Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
## 4 ．結果及び考察

## （１）DSi発生・変動要因調査　－ DSi発生源の把握－

## 1 ）DSiの人為的発生要因調査

## a 業種別排出水DSi調查結果

今回、調査の対象とした事業場を表（1)-5に示す。解析に用いた排出水は41業種の延べ394検体であった。なおこの中には水質汚濁防止法の定めるところにより、処理対象人数501人以上の浄化槽、および下水処理場も含まれている。このことより今回の結果から、事業場系負荷だけでなく、生活系負荷についても論じることができる。DSi調査の結果を図（1)-10に示す。今回測定したDSi濃度は範囲に幅があるものの、DSi濃度20mg/L以下のサンプルが全サンプルの82%を占めており、業種毎の平均値についても全業種中の36業種（87%）が0～約20mg/Lの範囲にあった。

最大 DSi 濃度が 30 mg/L を超過する事業場は、畜産農業（特定施設番号 1 の 2）、繊維製品製造業（特定施設番号 19）、ガラスまたはガラス製品製造業（特定施設番号 53、以下ガラス製造業）、石炭を燃料とする火力発電施設のうち廃ガス洗浄施設（特定施設番号 63-3、以下廃ガス洗浄施設）、洗たく業の用に供する洗浄施設（特定施設番号 67、以下洗たく業）であった。

畜産農業については、主な排水発生源は畜舎であり、その主体は家畜糞尿および畜産洗浄水である $ ^{26} $ 。家畜糞尿については、糞・尿ともに、それらの成分は飼料に影響する $ ^{27} $ 。飼料として用いられるイネ科植物は一般にケイ酸含有量が高く、その中でもイネはとくに高いことが知られており、その部位においてケイ酸含有量が高いのは粄殻と葉身である $ ^{28} $ 。粄殻からはDSiが容易に溶出することが実験によって確認されている $ ^{29} $ 。また堆肥の成分をみても粄殻を副資材にした牛糞堆肥はケイ酸含有量が高い $ ^{30} $ 。実際に調査された例では羊尿で0.076% $ ^{27} $ (DSi換算364 mg/L)、馬尿で0.10%および豚尿で0.01% $ ^{31} $ のケイ酸が含まれていた。馬尿、豚尿の比重データが記載されていないため、羊尿の比重 $ ^{27} $ を利用するとDSi濃度はそれぞれ493 mg/L、49.3 mg/Lとなり、家畜尿中のDSiは高濃度であることがわかる。次に畜産洗浄水については、一般に畜舎敷料としては稲藁が使用されており、今回の処理原水試料中にも、粄殻の混入が確認された。前述の粄殻からの溶出実験の結果からも畜舎敷料由来のDSiの寄与も高いと考えられる。以上より畜産農業排水中のDSiが高濃度である原因として、穀物飼料や、畜舎敷料として用いられるケイ酸含有植物に由来しているものと考えられる。

繊維工業については、繊維に含まれている不純物や油を除く洗浄精錬行程 $ ^{26)} $ で用いられるケイ酸ソーダに起因していると考えられる。

ガラス製造業については、主原料として二酸化ケイ素（SiO₂）を使用するため排水中のDSi濃度も高くなることが考えられる。ただし最大値は46.3 mg/Lと高かったものの、平均値で見ると22.1 mg/Lであった。

廃ガス洗浄施設については、原料の石炭灰に由来していると考えられる。石炭灰の化学組成については、 $ SiO_{2} $ が国内灰で50～55%、海外灰で40～75%占めており $ ^{32)} $ 、これが洗浄時に溶出したものと推察できる。

洗たく業について DSi 濃度が高かった理由としては、洗剤中に含まれるビルダー（洗浄力増強剤）によるものと考えられる。かつてはトリポリリン酸ナトリウムがビルダーとして加えられて
いたが、富栄養化が社会問題となったため、昭和50年代から無リン化が進み、現在ではその代用として、アルミノケイ酸塩やケイ酸塩が使用されている $ ^{33,34} $ 。

ここで生活排水の影響についても考えてみる。今回の調査では、処理対象人数501人以上の浄化槽（特定施設番号72、以下浄化槽）、および下水処理場（特定施設番号73）がその対象となる。これらには洗剤を使用することによる排出水中へのDSiの付加が考えられるが、平均値でみると浄化槽で14.7mg/L、下水処理場で11.5mg/Lであり、他の事業場と比較してとくに大きな値ではなかった。これは、同業種に、みなし浄化槽が含まれており、その分の生活雑排水が処理されていないことや、浄化槽分についても洗濯排水が家庭排水量の20^{35})～24^{36})%であり、その他の低DSi濃度の生活排水により希釈されていることが原因として考えられる。また下水処理場の平均値が浄化槽の平均値を下回っているのは、全処理排水に占める生活排水の割合が浄化槽よりも小さいためと考えられる。
表 (1)-5 調査した事業場の内訳と排水量

Specified facility number	Business designation	Number of facilities	Number of samples	Quantity(m³/d)
Average	Range
1-2	Livestock agriculture	5	9	120	2.6 - 440
2	Dairy products manufacturing	9	12	250	0.6 - 1,000
3	Seafood processing	1	1	150	150
4	Preserved fruits and vegetable processing	3	3	1,000	1.5 - 3,100
5	Miso or soy sauce etc. manufacturing	1	1	300	300
10	Beverage manufacturing	1	1	1,200	1,200
12	Vegetable and animal oils and fats manufacturir	3	8	270	50 - 710
16	Noodle manufacturing	1	3	250	250
17	Tofu or boiled beans manufacturing	2	2	30	20 - 40
18-2	Frozen food manufacturing	1	1	310	310
19	Fiber manufacturing	2	2	160	2.0 - 330
21-3	Plyboard manufacturing	1	1	4.0	4.0
22	Timber chemical treatment	1	1	5.2	5.2
23	Pulp, paper and paperboard manufacturing	2	2	4,000	3,000 - 5,000
23-2	Publishing and printing	1	1	15	15
27	Inorganic chemical products manufacturing	6	18	3,100	16 - 6,800
46	Organic chemical products manufacturing	3	6	19,000	280 - 56,000
47	Pharmaceutical manufacturing	1	4	20,000	20,000
49	Pesticide chemical manufacturing	1	3	630	630
51-2	Industrial rubber manufacturing	1	2	2,400	2,400
53	Glass manufacturing	5	6	120	1.5 - 620
54	Cement manufacturing	5	8	55	1 - 180
55	Ready mixed concrete manufacturing	3	4	4.0	0.0 - 14
61	Iron and steel manufacturing	2	5	260	180 - 310
62	Nonferrous metal manufacturing	1	2	790	790
63	Metallic products manufacturing	10	20	2,300	0.3 - 9,000
63-3	Coal thermal power plant	2	4	140,000	1,600 - 570,000
65	Surface treatment facility	37	68	320	0.0 - 2,700
66	Electroplating industry	8	18	290	4.7 - 770
66-2	Hotel business	43	50	110	0.0 - 340
66-3	Joint cook house	1	1	200	200
66-4	Packing lunch maker	1	1	40	40
66-5	Restaurants	3	9	130	64 - 270
67	Laundries	14	30	59	0.4 - 500
68-2	Hospitals	6	9	520	130 - 900
69	Slaughter	2	2	150	50 - 250
70-2	Automobile salvage business	3	4	46	38 - 58
71	Automatic car wash equipment	2	3	25	9.0 - 33
71-2	Research Institute	9	13	200	2.0 - 910
71-5	Cleaning facility using TCE,PCE,DCM	5	7	26	4.2 - 60
72	Night soil disposal plant	20	31	450	36 - 2,300
73	Wastewater treatment plant	7	18	29,000	5,400 - 86,000
Sum	235	394

*Excerpt from the article 1, appendix 1 in the order for water pollution control law Exclude No.74
図 (1)-10 事業種毎のDSi濃度調査結果

## b 業種別排出負荷量調査結果

業種別排出負荷量の算定結果を図（1）-11に示す。なお図中において排出負荷量を対数表示している。排出負荷量については、41業種中の33業種（約81%）において平均値が10 kg/d以下であった。排出負荷量の多い事業場は、負荷量の平均値が100 kg/dを超えている業種で判断すると、有機化学工業製品製造業（特定施設番号46）、医薬品製造業（特定施設番号47）、廃ガス洗浄施設（特定施設番号63の3）、下水道終末処理施設（特定施設番号73）であった。これらの排出負荷量が多い業種には、DSi濃度が高いものと低いものが存在した。廃ガス洗浄施設は排出水中のDSi濃度も高く、排水量も多いため、DSi排出負荷量が多くなった。それ以外については、排出水中のDSi濃度は高くないものの排水量が多いため、DSi排出負荷量が多くなっていた。排
出負荷量が多いものについては平均値で 100 kg/d を超える業種も存在し、放流先の DSi 濃度と排出水濃度との差が大きい場合には、周辺の DSi 濃度に影響を与える可能性がある。

一方で、前述の DSi 濃度の排出濃度の高い傾向が見られた畜産業、繊維工場、ガラス製造業、洗たく業については、これらの業種に比較すると排出負荷量が小さく、同業種による水域への DSi 負荷の影響は小さいと考えられる。

図 (1)-11 事業種毎のDSi負荷量調査結果
## c 用水・処理原水・排出水調査結果

用水・処理原水・排出水について調査した結果を表(1)-6に示す。解析に用いたのは、25業種の37事業場である。なお、幾つかの事業場は複数の取水源から得た水を混合し、用水としている。その際には各測定DSi濃度と使用割合から平均濃度を算定し用水のDSi濃度とした。

結果によれば、DSi については用水・処理原水・排出水とも同程度のオーダーであり、必ずしも処理原水濃度が排出水濃度よりも高いというわけではないことがわかる。従来着目されてきたCOD、BOD、T-N、T-P等の汚濁物質の場合、処理原水濃度は排出水濃度の2-5程度オーダーが高いことと比べると特徴的な結果である。すなわち用水が製造工程で汚染され、排出水で除去されるといった従来汚濁物質に適用されてきた手法はDSiには不適であることがわかる。

なお以降の解析の際には次の指標を使用することで、事業活動によるDSiの増減について論じていく。

$$ \Delta D S i_{a l l}=D S i_{d w}-D S i_{f w} $$

$$ \Delta D S i_{b u s}=D S i_{r w}-D S i_{f w} $$

$$ \Delta D S i_{t r e a t}=D S i_{d w}-D S i_{r w} $$

ここで、 $ DSi_{fw} $ ：用水のDSi濃度（mg/L）、 $ DSi_{rw} $ ：処理原水のDSi濃度（mg/L）、 $ DSi_{dw} $ ：排出水のDSi濃度（mg/L）である。すなわち、 $ \Delta DSi_{all} $ （mg/L）は事業場の全活動（製造工程＋廃水処理工程）によって用水に付加されるDSiの指標、 $ \Delta DSi_{bus} $ （mg/L）は、事業場の製造工程によって用水に付加されるDSiの指標、そして $ \Delta DSi_{treat} $ （mg/L）は、処理原水中のDSiが廃水処理工程によって付加される指標となる。これより以下の式が成り立つ。

$$ \Delta D S i_{a l l}=\Delta D S i_{b u s}+\Delta D S i_{t r e a t} $$
表 (1)-6 用水・処理原水・排出水調査結果一覧

Specified facility number	Flow rate (m³/d )	Wastewater treatmenta	Types of used waterb	DSIw c (mg/L)	DSIw d (mg/L)	DSIw e (mg/L)	ΔDSIall (mg/L)	ΔDSIbus g (mg/L)	ΔDSItreat h (mg/L)
01-2	4	F,Sd	Unknown	9.2	40.0	47.1	38.0	30.9	7.1
02	0	GT	W	0.0	13.3	14.0	-	0.0	0.8
02	2	S,GT	W	11.1	11.7	11.8	0.7	0.6	0.1
03	120	AS	W	16.2	17.0	10.8	-5.4	0.8	-6.2
04	2,000	PF,AS,BF	T+W	6.3	7.6	4.2	-2.0	1.4	-3.4
04	32	AS	W	15.9	17.2	19.0	3.1	1.3	1.8
05	230	AS	W	16.9	24.0	14.7	-2.2	7.1	-9.3
10	620	AS,SF,AC	W	10.3	16.8	6.1	-4.3	6.5	-10.8
16	210	AS	W	2.5	10.0	16.1	13.6	7.5	6.1
17	20	S,Sd	T	6.8	7.2	7.6	0.7	0.4	0.3
17	32	F,A	T	17.0	17.3	16.1	-0.9	0.3	-1.2
19	1	-	T	32.7	0.0	38.1	5.4	-	-
21-3	4	Sd	W	28.9	29.6	9.8	-19.1	0.7	-19.8
23	4,000	CS	R+W	7.1	6.0	6.2	-0.9	-1.1	0.2
23	2,500	S	R+W	7.9	7.5	7.5	-0.3	-0.4	0.0
23-2	15	-	T	8.3	0.0	3.4	-4.8	-	-
27	35	CS,SF	T	10.0	10.0	0.2	-9.8	-0.1	-9.7
51-2	1900	AT,N	W	23.8	0.0	21.7	-2.1	-	-
54	90	AS	T	28.7	1.9	4.6	-24.2	-26.8	2.7
55	0	Re	W	25.6	20.6	0.0	-	-5.1	-
55	0	Re	W	26.1	1.4	0.1	-25.9	-24.7	-1.3
61	160	-	R	7.7	0.0	7.8	0.1	-	-
63	7,500	AS	R	5.9	10.6	9.3	3.3	4.7	-1.3
63	750	N,CS	Unknown	6.0	3.3	5.1	-1.0	-2.7	1.8
65	690	N,Sd,CA	T	14.3	18.8	10.3	-4.0	4.5	-8.5
66	410	N,CS	Unknown	13.1	10.6	14.9	1.8	-2.5	4.3
66-2	17	PF,CA	T+W	8.7	6.7	6.9	-1.8	-2.0	0.2
66-2	22	PF,CA	Unknown	8.5	8.3	9.8	1.2	-0.3	1.5
67	43	AS	W	14.7	18.5	22.1	7.4	3.8	3.6
71	74	PF,SF,AC	W	21.7	7.6	11.7	-10.0	-14.1	4.1
71	5	OS	W	16.4	12.2	6.5	-9.9	-4.2	-5.7
72	140	AS,BF,SF	T	6.7	6.9	7.0	0.3	0.2	0.1
72	36	AS	T	7.6	7.9	8.0	0.4	0.3	0.1
72	61	CA	T	8.3	8.2	8.3	0.0	-0.2	0.2
72	240	AS	R	6.4	9.2	5.6	-0.8	2.8	-3.6
73	25,000	AS	-	0.0	4.3	4.7	-	-	0.3
73	4,600	OD	-	0.0	6.1	6.2	-	-	0.1

A - Aeration; AC - Activated carbon treatment; AS - Activated sludge and its modified method; AT - Adsorption treatment; BF - Biofilm filtration; CA - Contact aeration method; CS - Coagulating sedimentation; GT - Grease trap; F - Filtration; N - Newtralization; OD - Oxydation ditch method; OS - Oil separator; PF - Pressure floatation; RE - Recycling; Sc - Screen; Sd - Sedimentation; SF - Sand filtration.

$ ^{b} $ R - River water; T - Tap water; W - Well water.

$ ^{c} $ Concentration of DSi in fresh water.

$ ^{d} $ Concentration of DSi in raw wastewater.

$ ^{e} $ Concentration of DSi in discharged wastewater.

$ ^{f} $ Difference calculated by $ DSI_{fw} $ from $ DSI_{dw} $ . See Eq.(1).

$ ^{9} $ Difference calculated by $ DSI_{fw} $ from $ DSI_{rw} $ . See Eq.(2).

$ ^{h} $ Difference calculated by $ DSi_{rw} $ from $ DSi_{aw} $ . See Eq.(3).

## i 用水中のDSi

用水中 DSi 濃度の調査結果を図 (1)-12 に示す。図では、用水の取水起源、すなわち上水、地下水及び伏流水に分類した DSi 濃度の分布を示す。

用水として利用される地下水は、上水や伏流水よりもDSiが高い傾向にあることが分かる。これらの用水種別に平均値の差の検定を実施したところ、地下水と伏流水において有意水準0.05で平均値に差があるといえた。図(1)-10の排出水DSiの範囲と比較すれば、用水源によって排出水のDSi濃度のベースラインが規定されることを示唆している。2007年の工業用水水源別使用割合（淡水補給量） $ ^{37)} $ において、回収水を除けば、それぞれの使用割合は工業用水道（41.2%）、上水
道（7.0%）、地下水（24.9%）、その他淡水（26.9%）である。事業場が、DSi濃度の高い地下水を用水とする割合が高ければ、事業活動により除去されない限り、高いDSi濃度の水を排出することになる。

これは生活系排水についても同様であり、DSi濃度の高い地下水を利用すれば、その分、生活排水のDSi濃度も高くなる。多摩川においても、DSi濃度の高い地下水の寄与により下水処理水が河川水よりも高くなる現象が確認されている $ ^{38} $ 。

図 (1)-12 用水中のDSi濃度調査結果

## ii 製造工程によるDSiの増減

事業活動を通じて処理原水中のDSi濃度がどの程度変化するかをみるために、 $ \Delta DSi_{all} $ および $ \Delta DSi_{bus} $ を調査した。なお下水道終末処理場については、処理原水は流入下水であり、用水との関連性は低いと考えられるため、本解析からは除外した。結果を図(1)-13に示す。図において正領域にあるものは、事業活動および製造工程によりDSiが付加されるもの、負領域にあるものは、事業活動および製造工程によりDSiが除去されるものである。これによると、事業活動によってDSiが増加する業種と、減少する業種、そしてほとんど影響を受けない業種があることがわかる。

事業活動によって DS $ _{i} $ が増加したものは、畜産農業、めん類製造業（特定施設番号 16）、洗たく業などであった。これらについては、 $ \Delta DS_{iall} $ と $ \Delta DS_{bus} $ が比較的大きな正値でかつ、それらの差が小さいことから、製造工程により付加されたものと考えられる。とくに畜産農業、洗たく業については付加の原因は前述のように見当がつくが、他の業種については工程中の DS $ _{i} $ 付加要因を精査する必要がある。

事業活動によって DSi が減少したものは、合板製造業（特定施設番号 21-3）、無機化学製品製造業（特定施設番号 27）、セメント製品製造業（特定施設番号 54）、生コンクリート製造業（特定施設番号 55）、自動式車両洗浄施設（特定施設番号 71）の業種であった。とくにセメント製品製造業と生コンクリート製造業の各一施設は、 $ \Delta DSi_{all} $ と $ \Delta DSi_{bus} $ が比較的大きな負値でかつ、それらの差が小さかった。これらは製造工程において副次的に DSi が除去されたものと考えられ
る。すなわちコンクリートの水和反応の際、DSiが難溶性の沈澱となり除去された可能性 $ ^{39)} $ がある。

その一方で、無機化学工業やガラス製造業については、 $ \Delta DSi_{all} $ が比較的大きな負値であるものの $ \Delta DSi_{bus} \rightleftharpoons 0 $ となっている。これらの業種については、廃水処理工程を通じて DSi が除去されたものと考えられる。事業活動によってほとんど影響を受けなかったものは、食品製造業や、し尿処理施設等であった。

以上のように、いくつかの業種では、事業活動を通じての DSi 濃度の増加・減少理由について、見当がつくものもあるが、理由が不明な業種も多い。これらについては、さらに各工程を詳細に調査する必要がある。

図 (1)-13 製造工程によるDSiの増減調査結果
## iii 廃水処理工程によるDSiの増減

廃水処理工程を通じて処理原水中の DSi 濃度がどの程度変化するかをみるため、 $ \Delta DSi_{treat} $ を調査した。結果を図 (1)-14 に示す。ここでは廃水処理方式を生物処理と非生物処理とに分類した。図中の正領域にプロットされるものは廃水処理によって DSi が付加されることを示し、逆に負の値でプロットされるものは廃水処理によって DSi が除去されることを示している。

これをみると生物処理、非生物処理共に、DSiは付加される場合もあれば、除去される場合も存在した。しかし平均値で見ると両者ともDSiは除去される傾向にあった。

一般に、廃水の生物処理には細菌・菌類・藻類・原生動物・微小後生動物が関与しており、これらの生物の増殖により廃水の清浄化処理が進む。生物処理に現れる微生物の比較 $ ^{40)} $ によれば、藻類は活性污泥法では「きわめてわずかに出現」、生物膜法では「普通に出現」、酸化池では「きわめて多量に出現」するとしている。藻類に分類される珪藻はDSiを成長の際の必須栄養塩としている為、これらの増殖が進めば排出水のDSiが減少することが予測される。本結果によれば生物処理が実施されたことによって処理原水中のDSiが消費されるという傾向が見られた。しかし一方で、非生物処理においても減少する傾向が見られている。この非生物処理の減少理由については不明であるが、今後は、如何なる機構でDSiが減少するのかを解明する必要がある。

なお生物処理と非生物処理によって平均値に差があるか否か t 検定を実施したところ、有意水準 0.05 で平均値に差があるとはいえなかった。すなわち生物処理が非生物処理に比較して DSi を除去する傾向は認められなかった。

図 (1)-14 排水処理工程によるDSiの増減調査結果

## d 考察

本結果によれば、DSiは、製造工程の過程で付加され廃水処理工程で除去されるといった従来の汚濁負荷指標の増減傾向とは異なる傾向をもつ。特に製造工程及び廃水処理工程の二つの工程により付加あるいは削減される場合があることが明らかになった。さらに排出水のDSi濃度は、用水のDSi濃度による嵩上げ効果が加わる。

用水の DSi 濃度による嵩上げについては、用水の種類にもよるが今回の範囲で考えると、上水使用で 6.7～32.7 mg/L、井戸水使用で 0.0～28.9 mg/L、伏流水使用で 5.9～7.7 mg/L の DSi 付加が
考えられる。なお、今回の伏流水を利用した用水の濃度は低い結果となっているが、筑後川の上流域では20 mg/Lを超えるDSiが高濃度の箇所も存在する $ ^{41} $ ため、伏流水利用の用水のDSi濃度が常に低いとは限らない。また今回の結果においては、浄水過程におけるDSiの負荷についての情報が無く、今後の調査が必要である。

製造工程については、特に業種を限定しなければ-26.8～30.9 mg/Lの増減が確認された。

廃水処理工程による増減については、今回、生物処理・非生物処理に分類して調査したものの平均値に差は認められず、-19.8～7.1 mg/L の増減が確認された。

以上の3つの効果が互いに独立事象であると仮定して単純にそれらの範囲を重畳すれば、排出水のDSiの濃度範囲は0.0～70.7mg/Lになる。これは、今回の図(1)-10のDSi濃度の分布範囲が、用水の状況、製造工程及び廃水水処理工程の内容に応じて拡大する可能性があることを示している。

今回実施した調査結果は、393の事業場から得られた分析結果に基づいている。その分析対象は十分とはいえず、幾つかの業種についてはデータが無いものや、不足しているものもある。今後は、排水量やDSi濃度を勘案しながら周辺環境に影響を及ぼすと考えられるような業種に重点を置き、更なるデータ蓄積をすすめていくことが求められる。

今後、水域生態系に対する DSi の人為影響を定量的に論じる為には、上述の情報に加え、排出水中の DSi の基底濃度を決める河川水・地下水中の DSi 濃度についての情報と、それらの人為的な取水、配水といった水移動の情報が必要になる。また、排出先の水域生態系への影響を論じる際には、従来の窒素・リンといった栄養塩濃度と DSi との比率が重要であり、これらの情報をもとに DSi を論じていく必要がある。

## 2 ）湧水中のDSi実態調査

## a 主要イオン類と DSi 濃度の関係

表 (1)-7に水温、pH、EC、DSi濃度及び水質型を示す。水質型は、図 (1)-15に示すトリリニアダイアグラムの中のキーダイアグラムに記す領域 I～V をあてはめた。

領域Ⅰは、$\mathrm{Ca-HCO_{3}}$ 型または $\mathrm{Mg-HCO_{3}}$ 型を示す。全国の地下水の大半がこの型に入る。石灰岩地帯などの地下水は典型的にこの型になることが知られている$^{42}$。領域Ⅱは、$\mathrm{Ca-Cl}$ 型または $\mathrm{Ca-SO_{4}}$ 型を示す。温泉水、化石水などがこの型に入り、地下水では特殊なものに分類される$^{42}$。本調査ではこの領域に該当するものはなかった。領域Ⅲは、主に $\mathrm{Na-Cl}$ 型で、海水または海水の影響のある地下水や温泉水がこの型に入る$^{42}$。本調査では6件が該当した。領域Ⅳは、主に $\mathrm{Na-HCO_{3}}$ 型で、停滞した地下水がこの型に入る$^{42}$。これは比較的深い地下水の型である。本調査ではこの領域に該当するものはなかった。領域Ⅴは、I～Ⅳの中間的な型で、河川水、伏流水及び自由地下水などが多くこの型に入る$^{42}$。本調査では、24件が該当した。

DSi 濃度の高い湧水などは、領域 I の Ca-HCO_{3} 型に該当するものが多かった。また、pH が酸性側にあるものが多く、EC との関係はみられなかった。

化学的風化によってケイ酸を溶出しやすい造岩鉱物には、正長石（カリ長石）、曹長石（Na 斜長石）、黒雲母などがある。また、火山岩ガラスもケイ酸溶出量が大きい $ ^{1} $ 。例としてカリ長石及びNa斜長石の分解反応を式(1-10)及び(1-11)に示す $ ^{5} $ 。
$$ 2\mathrm{KAlSi_{3}O_{8}}+2\mathrm{H_{2}O}+\mathrm{CO_{2}}\rightarrow\mathrm{Al_{2}Si_{2}O_{5}}\left(\mathrm{OH}\right)_{4}+\mathrm{K_{2}CO_{3}}+4\mathrm{SiO_{2}} $$

$$ 2\mathrm{NaAlSi_{3}O_{8}}+2\mathrm{H_{2}O}+\mathrm{CO_{2}}\rightarrow\mathrm{Al_{2}Si_{2}O_{5}}\left(\mathrm{OH}\right)_{4}+\mathrm{Na_{2}CO_{3}}+4\mathrm{SiO_{2}} $$

このように、鉱物に水及び二酸化炭素が加わり、さらに気温などの環境条件が整うことによって化学的風化が促進され $ ^{4} $ 、ケイ酸が生成して地下水に溶解し、湧水となって地上に出てくるものと考えられる。

今回、特に DSi 濃度の高かった検体の多くは、Ca-HCO_{3} 型に該当した。Ca を主とする造岩鉱物には、灰長石（CaAl_{2}Si_{2}O_{8}） $ ^{5,43} $ があるが、分解反応式は、式(1-12)に示すとおり、ケイ酸を放出しない $ ^{5)} $ 。

$$ \mathrm{CaAl_{2}Si_{2}O_{8}+3H_{2}O+2CO_{2}\rightarrow Al_{2}Si_{2}O_{5}\left(OH\right)_{4}+Ca\left(HCO_{3}\right)_{2}} $$

ここで、二酸化炭素が水に溶けるときの反応式は、式(1-13) $ ^{44)} $ に示すとおりである $ ^{5)} $ 。

$$ CO_{2}+H_{2}O\ 弋 \ H_{2}CO_{3}\qquad H^{+}+HCO_{3}^{-}\cdot\quad2H^{+}+CO_{3}^{2-} $$

pH が酸性側にあるものが多かったことから、式(1-13)により生じた H^{+} が、岩石を構成する造岩鉱物を溶解し、Ca^{2+} を水中に放出したと考えられる^{5)}。よって、DSi 濃度の高い湧水などは、Ca-HCO_{3} 型となったと考えられる。
図 (1)-15 トリリニアダイアグラムによる水質分類

## b DSi濃度と表層地質の関係

地質によって、DSi の溶出しやすさが異なることから、国土交通省の国土数値情報における表層地質の地質番号に対してケイ酸溶出ポテンシャル指数が定義されている。ケイ酸溶出ポテンシャル指数の値が大きいほどケイ素が溶出しやすい地質である。この指数を用いて全国の河川調査結果で算出したところ、ばらつきは大きいがケイ酸溶出ポテンシャル指数が大きいほど河川のDSi濃度が高くなる傾向がみられたことが報告されている。本調査でも、DSi濃度と地質との関係をみるために、DSi濃度とケイ酸溶出ポテンシャル指数を図(1)-16に示した。起伏によってケイ酸溶出ポテンシャル指数が変動する地質については、全て中起伏と仮定して決定した。DSi濃度がわかるよう、採水地点に、黒丸の大きさでDSi濃度を表した。

図 (1)-16より、ケイ酸溶出ポテンシャル指数が最も高い8の地質の広がる九州中部でDSi濃度が高いものが多かった。

DSi 濃度の高かった湧水などの採水地点の地質は、必ずしもケイ酸溶出ポテンシャル指数の高い地質ではなく、湧出地などの採水地点の表層地質と DSi 濃度に相関はないことがわかった。河川と同様にケイ酸溶出ポテンシャル指数と DSi 濃度との関係を導くためには、地下水の経路を明らかとしなければならないと考えられる。しかし、ケイ酸溶出ポテンシャル指数の高い地域またはその付近で採水した湧水などについては、DSi 濃度が高いことがわかった。No.2、66、67、69、117、118、126、127、134 のように、ケイ酸溶出ポテンシャル指数の低い地質で湧出する湧水な
どで DSi 濃度が高い場合、ケイ酸溶出ポテンシャル指数の高い地域の水を含む可能性が示唆された。
図 (1)-16 ケイ酸溶出ポテンシャル指数とDSi濃度の関係
## 3 ）水田におけるのDSi実態調査

## a 水收支

水田における水の流れを把握するため水収支を求めた。水田における水収支を検討するためには、蒸発散量、流入水量及び流出水量が必要となるため、以下でそれぞれ算出し、結果を図(1)-17に示した。

蒸発散量は、5.4mm/日（九州でのヒノヒカリの蒸発散量） $ ^{48)} $ とした。

次に流入水量を算定した。水田への流入は、溜池水と降水がある。溜池水は、主に降水で形成されており、一部地下水も含むものである。これを、田面水位が低下したときにのみ、不定期に入れた。水田の水位が減少したときのみ溜池水を入れることから、田面水位の減少量（15mm/日）を流入水量とする。降水については、調査期間中の総降水量（中干し期間を除く）は560mmであり、オーバーフローしたのは3回で、その水量は、415mmと算出されたことから、水田に残る水量は、145mm（1.6mm/日）となる。これは、流入水量の約1割である。よって、流入水のほとんどが溜池水であるとする。

次に流出水量を算定した。福岡県内の水田は、一般的に流出水は多量の降水によるオーバーフローと地下浸透のみである。調査した水田についても、流出水は地下浸透とオーバーフローのみであった。オーバーフローは、一時的な影響であるため、今回の水収支では図示していない（図(1)-17）。地下浸透量は、流入水量—蒸発散量で表され、9.6mm/日とした。

図 (1)-17 水田の水収支

## b ケイ素収支

水収支から、ケイ素収支を求めた。中干し前と後では、水稲のケイ素収量に大きな差があることから、ケイ素収支は、中干し前と後で分けて議論することとした。

先ずケイ素流入量を考える。水田へのケイ素流入量（負荷量）は、溜池水、降水及びケイ酸質資材である。溜池水のケイ素平均濃度は3.4 mg/Lであった。これは、全国の河川水濃度 $ ^{6)} $ と比較すると低い値であった。調査前に多量の降雨があったため、降水によって希釈されたと考えられる。中干し前の負荷量は1.7、中干し後は2.8g/m²と算出された。降水のケイ素濃度は、いずれも0.1 mg/L未満であったため、降水からのケイ素の負荷量は0.0g/m²とした。ケイ酸質資材は、200kg/10a投入 $ ^{49)} $ し、その約30%がケイ酸であることから、水田B～Dに投入されたケイ素は、28g/m²と算出された。
田面水のケイ素濃度を図（1）-18に示す。田面水のケイ素濃度は、ケイ酸質資材の施用量との関係は認められず、多量の降水による影響を受けやすいことがわかった。ケイ酸質資材は、施用後直ちに溶出しないため $ ^{11} $ 、水田のケイ素濃度に大きな影響は与えなかったと考えられる。

図 (1)-18 田面水のケイ素濃度

次にケイ素流出量を考える。

流出水は、オーバーフロー、地下浸透、植物プランクトンによる固定及び水稲による吸収である。

オーバーフローによるケイ素流出量は、中干し前で0.12、中干し後で $ 0.17g/m^{2} $ と算出された。

土壤溶液を測定したところ、ケイ素濃度は、水田 A 及び B とも 4.9mg/L であった。2005～2007年に同じ水田で測定した結果（6～13mg/L）と比較すると、低い値であった。これは、調査前から期間中、降雨が多く、流入水のケイ素濃度が例年より低かったことが要因と考えられる。これまで、水田における土壤溶液の測定結果が報告されている。それらから、中干し前まではケイ素濃度はほぼ一定であることから、本研究でも濃度一定と仮定すると、中干し前のケイ素の地下浸透量は、1.6g/m²と算出された。中干し後の土壌水のケイ素濃度は、中干し前より減少することが報告されている。調査対象水田で2005年の中干し後の土壌溶液は、中干し前と比較して25%であったことから、本研究でもその値を採用し、中干し後のケイ素濃度を1.2mg/Lであるとした。結果、中干し後のケイ素の地下浸透量は、0.62g/m²と算出された。

水田には多くの植物プランクトンが生息することが知られている。流入水で観測された植物プランクトンを表 (1)-8に、水田で観測された植物プランクトンを表 (1)-9に示す。
表 (1)-8 流入水の植物プランクトン

Plankton	(cell/mL)
21-Jun	25-Jul	8-Aug
Cyanophyceae	-	2700	5000
Chromonadea	280	160	370
Bacillarisphyceae	5300	4100	430
Chlorophyceae	2600	470	470

表 (1)-9 水田の植物プランクトン

Paddy field	Plankton	Volume ( $ \mu m^{3} $ )	Si content $ \times 10^{-6} $ (μg/cell)	24-Jun	27-Jun	5-Jul	15-Jul (cells/mL)	9-Aug	12-Aug	5-Sep
A	Synedra sp.	1420	92	-	-	10	-	20	-	-
Cymatopleura sp.	6098	259	-	-	10	-	-	-	-
Surirella sp.	1058	75	-	-	10	100	-	-	-
Navicula sp.	639	53	-	-	-	-	20	-	-
Achnanthes sp.	123	16	-	-	-	-	70	-	10
B	Navicula sp.	639	53	-	-	-	-	240	-	-
Achnanthes sp.	123	16	-	-	-	-	120	-	-
Cyclotella sp.	81	12	-	-	-	-	40	-	-
Stauroneis sp.	157	19	-	-	-	-	-	-	70
C	Neidium sp.	131	17	300	-	-	-	-	-	-
Synedra sp.	1420	92	-	-	10	-	-	-	-
Navicula sp.	639	53	-	-	-	-	500	920	-
D	Synedra sp.	1420	92	-	-	-	130	10	-	-
Surirella sp.	1058	75	-	-	-	10	-	-	-
Navicula sp.	639	53	-	-	-	-	30	10	-

この中で、珪藻はケイ素を必須元素とし、細胞内に取り込む。取り込まれたケイ素は、細胞膜の形成に使用され、重合体となる $ ^{50} $ 。よって、一度取り込まれたケイ素は、再溶解しないものとし、流入したケイ素は珪藻によって除去されるものとして取り扱う。今回の調査では、珪藻は各水田で数種確認することができた。

水田は、基本的に流出することがないため、計測された珪藻が全て土壌に堆積するものとすると、珪藻によるケイ素トラップ量は、珪藻細胞の体積と細胞内ケイ素量 $ ^{21)} $ の関係式(1-14) $ ^{51)} $ から求めたケイ素含有量とする。今回、珪藻は、発生しても短期間で種類が変わったことから、測定した瞬間値を総量として求めた。表（1）-10に、観測された珪藻とその数を示す。また、珪藻の体積とケイ素含有量も同表に示す。

それぞれの属のケイ素含有量を求め、ケイ素トラップ量を算出した結果を表(1)-11に示す。

$$ \mathrm{L o g}[\mathrm{S i}]=0.707\mathrm{l o g}\nu-6.263 $$
ここで、 $$ \mathrm{[Si]} $$ は細胞当たりのケイ素含有量（μg Si/cell）、νは珪藻の細胞体積（μm³）である。

表 (1)-10 水田の珪藻

Paddy field	Plankton	Volume	Si content	24-Jun	27-Jun	5-Jul	15-Jul	9-Aug	12-Aug	5-Sep
( $ \mu m^{3} $ )	$ \times 10^{-6} $ ( $ \mu g/cell $ )	(cells/mL)
A	Synedra sp.	1420	92	-	-	10	-	20	-	-
Cymatopleura sp.	6098	259	-	-	10	-	-	-	-
Surirella sp.	1058	75	-	-	10	100	-	-	-
Navicula sp.	639	53	-	-	-	-	20	-	-
Achnanthes sp.	123	16	-	-	-	-	70	10
B	Navicula sp.	639	53	-	-	-	-	240	-	-
Achnanthes sp.	123	16	-	-	-	-	120	-	-
Cyclotella sp.	81	12	-	-	-	-	40	-	-
Stauroneis sp.	157	19	-	-	-	-	-	-	70
C	Neidium sp.	131	17	300	-	-	-	-	-	-
Synedra sp.	1420	92	-	-	10	-	-	-	-
Navicula sp.	639	53	-	-	-	-	500	920	-
D	Synedra sp.	1420	92	-	-	-	130	10	-	-
Surirella sp.	1058	75	-	-	-	10	-	-	-
Navicula sp.	639	53	-	-	-	-	30	10	-
表 (1)-11 各水田内珪藻によるケイ素トラップ量

Paddy field	Amount of silicon trapped by Bacillarisphyceae ( $ \mu $ g/m $ ^{2} $ )
A	850
B	1380
C	2100
D	780

ケイ素トラップ量は、780～2100μg/m²で、水田Cが最も高く、Dが最も低かった。

表 (1)-12に、各水田の土壌に含まれる可給態ケイ酸含有量を示す。可給態ケイ酸含有量は加藤法で測定した。その結果、水田 C が最も可給態ケイ酸量が多いことがわかった。すなわち、水田 C は、水田 A、B 及び D と比較して、植物に利用されやすいケイ素を多く含む土壌で形成されていることになる。そのことから、珪藻にとっても利用しやすいケイ酸が多く含まれる水田 C でより多く繁殖したものと考えられる。

水田 D では、ケイ酸質資材を施用していない A より低かった。植物プランクトンは、土壌の他、ケイ素以外の窒素やリンなどの栄養塩類によっても優占種が変わる。今回、水田 A～D は、窒素やリンなどの施肥量が異なる。よって、繁殖する植物プランクトン相が異なり、珪藻の種類及びその繁殖数が異なったものと考えられる。

今回、福岡県内の一般的な水田管理と同様にするため、除草剤を散布した。除草剤を散布しない水田では多くの植物プランクトンが繁殖すると思われる。

植物プランクトンによるケイ素トラップ量は、水田によってばらつきはあるが、これらの平均値 $ 1.3 \, g/m^2 $ を用いることとする。

表 (1)-12 各水田のケイ酸含有量

Paddy field	$ \text{SiO}_{2} \text{ (mg/100g-dry)} $ ^{*}
A	9.2
B	11
C	42
D	11

$ ^{*} $ 加藤法
水稻にとってケイ素は必須元素である。水稻のケイ素吸収量を測定した結果を表(1)-13に示す。土壤Cで最も多く吸収した。これは、ケイ素収支の植物プランクトンの項でも述べたように、表(1)-12から水田Cは可給態ケイ酸を多く含む土壌であるため、水稻もケイ素を多く吸収することができたと考えられる。水稻によって吸収されたケイ素は、刈り取られ全て系外に取り出されるとする。また、水稻のケイ素吸収は、中干し後に多くなると報告されていることから、水稻によるケイ素の吸収は、中干し後のものとする。表(1)-13より、ケイ素の水稻吸収量にばらつきはあるが、平均値50g/m²を水稲によって中干し後に系外に持ち出されるケイ素量とする。

表 (1)-13 各水田の水稻中のケイ酸含有量

Paddy field	水稻中 $ \mathrm{SiO}_{2} $ (kg/10a)
A	60
B	84
C	210
D	77

## c ケイ素の物質収支

(1)-3)-a 及び(1)-3)-b で求めたケイ素の流入及び流出量をまとめた結果を図 (1)-19 に示す。中干し前では、流入水とほぼ同じ量のケイ素が地下浸透していると算出された。ケイ素の水稲吸収量が水田への流入負荷量を大きく上回ることについては、もともと土壌にある可給態ケイ素を吸収したと考えられる。中干し後の地下浸透量が少なかったのは、水稲の吸収量は、特に中干し後に多くなるため、主に水稲に吸収されたためと考えられる。

陸域におけるケイ素フローの水田の役割は、表流水（河川など）中のケイ素を水稲として系外へ持ち出すか地下へと運ぶものと考えられる。

図 (1)-19 水田におけるケイ素のフロー
## 4 ）森林における溶存態ケイ素実態調査

## a 渓流水の水質および集水域の降水量

2004 年 4 月 19 日（晴れ）に桜水した渓流水 e および w の水質測定結果のハキサダイヤグラムを図 (1)-20 に示す。e は Na-HCO_{3} 型で、w は Ca-HCO_{3} 型であった。流域 E および W は、非常に近いところにあり、表層地質図 $ ^{13} $ では同じ地質で、植生もよく似ている地点ではあるが、水質は図に示すとおり陽イオンの組成に違いがみられた。

年間降水量は、流域 E で 1852mm、流域 W で 2148mm であった。また、渓流水流量を流域 E および W の流出量とする。

(b) W

図 (1)-20 渓流水の水質

## b 渓流水の DSi 濃度

図（1）-21のaおよびbで測定したDSi濃度の経月変化を示す。aは、7.5～9.3 mg/L、bは、6.5～7.9 mg/Lであった。46都道府県380河川水中のDSi濃度は、平均10.1 mg/L（最大：28.7、最小：1.91 mg/L）と報告されている $ ^{52)} $ 。特に、九州地方は、64河川で平均14.4 mg/L（最大：25.5、最小：5.09 mg/L）で、他の地域と比較して高い値であった $ ^{52)} $ 。今回調査した渓流水は、全国平均値よりやや低く、九州地方の中では低い値であった。九州地方でDSi濃度が高いのは、DSi溶出量の大きい火山灰の堆積した地質（第四紀の火砕流堆積物、苦鉄質火山岩）が影響していると考えられ
ている $ ^{1)} $ 。今回調査した大藪地区の地質は、DSi溶出量の多い地質の地域を含んでいない $ ^{1)} $ ことから、DSi濃度が低かったと考えられる。

河川によって、珪藻や付着藻類によるDSi濃度の昼夜の変化または季節変化が報告されている $ ^{1)} $ 。渓流水eおよびwは、池など水が滞留する場所はなく、常に流れがあり、浮遊性のプランクトン（珪藻）が増殖しやすい環境ではないと考えられる。付着藻類については、山形県荒川流域の源流原生林を集水域とする河川の調査結果では、付着藻類により取り込まれるDSiの影響は大きくないことが報告されている $ ^{1)} $ 。流域EおよびWも森林のみに占められた人為汚染の全くない源流部であることから、同様に付着藻類の影響は少ないと考えられる。そのため、DSiを取り込む珪藻や付着藻類の影響はほとんどないと仮定し、DSi濃度には、これらによる日および季節変化はないものとした。また、他の要因による季節変化も考えられるが、本試験地と同様に、森林のみを集水域とし平均気温が15℃程度である筑波森林試験地での渓流水の長期調査結果（9.29±1.17～10.1±2.1mg/L）では、台風などの多量の降水によるDSi濃度の低下はあったが、すぐに回復した。よって、年間を通してDSiの濃度変動幅は小さく、季節変化はないと結論づけられている $ ^{53)} $ 。本試験地（a：8.1±0.5、b：7.1±0.5mg/L）も測定したDSi濃度の変動幅は小さく、季節変化はないと考えられる。

図 (1)-21 DSi濃度の経月変化

## c 渓流水の流出機構

流出過程への厳密な対応は困難であるが、おおまかに流出機構を反映しているタンクモデルを流域 E と流域 W それぞれについて試行錯誤的方法により作成した。作成したタンクモデルを図(1)-22に示す。同図より、タンクモデルは流域 E、W ともに同じであった。ハイドログラフを図
(1)-23に示す。同図より、流域E、Wともに流出量の計算値Qと実測値Q実測は、降水時の流量の増大など変動傾向は再現できたが、流出量の値については、降水時における流量増大時に計算値Qが実測値Q実測を最大約2倍上回った。QとQ実測の適合性を評価するために、誤差評価関数を用い、評価することとした。誤差評価関数には、絶対誤差、相対誤差など様々な方法がある $ ^{54,55} $ 。ここでは、他の山林地区におけるタンクモデルと比較するため、誤差評価によく利用されている式(1-15)に示す相対誤差J_{RE}を用いた。

$$ J_{_{RE}}=\frac{1}{N}\sum_{i=1}^{N}\frac{\left|Q_{vi}-Q_{ci}\right|}{Q_{vi}} $$

ここで、N はデータ数、i はデータ番号、Qv は観測値および Qc は計算値である。

計算期間は2004年10月～2005年9月で、$\mathrm{Q}_{\mathrm{実测}}$をQvi、図(1)-22に示すタンクモデルから求めたQをQciに代入して、流域EおよびWの$\mathrm{J}_{\mathrm{RE}}$を求めたところ、0.45および0.51であった。これまで報告されているタンクモデルの$\mathrm{J}_{\mathrm{RE}}$は0.14～1.456-61で、今回作成したタンクモデルの$\mathrm{J}_{\mathrm{RE}}$もこの範囲内ではあったが、Qと$\mathrm{Q}_{\mathrm{実测}}$は非常によい精度で適合しているとは言い難い。これは、降水時における流量增大時に計算値Qが実測値$\mathrm{Q}_{\mathrm{実测}}$より大きな値であったことが精度を悪くした最も大きな原因である。計算値が実測値を上回る要因として、特に激しい降雨のときにずれが大きくなることから、表流水の一部が測定地点より下流または集水域外へと流れたことが考えられる。

図 (1)-22 流域EおよびWのタンクモデル
(a) E

(b) W

図 (1)-23 流域EおよびWのハイドログラフ
## d L-Q 式による DSi 流出負荷量の算定

渓流水流量 $ Q_{R} $ （ $ m^{3}/日 $ ）と DSi 濃度 C （mg/L）の関係を図（1）-24 に示す。DSi 濃度 C は、渓流水流量 $ Q_{R} $ に関係なく、ほとんど変化しなかった。DSi 流出負荷量 L を求めるため、これらの値から L-Q 式を求める。まず、日 DSi 流出負荷量 L' を求める。

日 DSi 流出負荷量 L’（kg/日/ha）は、式(1-16)に示すように、採水時の DSi 濃度 C（mg/L）、採水時の渓流水流量 Q_{R}（m^{3}/日）および集水面積 A（ha）から求めた。

$$ L^{\prime}=\frac{C\times Q_{R}}{A\times1000} $$

式(1-16)で求めた L'と Q_{R} の関係式（L-Q 式）を求めた結果を図 (1)-25 に示す。ここで、X 軸の Q_{R} の単位は、後で水位計より求めた流出量 Q（mm/日）と対応させるため、mm/日に換算した。流域 E および W の L-Q 式を、式(1-17)および(1-18)に示す。

$$ {L_{E}}^{\prime}=0.079\times Q_{E}^{1.0} $$

$$ {L_{w}}^{\prime}=0.072\times Q_{w}^{0.99} $$

ただし、式(1-17)および(1-18)は、洪水時の値は含まれていない。図(1)-22に示すタンクモデルからもわかるように、降水量が多い場合、表流水が発生し、流量が急激に増加する。よって、流出形態が変わるため、式(1-17)および(1-18)は適用できない。

DSi 濃度は、通常、流出量に関係なく一定であるが、激しい降水によって、濃度が低下することが報告されている $ ^{62-64} $ 。これは、DSi の起源が化学的風化によるものが大きいことに起因され $ ^{4} $ 、降水によって希釈されるため、濃度が低下すると考えられている $ ^{5,63} $ 。

そこで、激しい降水によって発生する表面流出水は土壌に浸透していないため、DSi濃度は降水と同じであると仮定した。図(1)-22に示すタンクモデルでは、表面流出を模擬的に示したタンクはタンクT1である。タンクT1の流出孔は流出孔11（120mm）、12（80mm）および13（10mm）を設定している。流出孔12および13については、降水が地中に入り、再び地表面に現れ表面流出水として観測されるもの（パイプ流など）と考えられる。この場合、土壌に浸透することにより土壌と接触することから、降水のDSi濃度とは異なり、土壌の影響を受けるものと考えられる。そのため、流出孔11から流出するものについてのみDSi濃度は、降水と同じであると仮定した。よって流出高が120mm以上のときの流量増加分については、降水のDSi濃度だけ増加すると仮定し、算出することとした。

降水の DSi 濃度を測定した結果、いずれも 0.1mg/L 未満であった。一般的に、降水の DSi 濃度は、0.1mg/L のオーダーにあり、河川水の DSi 負荷量にはほとんど影響しないと考えられている。よって、本研究では、降水の DSi 濃度は 0mg/L とした。