礎デ

下水の影響によるものであると考えられる．親司川ータを得る調査を実施しており，庄川左岸の玄手川の一部では地下水の湧出が見られたが，住宅地を流における水質特性については既に報告した(奥川・れているため生活排水流入により他の地下水湧出

菊池，2014)．本稿では庄川右岸の鴨川水系におけ地点より高い値になった．EC については親司川でる水質特性について報告する．

上昇傾向が見られた．そこで各イオンについて見てみると，陰イオンの約 70%を占める HCO3-濃度と陽イオンの約 60%を占める Ca2+濃度は親司川で上昇

２．調査河川の概要と方法
調査は，中部用水，清水川・親司川，北野牧野用傾向であった．Mg2+や SO42-など他のイオンにおい水（以下，北牧用水とする）および新開川の 4 河川・ても，同様に上昇傾向が見られた．さらに湧水が見用水で実施した．中部用水は，庄川河川敷の集水埋られる地点で，HCO3-，Ca2+イオンそれぞれの割合

渠から取水した地下水が流れている三面コンクリが増加していた．TOC，TP 濃度は，濁りの少ない

ート張りの農業用水であり，北牧用水・鴨川に合流

地下水の影響により，中部用水と親司川で低濃度でする．清水川は，中部用水から分流した後，他の河あった．北牧用水と新開川においては，濁りや農業川も合流し，下流で親司川と名前を変え，最終的に排水・生活排水の影響により TP 濃度が大きくなっは北牧用水に合流する．親司川では，所々川底からたと考えられる．北牧用水の TOC では急激な濃度

地下水の湧出が見られ，バイカモやトミヨが認めらの低下が見られた．これは，自然浄化作用によるもれるが，周辺には住宅地があり，生活排水の流入ものや清浄な地下水の流入が原因と考えられる．中部

見られる．清水川・親司川は，以下，親司川と称す

用水では TN は低濃度であったが，湧水が見られる

る．北牧用水は，庄川合口ダムから取水した表流水親司川で上昇傾向が認められた．また，地下水が流が流れており，下流で鴨川と名前が変わる．上流域

れる中部用水と親司川では NO3-N が約 8 割以上をには農地，工場，住宅地があり，種々の排水の流入占めていることがわかった．さらに，中部用水・親が見られる．川底から地下水湧出も見られ，一部で司川と比較して北牧用水では懸濁性有機態窒素

バイカモが認められるが，コカナダモが多く繁茂し(PON)の比率が大きかった．北牧用水では農業排水ている．新開川は，北牧用水と同じく庄川合口ダムや生活排水の流入により PON の比率が高くなったから取水した表流水が流れていて，北牧用水に合流と考えられる．

する．新開川は，農業排水や生活排水が多く流入し

以上のように，地下水流入や地下水湧出によって，てにごりがある．三面コンクリート張りで，地下水河川水質に特徴的な変化があることが明らかになは湧出しておらず，植物はほとんど見られない．

った．冬期調査の結果についてはポスターで示す．

調査は，しばらく晴天が続き河川に雨の影響がな
かった 2013 年 6 月 5 日と 7 月 17 日の 2 日間で夏期

参考文献
奥川・菊池(2014)日本陸水学会第 79 回大会．

− 218 −

2P-49

緩速ろ過浄水用藻類による硝酸濃度低減化＊

岡田紗央里（東京家政大・家政）、万木理恵（東京家政大・家政）
小関正道（東京家政大・家政）

とう器にかけ、0,1,2,3,5 日目にろ紙、漏斗を用い

１．はじめに沖縄県摩文仁浄水場の原水水質は濁度や大腸菌て藻類を除去した水を５ｍｌずつ採取した。

等が低濃度であることから緩速ろ過方式により浄水処理を行っている。しかし、緩速ろ過方式では原水（３）硝酸分析

水質で課題となっている硬度・蒸発残留物・硝酸態

各装置で循環させ採取した水をサリチル酸ナトリウ

窒素及び亜硝酸態窒素については処理が難しいこと

ムによる定量法により、吸光度を測定し硝酸イオンから、沖縄県企業局からの受水と混合することによ

濃度を算出した。

って低減化し給水している。特に硝酸態窒素及び亜硝酸態窒素においては、原水上流地域のし尿や下水道、ダム周辺のサトウキビ畑等への肥料成分の影響

３．結果
以下の図に示したように、ペットボトル、三角フと考えられ、濃度が高い傾向がみられる。

ラスコのいずれの実験でも硝酸イオン濃度の減少がそこで、本研究では浄水場で繁殖する藻類を用いて見られた。

硝酸濃度低減化を目的として実験を行った。
南部水道企業団水道ビジョン
http://nanbusuido.jp/sn_content/themes/nanbu/p
df/bizyon120327.pdf

２．材料と方法
２－１

材料

摩文仁浄水場の藻、摩文仁浄水場の水
東京都北区十条井戸水、井戸水で繁殖させた藻図 1 硝酸イオン濃度の減少率

２－２方法(１)ペットボトル装置を用いた実験
・２Ｌペットボトル容器を使用

４．考察

して装置内に藻を繁殖させ、東まず浄水場に近い装置であるペットボトルの結京都北区十条井戸水を 1 リット

果より、藻には硝酸濃度を低減させる効果があるこル循環させ、0,1,2,3,5,7 日目とが示された。次に効率の良い方法を調べるためにに１０ｍｌずつ採取した。

実験室で藻類を繁殖させてある水槽で最大限繁殖さ(２）三角フラスコを用いた実験

せた藻と水の割合から藻の使用量を算出し、三角フ・200ｍｌの三角フラスコに、摩ラスコの実験を行った。三角フラスコ実験の結果よ文仁浄水場の藻を 1.1567、1.2547、1.1760、1.1603、り、藻の硝酸濃度最大低減値を推測する事ができた。

1.1760、1.1760ｇと摩文仁浄水場の原水を 100ｍｌ

これらの結果より、浄水場内に繁殖する藻類には加え、振とう培養器（水温２５度、１２０回/分）に

硝酸濃度低減効果があり、浄水場での実用化に藻類かけた。

を用いることが可能であると考えられる。

・同様に（２）東京都北区十条井戸水、井戸水で繁殖させた藻 0.1704、0.1561ｇにおいても同条件で振現在は浄水場にさらに近いモデル装置を使用して、効率の良い条件について検討中である。

− 219 −

2P-50半水棲哺乳類ヌートリアの環境 DNA 分析による検出*山中裕樹 (龍谷大・理工)、源利文（（神戸大・発達）済み研究で採取したものである。1 マイクロリットル

１． はじめに2008 年に水中を漂うウシガエル由来の DNA をマの DNA をテンプレートとして地点ごとに 4 繰り返しーカーとして、生物の捕獲や観察を伴うことなく、のリアルタイム PCR でテストを行い、1 つでも陽性

水試料から特定生物の在不在を判別する環境 DNA

反応が得られた地点はヌートリア由来の DNA があ分析が提唱された。これ以降、様々な生態学的研究ったと判断した。なお、PCR に用いたプライマーおや外来種駆除活動等に急速にその分析技術の利用がよび TaqMan プローブは、本種のミトコンドリアチ

広まっている。環境 DNA は「生体外 DNA」とも呼トクローム b 領域を特異的に検出できることが確認

ばれ、水棲生物から剥がれ落ちた体表組織や排泄物されている。国土地理院のデータベースから得られ由来の DNA である。現在ではこれらを適切に回収した調査地点の標高、周辺 (半径 1.5 キロメートル) のて濃縮し、PCR や DNA シーケンシングによって分

標高の標準偏差、年平均気温、最大積雪深、日照時

析することで、複数種を同時に検出したり、興味あ間等を独立変数、ヌートリア DNA の有無を従属変数

る種の生物量を推定する手法等が提案され、急速なとして、統計解析アプリケーション R をもちいてロ発展が続いている。

ジスティック回帰による解析を行った。

ヌートリア (Myocastor coypus) は多数の国で外来生物として定着が確認されており、日本において

３． 結果および考察

は農業被害の報告があると同時に生態系への影響がヌートリアの DNA は 49 地点中 26 地点で検出さ大きいことが懸念され、特定外来生物に指定されてれ、かなり広範囲にわたって分布していることが推いる。近畿圏においては特に淀川に沿った大阪平野定された。R の step 関数をもちいて説明変数の選択部で定着が進んでおり、水系に沿った分布の拡大がを行ったところ、有意な変数として調査地点周辺の強く懸念されている。淀川から琵琶湖に至る河川沿

標高のばらつき (標準偏差) のみが残った。この変数

いでは、その途中に位置する天ケ瀬ダムの下流側では調査地周辺の起伏の激しさの指標になると考えらも目撃例があり、琵琶湖への侵入・定着は目前であれ、ヌートリアは比較的フラットな地形のハビタッ

ると考えられる。実際には琵琶湖周辺でも少しずつトへ侵入・定着しやすい可能性が示唆された。天ケ目撃例が散見されるようになってきており、本種の瀬ダムよりも上流の琵琶湖側に位置する 3 地点から

詳細な分布把握や移動分散の様子をとらえることがは DNA は検出されなかった。
調査地点の半分以上で DNA が検出されたこと、そ

喫緊の課題である。
本研究では、半水棲の哺乳類であるヌートリアのして桂川ではかなり上流部からも検出されているこ

分布を環境 DNA 分析によって把握できるかを試行とを考えると、かなり起伏の激しい谷あいなどを除した。対象水域はすでに目撃情報がある程度確認さけば、ヌートリアはかなり柔軟に、どのような環境れている淀川本流と、主要な支流の一つである桂川の場所であっても侵入できる可能性がある。環境の水系とした。

DNA 分析は対象地点では水を汲むという作業だけで調査が可能であり、本検出系は今後、琵琶湖淀川水系における広域かつ長期的なモニタリングに利用

２． 材料と方法
淀川で 15 地点、桂川で 37 地点の採水を 2012 年 9できる。

月に実施した。地点ごとに、淀川の水試料は 2 リッ
トル、桂川は 4 リットルをグラスファイバーフィル

４． 引用文献

ター (GF/F) でろ過し、フェノールクロロホルム法(1) Yamanaka H. & Minamoto T. (2016) Ecologicalによって DNA 抽出を行った後に、DNeasy Blood &Tissue Kit (Qiagen 社) をもちいて精製を行った。こIndicators, 62, 147-153.
(2) Fukumoto S., Ushimaru A. & Minamoto T. (2015)

れらの DNA 試料はそれぞれ、(1) および (2) の報告− 220 −

Journal of Applied Ecology, 52, 358-365.

2P-51

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1. Introduction

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3. Resultsz

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Õh-

(A-Z)
AadreanAkanuma Hiromi
Akira Terui
Andra R. J. ANAS
Asaeda Takashi
AudetteYuki
BaeYeon Jae
Bayartogtokh Badamdorj
Beata Bober
BixiaChen
ChangKwang-Hyeon
Choi Jong-Yun
Fujinaga ShoheiGaël Dur
GoSun Mi
Hendadura Chandani Chalanika De Silva
Hodoki Yoshikuni
Indranil MukherjeeJang Min-Ho
Jo Jaeick
Jun-Wook Hur
Kelum sanjaya
KHATUN SANTONAKim Min-Seob
Kobayashi Raita
Koji Nakamura
Kyong Ha
Kyu-Jin Kim
Leese Florian
Liu XinMatthaei ChristophMéjean Pauline
Min-Ho Jang
Morita Takashi
Nakano Shin-ichi
NamGui-Sook
Navruz Shermatova
Nisikawa Usio
Nowell PeterO’Halloran Ivan
OhHye-Ji
Okazaki Yusuke
Oomae Shinsuke
Ouellette Lance
Parveen Mahfuza
Piggott Jeremy (Jay)
Poungparn Sasitorn
Privaldos Osbert Leo A.
Rashid Md H.
Sang-Hyeon Park
SeoJong-Mo
Song Uhram
Takashi Asaeda
Takasu Hiroyuki
Taku Kadoya
Townsend Colin
Usio Nisikawa
Voroney Paul
Yusuke Miyazaki
Zhenmian Qiu(* speaker）
*4S-3
4S-4
*4S-6
1A16
4S-7,4S-14
*4S-2
2P-17
2P-17
1A02,1A03
*4S-5
4S-9
2P-37
4S-10
1A17
*2P-37*4S-13
4S-10*4S-10
2P-37
*1A25
4S-8
*4S-7(*講演なし)
*1P-3
2P-37
4S-4
4S-5
4S-8
4S-8,*2P-29(*講演なし)
4S-1
*1A17
4S-1
1C02
4S-8
1A17
4S-10
4S-9
*4S-8
4S-5
4S-2
4S-2
*4S-9
4S-10
1A17
4S-2
*4S-14
*4S-1
1B14
3S-3
4S-14
4S-8
2P-37
3S-4
4S-13
*4S-12*4S-11
4S-1
4S-3,*4S-4
4S-2
4S-6
4S-5

（五十音順）
相子伸之
相﨑守弘
青柳直樹
赤木光子
赤坂卓美
赤松真治
赤松史一
赤間亮夫
秋山瑞希
淺野悟史
安部真央
尼子博章
網田和宏
荒居博之
有井鈴江
有田康一
安藤晴夫
飯島和毅
飯泉佳子
五十嵐聖貴
池谷仁里
池田将平
池田勇太
池谷透
石井裕一
石川可奈子
石川尚人
石田卓也
石丸真菜
石綿進一
一井築
市川誠
一瀬諭
市橋大山
一柳英隆
井手淳一郎
伊藤祥子
伊藤裕之
伊藤雅之
稲井公二
稲富佳洋
伊波はるな
稲波璃香
井上源喜
井上栄壮
井上徹教
今井章雄
今井一郎
今聖一郎
今村正裕
岩熊敏夫
岩崎雄一
岩田智也
植田真司
上野隆平
上原一彦
上原佳敏
潮雅之
丑丸敦史
牛山克己

− 223 −（* 講演者）*2P-15,2P-13
1B06
1C04
*1P-292A02*1P-6,1P-7,1P-8,1P-9
*1C09
2B01
2P-44
1A06,3S-3
2B03
1A04
*1C05
*2P-9
1A02,1A03,1A03
1B11
2P-43
2P-5
*2P-47
1P-26
1A05*1A03,1A05,2P-18
*3S-6
3S-3
*2P-43,1B11
1A04
3S-4,3S-4*3S-3,1A06
1B05
1A24
*1P-32
1A07
1A03,1A05,2P-18
1C04
1P-6,1P-7,1P-8,1P-9,3S-7
3S-3
2P-7
1C08
3S-4
*2A06,*2P-16
1P-12
1B03
2S-1
*2B08
*2P-18,1A04*2P-32*2B07,1B07,1B08,2B05,2P-26
1A11,1A12,1P-23*2P-44
3S-5*1S-2,*1S-8
1B20*3S-1,*3S-9,3S-2,3S-3,3S-4,3S-6,1P-3*2B02
1A07,1A08
2S-1*1A06,3S-3
3S-4
2S-5
2P-34

卯田隆

2P-18

加藤良太

2P-24

内井喜美子
内田雅己
内野栄治
宇野裕之
占部城太郎
江川美千子
江﨑智昭
江角敏明
柯佳吟
海老瀬潜一
袁進
王暁航
王効挙
大上和敏
大沢信二
大竹二雄
大塚宜寿
大塚北人
大塚俊之
大槻朝
大坪あかね
大手信人
大西菜月
大沼沙織
大林夏湖
大前英
大八木英夫
大藪智久
岡崎友輔
岡田紗央里
岡田俊典
岡野淳一
岡部芳彦

*2S-7,*2S-8
2P-42
1C04
1P-12
*3S-7,1P-16,1P-25
1B18,1P-15,1P-19,1P-2
1C08
2B04,1B04
3S-4
*1B01
2P-2,2P-28*1A19
2P-2,2P-28*1C06,2B08*1C03,1C01
1A06
2P-13,2P-15
1B03
1B14
1A20
1C06
3S-4
*1B15
1B12
1A08
2P-47
1P-26
1C08
1P-26
*2P-49
1A07
3S-4
2P-46
1A04,1B07,1B08,1B19,1P-4,2P-36,2P-38*1C01*2P-39*1B08,1B07,1B19,1P-4,2P-38,2P-38*2P-48
1A06,3S-2,3S-3,3S-4*3S-2,3S-3
2P-24*2P-27
1B05
2P-9

金子命
金子裕明
金子陽輔
加納光樹
狩野好宏
鎌内宏光
神松幸弘
神谷宏
神谷航一
萱場祐一
柄谷肇
苅部甚一
川崎竹志
川崎伸之
川野田實夫
河野博
河野吉将
川村裕樹
菊池美里
木瀬晴美
北井康貴
北川由莉奈
北村大樹
北村哲浩
木田森丸
亀甲武志
金海燕
木村成子
木村智彦
木村龍平
木持謙
喬暁荣
桐山徳也
金城孝一
熊谷仁志
熊崎悠一
倉元隆之
操上広志
恵暁梅
江俊賢
上月佐葉子
古角恵美
小島久弥
小菅瞭吾
小関正道
後藤直成
後藤奈美
小林草平
小林淳希
小林拓
小林卓也
小林由紀
小松一弘
近藤昭彦
今藤夏子
近藤美麻

*1P-12,2P-44*1A24*1P-14,2P-30
1A22,1P-29
2B04*2P-46
2S-4*1B04,1P-19,1P-2,2B04*1B06
2A04,2P-27
1B19,1P-4,1P-5*2P-33,1A22
1A04
2B07
2B08
1P-29
1P-31
1B01
2P-48
2P-43
2P-34,2P-44
2P-44
1B20
2P-10,2P-11,2P-5
*1B14
1A06
*1A16
*1A10
1C08
*1P-202P-2,*2P-28
2P-28,2P-2
1B07,1B08
2P-20
1P-25
*1P-11
1B12
2P-11
2P-2,2P-28
2B02
2S-1
2P-38
1P-3
1B03
2P-49
*2P-24
1C09
2A04*1P-23,1A11,1A12
1P-26
3S-5
1A06,3S-4*2B05,1B07,1B08,2B07,2P-26
2P-46
1A07,1A08
2S-1

斉朔風
齋藤達昭
坂井三郎

2P-28,2P-2
2P-40,2P-41
1A09

岡本高弘
小川幸輝
小川竜平
奥居紳也
奥川光治
奥田昇
尾坂兼一
落合伸陽
小野田幸生
小畑元
恩田裕一
鏡味麻衣子
鏡良弘
加賀谷隆
垣見直希
角勇斗
葛西眞由子
柏田祥策
片岡佳孝
片野泉
片寄優二
勝原光希
勝山智憲
加藤季晋
加藤憲二
加藤幹男

1A20
1B20
1P-17
*1P-31
2P-34
1B03
1B20
1A06
*2S-3,1P-6,1P-7,1P-8,1P-9,2S-2
2P-3
2S-5
2P-46
*1P-2,2B04*2A05(*講演なし)
2A06,2P-16− 224 −

酒井陽一郎1A17,3S-4

高津文人

坂田雅之
酒多勇輔
嵯峨友樹
坂野純子
坂本正樹
坂本未央
坂本充
崎幸子
佐久間一幸
櫻井翔
左子芳彦
佐々木顕
佐竹潔
佐藤明日香
佐藤成二
佐藤修一
佐藤貴之
佐藤拓哉
佐藤翼
佐藤泰哲
佐藤祐一
佐野有司
佐原健
座間味佳孝
沢田隼
澤近美咲
七里将一
篠原高弘
篠原隆一郎
柴田智郎
島村崇志
清水秀明
霜鳥孝一
下村航一
初雪
全逢錫
管原庄吾
菅原庄吾
杉本亮
杉山紗希
杉山雅人
杉山裕子
鈴木啓助
鈴木剛
鈴木準平
鈴木舞
角哲也
諏訪裕一
清家泰
関根一希
勢村均
千賀有希子
宋媛媛
宋培学
相馬理央
十河勇樹
園田碧

*2S-9
2S-3
*2B04
2P-1
*2P-23
2P-34*1S-1,*1S-4
2B04*2P-5,2P-10,2P-11,2P-4*1P-10
1A10,1P-22
2B09*2P-20
2P-44
2P-3
2P-46
1B07,1B08,1B12,2B07
2S-4
*1B17
1B02
*1A04,2P-36,2P-38
1C02
1A23
2P-20
2S-4
2P-40,2P-41
2P-38
1B07
2B05,2B07,2P-26*1C02,1C01
1P-12
1C09
*1B07,1B08,2B05,2B07,2P-26
1P-17
*1P-5
*1A14,1A13
1P-15,1P-19,1P-2,1B18
1B04
1C03
2P-34
1B15,1B02
2P-41,2P-40
*1C07
1A23
3S-5
*1P-192A04
1B17
1P-15,1P-19,1P-2,1B18,1B04*2P-17
1P-19
1B17,1P-11,1B13*2P-52*1P-28
1P-8,1P-9,2S-3,*2S-2
*1A21
2P-42

大洞裕貴
平祥和

1P-23,*1A12,1A11
*2A01

高野敬志
*1C04
高野宏平
3S-7
高橋祥尚
*1A18
高橋智
2P-19
高畑直人
1C02
高原輝彦
2S-7,2S-4
高村岳樹
1A24
高村健二
1A07,*1A08
高村典子
2B05
武内章記
2P-33,1P-26
竹門康弘
2A04
武田悠太
*2A03
竹村恵二
1C01
立花道草
2B06
田中敦
1P-26
田中邦明
1A12,1P-23,1A11
田中仁志
2P-15,2P-2,2P-28,*2P-13
田辺祥子
1A19,1P-28,1A18
田邊優貴子
*2B09
谷川緑
1P-6,1P-7,1P-9,*1P-8
谷口真人
1C03
田之上智美
*1P-1
田林雄
1B04
玉置雅紀
1B11
陀安一郎
3S-4,3S-3
田んぼの生きもの調査グループ
1P-30
知花睦
2P-20
張光玹
2P-37
帖佐大介
2P-34
千代真照
3S-2
塚本浩貴
2P-24
辻清美
1A02,1A03,1A16
辻冴月
1P-10,*2S-6
辻谷睦巳*2P-19辻英樹
2P-5,*2P-7
對馬育夫
1P-14,*2P-30
津田瞳
1P-4,1P-5,*1B19
土屋健司
2P-26
塘忠顕
1P-18
常村将太
1C08
鶴田哲也
2S-1
寺井久慈
*2P-1
寺村伊織
2S-6
土井絵美
1A17
土居俊平
2B06
土居秀幸
1P-6,1P-7,1P-8,1P-9,2S-2,2S-3,2S-7,2S-8,1A21
土居愛美
2P-41,*2P-40
東海林洵
*1P-27
東城幸治
2P-23
冨樫博幸
3S-4
時枝隆之
*1B03
徳地直子
2P-46
戸島邦哲
2P-19
戸田三津夫
*2P-51
戸田任重
1P-1
戸田三津夫
2P-39
冨岡典子
1B07,2B05,2B07,*2P-26
冨田勢
2S-5,*2S-4
富田浩嗣
1A02,1A03
富山英明
*1B20

− 225 −

1B08,2B05,2B07,2P-26,2P-38,1B07

豊田真樹*1P-24

日高舜介

*2S-5

日野修次
1P-27
日野貴文
1P-12
平岡佳子
1A16
平林公男
*1A07
平山拓弥
1A22
廣瀬佳則
*2P-38,2P-36
廣田充
2P-42
深澤敦
1P-26
福井学
*1S-7
福島慶太郎
*2B03,1P-13,2P-46
福島武彦
1B06,2P-9
福島路生
2P-26
福田吏紗
*2P-41,2P-40
福原晴夫
*1S-6
藤井力
1C09
藤井智康
*1C08
藤江晋
1P-26
藤嶽暢英
*2P-42,1B14
藤永承平*1P-26,*3S-4
藤本章晃
*1A23
藤原建紀
1C08
藤原直樹
1A03,2P-18
布施泰朗
1B19,1P-4,1P-5
二木功子*1A15,1P-21
舟木泰智*2P-4,2P-5
船山啓
1P-21
布野隆之
1P-6,1P-6,1P-7
ブラディミール フェイアルコフ
1B02
古田世子
*1A05,1A03,2P-18
帆苅信*2P-35
細田耕
*1B02
細田真生
*1A09
堀田大貴
2P-27
保原達
1P-12,2P-44
本郷真理
*1A22
本田尚美
1C03

内藤馨
内藤裕一
中井康平
中井量暉
中川惠
長坂翔子
長坂征治
中澤暦
中島信美
中島祐輔
永田広大
永田貴丸
中谷暢丈
中田舞
中坪孝之
長縄秀俊
中西貴宏
中野史織
中野翔
中野伸一
中野大助
中野拓治
永野昌博
永淵修
中村方哉
中村銀士
中村幹雄
中山恵介
中山典子
成田哲也
成岡知佳
難波元生
西村洋子
根岸淳二郎
野澤亜紀
野原精一
野村早織

2S-1
1P-18
1B15
2S-6
2B05
2B03
1B20
2P-45
1B11
1C08
*1P-17
2P-18,*2P-22
1P-12,2P-44,*2P-34
1P-22
2P-42
*2A07
2P-3,2P-10
1C06
2P-37
3S-4,1P-26
3S-1,3S-9,*3S-5
*1B09
2S-4
1B01,*2P-45
*1B11
1P-22
1A09
1C08
1B03
2P-4
1P-11,*1B13*1P-18*2P-25
2P-52
2P-43*2P-8,1B17,1P-11,*1S-5
*1B16

芳賀裕樹
朴紫暎
朴虎東
橋本和磨
橋本旬也
河鎭龍
長谷川英尚
長谷川裕弥
花里孝幸
早川和秀
林誠二
林大輔
原田憲
原田健一
バレンティン
伴修平
韓智仙
日朝菜摘
東端啓貴
引野愛子
久松俊一

1A04
*1B18
1A14,1A15,1B16,1P-20,1P-21,1P-24,1A13,1B16*1P-13
2P-43
2P-23,1P-24
2B02*2P-21
1A15,2P-23*2P-36,1B08,1B19,1P-4,1P-5,2P-18,2P-22,2P-38
2P-20,2P-5,2P-7
2P-46
2S-3
*1A01,*1A02,1A16
1B02*2B06,1A17,1A18,1A19,1P-28*1A13,1A14
2B08
1B20
*1P-15
2B02

牧内和隆
牧野渡
増木新吾
町田昌彦
松岡真梨奈
松尾豊
松梨史郎
松橋彩衣子
真野浩行
丸岡奈津美
丸尾雅啓
丸山あい
万木理恵
三崎弘宗
三島壮智
水野晃子
水野勝紀
水守裕一
南山瑞彦
源利文
三村徹郎
宮川幸雄

− 226 −

1P-24
1A20,1P-25
1P-15,2P-19*2P-11,2P-10*1P-7,1P-6,1P-8,1P-9
2B04
3S-5
2S-7
2P-23
*1A20
*1B05
*1P-21
2P-49
2P-14
1C01,1C03
2B09
1A13*1P-9,1P-7,1P-8
1P-14,2P-30*2S-10,2P-50,2S-1,2S-2,2S-3,2S-4,2S-5,
2S-7,2S-8,2S-9
1B02
*2A04

宮城俊彦

*1B10

李超

2P-2,2P-28

三宅洋
三宅凛太郎
宮地淳
宮下治希
宮下洋平
宮田直幸
宮原裕一
宮正樹
村井大平
村上綾
村田貴拓
村山耀平
村山理紗子
望月陽人
本澤大生
森照貴
森田美佳子
森本喬也
森本大地

*2A02
1P-10
1A16
1B05
*1A11,1A12,1P-23
1A05*2P-31,1A15
2S-9
2P-3
3S-4
1B02
1B19,*1P-4,1P-5
2B08
1B02
1P-10,2S-6
2A02*1P-302P-40,2P-41
1P-22

刘鑫

2B06

渡邊圭司
渡辺幸三
渡辺苑生
渡辺昌造
渡辺泰徳
渡辺裕也
渡部健
和波一夫

*2P-2,2P-28
2A06,2P-16
1B03*2P-14
1B02
2A02
2S-1
2P-43

柳沼康平
安河内祐二
矢吹芳教
矢部徹
山川栄樹
八巻圭佑
山口啓子
山崎正夫
山下竜司
山田悦
山田一裕
山田紗友美
山田進
山田佳裕
山中裕樹
山中ももこ
山梨光訓
山野博哉
山本麻由佳
山本哲史
山本優
山本義彦
山本亮介
湯川孝紀
楊宗興
横田久里子
横山淳史
横山勝英
吉澤一家
吉田知可
吉田剛司
吉田天士
吉田安伸
吉村和也
吉村研人
吉村真由美
吉山浩平
四ッ谷隆徳

*1P-25
1A23
2P-13,2P-15
1B11
1P-30
1P-25
1A09,2P-19
2P-43
1A02,1A03
1B19,1P-4,1P-5
2P-1,2P-28*1P-16*2P-10,2P-11
1P-32*2P-50,1A21,1P-10,1P-31,2S-4,2S-6,2S-7,2S-8*1P-22
2P-34
2P-20
1B05
2S-5,2S-9
1A07
*2S-1
3S-5
2P-40,2P-41
*1S-3
2P-45
*2P-12
1P-13,2B03
2P-21
2P-31
1P-12
1A10,1P-22*1B12,1B12*2P-6,2P-4
2A02
*2B01
*3S-8
1C05

− 227 −

Ping DSP 社 3DSS‐Multi Angle Swath Bathymetry Sonar
3DSS TM Multi Angle Swath Bathymetry Sonar は、PingDSP 社が開発した
次世代の軽量コンパクトかつ高精度の浅海用 3D スワス音響測深システムです。
ソナー重量 9.5kg という取扱い易さが、小型ボートによる河川、ダム、河口域、港湾等における海底地形ならびに構造物調査において最高レベルの作業効率性を提供します。

3DSS-DX-450
A compact dual transducer 3D sidescan forover-the-side pole-mounted and small AUV
applications.

EofE Ultrasonics 社 360°High Resolution Scanning Sonar RS900
軽量コンパクト 360°スキャニングソナー
・海中捜索
・沿岸警備
・機雷捜索
・モニタリング調査
・ROV/AUV 航行支援等①Echologger RS900 ソナーヘッド②50m 水中ケーブル③Power Supply ボックス
④ソナーヘッド三脚⑤ノート PC(オプション)

株式会社エス・イー・エイ〒279-0043 千葉県浦安市富士見 3-16-3 TEL047-350-1251/FAX 047-350-1259
http://www.seanet.co.jp mailbox@seanet.co.jp

mini DO 2T USB
水温

溶存酸素データロガー○

単三アルカリ電池

２本で動作○

１分間隔で約１年間記録○

mini-Wiper 装着で、付着物にも強い○

蛍光式

DO センサー採用

HYDROLAB Datasonde5xｘ

Automatic Winch System

水温・塩分・溶存酸素
濁度・クロロフィル a
ｐH・酸化還元電位
シアノバクテリアなど

沿岸域

測定間隔

10 分毎

計測ピッチ

5cm 毎

データ収集

5 データ

汽水域に最適「可搬可能な」水質計自動昇降装置

ダム用（加速度衝撃

底面検知機構）昇降装置〒660-0083 兵庫県尼崎市道意町 7-1-3,624
TEL 06-6657-5130 FAX06-6657-5131

KONGSBERG コングスベルグ
溶存ガスを検知するCONTROS（コントロス）
各種水中センサー・システム

HydroFlash O2 －溶存酸素センサー

HydroC CO2 －溶存二酸化炭素センサー

・溶存酸素センサー
・フロート、採水ロゼット等幅広い配備に対応可能

・ ROVのような航走体への装備も可能
・長期観測のほか、ブイや係留設備での使用も可

HydroC CH4 －溶存メタンセンサー

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・長期観測にも対応

HydroC CO2 FT－溶存二酸化炭素センサー

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植物プランクトンの蛍光特性を利用した
bbeのユニークな蛍光光度計シリーズ

Algae Torch（アルジートーチ）
Bentho Torch（ベントトーチ）
・ 付着性の微細藻類が対象
・ 緑藻類、シアノバクテリアおよび珪藻類のクロロフィルa量を類別して定量

FluoroProbe（フルオロプローブ）
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およびクロロフィル分析機能
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・ シアノバクテリアとクロロフィルa
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