Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
よって、流出高が120mmを超える場合、流出孔11から流出するものは降水と同じと考えDSi濃度は0mg/Lとし、このときのDSi濃度は、流出高が120mmのときのDSi流出負荷量と同じ値とした。流出高が120mm以下では式(1-17)および(1-18)が成立するとした。

そこで、流出高が120mmを超える場合、流出高が120mmのときの日DSi流出負荷量 $ L_{120} $ を求めるためには、流出高が120mmを超える日の流量Qから表流水による増加分Qを引いた流出量Q'を求め、式(1-17)または(1-18)に代入して求める必要がある。

Q'は、タンクモデルから計算された日流出量 Q からタンクモデル T1 の流出孔 11 から流出した流量 Q''を引いて求めた。

$$ Q^{\prime}=Q-Q^{\prime \prime} $$

流出高 120mm 以下の場合はタンクモデルから計算された流出量 Q を、流出高 120mm を超える場合は流出量 Q' を、式(1-17)または(1-18)に代入し、各日の DSi 流出負荷量 L' を算出し、研究対象期間（2004 年 10 月～2005 年 9 月）の総計を求めて年間の DSi 流出負荷量 L とした。その結果、E、W ともに 140kg/年/ha と算出された。渓流水 e と w では、陽イオンの組成が異なったが、流域 E と W の DSi 流出負荷量は、同じ値であった。

DSi 流出負荷量は、降水量や流出水量と正の相関があることが報告されている $ ^{65} $ 。そこで、降水量と DSi 流出負荷量の関係を図（1）-26 に示す。ここで用いた数値は、今回得られた結果（n=2：E および W 流域）および集水域を森林とする調査結果（n=11：5 流域） $ ^{1,53,66,67} $ である。ただし、茨城のみ DSi 濃度と流出量を乗じた値である。使用したデータの DSi の平均濃度範囲は、7.1～13mg/L であった。図（1）-26 より、ばらつきは大きいが、降水量の増加に伴い、DSi 流出負荷量は増加する傾向が見られ、今回の結果は、他の結果と比較して、ほぼその範囲内であると考えられる。
図 (1)-24 渓流水流量 $ Q_{R} $ とDSi濃度Cの関係

図 (1)-25 流出量Qと日DSi流出負荷量Lの関係
図 (1)-26 降水量とDSi流出負荷量の関係

## （２）DSi発生・変動要因調査 - DSi流域間・内の水移動把握 -

水道用取水、工業用取水、農業用取水、農業用排水、水力発電取水、下水道排水について作成した水量ヒストグラムの結果を図（1）-27～図（1）-32に示す。また流域・用途ごとに取水量を表示したものを図（1）-33に、流域・用途ごとに取水量を表示したものを図（1）-34に示す。流域間の水移動としては、農業取排水による水移動が多く、モデル化にはこれらを考慮する必要があることが分かった。

図 (1)-27 水道用取水量ヒストグラム
## 工業用取水口

図 (1)-28 工業用取水量のヒストグラム

図 (1)-29 農業用取水量のヒストグラム

図 (1)-30 農業用排水量のヒストグラム

図 (1)-31 水力発電取水量のヒストグラム
下水道

図 (1)-32 下水道排水量のヒストグラム

図 (1)-33 流域ごとの取水量

図 (1)-34 流域ごとの排水量
## （３）DSi発生・変動要因調査 - 停滞域のDSiトラップの把握-

## 1 ）筑後川流域内の停滞水域における珪藻細胞の沈降フラックス

## a 各水域の植物プランクトンの発生状況

各水域における珪藻の出現種を表(1)-14に、各水域のプランクトンの2009年の発生状況を図(1)-35に示す。

江川ダムでは51種の植物プランクトンが、そのうち表層において珪藻は28種が確認された。また6-7月にかけては珪藻類の優占（6月12日の優占種はCyclotella sp.、7月22日の優占種はAchnanthes sp.）が確認されたが、8月以降は藍藻類の優占（8月6日、22日の優占種はAnabaena sp.）が確認された。

寺内ダムでは54種の植物プランクトンが、そのうち表層において珪藻は44種が確認された。夏季の珪藻の優占（5月の優占種はFragilaria crotonensis、7月の優占種はCyclotella sp.）と冬季の珪藻の優占（10月の優占種はAulacoseira granulata、11、12月の優占種はAulacoseira distans）が確認された。

筑後大堰では75種の植物プランクトンが、そのうち表層において珪藻は44種が確認された。4-6月に珪藻の優占が確認され、いずれの月もSkeletonema sp.が、次いでCyclotella sp.が優占していた。
表 (1)-14 各水域における出現珪藻種

種名	江川ダム	寺内ダム	筑後大堰	細胞体積
(μm³)	Si含有量
×10⁻⁶
(μg/cell)	沈降速度
(m/d)	体積算定
方法*
Achnanthes sp.	○	○	○	166	20.3	0.12	3)
Amphora sp.	-	-	○	610	50.8	0.30	3)
Asterionella formosa	○	○	○	496	43.9	0.50	5)
Attheya zachariasi	○	○	-	1201	82.1	0.47	4)
Aulacoseira distans	○	○	○	207	23.6	0.64	5)
Aulacoseira granulata	○	○	○	722	57.3	0.64	5)
Aulacoseira granulata v. angustissima f. s	-	○	-	191	22.3	0.64	5)
Aulacoseira italica	-	-	○	814	62.3	0.64	5)
Bacillaria paradoxa	-	-	○	1175	80.8	0.46	1)
Cocconeis sp.	○	○	-	973	70.8	0.41	3)
Cyclotella meneghiniana	-	○	○	718	57.1	0.33	1)
Cyclotella sp.	○	○	○	518	45.3	0.27	3)
Cyclotella spp.	-	○	-	518	45.3	0.27	3)
Cyclotella stelligera	-	-	○	263	28.0	0.17	1)
Cymatopleura sp.	-	-	○	516	45.2	0.27	3)
Cymbella minuta	-	-	○	5956	254.6	1.36	3)
Cymbella sinuata	-	○	○	704	56.3	0.33	1)
Cymbella sp.	-	○	○	5956	254.6	1.36	3)
Cymbella spp.	○	○	-	5956	254.6	1.36	3)
Cymbella tumida	-	-	○	2944	154.7	0.85	1)
Cymbella turgidula v. nipponica	-	○	○	869	65.3	0.38	1)
Diatoma mesodon	-	-	○	935	68.8	0.39	3)
Diatoma vulgare	○	○	-	1414	92.1	0.52	3)
Diatoma vulgaris	-	-	○	3786	184.8	1.00	1)
Diploneis sp.	○	○	-	292	30.2	0.18	3)
Epithemia sp.	○	-	-	4272	201.3	1.09	3)
Eunotia sp.	○	-	-	1522	97.0	0.55	3)
Fragilaria construens	-	-	○	163	20.0	0.34	5)
Fragilaria crotonensis	○	○	○	358	34.9	0.34	5)
Fragilaria sp.	-	○	○	196	22.8	0.34	5)
Gomphonema parvulum	-	-	○	218	24.5	0.15	1)
Gomphonema sp.	-	○	○	600	50.3	0.29	3)
Gomphonema spp.	○	○	-	600	50.3	0.29	3)
Hannaea arcus	○	-	-	717	57.0	0.33	3)
Melosira varians	○	○	○	5207	231.5	1.24	1)
Navicula gregaria	-	-	○	230	25.5	0.16	1)
Navicula pupula	-	-	○	313	31.7	0.19	3)
Navicula sp.	-	○	○	313	31.7	0.19	3)
Navicula spp.	○	○	-	313	31.7	0.19	3)
Nitzschia acicularis	-	○	○	187	22.0	0.14	1)
Nitzschia dissipata	-	○	○	258	27.6	0.17	1)
Nitzschia holsatica	-	-	○	560	47.9	0.28	3)
Nitzschia linearis	-	○	○	2890	152.7	0.84	2)
Nitzschia palea	-	○	○	281	29.4	0.18	1)
Nitzschia sp.	-	○	○	560	47.9	0.28	3)
Nitzschia spp.	○	○	-	560	47.9	0.28	3)
Pinnularia gibba	○	-	-	6775	278.9	1.48	3)
Pinnularia sp.	-	○	○	4027	193.1	1.05	3)
Rhoicosphenia abbreviata	○	○	○	510	44.8	0.26	1)
Rhopalodia gibbs	○	-	-	1326	88.0	0.50	3)
Skeletonema sp.	-	-	○	65	10.5	0.07	3)
Stephanodiscus sp.	-	-	○	3838	186.6	0.99	5)
Surirella sp.	○	-	○	4236	200.1	1.08	3)
Synedra acus	○	○	○	1420	92.4	0.63	5)
Synedra rumpens	-	-	○	119	16.0	0.07	1)
Synedra ulna	○	○	○	6196	261.8	0.94	1)
Thalassiosiraceae	-	-	○	468	42.1	0.25	3)

出現種を"〇"、非出現種を"-"で示す。

*体積の算定方法は以下の通り。

1）データベースの同種の値を引用

2）データベースの同種の値を平均

3）データベースの同属の値を平均

4）既存文献の大きさから体積を推定

5）文献値
## b 各水域の珪藻細胞の沈降フラックス

2009 年の各水域の珪藻細胞の沈降フラックスを図 (1)-36に示す。7月に江川ダムの珪藻細胞数が寺内ダムと比較して約4倍程度多かったが、図 (1)-36の沈降フラックスついてみてみると両ダムは同程度であることがわかる。筑後大堰についてみてみると、細胞数は江川ダム・寺内ダムに比較して1オーダー大きく（図 (1)-35）、それに対応して珪藻細胞の沈降フラックスについても1オーダー大きい算定結果となった。

図 (1)-35 各水域の植物プランクトン細胞数
図 (1)-36 各水域における珪藻細胞の沈降フラックスの経日変化

## c 珪藻細胞の沈降フラックスの影響因子について

江川ダムでは7月の珪藻細胞が寺内ダムよりも4倍程度多いにもかかわらず、珪藻細胞の沈降フラックスでみると寺内ダムと同程度であった。また寺内ダムについてみると夏季の珪藻の優占と冬季の珪藻の優占が見られるが、その珪藻細胞の沈降フラックスは冬季の方が多くなっていた。この要因としては珪藻細胞の沈降フラックスの差異の原因として珪藻種のケイ素含有量や沈降速度の差が影響していると考えられ、単に細胞数でフラックスを論じることができないことを示している。さらに前述のように沈降速度は珪藻群体の形態によって大きく変化するので、沈降速度を正確に算定するためにも、珪藻がどのような形態で確認されたかについての情報が今後必要となる。

内部生産は滞留時間と関係があるとの報告もある。国内での調査事例として三河湾に流入する一級河川矢作川の明治用水頭首工においては、11月から5月にかけての水温約15℃以下の低水温期で、滞留時間の低下したときに珪藻Asterionella formosaが増加する結果となっている $ ^{68} $ 。今回の結果では、寺内ダムにおいて9-12月に珪藻細胞の沈降フラックスが多くなっているが、水温が15℃以下となるのは12月から4月であった。江川ダムについては5-7月（水温20.0~25.3℃）に、筑後大堰については3-6月（水温11.3~22.0℃）といった比較的高水温時において珪藻細胞の沈降フラックスが増加していることから、滞留時間の低下時に珪藻細胞の沈降フラックスが増加するとは限らないことがわかる。前述のように珪藻細胞の沈降フラックスについては、水域内の珪藻の種類とその沈降速度等の珪藻種の個別のパラメータと、いずれの停滞水域にも見られるような珪藻種間の変遷のみならず、寺内ダムにみられるような珪藻から藍藻への優占種の変化のような異なる綱間の優占種の変遷も関与していると考えられる。

これらの珪藻細胞の沈降フラックスを正確に把握するためには、特に優占種について個別のパラメータを集積すること、優占種の変遷の状況を明らかにすることが重要である。
## d 筑後大堰における珪藻細胞の沈降フラックスの増大について

各水域のプランクトンをみると筑後大堰で珪藻細胞の沈降フラックスが多くなっていた。このような差異が生じた原因について考察する。図(1)-37によると珪藻細胞の沈降フラックスの最大値は、筑後大堰において江川ダムの約21倍、寺内ダムの約31倍大きくなっていた。

筑後大堰で珪藻細胞の沈降フラックスの多い初夏の優占種は Skeletonema sp.と Cyclotella sp.であり、表(1)-15によればこれらの沈降速度はそれぞれ0.07、0.27m/dであることから、沈降速度としては小さい種と考えられる。ただしその細胞数が他の水域に比較して1オーダー大きいため珪藻細胞の沈降フラックスに反映されている。さらに表(1)-16に示すように、同日において、これらの種に比較して細胞数としては少ないが、ケイ素含有量が多く沈降速度の大きい

Stephanodiscus sp.が存在していたため、積算の珪藻細胞の沈降フラックスが増大していた。

Stephanodiscus sp.は細胞数でみると全細胞数の15%を占めているに過ぎないが、珪藻細胞の沈降フラックスでみると全体の85%を占めていた。このように筑後大堰では珪藻増殖が活発であると考えられる。植物プランクトンの成長制限要因としては水温・日射量・栄養塩があるが、日射量については江川ダム・寺内ダムとの距離が30km程度（図（1）-3）であることから大きな差がないと考えられるので、ここでは水温・栄養塩についてみてみた。停滞水域の水温、流入地点の栄養塩濃度を表（1）-17に示す。各水域の温度については、特に大きな違いは見られなかった。また流入河川の栄養塩濃度について比較すると、TNについては大きな違いがなかったが、TPについてみると筑後大堰は江川ダムの5.6倍、寺内ダムの3.0倍であった。またDSiについては筑後大堰では2倍程度DSi濃度が高かった。このことより、筑後大堰では流入水のDSi濃度が高いことが要因となり停滞水域において珪藻の増殖にとって有利な環境下で珪藻が活発化し、その結果珪藻細胞の沈降フラックスも増大していることが考えられる。

ここで流入 DSi 負荷量に対してどの程度の珪藻細胞の沈降量があるかを見積もった。流入 DSi 負荷量については、筑後大堰湛水域（筑後大堰より上流約 2.5km）に位置する環境基準点瀬の下における水質データ $ ^{69} $ を用い DSi の L-Q 式を作成して、2009 年の各月の沈降量と比較した。結果を表 (1)-18 に示す。これによると筑後大堰において流入量に対する沈降量の割合は小さく、最も沈降量の多い 2009 年 4 月であっても 0.2% 未満と見積もられた。このように、また筑後大堰においては、流入する DSi 負荷量に比較し珪藻細胞の沈降にともなうシリカシンクの影響は小さいと考えられる。

ただし、今回の珪藻細胞の沈降量は、珪藻プランクトンの沈降のみに着目して算定している。実際のDSiのトラップ量を算定するには、これに加えて水域の底層に繁殖する珪藻プランクトンによるDSiのトラップについても考慮する必要がある。ダムについては有光層以上の水深があるためその作用は無視できると考えられるが、筑後大堰等の水深の小さい水域ではその作用は無視できないと考えられる。これについては今後の課題としたい。

本サブサブテーマでは、珪藻出現種データをもとに筑後川水系の3つの停滞水域において、珪藻増殖に伴う珪藻細胞の沈降フラックスを見積もった。その結果、筑後川水系の3つの停滞水域、江川ダム、寺内ダム、筑後大堰において、珪藻出現種データを用い珪藻増殖に伴う珪藻細胞の沈降フラックスを見積もった。同水系にあるにも関わらず各水域において珪藻トラップの状況は異なり、江川ダム、筑後大堰のように初夏から夏季に沈降フラックスが増える場合と、寺内ダムのように冬季に沈降フラックスが増える場合とが確認された。また沈降フラックスは筑後大堰が他
のダムに比較して最も多かった。その原因として流入河川中の、TP、DSi濃度が高く、珪藻増殖にとって有利な環境にあることがその一因であると考えられた。また筑後大堰においては、流入するDSi負荷量に比較し珪藻細胞の沈降にともなうシリカトラップの影響は小さかった。

表 (1)-15 各水域の珪藻の優占状態とその種のケイ素含有量及び計算沈降速度

水域	調査年月日	珪藻種	細胞数
(cells/ml)	Si含有量
$ \times 10^{-6} $
( $ \mu $ g/cell)	w_{s}(m/d)
江川ダム	2009/6/12	Cyclotella sp.	6,360	45.3	0.27
2009/7/22	Achnanthes sp.	7,728	20.3	0.12
寺内ダム	2009/5/12	Fragilaria crotonensis	1,100	34.9	0.34
2009/7/14	Cyclotella sp.	1,500	45.3	0.27
2009/10/14	Aulacoseira granulata	1,200	57.3	0.64
2009/11/10	Aulacoseira distans	1,300	23.6	0.64
2009/12/8	Aulacoseira distans	1,700	23.6	0.64
筑後大堰	2009/4/16	Skeletonema sp.	27,389	10.5	0.07
Cyclotella sp.	12,096	45.3	0.27
2009/5/14	Skeletonema sp.	15,840	10.5	0.07
Cyclotella sp.	2,448	45.3	0.27
2009/6/6	Skeletonema sp.	38,736	10.5	0.07
Cyclotella sp.	6,883	45.3	0.27

表 (1)-16 2009年4月16日の筑後大堰における珪藻細胞沈降量

珪藻種	細胞数 (cells/ml)	Si含有量 $ \times 10^{-6} $ (μg/cell)	w_{s}(m/d)	珪藻細胞沈降量 (kg-Si/d)
Cyclotella sp.	12,096 (25%)	45.3	0.27	20.12 (9%)
Skeletonema sp.	27,389 (56%)	10.5	0.07	2.74 (1%)
Stephanodiscus sp.	7,488 (15%)	186.6	0.99	188.13 (85%)
その他	1,686 (3%)	—	—	11.44 (5%)
48,659 (100%)	222.43 (100%)

表 (1)-17 各停滞水域の水温と流入地点における栄養塩濃度

平均水温(℃)	流入地点	平均TN（mg/L）	平均TP（mg/L）	DSi（mg/L） $ ^{**} $
江川ダム	19.7 $ ^{*} $ （11.0 - 29.0）流入河川地点	0.964（0.780 - 1.35）	0.014（0.005 - 0.033）	6.12
寺内ダム	16.9（8.9 - 23）西原	1.155（0.807 - 1.90）	0.025（0.015 - 0.033）	5.82
筑後大堰	17.3（7.3 - 28）堰直上流	1.194（0.630 - 1.49）	0.076（0.046 - 0.144）	12.6

出典は水温、TN、TPについては前述のとおり。括弧内は範囲。

$ ^{*} $ 4−12月のデータ。

** 著者らの調査結果。
図 (1)-37 各水域における単位面積当たりの珪藻細胞の沈降量

表 (1)-18 2009 年の筑後大堰における DSi 流入負荷量と

珪藻細胞沈降水量との比較

DSi流入量 (ton-Si/month) a	珪藻细胞沈降量 (ton-Si/month) b	b/a (%)
1月	1,960	-	-
2月	2,730	0.1	<0.01
3月	3,190	1.1	0.03
4月	2,320	5.1	0.22
5月	2,130	1.3	0.06
6月	4,530	0.9	0.02
7月	13,100	0.3	<0.01
8月	4,120	0.4	<0.01
9月	2,190	0.2	<0.01
10月	2,490	0.2	<0.01
11月	2,040	0.1	<0.01
12月	1,850	-	-

“はデータ不足のため算出していないことを示す。

## 2 ）矢部川流域内の停滞水域における溶存態ケイ素実態調査

## a 湖内の DSi 濃度と他の水質項目との関係

DSi 濃度の経時変化を図 (1)-38(a) に示す。表層濃度は変動が大きく、特に 2010 年度では 6 月、9 月に、2011 年では 6 月、11 月に減少していた。この濃度減少は 2010 年が 2011 年に比較して大きかった。底層濃度は、2010 年度では 8 月、10 月に、2011 年では 9 月、11 月、12 月に増加がみられた。この濃度の増加は 2010 年の方が 2011 年に比較して大きかった。中層濃度は表層濃度と底層濃度の中間程度の値となっていた。

このように各層の DSi 濃度は、それぞれ季節的な変動をとるものの、冬季にはほぼ均一化していた。なお中層濃度は流出地点の濃度とほぼ同程度であった。これはダムの放水管 4 ロ（E.L. 265.85m×2 ロ、E.L. 268.50m×2 ロ）がダムサイト中層付近に固定設置されているためと考えられる。
水温の経時変化を図 (1)-38(b)に示す。春季から秋季にかけて水温躍層が発達し、冬季に解消しており、2010年度、2011年度とも同様の季節変化を示していた。先に比較したDSi濃度の経時変化と比較してみると、DSi濃度が均一になる時期は、水温躍層が解消される時期と一致していた。

DO の経時変化を図 (1)-38 (c) に示す。前述の春季から秋季にかけての水温躍層の発達に伴い底層 DO が減少するが、冬季に DO が増加するというように、2010・2011 年度とも同様の季節変化を示していた。先に比較した DSi 濃度の経時変化と比較してみると、DSi 濃度が均一になるのは、水温躍層が解消される時期と一致していた。低酸素の期間を比較すると、2011 年の方が低酸素の期間が長かった。

図 (1)-38 ダム湖内の水質経月変化 ((a) DSi、(b) 水温、(c) DO)
## b ダム湖内の植物プランクトンの変化

植物プランクトンの計数結果を表 (1)-19に、それぞれの種類毎に積算した経月変化を図 (1)-39に示す。同定されたのは全43種類で、藍藻類6種、珪藻類17種、鞭毛藻類11種、原生動物9種であった。

2010 年度は春季から秋季にかけて珪藻類 Synedra sp.が優占していた。2011 年度は珪藻類が6月（Eunotia sp.とSynedra sp.）と11月（Fragilaria sp.）に、8・9月には藍藻類（Aphanocapsa sp.）が優占していた。

図 (1)-39 ダム湖表層のプランクトン経月変化
表 (1)-19 ダム湖表層の植物プランクトン経月変化

2010	单位(cells/mL)
プラクタン	2010
5	6	7	8	9	10	11	12	1	2	3	4	5	6	7	8	9	10	11	12	1	2	3
藍藻類	Aphanocapsa sp.	42,706	37,800	1,800	110
Chroococcus sp.	1,010
Dactylococcopsis sp.
Oscillatoria sp.
Phormidium sp.	720
Spirulina sp.
珪藻類	Acanthocerus sp.	633	290	130	280	10
Achnanthes sp.	10	110	380	290	180
Asterionella formosa
Asterionella sp.
Aulacoseira sp.
Cyclotella sp.
Cymbella sp.
Diatoma sp.
Eunotia sp.
Fragilaria sp.
Gomphonema sp.
Melosira sp.
Meridion sp.
Navicula sp.
Pinnularia sp.
Stephanodiscus sp.
Synedra sp.
綠藻類	Arthrodesmus sp.
Chlamydomonas sp.
Chodatella sp.
Closterium sp.
Gloeocystis sp.
Nephrocytium sp.
Ocystis sp.
Scenedesmus sp.
Sphaerocystis sp.
Stauraturum sp.
Tetraedron sp.
鞭毛藻類	Bursaria sp.
Cryptomonas sp.
Euglena sp.
Gymnodinium sp.
Peridinium sp.
Tracheromonas sp.
原生動物	Acanthocysis sp.
Actinosphaerium sp.
Actinophrys sp.
Asplanchna sp.
Codonella sp.
Colpidium sp.
Halteria sp.
Paramedium sp.
Urotricha sp.

## c ダム湖内の DSi 収支

流入地点で作成した流量-負荷量関係を図(1)-40に示す。これらのデータをもとに、L-Q式が以下の累乗式に従うと仮定した。

$$ L=aQ^{b} $$

ここで L : DSi 負荷量（g/s）、Q : 流量（m³/s）、a、b : 係数である。算定した L-Q 式（図 (1)-40）により流入負荷量を算定した。

流入负荷量と流出负荷量の算定結果を図（1）-41（a）、表（1）-20に示す。流入负荷量・流出负荷量ともに春季から夏季にかけて増加し、秋季から冬季において減少する傾向にあった。

流入負荷量の算定方法についてみてみると、線形補間法は L-Q 式法と比較すると、負荷量を多く見積もる結果となった。過去の観測結果によれば流量増加に従い DSi 濃度は低下することが確認されており、L-Q 式の係数 b は 1 よりも小さくなる $ ^{70} $ 。今回作成した L-Q 式の係数 b も 0.9428 であった。その効果が考慮されていない線形補間法は過大評価する傾向にあると考えられる。そのため、以降は、L-Q 式法で算定された流入負荷量を用いて考察する。

表層 DSi 濃度の変動は、珪藻類の増殖時期と概ね一致していた。ただし 2010 年 9 月に DSi が最も低下しているが、細胞数では 2010 年 6 月の方が多い。2010 年 6 月と 9 月の Chl.a が、それぞれ 19.2 μg/l、12.0 μg/l であることから、単位細胞あたりの Chl.a 量を計算すると、6 月は $ 4.66 \times 10^{-4} $ μg/l/cell、9 月は $ 5.17 \times 10^{-3} $ μg/l/cell となっていることから、確認されたのは同じ Synedra sp. であるが 9 月の方が 6 月と比較して細胞が大きくなっていると推察される。そのため 9 月の方がより DSi を吸収し、濃度減少が大きくなったと考えられる。
図 (1)-38 (a) の表層 DSi 濃度と底層 DSi 濃度を比較すると表層 DSi 濃度の減少が、その後の底層 DSi 濃度の増加と対応していた。また表層の DSi 減少と底層の DSi 増加との時間差はおよそ 1～3 カ月程度であった。この現象が、表層で繁殖した珪藻類が死滅した後、底層に沈降し、珪藻細胞が分解することで DSi 濃度として検出されたものである可能性について検証する。2010 年 6 月と 9 月のダムの全水深は平均 42m であり、Synedra acus の沈降速度 $ 7.3 \mu m/s $ (0.63m/d) $ ^{22)} $ を用いて到達期間を算定すると 67 日となる。駿河湾のデータではあるが、7 月の生物起源ケイ素の溶解速度定数 $ 0.035 \, d^{-1} $ $ ^{71)} $ を用いると、その期間に 90% が底層で溶解することになる。すなわち底層の DSi 濃度上昇は、表層の珪藻細胞が、沈降・溶解に由来していると推察される。

2011 年 8 月と 9 月には藍藻類 Aphanocapsa sp.が増殖しているものの、その間の表層 DSi 濃度の減少は見られなかった。DSi を必須栄養塩とするのは珪藻類に限られていることから、植物プランクトン増殖時の DSi 濃度の減少は珪藻類の増殖時に生じることがわかる。

以上のような湖内の季節変動があるために、日向神ダムでは、流出水のDSi濃度が季節的に変動する。すなわち、春から秋にかけては、流入DSi濃度に比較して流出DSi濃度が低下する傾向にあるが、冬季には流入DSi濃度に比較して流出DSi濃度が増加することもある。このようにダム湖底層に捕捉されたDSiも再び回帰し流出するため、ダム湖に捕捉されるDSi量は年間を通してみると緩和されている。

図 (1)-40 流入点における流量-負荷量関係
図 (1)-41 (a)DSi流入・流出負荷量と(b)流入出量の経月変化

## d DSi 捕捉量の経年比較

年度毎及び2年間で積算したDSi捕捉量の算定結果を表(1)-20に示す。各年度でみると、日向神ダムにおけるDSiの捕捉量は、2010年度で-2.0%、2011年度で10.9%であった。全期間を通じての平均的な捕捉率は5.2%であった。このようにダム内に捕捉されるDSiの量は、毎毎に変動しており、年によってはほとんど捕捉されていないことがわかる。さらに表層のDSi濃度の減少状況、珪藻類の増殖情況をみると、2010年の方が2011年と比較してDSi捕捉量が多いと推察されたが、算定結果と異なっていた。

その原因について、まず流入・流出負荷量と流入出量の関係についてみてみる。図（1)-41（b）で流入・流出負荷量と流入出量を比較すると、それらはおおよそ同様の傾向を示し、年度ごとに毎月の流入出量も変動していた。図（1)-42において負荷量と流入出量の相関を示したが、この図からも流入・流出負荷量は流量に大きく依存していることが確認された。そのため、捕捉されるDSi量は年度毎のダムの運用状況に大きく依存していることがわかる。

さらに捕捉率を他の水域と比較してみる。天野ら $ ^{72)} $ はシミュレーションモデルによりケイ酸捕捉率を推定しているが、捕捉率は登呂川水系で0.22%、利根川水系で0.07%、菊池川水系で0.01%、江の川水系で0.18%、石狩川水系で0.24%と、いずれも1%未満であったという報告がある。熊谷ら $ ^{51)} $ による筑後川瀬の下で算定された結果は、<0.01～0.22%で、こちらも1%未満であった。これらの結果と比較すると、今回算定された捕捉率は、多い月では1～2オーダー高い量となっており、浮遊珪藻による捕捉以外の要因も考えられる。具体的には、浮遊珪藻以外による捕捉、例えば河床の付着藻珪藻による吸収作用等があった可能性もある。白鳥ら $ ^{73)} $ が河川の付着藻類について実
施した調査によれば、付着藻類の現存量や付着藻類の構成割合は、同一区間であっても調査年によって変動していた。またダム内やダム直下以外の流水区間の水中では浮遊性藻類はほとんど見られず、付着藻類が剥離したものであると推察している。本研究の対象水域内にも上流部は流水区間が含まれ、その区間も貯水位によって変化することから、流下区間での付着藻類の存在量や捕捉量の把握も今後の課題として挙げられる。

表 (1)-20 日向神ダムにおけるDSiの収支

流入负荷量(t)	流出负荷量(t)	差(t)	捕捉率
2010年度	L-Q式法	1202.6	-23.9	-2.0%
線形補間法	1355.8	1226.5	9.5%
2011年度	L-Q式法	1524.8	1358.3	10.9%
線形補間法	1566.4	13.3%
2年間	L-Q式法	2727.5	2584.8	5.2%
線形補間法	2922.2	11.5%

図 (1)-42 流入・流出負荷量と流入出量の関係

## 3 ）都市河川とため池における溶存態ケイ素実態調査

## a 室見川水系における水質

室見川水系における栄養塩平均濃度および標準偏差を、DSi濃度、T-N濃度およびT-P濃度の項目ごとに、以下の表(1)-21～表(1)-23および図(1)-43～図(1)-45に示す。DSi平均濃度は、調査地点によってばらつきが見られる。室見川本川であるf地点、g地点、h地点、i地点、k地点、m地点、n地点およびo地点におけるDSi平均濃度は同程度であるが、ばらつきが見られ
たのは a 地点（小笠木川）のような支川である。このばらつきは、室見川水系には支川が多く、支川によって濃度が異なるためであると考えられる。また、f 地点 g 地点間には曲淵ダムが存在するが、この 2 地点間において DSi の消費は見られなかった。T-N 平均濃度にも同様の傾向が見られた。T-P 平均濃度は、上流よりも下流の方が高く、特に j 地点、1 地点および m 地点において高い。

さらに室見川水系の各調査地点における濃度の推移を、DSi濃度、T-N濃度およびT-P濃度の項目ごとにみた。その結果DSi濃度は、春期に低く、秋期に高い傾向にあった。T-N濃度は、春期に低く、夏期に高い傾向にあった。T-P濃度は、春期に高く、秋期に低い傾向にあった。

表 (1)-21 室見川水系DSi平均濃度および標準偏差

調查地点	DSi平均濃度(mg/L)	DSi標準偏差
a(小笠木川,n=9)	18.53	1.07
b(荒谷川,n=9)	14.81	1.38
c(椎原川,n=9)	16.14	1.16
d(小笠木川,n=9)	18.55	1.58
e(小笠木川,n=9)	16.91	2.88
f(n=9)	16.14	1.62
g(n=9)	16.67	1.18
h(n=9)	16.66	1.44
i(n=9)	16.64	2.33
j(龍谷川,n=9)	19.36	2.30
k(n=9)	16.18	2.42
l(日向川,n=9)	19.17	3.38
m(n=9)	17.07	2.02
n(n=9)	16.35	1.48
o(n=9)	16.69	1.04

図 (1)-43 室見川水系の各調査地点における DSi 平均濃度（エラーバーは標準偏差を示す）
表 (1)-22 室見川水系T-N平均濃度および標準偏差

調查地点	T-N平均濃度(mg/L)	T-N標準偏差
a(小笠木川,n=9)	1.38	0.66
b(荒谷川,n=9)	1.41	0.52
c(椎原川,n=9)	1.60	0.62
d(小笠木川,n=9)	1.58	0.51
e(小笠木川,n=9)	1.49	0.52
f(n=9)	1.50	0.44
g(n=9)	1.66	0.64
h(n=9)	1.61	0.57
i(n=9)	1.67	0.48
j(龍谷川,n=9)	2.15	0.51
k(n=9)	1.71	0.43
l(日向川,n=9)	1.85	0.65
m(n=9)	1.80	0.55
n(n=9)	1.75	0.48
o(n=9)	1.68	0.45

図 (1)-44 室見川水系の各調査地点における T-N 平均濃度（エラーバーは標準偏差を示す）

表 (1)-23 室見川水系T-P平均濃度および標準偏差

調査地点	T-P平均濃度(mg/L)	T-P標準偏差
a(小笠木川,n=9)	0.03	0.01
b(荒谷川,n=9)	0.02	0.01
c(椎原川,n=9)	0.02	0.01
d(小笠木川,n=9)	0.05	0.05
e(小笠木川,n=9)	0.04	0.04
f(n=9)	0.02	0.01
g(n=9)	0.03	0.01
h(n=9)	0.05	0.06
i(n=9)	0.05	0.04
j(龍谷川,n=9)	0.21	0.34
k(n=9)	0.06	0.06
l(日向川,n=9)	0.11	0.11
m(n=9)	0.17	0.27
n(n=9)	0.06	0.04
o(n=9)	0.05	0.04
図 (1)-45 室見川水系の各調査地点における T-P 平均濃度（エラーバーは標準偏差を示す）

また室見川水系における溶存シリカとその他栄養塩の関係を、以下の図 (1)-46～図 (1)-48に示す。DSi いずれの関係に関しても顕著な相関性はないが、DSi 濃度は約 10～25mg/L、T-N 濃度は約 0～3mg/L、T-P 濃度は約 0～1mg/L の範囲に分布している。

図 (1)-46 室見川水系DSi濃度とT-N濃度の関係

図 1-47 室見川水系DSi濃度とT-P濃度の関係
図 (1)-48 室見川水系T-N濃度とT-P濃度の関係

以上の結果より、室見川本川における DSi 濃度は、地点によってばらつきが見られるが、本川である f 地点、g 地点、h 地点、i 地点、k 地点、m 地点、n 地点および o 地点における DSi 平均濃度は同程度であった。ばらつきが見られたのは、小笠木川、荒谷川、権原川、龍谷川および日向川といった支川における調査地点であった。このことより、同一水系であっても、河川によって DSi 濃度は異なるということがわかる。また、f 地点 g 地点間には曲淵ダムが存在するが、この 2 地点間において DSi の消費は見られなかった。そのため、室見川水系において、停滞性水域によるシリカ欠損は生じていないと考えられる。

DSi とその他栄養塩の関係の結果より、室見川水系における DSi 濃度、T-N 濃度および T-P 濃度のそれぞれの関係は、いずれも相関がない。このことより、室見川水系において、窒素およびリンの負荷による DSi の消費はないと考えられる。

## b 樋井川水系における水質

樋井川水系における栄養塩平均濃度および標準偏差を、DSi濃度、T-N濃度およびT-P濃度の項目ごとに、以下の

表 (1)-26および図 (1)-49～図 (1)-51に示す．樋井川水系におけるDSi平均濃度は、いずれの地点においても同程度であるが、神松寺橋および大坪橋（片江川）におけるそれは他の地点に比べて高く、K地点およびL地点の下流におけるそれは低い。これは、河川水よりもDSi濃度の低い海水が、河口から浸入してくるため、潮止め堰よりも下流の地点におけるDSi平均濃度は低くなる
たものと考えられる。また、河川におけるDSi平均濃度に比べ、ため池におけるそれは低く、海水におけるそれは著しく低い。T-N平均濃度は、いずれの地点においても同程度であるが、DSi平均濃度よりもばらつきが見られた。また、ため池におけるT-N平均濃度は、河川に比べて低く、特に原田池において低い。T-P平均濃度は、A地点において著しく高く、他の地点においては同程度である。また、ため池におけるT-P平均濃度は、河川に比べて低く、特に原田池および苔牟田池において低い。
表 (1)-24 桶井川水系DSi平均濃度，標準偏差および塩分濃度

調査地点	DSi平均濃度(mg/L)	SAL平均(%)	DSi標準偏差
A(n=9)	18.91	0.01	1.74
B(n=9)	20.24	0.00	1.07
C(n=9)	21.35	0.01	1.25
D(n=9)	20.87	0.01	1.58
E(n=9)	20.90	0.01	2.21
F(n=9)	20.36	0.01	2.01
G(n=9)	20.48	0.01	2.11
H(n=9)	20.44	0.01	2.19
南御陵橋(一本松川,n=9)	21.07	0.01	2.85
島廻り橋(一本松川,n=9)	20.48	0.01	2.19
中井出橋(一本松川,n=9)	22.07	0.01	2.45
神松寺橋(片江川,n=9)	24.33	0.01	0.79
大坪橋(片江川,n=9)	24.49	0.01	1.22
I(n=9)	20.30	0.01	2.15
J(n=9)	20.38	0.01	2.21
K(n=9)	17.14	0.49	4.34
L(n=9)	12.28	1.53	4.37
海水(n=1)	1.62
源蔵池(n=27)	4.67	3.07
原田池(n=27)	10.69	4.19
苔牟田池(n=27)	9.64	3.22

図 (1)-49 樋井川水系の各調査地点におけるDSi平均濃度および塩分濃度（エラーバーは標準偏差を示す）
表 (1)-25 樋井川水系T-N平均濃度および標準偏差

調査地点	T-N平均濃度(mg/L)	T-N標準偏差
A(n=9)	2.24	0.56
B(n=9)	1.85	0.37
C(n=9)	1.67	0.47
D(n=9)	1.89	0.41
E(n=9)	1.81	0.34
F(n=9)	1.91	0.45
G(n=9)	1.80	0.45
H(n=9)	1.89	0.48
南御陵橋(一本松川,n=9)	1.65	0.37
島廻り橋(一本松川,n=9)	1.64	0.47
中井出橋(一本松川,n=9)	1.79	0.39
神松寺橋(片江川,n=9)	1.87	0.22
大坪橋(片江川,n=9)	1.73	0.25
I(n=9)	1.84	0.42
J(n=9)	1.81	0.43
K(n=9)	1.65	0.37
L(n=9)	1.42	0.78
源蔵池(n=27)	1.60	0.88
原田池(n=27)	1.01	0.48
苔牟田池(n=27)	1.43	0.59

図 (1)-50 樋井川水系T-N 平均濃度（エラーバーは標準偏差を示す）
表 (1)-26 桶井川水系T-P平均濃度および標準偏差

調査地点	T-P平均濃度(mg/L)	T-P標準偏差
A(n=9)	0.32	0.22
B(n=9)	0.09	0.05
C(n=9)	0.07	0.04
D(n=9)	0.08	0.04
E(n=9)	0.08	0.04
F(n=9)	0.08	0.04
G(n=9)	0.08	0.04
H(n=9)	0.08	0.04
南御陵橋(一本松川,n=9)	0.05	0.03
島廻り橋(一本松川,n=9)	0.07	0.04
中井出橋(一本松川,n=9)	0.09	0.04
神松寺橋(片江川,n=9)	0.06	0.02
大坪橋(片江川,n=9)	0.09	0.06
I(n=9)	0.08	0.05
J(n=9)	0.08	0.04
K(n=9)	0.09	0.04
L(n=9)	0.13	0.06
源蔵池(n=27)	0.07	0.07
原田池(n=27)	0.02	0.01
苔牟田池(n=27)	0.02	0.01

図 (1)-51 樋井川水系T-P平均濃度（エラーバーは標準偏差を示す）

樋井川水系の各調査地点における濃度の推移を、DSi濃度、T-N濃度およびT-P濃度の項目ごとに、以下の図(1)-52～図(1)-54に示す。DSi濃度は、調査期間中ほとんど変化していない。T-N濃度は、夏期に高い傾向にある。T-P濃度は、春期および夏期に高く、秋期および冬期に低い傾向にある。
図 (1)-52 樋井川水系DSi濃度とT-N濃度の関係

図 (1)-53 樋井川水系DSi濃度とT-P濃度の関係

図 (1)-54 樋井川水系T-N濃度とT-P濃度の関係

以上の結果より、樋井川水系における DSi 平均濃度は、いずれの地点においても同程度であった。しかし、神松寺橋および大坪橋においては、他の地点よりも高い。これは、この 2 地点は支川である片江川に位置するため、室見川水系と同様、本川の DSi 平均濃度と異なるものと考えられる。
れる。また、K 地点および L 地点における DSi 平均濃度は、他の地点よりも低く、下流へ向かうほど低くなる。また、潮止め堰よりも下流に位置するこの 2 地点においてのみ塩分濃度が観測され、海水が浸入していることがわかる。そのため、河川水よりも DSi 濃度の低い海水が混ずることにより、この 2 地点において DSi 平均濃度が低くなったと考えられる。また、ため池における DSi 平均濃度は河川におけるそれよりも低く、中でも源蔵池において最も低い。これは、源蔵池には原田池より水が流下しているため、源蔵池に流入する以前に、原田池において DSi が消費されていると考えられる。

樋井川水系における T-N 平均濃度は、いずれの地点においても同程度であるが、DSi 平均濃度よりもばらつきが見られた。また、DSi 平均濃度とは異なり、支川における T-N 平均濃度は本川におけるそれよりも低い。ため池においては、河川よりも低く、特に原田池および苔牟田池において低い。樋井川水系における T-P 平均濃度は、A 地点において著しく高く、他の地点においては同程度である。また、ため池においては、T-N 平均濃度と同様、河川よりも低く、特に原田池および苔牟田池において低い。このことより、樋井川流域のため池において、富栄養化はそれほど進行していないと考えられる。

## c 室見川水系および樋井川水系における DSi 濃度

室見川における DSi 平均濃度は、約 14～19mg/L であり、樋井川における DSi 平均濃度は、約 18～25mg/L（海水に影響される下流においては、12～17mg/L）であった。熊谷ら $ ^{41} $ が行った、有明海井北東部流域（筑後川水系 19 地点、矢部川水系 10 地点、大牟田市内河川 9 地点）における溶存態ケイ素の調査結果と比較してみる。DSi 調査結果によると、各地点の DSi 濃度の平均値は、筑後川水系の本川および上流部においては 15mg/L 以上と高く、他の支川においては 10(mg/L) 未満と低かった。また、矢部川水系においては、10mg/L 未満と低かった。地質調査結果 $ ^{74} $ によると、筑後川水系の本川および上流部に属する地点の流域においては火山岩の割合が高く、支川に属する地点の流域においては火山岩の割合が低い。また、矢部川水系においては、変成岩類の占める割合が高かった $ ^{74} $ 。これらより、火山岩のようなシリカ含有量の多い岩石の占める割合が高い流域においては DSi 濃度が高く、変成岩のようなシリカ含有量の少ない岩石の占める割合が高い流域においては DSi 濃度が低いことがわかる。樋井川流域は花崗岩地質であるため、比較的 DSi 濃度が高く、室見川流域は変成岩地質であるため、樋井川よりも DSi 濃度が低いと考えられる。
図 (1)-55 福岡県地質図 $ ^{74)} $

## d ため池における水質

2010 年度から 2011 年度にかけて比較すると、源蔵池において、いずれの濃度も 2011 年度の秋期にかけて濃度が上昇し、その後低下する傾向が見られる。原田池および苔牟田池においては、いずれの濃度も冬期に濃度が低く、夏期および秋期に濃度が高い傾向が見られた。

源蔵池、原田池および苔牟田池における DSi とその他栄養塩の関係を、以下の図 (1)-56～図 (1)-61 に示す。DSi 濃度と T-N 濃度の関係、DSi 濃度と T-P 濃度の関係および DSi 濃度と chl.a 濃度の関係には負の相関があった。chl.a 濃度と T-N 濃度の関係、chl.a 濃度と T-P 濃度の関係および T-N 濃度と T-P 濃度の関係には正の相関があった。

以上の結果より、源蔵池、原田池および苔牟田池におけるDSi濃度、chl.a濃度、T-N濃度およびT-P濃度の季節変化は、異なっていた。源蔵池においては、いずれの濃度も2011年度の秋期にかけて濃度が上昇し、その後低下する傾向が見られる。原田池および苔牟田池においては、いずれの濃度も冬期に濃度が低く、夏期および秋期に濃度が高い傾向が見られる。一般的には、春季に大規模な珪藻の増殖（スプリングブルーム）が起こる。珪藻を餌料とする動物プランクトンをはじめ、甲殻類や魚介類というような食物連鎖が形成される。初夏になると珪藻が窒素、リンおよびケイ素を使い尽くし、スプリングブルームは終了する。この時、窒素やリンが過剰に残っていると、ケイ素を必要としない渦鞭毛藻類等が増殖する $ ^{75} $ 。いずれの池においても、このようなスプリングブルームが発生している傾向は見られなかった。よって、樋井川水系におけるため池は、渦鞭毛藻類が増殖するといった生態系に影響を与える状態には至っていないと考えられる。
また、DSi 濃度と T-N 濃度の関係、DSi 濃度と T-P 濃度の関係および DSi 濃度と chl.a 濃度の関係には負の相関があり、chl.a 濃度と T-N 濃度の関係、chl.a 濃度と T-P 濃度の関係および T-N 濃度と T-P 濃度の関係には正の相関があった。これらより、T-N 濃度および T-P 濃度が大きいと chl.a 濃度が大きく、DSi 濃度が減少する傾向が確認された。よって、樋井川水系におけるため池において、窒素やリンの負荷の増大により藻類が増殖し、ケイ素が消費されるということがわかる。

図 (1)-56 ため池のDSiとT-Nの関係

図 (1)-57 ため池のDSiとT-Pの関係
図 (1)-58 ため池のDSiとchl.aの関係

図 (1)-59 ため池のchl.aとT-Nの関係

図 (1)-60 ため池のchl.aとT-Pの関係
図 (1)-61 ため池のT-NとT-Pの関係

源蔵池における DSi 濃度と水位の関係を、図 (1)-62～図 (1)-65に示した。DSi 濃度と水位には負の相関があり、水位の高い時期において DSi 濃度は低く、水位の低い時期において DSi 濃度は高い。2011 年 10 月以降は、水位計のある位置まで水位が達せず、測定ができなかったため 0m とみなした。水位が 0m になった後、いずれの濃度も急激に高くなっているのがわかる。

このように、源蔵池における DSi 濃度と水位には、樋井川と同様、水位が高いと DSi 濃度は低く、水位が低いと DSi 濃度は高くなるという関係が見られた。このことから、雨水による希釈効果や、河川水のため池への流入が、DSi 濃度に影響を与えていると考えられる。

DSi 濃度、T-P 濃度および chl.a 濃度と水位との関係は、水位が 0m になった後、いずれの濃度も急激に高くなっているのがわかる。2011 年 11 月 3 日には池干しが行われ、池の水がなくなり、コイやフナ等の魚が死滅し、また、池の底に堆積していたヘドロが露わになった。このような環境の変化により、水質にも影響があったと考えられる。T-P 濃度は、水位が 0m になった 2011 年 10 月頃から高くなっている。これは、水量が減少し、堆積していたヘドロからリンが溶け出したことにより、T-P 濃度が高くなったと考えられる。chl.a 濃度は、T-P 濃度が高くなったことに伴い、高くなったと考えられる。

図 (1)-62 源蔵池におけるDSi 濃度と水位の関係
図 (1)-63 源蔵池におけるDSi 濃度と日平均水位の推移

図 (1)-64 源蔵池におけるTP濃度および水位の推移

図 (1)-65 源蔵池におけるchl.a 濃度および水位の推移

## e 博多湾への影響

DSi濃度は、流域地質由来であるため、室見川流域および樋井川シリカ含有量の多い花崗岩地質の流域においては、DSi濃度は比較的高いことがわかった。

さらに樋井川水系のため池において、窒素やリンの負荷の増大により藻類が増殖し、ケイ素が消費されるということがわかった。しかし、それにより河川におけるDSi濃度の低下は見られなかった。また、曲淵ダムによる室見川水系におけるDSi濃度の低下も見られなかったため、室見川水系および樋井川水系において、窒素やリンの負荷によるシリカ欠損は生じていないと考えられた。
以上のことより、博多湾へ流入する河川およびため池のDSiが与える影響はほとんど生じていないと考えられた。

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

DSi の各種排出源について調査したところ、排出水濃度の高い業種と、負荷量の大きい業種を明らかにできた。また湧水（地下水）は地質の影響を受けており、これらを用水として使用する場合にはその排出負荷量が大きくなることがわかった。また、水田においては地下水浸透と水稲による系外への取り出しの影響が大きいことや、森林においてDSi流出負荷量は流量比例であることがわかった。

流域間及び流域内の水移動について調査したところ、農業関連の水移動が大部分を占めており、その流量はほぼ流域内で収支が取れていることがわかった。

停滞域のトラップの状況把握のため、江川ダム・寺内ダム・筑後大堰を対象に調査した結果、植物プランクトンによる堆積は1%にも満たないことがわかった。また日向神ダムにおいてDSi 収支を見たところ-2.0-10.9%程度であり、ダムはケイ素の発生場所とも捕捉場所にもなりうること、その状況はダムの運用に影響していることが明らかになった。ため池についても河川濃度への影響が少ないことがわかった。

## （２）環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

特に記載すべき事項はない。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

広域水質総合調査において溶解性ケイ酸が調査項目に含まれているが、その時間的・空間的変動要因について論じる際にも、本調査で示した DSI の発生源の情報は有用である。

## 6 ．国際共同研究等の状況

特に記載すべき事項はない。

### 7. 研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

## <論文（査読あり）>

1) 熊谷博史、田中義人、石橋融子、松尾宏：水環境学会誌、34、1、11-17 (2011)「特定施設排出水中の溶存態ケイ素の実態調査」

2) 熊谷博史、田中義人、石橋融子、松尾宏：土木学会論文集G（環境）、67(7)、Ⅲ_155-Ⅲ_163(2011).「筑後川流域内の停滞水域における珪藻細胞の沈降フラックス」

3) 熊谷博史、石橋融子、田中義人、松尾宏：土木学会論文集G（環境）、68(7)、Ⅲ_269-Ⅲ_275(2012).「日向神ダムにおける溶存態ケイ素の動態把握と捕捉量の関係」

4) 石橋融子、熊谷博史、田中義人、松尾宏：福岡県保健環境研究所年報、39、59-65