Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
加濃度1.0mg・L^{-1}から徐々にP/R=1のラインから外れ始め、呼吸量(R)過多となり系が崩壊した。また、構造パラメータとしての生物個体数に着目すると、対照系に比べて個体数が増加している生物群（微細藻類）と減少している生物群（微小動物）に区分されることがわかった。これより、Niのマイクロコズム無影響濃度（m-NOEC）は、0.1～1.0 mg・L^{-1}と見積もられた。

以上より、1)標準試験法としてのマイクロコズムは、完全種構成既知で、高い安定性と再現性を示すGnotobiotic型が適していること、2)Niのマイクロコズム無影響濃度（m-NOEC）は、0.1～1.0 mg・L^{-1}と見積もられること、3)マイクロコズムを活用したP/R比からの生態リスク評価は有効な手段となることが示された。

## (5) 培養モデルと数理モデルのハイブリッド型リスク影響評価システムの構築

本研究では杉浦が Odum-Beyers を元に構築した N88BASIC を用いた数理モデルを使用した。本モデルは以下のようになっており、生物間相互作用とともに代謝産物を考慮したモデルである。

$ d(\mathrm{CO}_{2})/\mathrm{dt} = k_{1}(\mathrm{O}_{2}) \times (\mathrm{MB}) \times (\mathrm{C}) + k_{2}((\mathrm{DCO}) - (\mathrm{CO}_{2})) / (\mathrm{DCO}) - k_{8}(\mathrm{CO}_{2}) \times (\mathrm{C}) $

$ d(\mathrm{MC})/\mathrm{dt} = k_{6} \times (\mathrm{O}_{2}) \times (\mathrm{MB}) \times (\mathrm{C}) + k_{10} \times (\mathrm{CO}_{2}) \times (\mathrm{C}) $

$ d(\mathrm{O}_{2})/\mathrm{dt} = k_{11} \times (\mathrm{CO}_{2}) \times (\mathrm{C}) + k_{1} ((\mathrm{DO}) - (\mathrm{O}_{2})) / (\mathrm{DO}) - k_{4} \times (\mathrm{O}_{2}) \times (\mathrm{MB}) \times (\mathrm{C}) $

$ d(C)/dt = k_{5} \times (O_{2}) \times (MB) \times (C) + k_{9} \times (CO_{2}) \times (C) - k_{12} \times (C) $

$ d(\mathrm{MB})/dt = -k_{3} \times (O_{2}) \times (\mathrm{MB}) (\mathrm{C}) $

ここで、k₁:酸素の気液平衡 k₂:二酸化炭素の気液平衡 k₃:バクテリアの代謝産物 k₄:Chlorella が必要とする酸素 k₅:Chlirella の呼吸量 k₆:Chlorella の代謝産物 k₇:Chlorella の呼吸量 k₈:光合成による二酸化炭素の吸収（明 12 時間） k₉:Chlorella の比増殖速度 k₁₀:Chlorella が増殖する際必要となる代謝産物 k₁₁:Chlorella が増殖する際必要となる二酸化炭素 k₁₂:Chlorella の死滅量（現存量に比例）

数理モデルにおける想定種はマイクロコズムの構成種にも含まれている種とし、消費者として Cyclidium, Philodina、生産者として Chlorella、分解者として Bacteria を想定した。

消費者（Cyclidium, Philodina）、生産者（Chlorella）、分解者（Bacteria）の対照系の比増殖速度は既往の文献値を参考とし、それぞれ0.003, 0.012, 0.686, 2.0(day⁻¹)とした。また、対照系の比増殖速度を1とし、比増殖速度係数を1.0～0.1の範囲で0.1刻みに変化させシミュレーションを行った。

Co 添加後の 14 日間を急性影響（0～4 日） $ B_{16-20} $ 、亜急性影響（5～7 日） $ B_{20-23} $ 、慢性影響（8～14 日） $ B_{23-30} $ 、添加後 14 日間の生物現在量 $ B_{16-30} $ として評価を行った。その結果、急性影響時に生物は死滅しないが、亜急性影響時と慢性影響時には生物の死滅がみられた。また、現在量 $ \left(\mathrm{B}_{16-30}\right) $ から、高濃度添加系で個体数が多く減少していることがわかる。一方、P/R 比をみてみると、8mg・L $ ^{-1} $ 以上の濃度で DO の振幅が減衰しており、系が崩壊しているものと考えられる。P/R 比はすべての系が 1 付近で安定していた。これらのことより、プランクト個体数変動（構造パラメータ）において、植物プランクトンには大きな変動がなく、動物プランクトンは Co 添加量が高濃度になるにつれて個体数が減少した。慢性影響時 Co 2ppm 以上で生物が死滅しているので、構造パラメータにおける m-NOEC（マイクロコズム最大無影響濃度）は 1.5mg・L $ ^{-1} $ と評価された。P/R 比（機能パラメータ）は 1 付近で安定していため、マイクロコズム内の生態系は安定していると評価された。しかし、DO の推移から Co 8mg・L $ ^{-1} $ 以上では系が崩壊しているので、機能パラメータにおける m-NOEC は 6mg・L $ ^{-1} $ と評価された。以上より、Co 1.5mg・L $ ^{-1} $ 以下では無影響、2
mg・L^{-1}以上6 mg・L^{-1}以下では系の転移、8 mg・L^{-1}以下では系の転移、8 mg・L^{-1}以上では系が崩壊すると評価された。このことから、Coのm-NOECは1.5 mg・L^{-1}と評価された。

数理モデルのシミュレーション期間は30日間とし、対照系の数理モデルと培養モデルのDO値の経時変化を比較した。その結果、DO値は異なるものの経時変化におけるDOの変動は再現することができた。

培養モデルは Co $ 10\ mg\cdotL^{-1} $ を培養開始 16 日目に添加し、数理モデルは培養 16 日目以降の消費者と生産者の比増殖速度係数の条件を変えてシミュレーションを行った。図 (3)-5 に Co $ 10\ mg\cdotL^{-1} $ 添加系の培養モデルのDO値経時変化結果、と数理モデルを比較すると、添加後 20 日以降のDO値の経時変化が類似していることがわかった。また、シミュレーション結果の生産者の比増殖速度が 0.1 倍、消費者の比増殖速度が $ 0.1 \sim 0.3 $ 倍の時、培養モデルと類似しており、Co の影響が生じていることがわかった。また、このことより、Co の影響は生産者と捕食者と考えられた。

図(3)-5 Co 10 mg・L^{-1} 添加系の培養モデル結果

図(3)-6 に数理モデル（生産者の比増殖速

図(3)-6 Co 10 mg・L^{-1} 添加系の数理モデル結果

度係数 0.1、消費者の比増殖速度係数 0.3）の DO 值経時変化結果を示す。Co $ 10\ mg\cdotL^{-1} $ 添加系の培養モデルと数理モデルの 16 日目以降の DO 値の経時変化と照合し、生産者、捕食者にどの程度影響が生じているのかについて検証を行った。その結果、Co $ 10\ ppm $ 添加系の培養モデルでは、16～20 日目間は DO 値の振幅に変化はなかった。しかし、20 日目以降、DO 値が徐徐に減少し、27 日目以降振幅がみられなくなった。数理モデルによるシミュレーション結果では、16 日目以降直ちに DO 値が減少し、28 日目以降振幅がみられなくなった。

しかしながら、図5と図6を比較すると、16～20日間のD0値が同じ挙動を示しておらず、数理モデルは添加後0～4日間は培養モデルを再現できていないため、この点について今後検討が必要である。

本研究の成果をまとめると以下のように要約される。

1）標準試験法としてのマイクロコズムは、完全種構成既知のGnotobiotic型が適していることが示された。

2）各金属のマイクロコズム無影響濃度（m-NOEC）は、 $ Al^{3+} $ : $ 0.15mg\cdotL^{-1} $ 、 $ Cu^{2+} $ : $ 0.25mg\cdotL^{-1} $ 、 $ Zn^{2+} $ : $ 1.20mg\cdotL^{-1} $ 、 $ Cd^{2+} $ : $ 0.16mg\cdotL^{-1} $ 、 $ Mn^{2+} $ : $ 1.0mg\cdotL^{-1} $ 、 $ Mg^{2+} $ : $ 10mg\cdotL^{-1} $ 、 $ Ca^{2+} $ : $ 5.0mg\cdotL^{-1} $ 、 $ Ni^{2+} $ : $ \leqq1.0mg\cdotL^{-1} $ 、 $ Co^{2+} $ : $ 1.5mg\cdotL^{-1} $ と見積もられた。

3）Gnotobiotic型マイクロコズムにおけるP/R比からの評価と生物相からの評価は概ね一致することが示された。

4）数理モデルと培養モデルはDO値において差が生じたが、経時変化における振幅は再現することができた。
5）$\mathrm{Co~1~mg\cdot L^{-1}}$ および$2\mathrm{mg}\cdot\mathrm{L}^{-1}$ 添加系では、生産者の比増殖速度は対照系の1～0.9倍に、消費者の比増殖速度は0.8～0.9倍になり、$\mathrm{Co}$ の影響は生産機能≤消費機能と考えられた。

6）$\mathrm{Co~4~mg\cdot L^{-1}}$ 添加系では、生産者の比増殖速度は対照系の0.7～0.9倍に、捕食者の比増殖速度は0.1～0.2倍になり、$\mathrm{Co}$ の影響は生産機能≤消費機能と考えられた。

7）$\mathrm{Co~8~mg\cdot L^{-1}}$ および $10\ \mathrm{mg\cdot L^{-1}}$ 添加系では、生産者の比増殖速度は対照系の $0.1$ 倍に、捕食者の比増殖速度は $0.1 \sim 0.3$ 倍になり、$\mathrm{Co}$ の影響は生産機能＞消費機能と考えられた。

6）生産機能、消費機能を同時にかつ定量的に影響評価解析できることは、培養モデルにおけるDO測定や個体数測定では難しく、数理モデルのメリットといえるが、一方、数理モデルはCo添加濃度によって数日間、培養モデルのDO値と同じ挙動を示さなかったことから、数理モデルは添加後の数日間培養モデルを再現できず、今後検討が必要である。

以上より、 $ Co^{2+} $ 添加においては、低濃度負荷と高濃度負荷では生態系システムの生産機能と消費機能に及ぼす影響の度合い（強弱）が逆転することが示された。このように、培養モデルと数理モデルを組み合わせたハイブリッド型生態系リスク影響評価解析システムの構築のための基礎的知見を得ることができた。

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

金属類のリスク影響は、従来個々の生物種に対する毒性リスクなどで評価が行われてきたものの、マイクロコズムを用いた本研究では、生物の個体数変動には大きな影響がみられない場合でも、生産量／呼吸量比を測定することにより、生態系機能への影響が検出できた点で、科学的意義は大きいといえる。また、P/R比の挙動から、マイクロコズム無無影響濃度（m-NOEC）を求め、既存の論文等で報告されているメソコズム実験における無影響濃度（NOEC）と比較した結果、両者の比がほぼ等しいことから、マイクロコズムでの実測最大無影響濃度（NOAEC）（マイクロコズム無影響濃度：m-NOEC）に安全係数を用いることで自然生態系での無影響濃度を予測できる可能性が示された。さらに、タイプの異なるマイクロコズムを相互に比較解析することで基礎的知見が集積され、標準試験法化の確立化がなされた。さらに、培養モデルと数理モデルを組み合わせたハイブリッド型生態系リスク影響評価解析システムの構築のための基礎的知見を得ることができた。

## （２）環境政策への貢献

本研究において、標準試験法としての整備に資する基礎的知見の集積も進行し、構成生物種の個体数に変動が現れない程度の化学物質の負荷においても、生産量／呼吸量比には大きな影響が観察されたことから、マイクロコズムを用いた生産量／呼吸量比の試験方法は、金属類だけでなく汎用化できるリスク影響評価法としての可能性を有しており、日本発の標準アセスメントツールとして、環境政策への貢献は極めて大きいといえる。

## 6 ．国際共同研究等の状況

中国環境科学研究院との水圈生態系モデルマイクロコズム試験の国際化を図る上での意見交換
等を行い、マイクロコズム試験の重要性を明確化することができた。

### 7. 研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

<論文（査読あり）>

1）村上和仁：環境情報科学論文集、24巻、pp.399-404（2010.11.）

「マイクロコズムシステムによるP/R比からみた金属類の生態リスク評価」

2) Sugiura, K.: Jpn. J. Environ. Toxicol. 13(1), 37–47 (2010)

“Effects of Chemicals on Microcosms: Comparison with the NOECs in Experimental and Natural Ecosystems”

3）村上和仁、林秀明：環境情報科学論文集、25巻、pp.221-226.（2011.11.）

「標準モデルとしての各種マイクロコズムにおける安定系構築可能性の比較解析」

4) K. Murakami, H. Hayashi, R. Shimada: Journal of Water and Environmental Technology, Vol. 9, No. 4, pp. 401-410 (2011.12.)

“Microcosm for Impact Risk Assessment of Sediment Remediation Materials on Aquatic Ecosystem”

## 〈査読付論文に準ずる成果発表〉

1）村上和仁、林秀明：千葉工業大学研究報告（理工編）、No.58、pp.11-17（2011.3.）「栄養段階の異なる有機物負荷におけるマイクロコズム構成微生物群の応答」

2）村上和仁、林秀明：千葉工業大学研究報告（理工編）、No.59、pp.27-31（2012.3.）「各種マイクロコズムにおけるP/R比に着目した生態系機能影響評価」

3) K. Murakami, H. Hayashi, Y. Inamori, K. Sugiura: Proceedings of 4th IWA-ASPIRE Conference and Exhibition, CD-ROM (2011.10.)

“Impact Risk Assessment of Metal Ions using Aquatic Model Microcosm System”

4) H. Hayashi, R. Shimada, K. Murakami: Proceedings of 4th IWA-ASPIRE Conference and Exhibition, CD-ROM (2011.10.)

“Development of Experimental Flask-size Microcosm System for Environmental Risk Assessment”

5) K. Murakami : Proceedings of 4th IWA-ASPIRE Conference and Exhibition, CD-ROM (2011.10.) "Effect of Metal Ions on Horizontal Plasmid Transfer under Microbial Interaction"

くその他誌上発表（査読なし）>

特に記載すべき事項はない

（2）口頭発表（学会）

1）村上和仁、稻森悠平：日本水処理生物学会第46回大会、高知（2009.11.）

「栄養段階の異なる有機物負荷に対するマイクロコズム構成微生物群の応答」

2）村上和仁、林 紀男、稲森隆平、稲森悠平、杉浦 桂：第37回土木学会関東支部技術研究発表会、東京（2010.3.）
「マイクロコズム生態系における底質改善材（Mg・Ca）のP/R比による影響解析」

3）村上和仁、林 紀男、稲森隆平、稲森悠平、杉浦 桂：第44回日本水環境学会年会、福岡(2010.3.)

「P/R 比によるマイクロコズム生態系における Mn の影響解析」

4）村上和仁、杉浦桂：環境バイオテクノロジー学会2010年度大会、仙台（2010.6.）

「マイクロコズム生態系における金属負荷の影響解析」

5) K. Murakami : Water and Environmental Technology Conference 2010 (WET2010), Yokohama (2010.6.)

“Microcosm for Risk Assessment of Sediment Remediation Materials on Aquatic Ecosystem”

6）村上和仁、稻森隆平、稻森悠平、杉浦桂：土木学会第65回年次学術講演会、札幌（2010.9.）

「マイクロコズムを用いた底質改善材（Mg）の生態リスク影響解析」

7）村上和仁、稲森隆平、稲森悠平、杉浦桂、鹿野秀一、川端善一郎、雨宮隆：第13回日本水環境学会シンポジウム、京都（2010.9.）

「水処理等における環境リスク評価のためのマイクロコズムを活用した解析技法」

8）村上和仁、杉浦桂：日本陸水学会第75回大会、弘前（2010.9.）

「水圈マイクロコズム生態系におけるP/R比からみた金属負荷の影響解析」

9）村上和仁、林紀男、稲森隆平、稲森悠平：第47回環境工学研究フォーラム、高知（2010.11.）

「マイクロコズムを活用したP/R比による生態リスク評価システムの開発」

10）村上和仁、稲森隆平、稲森悠平、杉浦桂：日本水処理生物学会第47回大会、つくば（2010.11.）

「マイクロコズム生態系における金属負荷に対するP/R比の応答」

11）林秀明、村上和仁：日本水処理生物学会第47回大会、つくば（2010.11.）

「各種マイクロコズムにおけるP/R比に着目した生態系機能の比較評価」

12）村上和仁：第24回環境研究発表会、東京（2010.11.）

「マイクロコズムシステムによるP/R比からみた金属類の生態リスク評価」

13）村上和仁：第7回環境情報科学ポスターセッション、東京（2010.11.）

「モデルエコシステムを用いた外来種生物の環境影響評価」

14）村上和仁、林秀明：第26回日本微生物生態学会大会、つくば（2010.11.）

「生態系機能を有する標準培養モデルシステムの検討」

15）村上和仁：第13回千葉県環境教育研究会発表会、千葉（2011.1.）

「環境教育ツールとしてのマイクロコズムの活用ーフラスコから地球環境問題を考える」

16）村上和仁、稻森悠平、杉浦桂：第38回土木学会関東支部技術研究発表会、東京（2011.3.）

「マイクロコズムにおける金属負荷の生態系機能・構造に及ぼすリスク評価」

17）林秀明、村上和仁：第38回土木学会関東支部技術研究発表会、東京（2011.3.）

「各種マイクロコズムにおけるP/R比に着目した生態系機能の比較評価」

18）島田諒司、村上和仁：第38回土木学会関東支部技術研究発表会、東京（2011.3.）

「マイクロコズムによる金属負荷の環境影響評価」

19）村上和仁、林秀明、島田諒司、稲森悠平、杉浦桂：第45回日本水環境学会年会、札幌（2011.3.）「異なるタイプのマイクロコズムにおける金属負荷影響の比較」

20）村上和仁、林秀明：環境バイオテクノロジー学会2011年度大会、東京（2011.6.）
「各種マイクロコズムにおける安定系構築の比較解析」

21）村上和仁、林秀明、稲森悠平、杉浦桂：土木学会第66回年次学術講演会、松山（2011.9.）「マイクロコズムによるNiの生態系リスク評価」

22）林秀明、村上和仁：土木学会第66回年次学術講演会、松山（2011.9.）

「P/R比および生物相に着目した各種マイクロコズムの生態系機能特性」

23）村上和仁、林秀明、稲森悠平、杉浦桂：第14回日本水環境学会シンポジウム、仙台(2011.9.)

「マイクロコズムによる生活関連化学物質（特に金属類）の環境影響評価」

「P/R比からみたマイクロコズムと実湖沼の相似性解析」

25) K. Murakami, H. Hayashi, Y. Inamori, K. Sugiura: 4th IWA-ASPIRE Conference and Exhibition, Tokyo (Japan) (2011.10.)

“Impact Risk Assessment of Metal Ions using Aquatic Model Microcosm System”

26) H. Hayashi, R. Shimada, K. Murakami: 4th IWA-ASPIRE Conference and Exhibition, Tokyo (Japan) (2011.10.)

“Development of Experimental Flask-size Microcosm System for Environmental Risk Assessment”

27) K. Murakami: 4th IWA-ASPIRE Conference and Exhibition, Tokyo (Japan) (2011.10.)

“Effect of Metal Ions on Horizontal Plasmid Transfer under Microbial Interaction”

28）村上和仁、小浜暁子：第27回日本微生物生態学会大会、京都（2011.10.）

「多段階食物連鎖系における遺伝子組換え細菌の消長解析」

29）村上和仁、箕浦英樹、林秀明、稻森悠平、杉浦桂：日本水処理生物学会第48回大会、草津（2011.11.）

「水圏モデル生態系マイクロコズムによるコバルトの生態系リスク評価」

30）林秀明、村上和仁：日本水処理生物学会第48回大会、草津（2011.11.）

「水圏モデル生態系マイクロコズムにおけるバイオマニピュレーションの影響解析」

31）三浦あかね、林秀明、村上和仁、杉浦桂、稲森悠平：日本水処理生物学会第48回大会、草津（2011.11.）

「水圏モデル生態系マイクロコズム検証のための数理モデルの構築」

32）村上和仁、林秀明、島田諒司、杉浦桂、稲森悠平：第48回環境工学研究フォーラム、名古屋（2011.11.）

「各種水系マイクロコズムによるニッケルの生態リスク評価」

33）林秀明、村上和仁：第48回環境工学研究フォーラム、名古屋（2011.11.）

「水圏モデル生態系マイクロコズムを用いた外来生物の生態系機能に及ぼす影響評価」

34）村上和仁、林秀明：第25回環境研究発表会、東京（2011.11.）

「標準モデルとしての各種マイクロコズムにおける安定系構築可能性の比較解析」

35）林秀明、村上和仁：第8回環境情報科学ポスターセッション、東京（2011.11.）

「バイオマニピュレーションのためのマイクロコズムによる導入生物の影響解析」

36）村上和仁：第8回環境情報科学ポスターセッション、東京（2011.11.）

「数理モデルによる水圏モデル生態系マイクロコズムの検証」
37）村上和仁、林秀明、吾妻咲季：第39回土木学会関東支部技術研究発表会、金沢八景（2012.3.）「生態系機能（P/R比）からみたマイクロコズムと実湖沼の相似性解析」

38）林秀明、村上和仁：第39回土木学会関東支部技術研究発表会、金沢八景（2012.3.）

「水圈生態系マイクロコズムにおける食物連鎖上位種導入の生態系機能に及ぼす影響」

39）三浦あかね、林秀明、村上和仁、杉浦桂、稲森悠平：第39回土木学会関東支部技術研究発表会、金沢八景（2012.3.）

「水圏モデル生態系マイクロコズムによる数理モデルと培養モデルの比較検証」

40）箕浦英樹、林秀明、村上和仁、杉浦桂、稲森悠平：第39回土木学会関東支部技術研究発表会、金沢八景（2012.3.）

「マイクロコズムによるコバルトの生態系影響評価」

41）林秀明、村上和仁：第46回日本水環境学会年会、東京（2012.3.）

「マイクロコズムを用いた食物連鎖上位種の導入によるバイオマニピュレーションの影響解析」

42）林秀明、村上和仁：第63回全国水道研究発表会、松江（2012.5.）

「モデル生態系による移入生物種の影響シミュレーション」

43）村上和仁、林秀明、稻森悠平、杉浦桂：第63回全国水道研究発表会、松江（2012.5.）

「マイクロコズムを活用した培養モデルと数理モデルによる金属類の生態系リスク評価」

44) H. Hayashi, K. Murakami: Water and Environmental Technology Conference 2012 (WET2012), Tokyo (2012.6.)

“Biomanipulation Impact Analysis using Microcosm System for Top Predator Introduction”

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項はない

（４）シンポジウム、セミナーの開催（主催のもの）

特に記載すべき事項はない

（５）マスコミ等への公表・報道等

特に記載すべき事項はない

（6）その他

・林 秀明、村上和仁「各種マイクロコズムにおけるP/R比に着目した生態系機能の比較評価（第38回土木学会関東支部技術研究発表会、2011.3.）」が第37回関東支部技術研究発表会優秀発表を受賞。

### 8 \. 引用文献

1) Beyers, R. J., Odum, H. T.: Ecological Microcosm, Springer-Verlag New York Inc, 1993.

2）西条八束、坂本充：メソコズム 湖沼生態系の解析、名古屋大学出版会、1993.

3）栗原康：生態システムと人間、東北大学出版会、2008.
S2-09 マイクロコズムを用いた生態系リスク影響評価システム手法の開発

(4) マイクロコズムを用いた農薬・有機物負荷等の生態系に及ぼす解析評価

東北大学

東北アジア研究センター・基礎研究部門・地域生態系研究分野 鹿野秀一

平成21～23年度累計予算額：10，979千円（うち、平成23年度予算額：3，215千円）予算額は、間接経費を含む。

[要旨] 農薬・有機物負荷等の生態系に及ぼす影響を評価するために、生産者、消費者、分解者からなる水界マイクロコズムへ除草剤シマジンとベンチオカーブ、殺虫剤フェニトロチオンを負荷し、生物個体群の変化だけでなく、生体機能の指標である生産量と呼吸量への影響を解析した。水に不溶性の除草剤や殺虫剤の負荷のためには、メタノールやアセトンを有機溶媒に溶かして負荷する必要があるため、溶媒の添加有無の影響についても検討した。メタノール添加やアセトン添加ではマイクロコズムの生物個体数に影響は与えないが、これらの添加によって生産量と呼吸量が有意に増加することが明らかになった。ベンチオカーブやフェニトロチオンの負荷では、生物個体数が減少し、一部の動物が消失する負荷濃度においても、溶媒のみを添加した対照区と比べ生産量や呼吸量は有意に変化しなかった。一方、シマジン負荷では、生物個体数に影響が見られない負荷濃度においても、生産量(P)や生産量/呼吸量(R)比（P/R比）が溶媒のみを添加した対照区と比べて有意に減少する影響がみられた。このように、農薬負荷による生物個体群への影響だけでなく、生態系の生産量や呼吸量への影響を見る必要が示された。また、生産性についての影響は、農薬自体だけでなくそれを溶かす有機溶媒についても考慮しなければならいないことも示された。

## [キーワード] 除草剤、殺虫剤、生産量、呼吸量、水界生態系

### 1. はじめに

殺虫剤や除草剤などの農薬は田畑や森林、草原などの野外において直接使用されている化学物質であるため、散布された農薬はそこの集水域の水界生態系へ蓄積されてゆくと考えられる。農薬等の水界生態系への影響やその評価をするためには、従来は個々の単独生物種に対する半数致死濃度 $ \left( \mathrm{LC}_{50} \right) $ や無影響濃度NOEC(no observed effect concentration)などの毒性リスクが取り上げられてきた。しかし、生態系は生物種間や環境との間で相互作用を有しているため、生態系システムとしてのリスク評価をする必要がある。そのためには、生産者、消費者、分解者からなるモデル微生物生態システムであるマイクロコズムは、農薬等のリスク影響評価において有用なツールとなりえる。本研究では、マイクロコズムを用いて除草剤や殺虫剤の農薬に対する構成生物の個体数変化だけでなく、生態系の重要な指標である生産量や呼吸量への影響も評価対象として検討を行った。
本研究では、除草剤としてシマジンとベンチオカーブを、殺虫剤としてフェニトロチオンを用いた。シマジンは、トリアジン系の除草剤で、畑や果樹園だけでなく芝生等の除草にも用いられ、光合成阻害による除草機構を持ち、安定していて、分解が遅く、ニジマスやブルーギルの半数致死濃度（LC_{50}）は、それぞれ2.8 mg・L^{-1}と16.0 mg・L^{-1}である。ベンチオカーブは、別名チオベンカーブとも呼ばれ、オーキシン活性阻害剤やタンパク質合成阻害剤で、ミジンコの半数致死濃度（LC_{50}）0.75 mg・L^{-1}や藻類Selenasturmによる増殖半阻害濃度（EC_{50}）0.017 mg・L^{-1}などの毒性が報告されている $ ^{1)} $ 。フェニトロチオンは、商品名スミチオンとして知られている有機リン系殺虫剤で、農業や林業の害虫駆除だけでなく、ハエやカなどの駆除などにもちられている。フェニトロチオンは、甲殻類を中心に水生生物に強い毒性を示すが、光分解やアルカリによる加水分解で分解し、また微生物相によって分解が促進されることが知られている $ ^{2)} $ 。フェニトロチオンの水生生物へ毒性は、種によって大きく異なり、藻類やワムシの無影響濃度が1.0 mg・L^{-1}であるのに対して、甲殻類のミジンコ（Daphnia magna）のNOECや半数致死濃度は、それぞれ0.009 μg・L^{-1}と0.067 μg・L^{-1}と藻類やワムシの約10,000分の1の濃度である $ ^{3)} $

## 2 ．研究開発目的

本サブテーマでは、農薬の水界生態系へ及ぼすリスク影響評価のために、マイクロコズムを用いて、除草剤シマジンとベンチオカーブ、殺虫剤フェニトロチオンが構成生物種の個体数に対する影響だけでなく、生態系機能の重要は指標であるマイクロコズムの生産量や呼吸量におよぼす影響を統計的に検討することを目的とした。

## 3 ．研究開発方法

## （1） マイクロコズムと農薬負荷

生態系リスク影響評価のモデルシステムとして用いたマイクロコズムは、生産者としてChlorella sp. （緑藻）、Scenedesmus spp. （緑藻）、Tolypothrix sp. （糸状ラン藻）の3種類、消費者としてCyclidium glaucoma（原生動物）、Philodina sp. （ワムシ）、Lecana sp. （ワムシ）、Aeolosoma hemprichi（環形動物）の4種、分解者としての細菌群集から構成されている。マイクロコズムの培養は、Taubの無機塩類溶液#36 $ ^{4)} $ からNaNO $ _{3} $ を除いた溶液に、ポリペプトン（日本製薬株式会社製）を100 mg・L $ ^{-1} $ になるように加えた溶液を用い、25 ℃、12時間暗条件-12時間明条件（2400 lux）で行った。

除草剤の負荷実験は、シマジンとベンチオカーブ（ともに和光純薬、農薬標準品）を用いた。シマジンはメタノール300（残留農薬試験用）で希釈して、培養液への負荷後にメタノール濃度が0.32%になるように調整した。シマジンの負荷濃度は、0.08, 0.16, 0.32と0.64 mg・L^{-1}の4段階とした。ベンチオカーブもメタノール300（残留農薬試験用）で希釈して、メタノール濃度が0.32%になるように調整した。ベンチオカーブの負荷濃度は、1.0, 2.0, 4.0と8.0 mg・L^{-1}の4段階とした。シマジンとベンチオカーブの負荷は、それぞれマイクロコズムの培養16日目に行った。対照区として、メタノール300のみを加えたマイクロコズムと、メタノールの影響をみるためにメタノール無添加のマイクロコズムも作成した。

殺虫剤の負荷実験は、フェニトロチオン（和光純薬、農薬標準品）を用いた。フェニトロチオンはアセトンで希釈して、培養液への負荷後にアセトン濃度が0.05%になるように調整した。
フェニトロチオンの負荷濃度は、0.01，0.10，1.00と10.00 mg・L^{-1}の4段階とした。フェニトロチオン負荷は、マイクロコズムの培養16日目に行った。対照区として、アセトンのみを加えたマイクロコズムと、アセトンの影響をみるためにアセトン無添加の対照区も作成した。

マイコロコズムの構成生物の密度は、光学顕微鏡を用いて計数した。また、ラン薬は、糸状の長さ $ (\mathrm{cm}\cdot\mathrm{mL}^{-1}) $ を測定した。細菌数は、PY培地を用いて、希釈平板法で生菌数を計測した。

## （２）溶存酸素濃度の測定

溶存酸素濃度は、DOメーター（YSI社製58型）で測定し、ロガー（AM-8000）で記録した。DOメーターの電極の先にキャップ（2箇所穴が空いて、培養液が循環できる）と攪拌子を設置して、培養液約200 mlが入った300 mlの三角フラスコに挿入して、三角フラスコをスターラに載せて、電極の先にある攪拌子を回転させ、培養液が循環するようにしてマイクロコズム内の酸素濃度を測定した。マイクロコズムを培養している三角フラスコの培養液と気相との間の酸素の拡散速度を測定するために、窒素ガスで酸素を追い出した蒸留水約200 mlが入った300 mlの三角フラスコと酸素ガスを吹き込んだ同様の三角フラスコに、DO電極を挿入して、溶存酸素濃度が低濃度から過飽和状態から飽和状態に復帰する過程を測定した。

## 4 ．結果および考察

## （１）農薬負荷に対する個体数変化

シマジン負荷後のマイクロコズムにおける各構成生物の個体数変化を図（4）-1 に示す。対照区として、シマジンの溶媒として用いたメタノールを添加しなかったマイクロコズム（図(4)-1．A）とメタノール添加マイクロコズム（図(4)-1．B）の2つを比較すると、メタノール自体の個体数への影響はなかった。これらの対照区と比較して、シマジンを $ 0.16\ mg\cdotL^{-1} $ 、 $ 0.32\ mg\cdotL^{-1} $ 、および $ 0.64\ mg\cdotL^{-1} $ （それぞれ図(4)-1．のC，D,およびE）負荷したマイクロコズムも、負荷後2日目の $ 0.64\ mg\cdotL^{-1} $ 負荷マイクロコズムにおける細菌数の減少を除いては、各生物の個体数変化に大きな影響は見られなかった。

図(4)-2 に、ベンチオカーブ負荷後のマイクロコズムの各構成生物の個体数変化を示す。ベンチオカーブ負荷についての実験では、対照区とメタノール添加対照区の間で個体数への影響は見られなかった。これらの対照区と比較して、ベンチオカーブを1.0～4.0 mg・L^{-1}(C、D，E)負荷したマイクロコズムも、各生物の個体数変化に大きな影響はなかったが、ベンチオカーブ負荷量が8.0 mg・L^{-1}(F)では、水生ミミズAeolosoma hemprichirとワムシPhilodina sp.が消失した。

フェニトロチオン負荷後のマイクロコズムの各構成生物の個体数変化を図(4)-3に示す。対照区としてのフェニトロチオンの溶媒として用いたアセトンを添加しなかったマイクロコズム（図(4)-3，A）とアセトン添加マイクロコズム（図(4)-3，B）の2つを比較すると、アセトン自体の個体数への影響はなかった。これらの対照区と比較して、フェニトロチオンを0.01 mg・L^{-1}負荷したマイクロコズムも、各生物の個体数変化に大きな影響はなかったが、フェニトロチオン負荷量が0.10 mg・L^{-1}や1.00 mg・L^{-1}と増えるのにつれて水生ミミズAeolosoma hemprichiの個体数が減少した。しかし、これらのフェニトロチオンの負荷量では、水生ミミズ以外の生物個体数への影響はみられなかった。一方フェニトロチオン負荷量が10.00 mg・L^{-1}の場合、水生ミミズAeolosoma hemprichi、ワムシPhilodina sp.とLecana sp.はいずれも消失し、原生動物Cyclidium
glaucoma も個体数がいったん大きく減少し、その後回復した。このように水生動物に大きな影響がみられた。これに対して、緑藻（Chlorella sp. と Scenedesmus spp.）や糸状ラン薬 Tolypothrix sp. は、10.00 mg・L^{-1} のフェニトロチオン負荷まで個体数への影響は見られなかった。

## （２）マイクロコズムの生産量と呼吸量の測定方法開発

溶存酸素濃度変化から生産量と呼吸量を求めるには、培養液中の酸素濃度変化だけでなく、培養液と気相との間の酸素の拡散速度を考慮する必要がある。酸素濃度が低い状況から平衡状態と高酸素濃度から平衡状態への溶存酸素濃度の変化を調べ、各溶存酸素濃度における1時間の溶存酸素濃度変化率を差分として求め、溶存酸素濃度に対してプロットしたグラフの回帰直線から、(拡散速度) = -0.1243 x （溶存酸素濃度）+ 1.0293 式（1）

が得られ、この式を用いて補正した。

マイクロコズム内の溶存酸素濃度の1時間毎の変化速度と式（1）の拡散速度からマイクロコズム1日当たりの生産量(P)と呼吸量(R)を求めた。

## （３）農薬負荷によるマイクロコズムの生産量と呼吸量の変化

図(4)-4 に、シマジン負荷実験のマイクロコズムの呼吸量(R)横軸に、生産量(P)を縦軸にプロットした図を示す。この図では、プロット中の●（横に数字の”0”で示す）は、シマジン負荷前の培養15日目の生産量と呼吸量を示し、その後1日毎の生産量と呼吸量のプロットを○で繋げ、負荷後14日（一部11日）まで示している。なお、図(4)-4 のプロットでは、3回の繰り返し実験例を、それぞれ黒○、赤○、青○で表示した。図(4)-4（A)の対照区（メタノール無添加）では呼吸量も生産量もあまり変化が見られなかったが、メタノールのみを添加した対照区（図(4)-4（B))では、呼吸量も生産量も増加したため、プロットは添加後右上に移行した。低負荷のシマジン負荷区では（図(4)-4（C)-(D)）、メタノール添加対照区と同様の変化が見られたが、負荷量が増加するにしたがって（図(4)-4（E)-(F)、生産量の減少が見られた（統計処理については後述する）。

生産量と呼吸量のP/R比を図(4)-5.に示すと、メタノール無添加対照区やメタノール添加対照区では、P/R=1.6～1.8の値で変化がなかったが、0.64 mg・L^{-1}のシマジン負荷区ではP/R比が負荷後減少して、P/R=0.8下がった。

図(4)-6 に、ベンチオカーブ負荷後の呼吸量と生産量のプロットを示す。ベンチオカーブもシマジンと同様にメタノールを溶媒としてマイクロコズムに負荷しているため、メタノール無添加とメタノール添加の対照区の呼吸量と生産量も測定した。メタノール添加によって呼吸量と生産量がともに増加したが、ベンチオカーブ負荷の場合も溶媒で用いたメタノール添加の影響が見られなかっただけでなく、ベンチオカーブ 8.0 mg/Lの高負荷においてもメタノール添加対照区と差はみられなかった。P/R比もベンチオカーブの負荷によって変化がなかった（図(4)-7）。

フェニトロチオン負荷後の呼吸量と生産量の変化を図(4)-8に示す。フェニトロチオン負荷実験では、溶媒としてアセトンを用いたため、アセトン無添加の対照区（図(4)-8（A））とアセトン添加対照区（図(4)-8（B））における呼吸量と生産量の変化も測定した。アセトンの添加によってもアセトン無添加区と比べて呼吸量と生産量が増加した。アセトンに溶解したフェニトロチオンを0.01 mg・L^{-1}から10.00 mg・L^{-1}の範囲で負荷した場合も、アセトン添加の対照区との違いはみられなかった。P/R比もフェニトロチオンの負荷によって変化がなかった（図(4)-9）。
## （４）メタノール、アセトン添加による生産量と呼吸量への影響についての統計検定

対照区と同時に測定したメタノール添加区またはアセトン添加区の呼吸量と生産量の測定数が統計処理可能な3回以上ある場合について、それぞれの変化を図(4)-10と図(4)-11に示し、それぞれの測定日の対照区と溶媒添加区の間で、呼吸量と生産量に差があるか分散分析を行った。

メタノール添加区では、対照区と比べ添加後6日目から生産量が、添加後3日後から呼吸量がそれぞれ有意に増加し、測定14日目まで続いた。また、アセトン添加の場合も、生産量では添加後7日目から9日目まで、呼吸量では添加後9日目に対照区より有意に高い値を示した。このように、農薬は水への溶解度が非常に低いために、メタノールやアセトンなどの有機溶媒に溶解する必要があるが、それ有機溶媒自体が生産量や呼吸量の増大を引き起こすことが明らかになった。

## （５）農薬負荷の生産量や呼吸量への影響についての統計検定

前項で示したように、メタノール添加によって生産量と呼吸量にそれぞれ有意に増加が見られた。そのため、シマジンとベンチオカーブの生産量と呼吸量への影響評価を行うには、添加したメタノールの影響を考慮する必要があるため、各農薬の負荷区とメタノール添加の対照区との間でTukeyの多重比較を行った。

シマジン負荷後の呼吸量と生産量の多重比較（ $ 0.08\ mg\cdotL^{-1} $ の負荷区は繰り返し実験例が2例のため除外した）では、メタノール添加区と0.64 mg/Lのシマジン負荷区の間では負荷後4日目から、また $ 0.16\ mg\cdotL^{-1} $ の低負荷区と0.64 mg/Lの高負荷区の間では負荷後1日目から、生産量の有意な減少が見られた（表(4)-1）。この場合、呼吸量については有意差が見られなかったが、負荷量が高い場合にP/R比も有意に低下した（表(4)-2）。

表(4)-1 シマジン負荷後の生産量Pのマイクロコズム間のTukey多重比較

有意差のある組み合わせを示す。

Days after loading	0	1	2	3	4	5	6	7	8	9	10
メタノ-ル添加区 vs. 0.64 mg·L^{-1}	-	-	-	-	*	*	**	**	**	**	*
0.16 mg/L vs. 0.64 mg·L^{-1}	-	*	*	*	*	*	**	**	**	*	*

p ; - : >0.05, * : <0.05, ** : < 0.01

表(4)-2 シマジン負荷後のP/R比のマイクロコズム間のTukey多重比較

有意差のある組み合わせを示す。

Days after loading	0	1	2	3	4	5	6	7	8	9	10
メタノ-ル添加区 vs. 0.64 mg·L⁻¹	-	-	-	-	-	-	-	*	*	***	**
0.16 mg/L vs. 0.64 mg·L⁻¹	-	-	-	-	-	-	-	-	*	**	**
メタノ-ル添加区 vs. 0.32 mg·L⁻¹	-	-	-	-	-	-	-	-	-	*	-

p ; - : >0.05, * : <0.05, ** : < 0.01

一方、ベンチオカーブ負荷後の各測定日における生産量と呼吸量は、それぞれのメタノール添加区のそれらと比べて、分散分析による統計的な有意差は見られなかった。P/R比についても、メタノール添加区とベンチオカーブ負荷区との間で有意な差はみられなかった。
フェニトロチオン負荷の影響についても、アセトン添加区と各フェニトロチオン負荷区の間で、分散分析を行ったが、負荷後の各測地日における生産量と呼吸量、P/R比に有意な差は見られなかった。

## （６）農薬の個体数と生産量・呼吸量に与える影響の比較

ベンチオカーブの生物への毒性として、コイとミジンコの半数致死濃度はそれぞれ $ 3.6\ mg\cdotL^{-1} $ と $ 1.7\ mg\cdotL^{-1} $ であることが報告されているが、マイクロコズムの群集内の動物の致死濃度は $ 8.0\ mg\cdotL^{-1} $ とほぼ同レベルであった。しかしながら、ベンチオカーブは動物の個体数が消滅したりする負荷濃度において、生産量と呼吸量ではベンチオカーブ自体の影響が見られなかった。

また、フェニトロチオンの無影響濃度は、生物種によって大きな幅があり、ミジンコ（Daphnia magna）では0.009 μg·L⁻¹と非常に微量で影響が現れるのに対して、藻類やワムシでは1.0 mg·L⁻¹程度である³）。マイクロコズムの構成動物に対しても、0.1 mg·L⁻¹から水生ミミズ個体数の減少がみられ、10.0 mg·L⁻¹で水生ミミズ、ワムシ2種が消失したので、比較的耐性が強い水生動物と同程度の影響がみられたといえる。しかし、マイクロコズムの構成動物が死滅する負荷濃度においても、フェニトロチオン自体による呼吸量や生産量への影響は見られなかった。

しかし、ベンチオカーブやフェニトロチオンを溶かすために用いたメタノールやアセトンは、構成生物の個体数には影響がなかったにもかかわらず、マイクロコズムの呼吸量や生産量へ有意に影響を与えたことから、これらの溶媒は長期的には生態系の生産構造を変化させることが示唆された。

一方、シマジンの毒性は、今回マイクロコズムに負荷した濃度範囲では、構成生物への個体数へ影響がみられなかった。このように生物の個体数に全く影響がないシマジン負荷濃度においても、シマジン自体によって生産量が有意に低下したため、P/R比も減少する影響が見られた。このように農薬の種類による生態系への影響の違いは、農薬の種類によって異なる応答を示すことから、農薬の生態系リスク影響評価を行う場合、生態系内の生物個体数変化のみを調査するのではなく、機能としての生産量と呼吸量の測定をあわせて行う必要があるといえる。
(D) 0.32 mg/L

図(4)-1. シマジン負荷後のマイクロコズム構成生物の個体数変化

A: 対照区（メタノール無添加）、B: 対照区（メタノール添加）C: シマジン 0.16 mg・L^{-1}、D: シマジン 0.32 mg・L^{-1}、E: シマジン 0.64 mg・L^{-1}
図(4)-2. ベンチオカーブ負荷後のマイクロコズム構成生物の個体数変化

A: 対照区（メタノール無添加）、B: 対照区（メタノール添加）C: ベンチオカーブ 1.0 mg・L^{-1}、D: ベンチオカーブ 2.0 mg・L^{-1}、E: ベンチオカーブ 4.0 mg・L^{-1}、F: ベンチオカーブ 8.0 mg・L^{-1}.
図(4)-3. フェニトロチオン負荷後のマイクロコズム構成生物の個体数変化

A: 対照区（アセトン無添加）、B: 対照区（アセトン添加）C: フェニトロチオン 0.01 mg・L^{-1}、D: フェニトロチオン 0.10 mg・L^{-1}、E: フェニトロチオン 1.00 mg・L^{-1}、F: フェニトロチオン 10.00 mg・L^{-1}.
(B) Control + Methanol

(D) 0.16 mg/L

(E) 0.32 mg/L

(F) 0.64 mg/L

図(4)-4. シマジン負荷後の生産量Pと呼吸量Rの変化 負荷前（培養15日）のプロットを●で示し、3回負荷実験の測定をそれぞれ黒、赤、青色の○で示す。
(C) 0.08 mg/L

(D) $ 0.16 \, mg/L $

(E) 0.32 mg/L

(F) 0.64 mg/L

図(4)-5. シマジン負荷後のP/R比の変化

3回負荷実験のP/R比の変化をそれぞれ黒、赤、青色の〇で示す。
(B) Control + Methanol

(C) 1.0 mg/L

(D) 2.0 mg/L

(E) 4.0 mg/L

(F) 8.0 mg/L

図(4)-6. ベンチオカーブ負荷後の生産量Pと呼吸量Rの変化 負荷前（培養15日）のプロットを●で示し、3回負荷実験の測定をそれぞれ黒、赤、青色の○で示す。
(A) Control

(B) Control +

(C) $ 1.0 \, mg/L $

(D) 2.0 mg/L

(E) 4.0 mg/L

(F) 8.0 mg/L

図(4)-7. ベンチオカーブ負荷後のP/R比の変化

3回負荷実験のP/R比の変化をそれぞれ黒、赤、青色の〇で示す。
(E) 1.00 mg/L

図(4)-8. フェニトロチオン負荷後の生産量Pと呼吸量Rの変化 負荷前（培養15日）のプロットを●で示し、3回負荷実験の測定をそれぞれ黒、赤、青色の〇で示す。
(C) 0.01 mg/L

(B) Control+Aceton

(D) 0.10 mg/L

(E) $ 1.00 \, mg/L $

(F) 10.00 mg/L

図(4)-9. フェニトロチオン負荷後のP/R比の変化

3回負荷実験のP/R比の変化をそれぞれ黒、赤、青色の〇で示す。
図4-10. 対照区とメタノール添加区の生産量Pと呼吸量Rの変化

各点のバーは、標準偏差 $ (n=6) $ を示す。各々の測定日の対照区とメタノール添加区の間に有意差がある場合は、次のアルファベットで示す（a:p<0.05、b:p<0.01、c:p<0.001）

図4-11. 対照区とアセトン添加区の生産量Pと呼吸量Rの変化

各点のバーは、標準偏差 $ (n=3) $ を示す。各々の測定日の対照区とメタノール添加区の間に有意差 $ (p<0.05) $ がある場合は、aで示す。
## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

農薬等のリスク影響は、従来個々の生物種に対する毒性リスクなどで評価が行われてきた。一方、マイクロコズムを用いた本研究では、生物の個体数への影響を評価できるだけでなく、個体数変動には大きな影響が見られない場合でも、生産量と呼吸量を測定することにより、生態系機能への影響が検出できた点で、科学的意義は大きい。また、農薬自体でなくそれを溶かすための有機溶媒自体が生態系の生産量に影響を与えることが示され、農薬と溶媒の影響について各々考慮する必要が明らかになった。

## （２）環境政策への貢献

本研究において、構成生物種の個体数に変動が現れない程度の農薬の負荷においても、生産量と呼吸量には大きな影響が観察されたことから、マイクロコズムを用いた生産量と呼吸量を測定する試験方法は、農薬だけでなく汎用化できるリスク影響評価法としての可能性を有しており、環境政策への貢献は大きい。

## 6 ．国際共同研究等の状況

二国間交流事業共同研究（日本学術振興会）、チャニー湖における寄生者—宿主関係の安定同位体分別、ナターシャ・ユルロバ・ロシア科学アカデミーシベリア支部動物分類学生態学研究所・ロシア、共同研究、シベリアの水界生態系の寄生者を含む食物網構造に関する二国間の研究

### 7. 研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

<論文（査読あり）>

1) S. Fuma, N. Ishii, H. Takeda, K. Doi, I. Kawaguchi, S. Shikano, N. Tanaka and Y. Inamori. Journal of Environmental Radioactivity 101: 915–922. (2010) Effects of acute $ \gamma $ -irradiation on community structure of the aquatic microbial microcosm.

## 〈査読付論文に準ずる成果発表〉

特に記載すべき事項はない

くその他誌上発表（査読なし）>

特に記載すべき事項はない

（2）口頭発表（学会等）

特に記載すべき事項はない

（3）出願特許

特に記載すべき事項はない

（４）シンポジウム、セミナーの開催（主催のもの）

特に記載すべき事項はない

（５）マスコミ等への公表・報道等

特に記載すべき事項はない
## （6） その他

特に記載すべき事項はない。

### 8 \. 引用文献

1）畠山成久、福島悟、笠井文絵、白石克明、陸水学会誌、53、327-340.（1992）「河川の藻類生産に及ぼす除草剤の影響評価」

2) IPCS Environmental Health Criteria (EHC) (1992), No.133: Fenitrothion

3) Ferrando, M. D., E. Sancho and E. Andreu-Moliner. Ecotoxicology and Environmental Safety 35: 112–120. (1996) Chronic toxicity of Fenitrothion to an algae (Nannochloris oculata), a rotifer (Brachionus calyciflorus), and the Cladoceran (Daphnia magna).

4) Taub, F. B. and A. M. Dollar. Limnology and Oceanography 9: 61–74. (1964) A Chlorella-Daphnia food chain study: The design of compatible chemically defined culture medium.