ＩＳＳＮ１３４６－７８４０

港湾空港技術研究所
資料
TECHNICAL NOTEOFTHE PORT AND AIRPORT RESEARCH INSTITUTE

No.1237

September 2011

底層酸素供給に対する堆積物からのリン溶出の応答

独立行政法人

井上

徹教

中村

由行

清家

泰

鮎川

和泰

管原

庄吾

港湾空港技術研究所

Independent Administrative Institution,

Port and Airport Research Institute, Japan目

次旨 ·······························································································································································

3

1. まえがき ·························································································································································

4

2. 実験及び計算手法 ·········································································································································

5

2.1 採水・採泥現場 ·····································································································································

5

2.2 リン溶出実験 ·········································································································································

5

2.3 その他の実験手順 ·································································································································

8

2.4 分析方法 ·················································································································································

9

2.5 数値計算 ·················································································································································

9要

3. SRP溶出速度 ··················································································································································· 10
3.1 実験結果 ················································································································································· 10
3.2 計算結果 ················································································································································· 12
4. 考察 ································································································································································· 13
4.1 負のSRP溶出速度について ··················································································································· 13
4.2

SRP溶出に関する応答時間について ···································································································· 14

4.3

SRP溶出速度の一時的な増加について ································································································ 14

5. まとめ ····························································································································································· 15
謝辞 ······································································································································································· 15
参考文献 ······························································································································································· 15
付録 ······································································································································································· 18-1-Response of benthic phosphorus dynamics to oxygen supply
Tetsunori INOUE*
Yoshiyuki NAKAMURA**
Yasushi SEIKE***
Kazuyasu AYUKAWA***
Shogo SUGAHARA***

Synopsis
Short-term dynamics of soluble reactive phosphorus (SRP) transport across the sediment surface in abrackish lake due to discontinuous aeration and oxygenation operations were investigated byexperimental and analytical methods. SRP release from the sediment was obviously suppressed byaeration and substantial negative SRP transfer was observed in oxygenation treatment, while a positive
value was observed for N2 bubbled cores. The negative SRP transfer was considered to be diffusivetransport, caused by the SRP concentration decrease in the pore water of the sediment surface due tooxygenation. A remarkable and temporal increase in the SRP release rate was observed within one or
two days after discontinuing the aeration and oxygenation, respectively, and the release rate rapidly
deceased to a quasi-steady value under N2 bubbling conditions. This temporal increase was due to therapid release of desorbed SRP from the sediment surface, and these time-scales of unsteady dynamics in
SRP transfer were well explained by the desorption and diffusion processes of SRP in the sedimentsurface. The results claimed the importance of SRP desorption from ferric hydroxide.
An analytical model, which is modified to express the adsorbed-SRP dynamics, could quantitatively
reproduce these experimental results for anoxic and aerated conditions, but failed for oxygenation. This
failure might be because that the numerical model did not formulate oxidation-reduction potential andthe SRP desorption started immediately after the O2 depletion in the model calculation.
To summarize, continuous hypolimnetic aeration and oxygenation are definitely effective approaches
to suppressing SRP release from the sediment, but the effects will not be maintained without
aeration/oxygenation operations. Moreover, such temporal and spatial discontinuity of oxygenation may
make it difficult to understand the effects of the operations.
Key Words: Hypolimnetic oxygenation, Soluble reactive phosphorus release, Short-term dynamics,
Eutrophic lagoon.
* Research Director of Coastal and Estuarine Environment Research Field** Distinguished Researcher*** Faculty of Science and Engineering, Shimane University
3-1-1 Nagase, Yokosuka, 239-0826 Japan
Phone：+81-46-844-5046
Fax：+81-46-844-1274
e-mail:inoue-t@ipc.pari.go.jp-2-

底層酸素供給に対する堆積物からのリン溶出の応答
井上

徹教*・中村由行**・清家 泰***・鮎川 和泰***・管原 庄吾***

要

旨

汽水湖沼の浚渫窪地内の堆積物を対象として，室内実験および数値計算により酸素供給停止前後のリ
ン溶出の短期的変動について検討を行った．室内実験結果から，窒素曝気においては顕著なリンの溶出が見られたのに対し，空気曝気では明らかなリン溶出抑制効果がみられ，酸素曝気では水中から堆積物へのリンの輸送（負の溶出速度）が認められた．この負の溶出速度は，堆積物表層が酸化的になること
により溶存態リンが粒子状物質に吸着し，間隙水中のリン濃度が減少したため生じたものであると考えられた．一方，空気曝気を行っていた系では窒素曝気に変更後 1 日以内に，酸素曝気を行っていた系では窒素曝気に変更後 2 日以内にリン溶出の極大値を示し，その後窒素曝気の系と同程度の溶出速度に落ち着いた．この一時的なリン溶出速度の増加は，堆積物表層に蓄積されたリンが還元状態になるに従って急激に回帰したことによるものであり，これらのリンの短期間での非定常的な動態については，堆積物中におけるリンの脱着と拡散に関する時間スケールで説明が可能であった．また本実験結果により，水酸化第二鉄からのリン脱着が重要な過程であることが示された．
水酸化第二鉄からのリン脱着を表現する修正を加えた数値モデルにより窒素曝気条件や空気曝気条
件の実験結果を定量的に再現することが可能であったが，酸素曝気条件の再現性は定性的なものにとどまった．これは，数値計算には高酸素濃度化で特異的に起こる現象が定式化されておらず，酸素曝気による堆積物表層の酸化還元電位の上昇，窒素曝気変更後の酸化還元電位低下に要する時間を表現できていないためであると考えられる．
酸素供給は一時的にリンの溶出を抑制することが可能であるが，酸素供給停止後もその効果を継続させることは困難であることが示された．また，このような非定常的な変動が，現場観測データの解釈を難しくしている可能性が指摘された．
キーワード：酸素供給，リン溶出，非定常過程，汽水湖沼* 沿岸環境研究領域 上席研究官** 研究主監*** 島根大学 総合理工学研究科〒239-0826 神奈川県横須賀市長瀬3-1-1
電話：046-844-5046
Fax：046-844-1274

独立行政法人 港湾空港技術研究所
E-mail：inoue-t@ipc.pari.go.jp-3-

1. まえがき目的とした貯水池において設置された底層純酸素供給シス
テムについて検討しており，底層の溶存態マンガン濃度を埋め立て工事のための土砂採取の結果，日本国内の沿岸

最大97%減少させることを確認している．その他の純酸素供域では浚渫による窪地が多く残されている（中村，2006）．

給システムについては，Beutel and Horne (1999)やSingleton

窪地内部ではほとんどの場合目立った流動がないため，明and Little (2006)にまとめられているので参照されたい．

瞭な密度成層が形成される．この場合，水塊の鉛直方向の純酸素供給の利点としては，高い酸素供給効率をもつこ混合が抑制されるため，底層の貧酸素化，無酸素化が生じと，曝気量を抑えられるため底層における乱れ発生の低減

る（国立環境研究所，1996）．このような環境下では，硝化脱窒反応が阻害されるために底層水中へ窒素が蓄積する．

bulk water

また，鉄，マンガンの酸化物が還元されるため，それらにSRP

oxygen

吸着していたリンも溶脱し，底層水中へと蓄積する．さらに酸化還元電位が低下すると，硫酸還元反応がおこるため，それにより生じた硫化物の溶出もおこる（例えば，佐々木DBLら，1996；Höhener and Gächter 1994; Holmer and Storkholm
2001）．このように，底層の貧酸素化，無酸素化はそこでのsediment[Fe(OH)3]･[PO4]

呼吸活性に影響を与えるのみならず，様々な物質循環にも影響を与える問題である．
窪地での底層貧酸素水塊を解消するための抜本的な解決

O2策としては埋め戻しが考えられるが，これには非常に多額の経費が必要となり，施工中の水質保全についても注意す

Fe(OH)3

る必要がある．これにかわる水質改善技術として底層曝気

bacterialconsumptionが挙げられるが，主に多量の空気で曝気することによる成層破壊，深層空気曝気による酸素供給，深層純酸素供給の3つに大別することができる．成層破壊は実用的な手法であoxic layer
anoxic layer

ると考えられており，これまで多くの湖沼や貯水池で採用されてきた（例えば，Burns 1998；Ismail et al. 2002；Chipofya

Fe2+

and Matapa 2003）．一方，空気を用いた深層曝気も成層した

SRP

湖沼での水質改善に有効な手法であると考えられており（McQueen and Lean 1986；Beutel and Horne 1999）
，その効

図 -1

果を検証するための研究が行われている（例えば，Ashley

phosphorus, SRP）溶出機構に関する概念図．酸素は直上水か

酸 化 条 件 下 で の リ ン 酸 イ オ ン （ soluble reactive

1983）．しかし，これら2つの手法には既にいくつかの問題

ら拡散境界層（Diffusive Boundary Layer; DBL）を経由して点があることも指摘されており，装置稼働に伴う底層酸素拡散により堆積物表層へ供給される．堆積物へ供給された消費の増大，偶発的な成層破壊の発生や過飽和溶存窒素濃酸素は堆積物内部において化学反応と生物反応により消費度に達するリスクなどが挙げられている（Fast and Lorenzen

されるが，ここでは化学反応として第一鉄イオン（Fe2+）の1976; Beutel and Horne 1999）．

酸化を記載している．一方，SRPは還元層（anoxic layer）に既存の多くの深層曝気では酸素の供給源として空気が用おいて堆積物粒子からの脱着によって供給され，鉛直方向

いられているが（Beutel and Horne 1999），純酸素を使用したの濃度勾配に起因する拡散によって堆積物表層の酸化層

曝 気 法 も よ り 効 果的 な 手 法と し て 実 用 に 供 され て い る（oxic layer）へと移動する．SRPは酸化層内では水酸化第二（Prepas et al. 1997）．初期の純酸素供給システムの最も優れ鉄（ここではFe(OH)3と記載）に吸着される性質を持つため，た適応例の一つとしては，Fast et al. (1975a)により導入され酸化層では吸着を免れたSRPのみが拡散により直上水へとたSide Stream Pumping System (SSPS)がある．Fast et al.

輸送される．一方，酸化的な環境から還元的な環境へと変(1975a)の研究例では，SSPSの稼働により，成層を破壊する

化すると，堆積物表層の水酸化第二鉄は鉄還元細菌やよりことなく，底層酸素濃度を上げることができたとされる．

還元作用の高い物質により還元され，同時に吸着していた

その後，多様な純酸素供給システムが開発され，検討されSRPも脱着し，底層水中への溶出する（井上ら 1999より一てきた．その一例として，Gantzer et al. (2009)は上水供給を

部改編）
．
-4-

が見込め装置稼働に伴う底層酸素消費増大を抑制すること

and Böstrom 1989; Gunnars and Blomqvist 1997）．本研究では，ができること，偶発的な成層破壊リスクが低減されること

鳥取県と島根県の県境に位置する汽水湖沼である中海の浚（Beutel and Horne 1999），溶存窒素が過飽和濃度に達するリ

渫窪地において採取された未撹乱堆積物コアを用い，室内スクを回避することができること（Fast et al. 1975b; Fast and実験により酸素供給時および酸素供給停止後のリン溶出のLorenzen 1976）などが挙げられる．一方，底層の貧酸素ま1週間以内の短期的変動について検討を行った．また，実験

たは無酸素水塊の解消には，酸素濃度の増加に伴う生物の系においては時空間的な分解能に限界があるため，より詳加入という効果以外にも，堆積物からの水質汚濁関連物質

細な検討については非定常数値モデルにより行い，実験結の溶出抑制効果があることが知られている（例えば，Berner

果との比較を行った．

1973）．この代表的な例として，堆積物からのリン溶出速度2. 実験及び計算手法の底層酸素濃度への依存性が知られている（Ishikawa andNishimura 1989; 中村 1997）．これは，酸化的な条件下においては，堆積物表層（酸化層）に水酸化第二鉄が生成され，2.1 採水・採泥現場

これがリンを吸着する働きをするためである（Ishikawa and中海は，鳥取県と島根県との県境に位置する，面積86.8

Nishimura 1989; 井上ら 1999，図-1参照）．このように，堆km2，平均水深5.4 mの浅い富栄養化した潟湖である（図-2）．

積物からのリン溶出過程には，表層堆積物の酸化還元電位

中海東部に位置する米子湾内では，過去の大規模な沿岸部が直接的な影響を及ぼす（Boström et al. 1988; Ishikawa and埋め立て工事のため，いくつかの浚渫窪地が残されている．

Nishimura 1989; Caraco et al. 1993）ため，空気または純酸素

後述の室内実験に供した未撹乱堆積物コアは，これらの浚を用いた深層曝気システムは，堆積物からのリン溶出を抑渫窪地の一つの中央部分（35o 26’17” N, 133o 16’23’’ E）にお制する最も直接的で効果的な手法であり，その効果は容易

いて2007年9月28日に採取した．この浚渫窪地の平均水深はに確認できるものと期待される．この観点を踏まえ，これ13 mを超え，鉛直断面の形状はほぼ矩形状となっている．

までにも深層曝気システムによる堆積物からのリン溶出抑

浚渫窪地中央部の水深は，潮汐と気象条件により14.0 mから

制効果については理論的，実験的に検討がなされてきた（例14.7 mの範囲で変動する．夏季においては内部に強固な密度

えば，Nakamura and Inoue 1996; Prepas and Burke 1997）．し成層が形成され，水質の鉛直分布は水平方向にほぼ一様とかし，装置の稼働により底層の酸素濃度の増加が確認できなっている．平均的には塩分とpHは表層でそれぞれ20.9 psu

る場合でも，リン溶出に対する効果をはっきりと確認できと8.3，底層でそれぞれ31.7 psuと7.7程度で推移する．このよない場合や（Fast and Lorenzen 1976；Beutel and Horne 1999），

うに強固な密度成層の形成に伴い，夏季には底層の酸素が効果が全く見られない場合（Gächter and Wehrli 1998）など

完全に枯渇する．

が報告されている．この理由としては，データセットが十採泥には高さ50 cm，内径8.5 cmの円筒形アクリルパイプ

分でないこと，同時に行われている他の水質改善策の影響を用い，スキューバダイビングにより堆積物表層を乱さなが強いこと，外部負荷が変動したことなどが挙げられていいよう慎重に採取した（付録A, B参照）

るが（Prepas and Burke 1997），総合的に確度が高いと判断される説明は未だなされていない．

2.2 リン溶出実験

一方，上述のシステム稼働に伴う水質改善効果を確認す採取された未撹乱堆積物コア（写真-1参照）は速やかにるための調査や観測は，中長期的な影響を把握するために，実験室に持ち帰り，各コア間で実験上の特性に違いがでな

一般的には1週間またはそれ以上の間隔でなされることがいよう，コア底面から余剰の堆積物を除去することで堆積多い（例えば，Prepas and Burke 1997）．しかし，堆積物から物高さを揃えた．その後，現場底層水温にほぼ等しい25oCのリン溶出は，酸化還元電位の変化に対してより短い時間に調節した恒温室内に設置した．設置後，直上水中での生スケールで応答することが指摘されている（Gächter and

化学的な反応を可能な限り抑制させることを目的として，

Meyer 1993; Inoue et al. 2000; Wang et al. 2008）．そのため，そ

コア上部の直上水は一旦全て排出した後，堆積物コア採取のような短時間スケールでのリン溶出の変動は，中長期的地点付近で採取しガラス繊維フィルター（Whatman, GF/F）

な観測結果に対してはその積分値のみが反映されることとでろ過した底層水を，堆積物がまき上がらないよう注意しなり，現場観測データの解釈を困難にしている可能性があて加えた．直上水内の酸素濃度は窒素ガス，空気，酸素ガる．しかしながら，底層への純酸素供給に対するリン溶出

スで曝気することで調整した（写真-2参照）．曝気は，直上過程の短時間スケールでの応答，特に曝気停止後の応答に水が十分に撹拌され浮遊粒子の沈降は防げるが，巻き上げ

ついては，これまでほとんど検討がなされていない（Löfgren

はおこらない程度の強度に調整した．各実験条件に対し3本，-5-

Japan(B)

Sampling site(A)

35o 26’17”N, 133 o 16’23’’E

YonagoLake Nakaumi

Yasugi
2 km

水深軸(m)

図-2(a) 中海 (A)，および米子湾における採泥地点周辺(B)の平面図．

0m
DO.SAL
Temp

DO.SAL
pH.ORP
Temp

7m

DO.SAL
pH.ORP
Temp

現場型酸素供給装置

DO.SAL
pH.ORP
Temp

DO.SAL
Temp

DO.SAL
Temp

DO.SAL
Temp

10m

Experimental site

Sampling site

図-2(b) 採泥地点付近の鉛直断面概略図．採泥現場付近には中央部を約4 mの高さのマウンドで区切られた2つの窪地が存在する．本稿で扱う室内実験において使用した未撹乱堆積物コアは，南側（図中右側）の窪地中央部から採取された．なお，北側（図中左側）の窪地には上下方向に移動可能な現場型酸素供給装置が設置されており，酸素濃度，塩分，水温，pH，酸
化還元電位等が継続して測定されている．
-6-

(a) CORE1, CORE2, CORE3
曝気による気泡

写真-2 曝気中の様子
合計9本のコアを使用し，直上水の採取時以外は暗条件で実験を行った．実験装置の概略図を図-3に示す．
未撹乱堆積物コアを実験系に設置し，曝気を開始してから約1日間順養した後，実験1を開始した．実験1において(b) CORE3, CORE4, CORE5, CORE6, CORE7はそれぞれ窒素ガス，空気，酸素ガスによる曝気の3条件を設定し，各条件に対して3本ずつの未撹乱堆積物コアを供し1日間の培養を行った．
実験1が終了後，空気および酸素ガスでの曝気を直ちに窒素ガスでの曝気に変更し，さらに5日間の培養を行った（実験2）．実験期間中，コア内の直上水の一部を約1日間隔で採取した（付録C参照）．直上水の採取は堆積物表面上
約5 cmの位置に吸い込み口を設置したチューブを用いて行い，サンプルの空気への暴露を避けた．サンプルの一部
は孔径0.45 μmのディスポーザルフィルター（saltrius社製，MinisaltSM16555K）を用いて，採水後速やかにろ過を行った．ろ過後および未ろ過のサンプルは予め酸洗浄を施した
ポリ瓶にそれぞれ分取し，下記の水質分析を行うまで-25oCで保管した．
リン溶出速度Fは，直上水中のリン酸（soluble reactive(c) CORE6, CORE7, CORE8, CORE9

phosphorus, SRP）濃度の時間変化より，直上水容積を考慮

写真-1 採取後の未撹乱堆積物コアの状態

して以下の式により求めた（Inoue and Nakamura 2009）．

-7-

O2 gas Air N2 gas

写真-3 単位容積当たりの堆積物による酸素消費・
リン吸脱着速度の測定の様子

V

dC
=F⋅A
dt

(1)

図-3 コア実験装置概略図．高さ50 cmの円形アクリルパ

ここで，Vは未撹乱堆積物コア内にある直上水の容積，Cイプの下部約20~25 cm程度を堆積物が占めており，そのは直上水中のSRP濃度，tは時間，Aは堆積物表面の面積（コ上部約25 cm程度に現場で採取しろ過された底層水が充填

アの断面積）を表す．実験条件を表-1に示す．

されている．堆積物上約5 cmの位置に曝気に用いるチュー
ブの口が設置されている．直上水は窒素ガス，空気，酸素

2.3 その他の実験手順

ガスで曝気を行うことにより，酸素濃度の調整，直上水の上記の培養実験に供しなかった堆積物コアから，両端を撹拌を行っている．このチューブは採水にも利用し，採水

切り落としたシリンジを用いて既知容積の堆積物を切り時には一時的に曝気を中止し，チューブ上部に接続したシ

出した．切り出した堆積物の一部は窒素ガスを充填した遠リンジを用いることにより，サンプルを空気に暴露するこ心チューブに分取し，毎分3000回転で10分間遠心分離を行となく採水が可能である．

い，間隙水を採取した．得られた間隙水は，孔径0.45 μmの デ ィ ス ポ ー ザ ル フ ィ ル タ ー （ Saltrius 社 製 ， Minisalt
SM16555K）を用いて速やかにろ過し，下記の分析をおこ

表-1 リン溶出に関する実験条件

なうまで-25oCで保管した．

core No.
1water height
(cm)
23.4

bubbling medium
Ex#1
Ex#2
O2
N2

したシリンジを用いて切り出した既知容積，既知重量の堆

2

25.2

O2

N2

ら間隙水密度を考慮して計算した．また，別の既知容積，

3

21.0

O2

N2

既知重量の堆積物の一部を用いて，細井ら（1992）の手法

4

25.8

air

N2

に従い，単位容積当たりの堆積物による酸素消費速度を測

5

24.5

air

N2

6

24.6

air

N2

7

24.9

N2

N2

速度とした．本研究では，フォルマリン溶液を5%になる

8

23.3

N2

N2

ように添加した系でも同様の測定を行い，得られた値を化

9

25.0

N2

N2

学的酸素消費速度と定義した（Urban-Malinga and Opalinski

間隙率は，実験終了後の堆積物コアから両端を切り落と
積物の一部を60oC，2日間乾燥させ，乾燥前後の重量差か定した．本手法では既知容積の底層水に既知容積，既知重量の堆積物を懸濁させ（写真-3参照），そこでの酸素濃度の減少速度から酸素消費速度を計算し，これを全酸素消費

1999）．さらに，全酸素消費速度から化学的酸素消費速度を減じた値を生物学的酸素消費速度と定義した．また，窒-8-

素ガス曝気により脱気した既知容積の底層水に，既知容積，⎧∂ 2C P⎪φDzP ∂z 2 − k ad C P − k de {C P −C P (− ∞ )}⎪(CO > 0)∂C⎪
φ P =⎨
2∂t⎪φD ∂ CP + k P − k {C −C (− ∞ )}
de P
de
P
P
⎪ zP ∂z 2⎪(CO = 0)⎩既知重量の堆積物を懸濁させ，そこでのSRPの濃度増加および減少速度を測定することで，単位容積当たりの堆積物からのSRP脱着および吸着速度の計算を行った．以上から得られた値は，以下の数値計算のパラメーターとして使用した．

(CO > 0)(CO = 0)∂PP ⎧+ k ad C P=⎨∂t ⎩− k de PP

2.4 分析方法
実験中に採取したろ過サンプルおよび実験後に採取した間隙水については，3態無機態窒素（アンモニア，亜硝

φ酸，硝酸）およびSRPの分析を，それぞれインドフェノー
ル法，ジアゾ化法，カドミウムカラム還元－ジアゾ化法，∂C F∂ 2C F= φ D zF
− φ k OF C O C F
∂t
∂z 2
1
− k de {C P − C P (− ∞ )}

(3)

(4)

(5)

α

モリブデンブルー法により行った（Clesceri et al. 1998）．
この吸光度測定にはBran+Luebbe社製，TRAACS800を使用

ここで，CO, CP, CFはそれぞれ酸素，SRP，第一鉄イオン

した．また，ろ過サンプルおよび未ろ過サンプルの全窒素，濃度，PPは水酸化第二鉄吸着態のSRP（ここでは簡便のた

全リンについては，過硫酸カリウム添加によるオートクレ

め，間隙水中濃度に換算した値で表記する），DzO, DzP, DzF

ーブを用いた熱分解後，それぞれカドミウムカラム還元－

はそれぞれ酸素，SRP，第一鉄イオンの拡散係数，tは時ジアゾ化法，モリブデンブルー法により分析した．この吸間，zは鉛直方向のスケール（上向きを正，水・堆積物界

光度測定を含む一連の手順には，BLテック社製SWAATを面を0とする），φは間隙率，kOFは化学的酸素消費（第一鉄用いた．粒子態窒素および粒子態リンについては，それぞイオンの酸化）速度係数，kBは生物学的酸素消費（呼吸）れ全窒素および全リン濃度から全溶存態窒素および全溶

速度係数，kadはSRPの吸着速度係数，kdeはSRPの脱着速度

存態リン濃度を減じることで計算した．溶存有機態窒素お係数，αは水酸化第二鉄が還元された場合に間隙水へ回帰

よび溶存有機態リンについては，それぞれ全溶存態窒素おするSRPと鉄のモル比，CP(-∞)は間隙水中バルク領域におよび全溶存態リン濃度から無機態窒素および無機態リン

けるSRP濃度を表す．本稿においては，kOFは前述の化学濃度を減じることで計算した．

的酸素消費速度に，kBは生物学的酸素消費速度に等しいも堆積物中と間隙水中の全マンガンおよび全鉄濃度につのと仮定し（Ishikawa and Nishimura 1989），以後の解析をいては，過硫酸カリウム分解後，原子吸光法（日立ハイテ

行った．前述の式(3)の右辺第二項は，酸素が存在する状

クノロジーズ社製，Z-5000）により測定した．

況下ではSRPの水酸化第二鉄への吸着，酸素が存在しない
状況下ではSRPの水酸化第二鉄からの脱着を表す．また，

2.5 数値計算

式(3)，(5)の右辺第三項は堆積物粒子からのSRPと第一鉄鉄の酸化還元は，堆積物によるリンの吸脱着に最も影響イオンの基礎的な脱着を表す．

を及ぼす過程であるとされている（Borovec and Hejzlar

リン溶出実験においては，ろ過後の底層水を直上水とし2001）．後述の実験結果から，粒子吸着態のSRPの重要性て用いており，そこでの生化学的な反応は無視できると仮が指摘されたため，本研究では，Inoue et al. (2000)により定し，水中における各種反応速度係数は0とした．また，提唱された直上水および堆積物中における拡散方程式に

水・堆積物界面上では濃度およびフラックスの連続性から

基づく非定常動態モデルに，水酸化第二鉄吸着態SRPの動

水中と堆積物中の拡散方程式を接続することができるた

態モデルを新たに導入し解析を行った．本モデルでは，酸め（Inoue et al. 2000），上側境界条件としては直上水バル

素は直上水からの拡散により堆積物に供給され，生物学的ク部の測定濃度を与え，下側境界条件としては堆積物深さ

酸素消費（呼吸）と化学的酸素消費（鉄の酸化）により消5 cmの位置での測定濃度を与えた．さらに実際の計算にお費される．間隙水中のSRPは堆積物粒子からの脱着によりいては，まず現場と同様に嫌気状態を想定した定常解を求供給され，酸化的な環境下では水酸化第二鉄に吸着し，還めておき，その後馴養期間に対する計算を行った．この結元的な環境下では水酸化第二鉄の還元に伴い脱着する．本果を非定常計算におけるそれぞれの初期条件として使用

モデルにおける物質収支式は，以下のように記載される．

し，各実験条件に対する本計算を行った．

φ

2

∂CO
∂ CO 1= φD zO− φkOF CO C F − k B CO
∂t
∂z 2
4

(2)

-9-

40

SRP concentration (μmol L-1)

35
30
O2→N2

25

Air→N2

20

N2

15
10
5
0
0

2

4
elapsed time (d)6

図-4 実験全期間中のSRP濃度の推移．横軸は実験1を開始した（1回目のサンプル採取）時刻からの経過時間を示す．

μmol L-1にまで達した．

3. SRP溶出速度

空気曝気系のコアでは，実験1の初期でのSRP濃度は33.1 実験結果

本の平均値が13.6 μmol L-1であったが，空気曝気の期間中採取された堆積物は全体が黒色を呈しており，嫌気状態に若干のSRP濃度低下がみられ，実験開始1日後のSRP濃であることが推察された．実験1の期間中，酸素曝気を行度は同平均値が13.3 μmol L-1であった．しかし，窒素曝気っていた系では堆積物表層に厚さ約6 mmの酸化層が，空に変更後1日目には急激なSRP濃度上昇がみられ，結果と気曝気を行っていた系では厚さ約2 mmの酸化層がそれぞして実験終了時のSRP濃度の平均値は31.5 μmol L-1と，実れ観察された．実験2の期間中では，酸素曝気から窒素曝験初期から窒素曝気を行っていた系とほぼ同程度の濃度気に切り替えた系ではその1日後には堆積物表面でまだらを示した．

な酸化層が確認されたが，切り替え2日後にはほぼ完全な酸素曝気系のコアでは，実験初期でのSRP濃度は3本の黒色を呈していた．一方，空気曝気から窒素曝気に切り替

平均値が11.9 μmol L-1であったが，酸素曝気の期間中にはえた系では1日後にはほぼ完全な黒色を呈していた（付録E

空気曝気系よりも大きなSRP濃度低下がみられ，実験開始

参照）．この目視の結果から，実験1における曝気媒体の違

1日後のSRP濃度の平均値は10.1 μmol L-1であった．しかし，

いがその後の酸化還元電位の変遷に影響を与えているこ

窒素曝気に変更後2日目には急激なSRP濃度上昇がみられ，とが示唆される．

結果として実験終了時のSRP濃度の平均値は31.9 μmol L-1

実験期間中のSRP濃度の時間変化の様子を，図-4に示す．
全実験期間中を通じて，各リンの分画の中ではSRPが優占と，実験初期から窒素曝気を行っていた系とほぼ同程度の濃度を示した．

しており，平均的には全リンの96.7%をSRPが占めていた．

また，各窒素の分画の中ではアンモニアが優占しており，

窒素曝気系のコアについては，実験初期でのSRP濃度は

平均的には全窒素の66.7%を，無機態窒素の99.8%をアン-13本の平均値が21.6 μmol L であったが時間経過とともにモニアが占めていた．硝酸や亜硝酸はほとんど検出されず，

単調にSRP濃度は増加し，実験終了時には同平均値は32.7

酸素曝気条件下においても0.6 μmol L-1以下で推移してお- 10 -

り，これらによる酸化還元状態への影響は無視できるものに減少する傾向を示した（図-6）．この理由の一つとして，と考えられた（付録D参照）．

直上水中のSRP濃度の上昇と間隙水中のSRP濃度の減少

1日間継続して行われた実験1について，実験前後の直上により，水・堆積物界面における濃度勾配が減少したこと水中のSRP濃度の変化率から式(1)を用いてSRP溶出速度が考えられる（次節参照）．一方，空気曝気および酸素曝を計算した（図-5）．窒素曝気系では顕著なSRP溶出速度

気を行っていた条件では窒素曝気開始後にSRP溶出速度-2-1（0.43 ± 0.09 mmol m d ）が確認され，この値は嫌気条
0.6

件における既存の報告の範囲内の値（例えば，Sinke et al.

experimentcalculation

1990）であった．これに対し，空気曝気系におけるSRP溶
0.4-2

SRP release rate (mmol m-2 d-1)

出速度は，明らかに抑制されている結果となった（-0.09-1± 0.16 mmol m d ）．さらに，酸素曝気系におけるSRP
溶出速度は大きな負の値をとっており（-0.45 ± 0.13mmol m-2 d-1），直上水から堆積物へのSRPの輸送が認められた．これらの曝気媒体の違いによるSRP溶出速度の差異については，統計的に明らかに有意な差であった．全実験
期間を通じて直上水中では鉄濃度が検出限界以下で推移しており，目視による濁度上昇なども確認できなかったこ

0.2

0.0
O2

Air

N2

-0.2

-0.4

とから，これらの負のSRP溶出速度は水酸化第二鉄などとの共沈によるものではなく，酸素供給に伴い酸化的に変化-0.6
bubbling media

した堆積物表層への吸着によるものであると考えられた．
実験2においては，引き続き窒素曝気を行っている系で図-5 実験1におけるSRP溶出速度．棒グラフは実験から

はSRP溶出速度は比較的安定した値（3本の平均値が0.43得られた値，■のプロットは数値計算結果から得られた値-2-1mmol m d ）を示していたが，時間経過とともにわずかを示している．

SRP release rate (mmol m-2 d-1)

2.0
1.5
1.0
0.5
ex-O2 bubblingex-air bubbling
N2 bubbling

0.0

calculaion for ex-O2 bubbling
calculation for ex-air bubbling
calculation for N2 bubbling

-0.5
0

1

2
3
elapsed time (d)45図-6 実験2におけるSRP溶出速度の推移．横軸は実験2を開始した（酸素または空気曝気から窒素曝気へと変更した）時刻からの経過時間を示す．プロットは実験結果より得られた値，実線は数値モデルにより計算された値を示す．計算の初期値（t=0の値）は実験1に対して求められた値を示している。

- 11 -

表-2 本稿における計算で用いられたパラメーター

parameter
apparent diffusion coefficient of O2

notation
D zO

apparent diffusion coefficient of SRP

value

unit

2.66×10

-3

mm s

D zP

4.60×10-4mm s

apparent diffusion coefficient of ferrous iron

D zF

-4

porosityφ

4.60×10
0.96

mm s
-

rate constant of ferrous iron oxidation

k OF

1.71×106mm mmol srate constant of oxygen respirationkB

5.00×10-11srate constant of SRP adsorption

k ad

6.62×10-4srate constant of SRP desorption
mole ratio of SRP to ferrous ironk de

1.56×10
84.2

-5

s
-

α

2 -1
2 -1
2 -1

3

-1 -1

-1
-1
-1

が顕著な極大値をもつ結果となり，空気曝気から窒素曝気

Mn)3(PO4)2の生成といった効果（Caraco et al. 1991）が存在へと変更した系では1日後に1.66 ± 0.24 mmol m-2 d-1，酸素することを示唆している．

曝気から窒素曝気へと変更した系では2日後に1.82 ± 0.16
-2

実験1の条件に対する鉛直方向濃度分布の計算結果より，-1mmol m d の値をとっていた．これらのSRP溶出速度の増酸素の堆積物への浸透厚さは，空気曝気の系では約2.6

加はいずれも一時的なものであり，続く数日間で単調に減mm，酸素曝気の系では約7.2 mmとなっていた（図-7(A)）．

少していき，5日後には窒素曝気を継続している系とほぼ

これは単に，酸素濃度の上側境界条件（直上水バルク領域

同等の値（実験1において空気曝気であった系では0.40 ±の酸素濃度）の違いを反映しているためであるが，実験1-2-10.01 mmol m d ，実験1において酸素曝気であった系では-2

において目視により確認された酸化層厚さの違いと同様-10.33 ± 0.08 mmol m d ）を示した．これらの一時的で急の傾向を示すものであった．その結果，水酸化第二鉄の形

激なSRP溶出は，窒素曝気への変更に伴う堆積物表層中で成範囲にも差異が生じ，水酸化第二鉄への吸着によるSRPの水酸化第二鉄の還元と，そこからのSRP脱着によるもの

濃度の減少がみられる層厚にも差異がみられる（図-7(B)）．

であると考えられる．SRP溶出速度の非定常的な動態に関

水酸化第二鉄吸着態のSRP（PP）の鉛直分布は，空気・酸する時間スケールについては，4.2節で議論する．

素曝気の両方の系において，層の上下端でそれぞれ極大値がみられるが，それらが存在する範囲はそれぞれの酸素の3.2 計算結果

分布を反映した結果となっている（図-7(C)）．これら上下計算に用いられたパラメーターを表-2に示す．実験1の2つの極大値はそれぞれ，直上水および堆積物深層から拡各条件に対応するSRP溶出速度の計算結果（窒素曝気系に散により輸送されたSRPが蓄積した結果であると考えら-2

ついては0.49 mmol m
-2

-1

-1

d ，空気曝気系については-0.16
-2

れる．

-1

mmol m d ，酸素曝気系については-0.18 mmol m d ）は，

このような堆積物表層におけるSRPの蓄積が，実験2に

定性的には実験結果を良好に再現していた（図-5）．しかおける酸素供給停止後の急激なSRP溶出の原因であるとし，酸素曝気系に対する計算結果は，室内実験により得ら考えられるが（図-6），計算結果は実験2における空気曝気-2-1

れた大きな負の溶出速度（-0.45 ± 0.13 mmol m d ）を後のSRP溶出速度の時間変化の様子を良好に再現できて過小評価する結果となった．室内実験での堆積物表層においるのに対し，酸素曝気後のSRP溶出速度の時間変化について測定された溶存態の鉄／SRP比が5-10以下（データはいては定性的なものにとどまっており，極大値出現までの示していない）であったことを考えると（Williams et al.

時間を過小評価している．これは，計算モデルにおいては1971），これは酸素曝気が単なる水酸化第二鉄の生成以外

酸化還元電位をパラメーターとして採用しておらず，酸素の効果，例えばSRPを吸着可能なマンガン（Gonsiorezyk et

曝気停止後の堆積物表層における酸化還元電位の低下に

al. 1998）やアルミニウム（Gonsiorezyk et al. 1998; Berkowitz

要する時間差を表現できないためであると推測される．そet al. 2006）の水酸化物の生成や，硫化物の還元に伴う(Fe,の結果，計算では堆積物表層の酸素が枯渇するとすぐに- 12 -5

SRPの脱着が開始される結果となり，実験で見られたよう(A)

な約2日間の時間差を再現できなかったものと考えられる．
窒素曝気条件下におけるSRP溶出速度の計算結果は，わずかな減少傾向を示していた．これは単にSRP溶出に伴い，

height (mm)0SRP濃度の上側境界条件（直上水バルク領域のSRP濃度）が時間経過とともに徐々に上昇していくためである．この現象については定性的には実験結果と同様の傾向を示しているが，計算結果はSRP溶出速度の減少率を過小評価し-5ている．実験2の窒素曝気系においてみられたSRP溶出速度の減少については，SRP溶出による堆積物中の粒子態
SRPの減少，それに伴う間隙水中SRP濃度の低下が理由のO2 bubbling
air bubbling

-10
0

200

400

600

800

一つとして考えられる．
以上の結果をまとめると，深層空気曝気や深層酸素曝気

1000

O2 concentration (μmol L-1)
5は堆積物からのSRP溶出に対して明らかな抑制効果を持つことが示された．しかし，曝気を中断した場合にはその(B)

O2 bubbling
air bubbling
N2 bubbling

抑制効果は持続せず，曝気期間中に堆積物表層に蓄積されたSRPが曝気中断後1-2日で集中して溶出することが予想された．また，この非定常的な現象には，堆積物表層に蓄

height (mm)0

積した粒子吸着態のSRPの挙動が重要な役割を果たしていることが示された．
Cowell et al. (1987)は深層曝気システムを用いた現場実験を行っており，曝気装置の故障後に底層SRP濃度が急激-5に増加し，深層曝気以前や曝気期間中よりも高い値となったことを報告している．この理由は，上述のように曝気期
間中に堆積物表層にSRPの蓄積がおこっており，これが急激に溶出したことによるものである可能性がある．

-10
0

20

40

60

80

100

120

4. 考察

SRP concentration (μmol L-1)
5(C)

O2 bubbling

4.1 負のSRP溶出速度について

air bubbling

室内実験の結果から，空気または酸素による曝気の期間
中，直上水中のSRP濃度について有意な減少が確認された

height (mm)0

（図-4参照）．この原因については，i)直上水中において何らかの酸化物とSRPが吸着し，共沈した可能性（Dittrich
et al. 1997）；またはii)直上水中のSRPが拡散により直上水から堆積物表層へ輸送され吸着された可能性；iii)および-5

それらの過程の組み合わせが考えられる．
本実験においては，馴養前には直上水中に硫化物とみられる白濁が見られたが，実験1開始時までにはなくなっていた．また，Ashley (1983)によると，深層曝気は主なイオ

-10
0

500

1000

1500

2000

ン（例えばCa2+, Mg2+）とリンの共沈を引き起こし，濁り2500

hydroxide-bounded SRP (μmol L-1)が発生するとしているが，実験中の曝気量は十分に大きく，

図-7 実験1開始から1日後の水・堆積物界面近傍における水中で酸化されたものが1日以内の時間スケールで沈殿す

各種濃度の計算結果．縦軸の0は水・堆積物界面を表す．

ることは考えにくい．それにもかかわらず，直上水においては濁度の増加は観察されず，粒子態リン濃度も低い値に- 13 -

保たれており，直上水中の全鉄濃度も検出限界以下であっ1.56×10-5 s-1を採用したため，τdeは17.8時間と計算された．

た（付録D参照）．以上の結果から，SRPと何らかのイオン

また，還元条件下では水酸化第二鉄からのSRP脱着が堆積

酸化物との共沈はなかったものと考えられる．

物中でのリン循環に重要であると考えられるため，ここで一般的には，SRPを吸着する水酸化第二鉄の形成は，底はλは水酸化第二鉄の形成長さスケールと仮定する．計算

層水中においても間隙水中においてもSRPの主要なシン

結果から空気曝気系の場合のλの値は2.6 mm，酸素曝気後クであると考えられている（Mortimar 1971）．モデル計算の場合のλの値は7.2 mmであったため，τsはそれぞれ2.2時の結果は空気曝気系のSRPの挙動を良好に再現している

間および16.8時間と計算された．この結果から，モデル計

ため，実験2の空気曝気系でみられた負のSRP溶出速度は，算によるSRP溶出の時間変動はこれらの現象の組み合わ

堆積物表層におけるSRP吸着と間隙水中のSRP濃度の減せであると解釈できた．

少に伴う拡散輸送によるものであると考えられる．しかし，

しかし，モデル計算の結果は酸素曝気後のSRP溶出ピー

酸素曝気系でみられたより大きな負の値については，SRP

クの時間遅れを再現できていない．実験2における酸素曝を吸着可能なマンガン（Gonsiorezyk et al. 1998）やアルミ気系の実験結果とモデル計算とのSRP溶出速度極大をとニウム（Gonsiorezyk et al. 1998; Berkowitz et al. 2006）の水るまでの時間遅れの差は約1日であり，これは与条件に対酸化物の生成や，硫化物の還元に伴う(Fe, Mn)3(PO4)2の生する酸化還元電位の低下に要する時間であると考えられ

成（Caraco et al. 1991），酸化還元電位の変化に伴う底生細る．この問題を解決するためには，酸化鉄の形態や酸化還菌の生理的な変化（Pomeroy et al. 1965; Prepas and Burke

元電位，またはそれを代替するパラメーターを導入し，環1997）などの他の要因を検討する必要がある．これらの物

境条件の変動に対するそれらの非定常的な変動過程をモ

理化学的または生物学的過程の時間スケールについてはデル化する必要がある．

いまだ研究は十分ではなく，今後の検討が待たれる．さらに，酸素濃度の差異によって生成される水酸化鉄の形態に4.3 SRP溶出速度の一時的な増加について

ついても変化が生じる可能性がある（Pourbaix and Zoubov

Gächter et al. (1988)は堆積物中の微生物からのリンの放1974）．今後は，これら形態別の水酸化鉄の吸着速度定数

出や取り込みについて検討するため，堆積物中の細菌を用の違いについても検討の余地がある．

いた室内培養実験を行っている．それによると，好気条件下で培養された細菌群は，嫌気条件になった場合，60時間

4.2 SRP溶出に関する応答時間について以上にわたってSRPを放出し続けた．本実験では，嫌気条Liboriussen et al. (2009)の指摘にあるように，底層への酸件に変化した後の一時的なSRP溶出速度の増加は2日以内

素供給は移動しやすいリンの堆積物表層への蓄積を促し，にほぼ完了しており，その後の数日間は単調に減少してい蓄積されたリンは酸素供給を中止すると水中へ回帰する．

る．このように，Gächter et al. (1988)でみられたSRP溶出

本研究の結果はその現象が非常に重要であることを示し

速度の変動時間スケールと本研究でみられた時間スケーており，酸素供給停止後数日以内に水中への回帰が起こる

ルはかなり異なる．また，採泥した時点で直上水は無酸素ことを指摘している．

化しており，実験による空気または酸素曝気の継続時間は

ここでは，堆積物中におけるSRPの脱着と拡散が，空気2日間しかなかったため，好気性細菌群は十分には発達しまたは酸素曝気停止後のSRP溶出の応答を支配する過程ておらず，好気性細菌や通性嫌気性細菌によるリン蓄積であると考えられる．ここで，SRPの脱着に関する時間ス（Fleischer 1983）はそれほど多くはなかったことが予想さ

ケールτdeと，堆積物中におけるSRP拡散に関する時間スケれる．

ールτsは，以下のように定義される（Inoue et al. 2000）．

τ de =

τs =

1
k de

λ2
2 DzP

よって本実験においてみられた，嫌気条件に変化後の一時的なSRP溶出速度の増大は，堆積物中の細菌からのリン(6)放出によるものではなく，計算結果から示されたように水
酸化第二鉄からの脱着によるものであると推論した．しかしFleischer (1986)によると，微生物によるリン摂取過程は，(7)

化学的な吸着過程と同様もしくはそれよりも速い過程であるとされる．本実験結果には，好気性細菌または通性嫌

ここで，λは堆積物中のSRP濃度分布に関する長さスケー

気性細菌の堆積物中での存在密度や，それらの空気曝気まルを表す．

たは酸素曝気中におけるリン摂取速度に関するデータがない．好気条件から嫌気条件へと変化した際の，堆積物か

本稿においてはSRP脱着実験の結果から，kde として- 14 -

らのリンの溶出に対する一時的な生物学的過程の変化がなどが挙げられる．また，酸素曝気から窒素曝気へと移行及ぼす影響については，今後さらなる検討が必要である．

する過程における応答時間の再現性を改善することを目的とした場合は，

5. まとめ(5) 酸素供給時の別形態の酸化鉄の存在の有無の確認(6) 酸化還元電位またはそれを代替するパラメーターの導入

本研究では，深層空気曝気または深層酸素曝気の不連続的な運転に伴う，水・堆積物界面におけるSRP輸送の短期(7) 環境条件の変動に対するそれらの非定常的な変動の的な応答について，室内実験および数値計算によって検討定量化：した．本室内実験は未撹乱堆積物コア内の限られた容積のなどの必要があり，今後も引き続き検討を行っていく必要

直上水を純酸素で曝気するという非常に極端な条件でのがある．
（2011年4月27日受付）

検討であり，直上水中における酸素濃度の最大値は900-1μmol L にも達していた．しかし，そのような極端な条件
謝辞下においても，曝気終了後にはその酸素供給の効果が持続せず，酸素供給停止後2日以内の間に多量のSRPの水中へ

本研究の一部は，科学研究費補助金（代表者：清家泰，の回帰が認められた．この非定常的な変動は堆積物表層に

課題番号：No. 19201016，高酸素水生成装置を用いる汽水

粒子吸着態のSRPが高濃度に蓄積することに起因し，短期湖貧酸素水塊の水質改善及び湖底の底質改善）により行わ

的なSRPの挙動の把握に対しては粒子吸着態の動態を正れた．ここに記して，謝意を表す．

確に検討する必要があることが示された．このように，空気や純酸素を用いた酸素供給により一時的には堆積物か

参考文献

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review.
- 17 -

付録
付録 A 未撹乱堆積物コア採取時の天候．松江気象台の公開データより作成．
気圧
(hPa)

時

1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24

現地
1009.11009.41009.41009.21009.31009.61010.21010.81011.11011.11011.01011.21010.91011.71012.4
1013.11013.71014.21015.01015.81016.4
1016.4
1016.4
1016.4海面
1011.71012.01012.01011.81011.91012.21012.81013.4
1013.71013.71013.61013.81013.51014.31015.01015.71016.31016.91017.71018.51019.11019.11019.11019.1

降水量
(mm)

気温
(℃)

露点温度
(℃)

蒸気圧
(hPa)

湿度
(％)

----------0
1
0
--0
0
1
1
1
1
0.5
0
0

23.3
23.4
23.6
23.2
23.3
23.6
23.9
25.9
26.5
28
26.6
24.1
25.7
25.7
22
20.7
19.4
18.8
18.5
18.3
18.4
18.5
18.4
18.4

20.3
20.2
20
19.6
19.9
20
20.2
21.1
19.9
19.8
20.2
22
20.9
20.9
18.6
17.5
17.2
17.3
17
16.6
16.9
17
16
16.4

23.8
23.7
23.4
22.8
23.2
23.4
23.7
25
23.2
23.1
23.7
26.4
24.7
24.7
21.4
20
19.6
19.7
19.4
18.9
19.2
19.4
18.2
18.6

83
82
80
80
81
80
80
75
67
61
68
88
75
75
81
82
87
91
91
90
91
91
86
88

風向・風速
(m s-1)
風速
風向
0.8
西
1.3
西北西
1.2
西北西
1.5
西北西
2
南西
3.2
西
2.7
西南西
4.5
西
5.9
西南西
6.3
西南西
8.8
西南西
6.6
西南西
6.3
西
2.5
北西
5.9
北北西
2.7
北
2.6
北北東
2.1
東南東
3.5
北東
1.6
東南東
3.1
北北東
2.6
東
2.6
東南東
2.3
南東

日照時間
(h)

0.1
0.9
0.7
0.6
0.4
-0.3
0.1
-----

雲量

視程
(km)

10-

12

9

15

10-

20

10-

12

10

20

10

3

10

3

付録 B 未撹乱堆積物コア採取状況

CORE1
CORE2
CORE3
CORE4
CORE5
CORE6
CORE7
CORE8
CORE9

実験開始時の
曝気媒体
酸素
酸素
酸素
空気
空気
空気
窒素
窒素
窒素

No.1
23.3
25.3
21.2
25.6
25.1
24.7
24.9
22.9
24.9

- 18 -

堆積物量調整後の直上水高さ(cm)
No.2
No.3
23.8
23.3
25.2
24.9
21.1
20.8
25.7
26.1
24.2
23.9
24.9
24.4
25.1
24.9
23.3
23.7
25.4
24.8

No.4
23.2
25.2
20.9
25.8
24.8
24.5
24.5
23.1
24.9

付録 C リン溶出実験におけるサンプル採取時刻

1st
2nd
3rd
4th
5th
6th
7th

CORE1
2007/9/29 11:22
2007/9/30 9:38
2007/10/1 14:02
2007/10/2 10:04
2007/10/3 16:27
2007/10/4 12:19
2007/10/5 17:07

CORE2
2007/9/29 11:25
2007/9/30 9:40
2007/10/1 14:06
2007/10/2 10:06
2007/10/3 16:29
2007/10/4 12:21
2007/10/5 17:09

CORE3
2007/9/29 11:28
2007/9/30 9:42
2007/10/1 14:09
2007/10/2 10:08
2007/10/3 16:31
2007/10/4 12:23
2007/10/5 17:11

CORE4
2007/9/29 11:32
2007/9/30 9:44
2007/10/1 14:10
2007/10/2 10:10
2007/10/3 16:33
2007/10/4 12:25
2007/10/5 17:12

CORE5
2007/9/29 11:35
2007/9/30 9:46
2007/10/1 14:12
2007/10/2 10:12
2007/10/3 16:35
2007/10/4 12:23
2007/10/5 17:13

CORE6
2007/9/29 11:38
2007/9/30 9:48
2007/10/1 14:12
2007/10/2 10:12
2007/10/3 16:33
2007/10/4 12:21
2007/10/5 17:14

CORE7
2007/9/29 11:32
2007/9/30 9:50
2007/10/1 14:10
2007/10/2 10:10
2007/10/3 16:31
2007/10/4 12:19
2007/10/5 17:16

CORE8
2007/9/29 11:35
2007/9/30 9:52
2007/10/1 14:09
2007/10/2 10:08
2007/10/3 16:29
2007/10/4 12:18
2007/10/5 17:17

CORE9
2007/9/29 11:38
2007/9/30 9:54
2007/10/1 14:06
2007/10/2 10:06
2007/10/3 16:27
2007/10/4 12:16
2007/10/5 17:18

なお，実験 1 に先立つ馴養（窒素ガス，空気，酸素ガスによる曝気）は 2007 年 9 月 28 日 15 時から開始し，実験 2 は 2 回目の採水終了後直ちに開始（全ての曝気媒体を窒素ガスに変更）した．

- 19 -

付録 D 実験期間中の各種濃度の時間変化の様子

0.8

DOP concentration (μmol L-1)

0.7
0.6
O2

0.5

Air

0.4

N2

0.3
0.2
0.1
0
0

1

2

3
4
elapsed time (d)
(a)

5

6

7

溶存有機態リンDTP concentration (μmol L-1)

40
35
30
O2

25

Air

20

N2

15
10
5
0
0

1

2

3
4
elapsed time (d)(b) 溶存態全リン- 20 -

5

6

7

1.8

PTP concentration (μmol L-1)

1.6
1.4
1.2

O2

1

Air

0.8

N2

0.6
0.4
0.2
0
0

1

2

3
4
elapsed time (d)
(c)

5

6

7

粒子態全リン40

TP concentration (μmol L-1)

35
30
O2

25

Air

20

N2

15
10
5
0
0

1

2

3
4
elapsed time (d)(d)全リン- 21 -

5

6

7

NH4 concentration (μmol L-1)

350
300
250
O2

200

Air
N2

150
100
50
0
0

1

2

3
4
elapsed time (d)

5

6

7

(e)アンモニア

450

Si concentration (μmol L-1)

400
350
300

O2

250

Air

200

N2

150
100
50
0
0

1

2

3
4
elapsed time (d)(f)ケイ酸- 22 -

5

6

7

付録 E 実験期間中の堆積物表面の様子(a)

実験開始 1 日後（右側は酸素曝気系，左側は空気曝気系）(b) 窒素曝気開始（酸素または空気曝気から窒素曝気に切り替えて）1 日後（上段は前に酸素曝気を行っていた系，下段は前に空気曝気を行っていた系）(c)

窒素曝気開始（酸素または空気曝気から窒素曝気に切り替えて）2 日後（上段は前に酸素曝気を行っていた系，下段は前に空気曝気を行っていた系）- 23 -

付録 F 堆積物中の各種測定値の鉛直分布
050SRP (μmol L-1)
100
150

200

250

ammonia, nitrite, nitrate (μmol L-1)
1000
2000

3000

0

堆積物中の各種測定値（間隙率，堆積物密度，間隙水中栄
養塩濃度）の鉛直分布をそれぞれ示す．

1

間隙率は表層から深層に向かうにつれて値が小さくなり，
これは富栄養化水域によくみられる傾向であるといえる．
いだせなかった．この原因については，現段階では不明である．栄養塩に関しては全て深さ方向と共に濃度の上昇が2
depth (cm)

密度にはバラつきがみられ，深さ方向との明瞭な関連は見みられ，基本的には溶出傾向にあると考えられる．なお，

34硝酸，亜硝酸の濃度はアンモニアと比較するときわめて小さな値であり，これらが堆積物表層の酸化還元状態に与え5る影響は無視できると考えられる．
6

(c)

0.90
0

0.92

porosity
0.94
0.96

0.98

0

1.00

SRP

0

NH4
NO2
NO3

1

1

depth (cm)depth (cm)

2
2

3

3
4

4

5
6

5

(a)

1.09
0

1.10

間隙率

(d) アンモニア，亜硝酸，硝酸

density (g cm-3)
1.11
1.12

silicate (μmol L-1)
400
600

1.13

0

1.14

200

0
1

1

depth (cm)depth (cm)

2
2

3

3
4

4

5
6

5

(b) 密度(e)- 24 -

ケイ酸

800

1000

港湾空港技術研究所資料

No.1237２０１１．９

編集兼発行人

独立行政法人港湾空港技術研究所

発

行

所

独立行政法人港湾空港技術研究所
横 須 賀 市 長 瀬 ３ 丁 目 １ 番 １ 号
TEL. 046(844)5040 URL. http://www.pari.go.jp/

印

刷

所

株 式 会 社 シ ー ケ ン

C （2011）by PARI
Copyright ○All rights reserved. No part of this book must be reproduced by any means without the written
permission of the President of PARI
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