Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
みえる状態であった。

透明度の推移をみると（図(2)①-7）西岸では2月14日から3月27日にかけて4.5m以上であった。これに対して、東岸では設置以降3月16日まで1m未満が続く結果となった。栄養塩濃度ではDINが西岸で0.20mg/1前後で推移したのに対して東岸では0.12mg/1前後で推移した。PO_{4}-Pは西岸と東岸でおおよそ同じで0.003mg/1であった。

## 2 ）深度別調査

結果を図(2)①-8に示す。深度が浅いほど、すなわち、光条件がよいほど付着珪藻は増加する結果となった。そして、この期間は全層循環期にあたり水温、栄養塩濃度（DIN、PO_{4}-P）は0.5mと8mでほぼ同一であった。

## 3 ）北湖における透明度の変遷

北湖東岸水深約20m地点における冬から春の透明度の経年変化を示す（図(2)①-9）。1992年以降上昇傾向にあり、2010年には最高値となる8.0mを記録した。付着珪藻にとって、光条件は向上している結果となった。

エリ網汚損現象は付着珪藻が冬から春にかけて網地上で増殖することにより引き起こされることが明らかとなった。優占した付着珪藻はCymbella spp.やGomphonema spp.、Encyonema spp.といった細胞の端から伸ばした柄で基質に付着し、立体状の群落を形成するグループであった。付着珪藻がエリ網地上で増殖するようになった原因について、無機的環境に着目して考察を行った。付着珪藻によるエリ網の汚損現象は冬から春にかけて発生する。この時期は全層循環により

図(2)①-8 琵琶湖北湖西岸において深度別に設置した試験網で増殖した藻類細胞数の比較

図(2)①-9 北湖東岸水深約20m地点における冬から春における透明度の経年変化

表層の栄養塩濃度が増加する時期にあたるため、当初は栄養塩濃度の増加が関係しているものと思われた。しかし、滋賀県立大学が付着珪藻の培養実験を実施したところ、付着珪藻は夏場の栄養塩濃度でも増加できることが明らかとなった。栄養塩濃度が極めて少ない琵琶湖北湖の9月の表層湖水（DIN：0.04mg/l、PO_{4}-P：0.002mg/l）のかけ流し条件で培養したところ、10日後には開始時に比べて約1.8倍増加した。このことは付着珪藻が幅広い窒素、リン濃度で増殖することができるということを意味する。そして、琵琶湖へ流入するリン負荷量は1985年以降減少している。付着珪藻が低いリン濃度で増加できるとはいえ、高濃度の方が増殖に適している。これらのことから、付着珪藻がエリ網で増加するようになった原因を栄養塩条件に求めることは難しいと考えられた。そして、他の環境要因が原因にあるものと考えられた。

南湖におけるモニタリング調査の結果では、透明度の高い西岸で付着珪藻が大増殖する結果と
なった。しかし、東岸に比べて西岸で付着珪藻の増殖にとって有利な環境要因は透明度以外にも存在した。例えば、DIN濃度の場合、西岸では東岸に比べて高い濃度で推移している。

北小松における深度別調査では深度が浅いほど、すなわち、光条件が良いほど付着珪藻が増加する結果となった。この期間は全層循環しており、表層と底層で水温と栄養塩濃度に差はなく、光条件だけが大きく異なっている。これらのことを考え合わせると付着珪藻が群落を形成する要因として、光条件、すなわち、透明度が重要であると考えられた。

透明度は1992年以降上昇傾向にある。透明度の変遷とエリ網の汚損現象の変遷を比較すると、付着珪藻を中心としたエリ網の汚損現象が発生したのは透明度が増加傾向にある。2003年ごろとなっている。また、2012年は2011年に比べて透明度が大きく低下した年だった。そこで、北湖一円で実施したモニタリング調査の結果をこの両年で比較すると、2012年は北湖一円で減少する結果となった。代表地点として、新旭と三津屋の結

図(2)①-10 試験網で増殖した付着珪藻細胞数の2011年と2012年の比較

果を示す（図(2)①-10）が、約半分の細胞数となった。このことは付着珪藻群落の発達には透明度が重要であるという上述の記述に矛盾しない。また、この結論は先行研究¹の結果と一致する。

それによると付着珪藻群落の現存量や種組成、構造を支配する主な要因は摂食圧と光条件にあり、摂食圧が一定であった場合は光条件が良いほど群落が発達するとされている（図(2)①-11）以上のことから、無機的環境に着目した場合

図(2)①-11 捕食圧と光条件が付着珪藻群落の構造変化に及ぼす影響の概念図¹

付着珪藻がエリ網上で増加するようになった原因は透明度の増加にあるものと考えられた。
## （２）刺網汚損現象の解明

## 1 ）モニタリング調査

夏季操業網の汚損状況は3水域で把握できた。マキノ地先での汚損は5月中旬から6月中旬にかけてピーク（汚損度「2」～「4」）を示し、6月中旬から7月上旬にかけて減少（汚損度「1」、「2」）した。管浦地先での汚損も5月中旬から6月中旬にかけてピーク（汚損度「4」）を示し、6月下旬以降は減少（主に汚損度「2」）した。湖東水域での汚損は6月中旬にピーク（汚損度「3」、「4」）を示し、6月下旬以降減少（汚損度「0」～「2」）した。網汚損の発生と終息は北湖の西岸域と東岸域で同じ消長を示したことから発生メカニズムと原因は同一であると推察された。

秋季操業網の汚損状況は2水域で把握できた。今津地先では網の汚損に大きな変化は見られず、汚損度は「1」ないし「2」であり、「3」を記録したのは10月28日、11月9日および11月21日だけであった。湖東水域では10月下旬から11月中旬にかけて上昇し（主に汚損度「2」、「3」）、11月中旬から漁期が終了する12月下旬までピーク（汚損度「3」ないし「4」）を示した。

## 2 ）試験網調査

調査結果を図(2)①-12に示す。試験網に付着した植物プランクトンは0.5時間後にはピークの41.3％が付着した。3時間後に最大値を示し、5時間後には若干減少した。このことから、刺網の汚損現象が短時間で発生することが確認された。植物プランクトン組成を比較すると全時間でMougeotia spp.が第一優占種となった。次いで、Stephanodiscus suzukiiもしくはFragilaria sp.が第二優占種となった。湖水中の植物プランクトンでは

図(2)①-12 連続調査により得られた試験網に付着した植物プランクトン組成（左グラフ）と試験網回収時における湖水中の植物プランクトン組成（右グラフ）エラーバーは標準偏差を示す。

## Staurastrum dorsidentyferum

全体に占める割合が平均43.0%（37.6～48.8%）で常に第1優占種となった。一方、Mougeotia spp.が見られたのは試験開始時と2時間後のみであり、割合はそれぞれ13.2%、1.8%であった。また、Fragilaria sp.が見られたのは試験開始時と1時間後のみであり、割合はそれぞれ19.7%、7.6%であった。Stephanodiscus suzukiiは全時間で確認されたが、全体に占める割合は平均5.6%（2.9～10.5%）でごくわずかであった。

## 3 ）植物プランクトンが刺網へ付着する機構の解明

走査型電子顕微鏡で観察したところ、網地と網地を架橋するように膜状物質が付着し、それに植物プランクトンや

図(2)①-13 走査型電子顕微鏡により観察された試験網地に付着する膜状物質
鉱物等が引っかかっている様子が確認された（図2） $ ^{①} $ -13）。

操業網付着物の染色を試みたところ、PAS染色、アルシアンブルー染色ともに染色できた。つまり、付着物にはPAS染色される単純多糖（グリコーゲン等）、中性粘液多糖類、糖たんぱく質とアルシアンブルー染色される酸性粘液多糖類が含まれていることが判明した。しかし、PAS反応陽性物質の方が量的に多く、また網地に直接付着している様子が確認された。

7月と12月に実施した付着試験の結果を図(2)①-14に示す。7月の試験では処理網は無処理網の約3.3倍の植物プランクトンの付着がみられた。特にMougeotia spp.とFragilaria sp.の付着が著しく増加した。12月の試験では付着総細胞数に違いはみられなかったものの、処理網では無処理網に比べ形態的に付着しにくいと思われる円盤型をしたStephanodiscus suzukiiが多く付着する結果となった。

図(2)①-14 7月（左グラフ）と12月（右グラフ）に実施した付着試験により得られた処理網と無処理網に付着した植物プランクトン組成の比較。エラーバーは標準偏差を示す。

## 4 ）糖類の定量

定量の結果を図(2)①-15に示す。8検体の付着物についてグルコース換算全糖量を求めることができた。定量に用いた付着物は定量的な採取がなされていないため量の多少を考察することはできない。しかし、刺網付着物には糖分が含有されていることが確認できた。

### 5 ）Mougeotia spp.の変遷

結果を図(2)①-16に示す。1996年に高い密度を記録したが、全体的な傾向としては1998年以降増加し、2005年～2008年にピークを示した。

琵琶湖で近年問題となっている刺網汚損現象は複数の要因によるものと考えられた。1つは植物プランクトン組成の変化である。もう1つは糖類による植物プラントンの網地への付着の助長である。

図(2)①-15 操業網付着物に含まれるグルコース換算全糖量。エラーバーは標準偏差を示す。

図(2)①-16 北湖における5月～8月のMougeotia spp.の出現密度の経年変化
本研究により、Mougeotia spp. は特に高い付着特性を示し、湖水中で優占種にならなくても1ml 中に10cellあれば汚損現象を引き起こすことが明らかとなっている。1992年から1997年では平均密度が7.6cells/mlであったが、1998年以降は平均密度が12.9cells/mlに増加した。このことから、刺網への植物プランクトンの付着現象が増加した一因としてMougeotia spp. の増加が考えられる。

試験網調査の結果から、植物プラントンの網地への付着は徐々に進むのではなく、最初の0.5時間で一気に起こることが確認された。また、網地にひっかかるには不適な形状をした円盤型のStephanodiscus suzukiiが0.5時間で付着し、かつ第2優占種となることも確認された。これらのことから、Mougeotia spp. とFragilaria sp. にみられる紐状・帯状の群体形態以外にも網地に付着する要因、すなわち、植物プランクトンを網地へ付着させる媒体物が存在する可能性が考えられた。

媒体物として糖類に着目した。有明海では主に酸性多糖類から構成されている透明細胞外重合物質粒子（以下、TEP）を原因物質とする粘質状浮遊物が刺網や底曳き網等に付着し漁業障害を引き起こしているためである $ ^{2)} $ 。

そこで、漁業者から入手した操業網付着物について2種類の染色技法（PAS染色、アルシアンブルー染色）を用いた結果、糖類の中でも単純多糖（グリコーゲン等）、中性粘液多糖類および糖たんぱく質等が植物プランクトンの付着に強く関与している可能性が考えられた。

このことを検証するため、操業網付着物から得られた糖類を含む上清を用いて付着試験を行ったところ、7月試験では糖類が付着した処理網への植物プランクトンの付着が無処理網へのそれを大きく上回る結果となった。また、試験網調査から特に付着しにくいと考えられたStaurastrum dorsidentyferumも処理網へ数多く付着した。そして12月試験では円盤形をしたStephanodiscus suzukiiが多く付着する結果となった。12月試験で付着総細胞数に差がない結果となったのはFragilaria sp.が両網へ大量に付着したためであるが、これは実験水中でFragilaria sp.が優占していたこと、かつ、スターラーで攪拌するというFragilaria sp.が極めて付着しやすくなる実験設定によるものと思われた。

これらのことから、植物プランクトンが刺網へ短時間で大量に付着するのは湖水中を漂っている糖類が媒体物となり、例えばとりもちのように機能し、植物プランクトンの網地への付着を助長しているためと考えられた。

糖類の由来については本研究では明らかにすることができなかった。しかし、先行研究によればTEPおよび前駆物質は光合成代謝物であり、水温・塩分あるいは栄養塩等の環境変化により植物プランクトンの増殖が制限された場合、それらは利用されずに余剰分として細胞外へ放出されると考えられている $ ^{3\sim7} $ 。また、種によって放出される量やステージも異なるとされている $ ^{8} $ 。琵琶湖ではリン流入負荷量の削減によりリン制限が進んでおり、植物プランクトンの増殖が制限され、その結果、放出される糖類が増加した可能性が考えられる。この点に関して今後の検討が必要である。

## （３）琵琶湖への栄養塩負荷量の変化とその影響

調査期間中の琵琶湖北湖表層および琵琶湖南湖表層におけるTN、TP、クロロフィルーの年間平均濃度、各植物プランクトン種の1mlあたり細胞数の推移を図(2)①-17参照に示す。琵琶湖の表層におけるTNの年間平均濃度は、北湖では0.24mg/l(1987,2008年度)から0.34mg/l(1996年度)、南湖では0.31mg/l(2007年度)から0.46mg/l(1995年度)の範囲にあり、北湖および南湖とも1996年度以降
減少傾向にあった。TPの年間平均濃度は北湖で0.006mg/l(1996年度)から

0.010mg/l (1986, 1988, 1991年度)、南湖では0.016mg/l (2006年度)から0.027mg/l (1985年)の範囲にあり、北湖では1989年度から2005年度まで0.010mg/l前後で推移していたが、それ以降減少し0.007mg/l程度で推移していた。南湖では変動はあるものの年々減少傾向にある。クロロフィルaの年間平均濃度は北湖で2.5μg/l (2006年度)から5.6μg/l (1986年度)、南湖で5.0μg/l (1985年)と同様に、北湖では1989年度から2005年度までの年々減少傾向にある。

g/1(2004,2006年度)から13.5μg/1(1992年度)の範囲にあり、北湖では1999年度以前は4μg/1前後で推移していたが、2005年度以降3μg/1前後で推移していた。南湖では変動はあるが年々減少傾向にあった。

一方、北湖での各植物プランクトン種の1mlあたり細胞数は、2000年度以降ラン薬では微増、ケイ薬では大きな変化は見られなかったが、緑薬の減少傾向が頭著であった。南湖でもほぼ同様の傾向が見られた。

図(2)①-17 1984年度から2008年度までの琵琶湖北湖表層および琵琶湖南湖表層におけるTN、TP、クロロフィルaの年間平均濃度、各植物プランクトン種の1mlあたり細胞数の推移

次に栄養塩負荷量について、琵琶湖北湖および南湖へのTN年間平均負荷量は1984-1988年度に2627tと523t、1989-1993年度に2856tと616t、1994-1998年度に2834tと726t、1999-2003年度に3019tと825t、2004-2008年度には3118tと812t、同様にTP年間平均負荷量は95tと28t、108tと25t、
101tと23t、100tと20t、98tと18tと推定された。そのうち河川からのTN年間平均負荷量は2093tと268t、2182tと226t、2014tと195t、2070tと163t、2153tと138t、TPは85tと19t、100tと17t、95tと15t、94tと11t、87tと9tと推定された。北湖のTN負荷量は、河川からの負荷量に顕著な変化はなかったが降水による負荷量が増加した分、全体として増加した。北湖のTP負荷量は、河川からの負荷量が減少した分、全体として減少した。南湖ではTN,TPともに河川からの負荷量が減少した一方、下水道処理施設からの負荷量が増加したが、TPは河川からの減少分が処理水からの増加分を大きく上回ったため、全体として減少した。またTNは河川からの減少分より処理水からの増加分が上回ったため、全体として増加した。しかし実際には、下水道処理水は湖南中部浄化センターおよび大津市水再生センターからのものはすみやかに系外（瀬田川）へ流出していると推測されるため、南湖は栄養塩負荷量の減少、つまり貧栄養化の状況にある可能性が高いと考えられた（図2） $ ^{①} $ -18）。

またDIN負荷量、 $ PO_{4}-P $ 負荷量について見ると、それらの推移は北湖南湖ともにTNおよびTPとほぼ同様の傾向を示していると推定された。

図(2)①-18 1984年度から2008年度における全窒素(TN)、全リン(TP)、溶存態無機態窒素(DIN)、リン酸態リン(P04-P)の年間平均負荷量の推移（5年間平均値）

シミュレーションモデルについて、シミュレーションモデルによるクロロフィルa濃度の推定値および実測値の平均値（1994-1998年度および2004-2008年度における北湖29定点の表層水中のクロロフィルa濃度の月別平均値）を図(2)-19に示す。シミュレーションモデルによって得られたデータは1825日分あるが、そのうち最後の365日分を結果として用いた。

シミュレーションモデルによって推定された1994-1998年度のクロロフィルA合計濃度の年間平均値は0.00298mg/l、2004-2008年度のそれは0.00182mg/lであった。これらの値は、ともに実測値
である公共用水面水質測定結果による同期間中の年間平均値0.00380mg/l、0.00332mg/lを下回った。また、クロロフィルa合計濃度のピークは1994-1998年度の結果では冬期の2月に、2004-2008年度の結果では水深20mで水温低下による鉛直混合がおこる11月から12月の時期に位置しており、実測でみられるような春期ブルームは再現できなかった。クロロフィルa合計濃度の年間平均値は2004-2008年度のほうが低く、これは $ PO_{4}-P $ 負荷量がより少ないことを反映しているものと思われた。また種別にみると、いずれの結果においてもラン薬が優占し、緑薬はほとんど出現せず、ケイ薬は2004-2008年度の結果において大幅に減少した。実測値の年間平均値では、北湖(今津沖中央)では両期間中に総容積・総細胞数ともに緑薬・ケイ薬・ラン薬の順に優占する一方で、緑薬のそれらが減少しており、これらについても実測とは異なる結果となった。クロロフィルa合計濃度の年間平均値をはじめ、出力結果が実測と異なった要因の一つとして、シミュレーションモデルに用いた栄養塩負荷量が過小であったことが考えられる。

近年における琵琶湖周辺の農村地域では、圃場整備により水利用における用水・排水の経路が高度に分化しており、比較的大きな河川や琵琶湖から分取・揚水された水は農業用水路を通じて水田等の灌溉に利用されたのち、元の河川に戻ることなく周辺の中小河川や農業排水路を通じて琵琶湖に至る。公共用水面として水質を調査する対象河川は比較的大きな河川が多く、中小河川や農業排水路は調査対象に含まれていないことから、本研究で求めた栄養塩負荷量、中でも発生源を農業系とする負荷量が過小となるものと思われる。

図(2)①-19 1994-1998年度および2004-2008年度のデータを用いたシミュレーション

モデルのクロロフィルa濃度の推定値と同期間における実測平均値

なお、下水処理施設からの放流水による影響であるが、1984年度から2008年度までの5カ所の下水処理施設からの年間総放流水量と年間TN, TP負荷量の推移について、年間総放流水量は1984年度に20.5百万m³であったものが2008年度には150.3百万m³に達している。TN負荷量は1984年度には191.5tで、2008年には719.9tであった。一方TP負荷量は1984年度には7.9tで、2008年度には10.5tであった。この期間に総放流水量が7.3倍増加しているのにもかかわらず、TN負荷量は3.8倍、TP負荷量は1.3倍しか増加していない（図(2)①-20参照）。これは技術改善による栄養塩除去能力の向上によるものと考えられる。また、家庭由来および事業活動由来の排水が琵琶湖へ流入する際の経由先が、河川から下水道処理施設からの放流水にシフトするとともに、下水道処理施設での高度処理によって栄養塩が極めて効果的に除去されることにより、琵琶湖への栄養塩負荷が抑制
されていると考えられる。なお、湖南中部浄化センターでは2005年度、TN濃度は処理前の水で年間平均31.4mg/lが放流水で5.5mg/lに、TP濃度は同じく3.4mg/lが0.05mg/lに浄化されている $ ^{9)} $ 。ところで、2005年度の琵琶湖への年間栄養塩負荷量は原単位法により、TNで6168.5t、TPで313.9tと推定されている $ ^{10)} $ 。一方、同年度の5カ所の下水道処理施設からのTN負荷量は691.1t、TP負荷量は8.8tであった。したがって、5カ所の下水道処理施設を経由して琵琶湖に流入するTNは全体の11.2%、TPは2.8%と推定された。

2005年度の南湖環境水中のTN、TP濃度と比較すれば、湖南中部浄化センターからの放流水のそれらはそれぞれ約12倍、約2.6倍高いが、琵琶湖への栄養塩負荷量の大半は下水道処理放流水以外によるものと推定されることから、琵琶湖への下水道処理の影響を検討する際には、栄養塩が極めて効果的に除去されている影響を考慮するべきである。

図(2)①-20 1984年度から2008年度までの沿湖5カ所の下水処理施設からの年間総放流水量と年間TN負荷量および年間TP負荷量の推移

栄養塩負荷量の変化が植物プランクトン量に与えた影響であるが、TPおよびPO_{4}-P年間平均負荷量の減少とともに湖内表層のクロロフィルaの年間平均濃度も減少しており、その傾向は南湖で顕著であった。一方、栄養塩負荷量の減少に伴う植物プランクトンの質的変化については、Jeppesenら(2005)による欧米35カ所の湖沼における栄養塩負荷量の減少、つまり貧栄養化に関するケーススタディによると、貧栄養化に伴う植物プランクトンの減少は植物プランクトン群集構造の変化と同時に起こること、平均水深5m未満の浅い湖ではケイ藻やクリプト藻、黄金藻が優占し、深い湖ではクリプト藻や渦鞭毛藻が優先する一方でラン藻は減少する傾向が報告されている $ ^{11} $ 。また山本(2005)は、瀬戸内海においては河川からの溶存態無機態リン(DIP≡PO_{4}-P)負荷量の減少に伴い、DIPしか利用できないケイ藻による赤潮が減少する一方で、DIPのみならず溶存態有機態リン(DOP)も利用できる渦鞭毛藻による赤潮が発生するようになった、と述べている $ ^{12} $ 。これらのことは、栄養塩負荷量の減少すなわち貧栄養化が植物プランクトンの量のみならず種組成にも影響を与えることを明らかにしている。したがって本研究では明らかにされなかったものの、栄養塩、特にリンの負荷量が減少傾向にある琵琶湖の植物プランクトン種組成にも影響を及ぼしているものと考えられる。一方、とりわけ植物プランクトン種組成はトップダウン効果による変化も十分に予想されることから、今後植物プランクトン種組成の変化メカニズムの解明には、ボトムアップ効果のみならずトップダウン効果も考慮した研究を進める必要がある。
## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

これまで原因特定が困難であったエリ網汚損現象に関して無機的環境に着目したところ、透明度の上昇が原因であることを明らかにした。刺網汚損現象に関して、糖類に着目することで植物プランクトン等水中懸濁物の網地への付着機構を解明できた。

## （２）環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

「魚たちのにぎわいを協同で復活させるプロジェクト会議」（事務局：滋賀県琵琶湖環境部琵琶湖政策課）の「水質・網付着物ワーキンググループ」において、本研究成果である「刺網への植物プラントンの付着機構」について資料提供し、琵琶湖生態系の再生にむけた取組方針の検討に貢献した。

琵琶湖海区漁業調整委員会において、本研究成果である「エリ網汚損現象の原因」について資料提供し、漁業者と行政間の科学的根拠に基づいた問題の共通認識に貢献した。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

琵琶湖では湖沼水質保全計画に沿って環境基準を達成するべく栄養塩負荷量の削減を進めてきた。その一方で、従前見られなかった現象が確認されており、本研究ではその原因究明に努めたところである。栄養塩負荷量の削減が従前見られなかった現象の要因の一つであるならば、それは是正されてしかるべきである。望ましい湖沼の姿を第一義的に環境基準の数値だけに求めるのは適当ではなく、本研究の成果を持って、望ましい湖沼のあり方や、その創造・保全手法について環境審議会等を通じて提言できるものと考える。

## 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）>

特に記載すべき事項はない

く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）

1）大前信輔、森田 尚、太田滋規、大山明彦：第75回日本陸水学会（2010）

「琵琶湖で近年みられる藻類等による漁網への著しい付着現象の地域性、季節性について」
2）大前信輔、森田 尚、太田滋規、大山明彦：第76回日本陸水学会（2011）「春から夏における刺網への薬類等の付着現象と付着物組成」

3）大前信輔、森田 尚、金辻宏明、藤原公一 故：第77回日本陸水学会（2012）「琵琶湖における刺網への藻類等の付着条件」

4）大山明彦、山本民次、藤岡康弘：平成24年度日本水産学会春季大会（2012）「琵琶湖における河川等からの栄養塩負荷量の変化」

5）大山明彦、山本民次、澤田宜雄：平成25年度日本水産学会春季大会（2013）

「琵琶湖への栄養塩負荷量と湖中クロロフィルa等の現存量の長期変化について」

## （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

1）京都新聞（2012年1月14日、地方版、22面）

## (6) その他

特に記載すべき事項はない

### 8 \. 引用文献

1）河村知彦：付着珪藻群落の変動機構.月刊海洋,27(10),591-596(1995)

2）深尾剛志ら：春期と秋期の諫早湾における透明細胞外重合物質粒子(transparent exopolymer particles)の消長. 日本水産学会誌, 77(67), 1027-1033(2011)

3) Kirsten Wolfstein, Lucas J. Stal: Production of extracellular polymeric substance (EPS) by benthic diatoms: effect of irradiance and temperature. Marine Ecology Progress Series, 236, 13–22 (2002)

4) Danilo Giroldo, Armando A. H. Vieira: An extracellular sulfated fucose-rich polysaccharide produced by a tropical strain of Cryptomonas obovata (Cryptophyceae). Journal of Applied Phycology, 14(3), 185-191 (2002)

5) Dag O. Hessen, Thomas R. Anderson: Excess carbon in aquatic organisms and ecosystems: Physiological, ecological, and evolutionary implications. Limnology and Oceanography, 53(4), 1685-1696 (2008)

6) Alfonso Corzo et al: Production of transparent exopolymer particle (TEP) in cultures of Chaetoceros calcitrans under nitrogen limitation. Aquatic Microbial Ecology, 23(1), 63-72 (2000)

7) Pascal Claquin et al: Effects of temperature on photosynthetic parameters and TEP production in eight species of marine microalgae. Aquatic Microbial
Ecology, 51(1), 1–11 (2008)

8) Tsuyoshi Fukao, Katsunori Kimoto, Yuichi Kotani: Production of transparent exopolymer particles by four diatom species. Fisheries Science, 76(5), 755–760 (2010)

10）滋賀県：滋賀の環境 2010（平成 22 年版環境白書）.39（2010）

11) Eric Jeppesen et al: Lake responses to reduced nutrient loading – an analysis of contemporary long-term data from 35 case studies. Freshwater Biology, 50(10), 1747-1771 (2005)

12）山本民次：瀬戸内海が経験した富栄養化と貧栄養化. 海洋と生物, 27(3), 203-213(2005)
(2) 漁網への付着の増加等、生物生産過程に見られる変化の現状把握と原因の解明に関する研究

②漁網付着藻の付着過程と付着藻増殖に及ぼす栄養塩寄与に関する研究

滋賀県立大学

三田村 緒佐武（現所属 滋賀大学）

<研究協力者>

滋賀県水産試験場 森田 尚・大山明彦・大前信輔

平成22～24年度累計予算額：550千円

(平成24年度予算額：0千円) 予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

琵琶湖でエリ網の付着物が急増した原因を解明するため、付着藻類群集の形成過程と培養による栄養塩類の影響を調査した。琵琶湖に設置した網の表面には設置直後から珪藻を主体とする藻類が付着し、1ヶ月後から急激に増加した。藻類群集の光合成量も増加し続けたが、生物量の増加に伴い光を遮蔽し合う影響が示され、付着藻類群集が光条件の制約を受けている様子が示された。また採取時期や場所、栄養塩濃度の異なる濾過湖水を用いた培養試験により、漁網に付着する藻類群集は栄養塩類濃度が低い水温成層期の表層水の栄養塩条件でも、ある程度増殖できる状態にあるが、冬から春の季節的な大増殖には水温成層の解消に伴って深水層から表水層へ回帰する栄養塩が寄与している可能性が示された。

[キーワード]

漁網、付着藻類、付着珪藻、光合成活性、栄養塩類

### 1. はじめに

琵琶湖では1997年以降エリ網への付着物が急増した。付着物の主体は藻類であり、2003年までは糸状藻類が優占し、2004年以降付着珪藻が優占している。付着物の増加は漁業に支障を来たし、原因解明が求められている。琵琶湖の栄養塩項目のうちT-N、T-Pは近年減少しているが、 $ NO_{3}^{-}-N $ 等上昇傾向を示している項目もあり、付着藻類の増殖に対する栄養塩類寄与を確認する必要がある。

## 2 ．研究開発目的

付着藻類群集が網地に定着して増殖する過程と、付着藻類の増殖に栄養塩類などの環境条件が及ぼす影響を明らかにし、琵琶湖でエリの網に藻類が大量に付着する現象の原因を解明する。

### 3. 研究開発方法

(1)漁網に付着藻類群集が定着し増殖する過程の解明

琵琶湖のエリ網に用いられているものと同種の網地（ナイロン製ラッセル網）をビニール被覆番線の枠に張った試験エリ網を2010年11月8日～11日、2010年12月6日～2011年1月13日、2011年1月13日～3月10日に、彦根市沿岸の琵琶湖内（水深10.7m地点の深度0.5～1m）に設置して定期的に回収し、付着した物質、藻類を定量（乾燥重量、強熱減量、クロロフィルa量、細胞数）した。
試験エリ網の設置、回収時に現場の深度0.5mの水質を調査した。

(2)付着藻類群集形成過程における光合成活性の変動状況

塩ビ製付着板(1.5cm×8cm×0.1cm)を2011年1月13日に(1)の調査で試験エリ網を設置したのと同一地点に複数設置し、8日後、19日後、32日後、41日後、56日後に回収した。同時に現場の表層水を採水した。回収後、片面の付着物を剥ぎ取って100ml容の溶存酸素瓶に収容し、0.45μmメンブレンフィルター濾過湖水を満たして密栓した。温度14.3℃で照度31,000luxで昼白色蛍光灯を3時間照射し、照射前後の溶存酸素濃度から明暗瓶法で光合成速度と呼吸速度を計算した。光合成測定後の付着板はクロロフィルー量の測定に供した。

## (3) 付着藻類の培養試験による増殖条件の把握

塩ビ製付着板(1.5cm×8cm×0.1cm)を培養開始前の2週間程度湖内に設置して表面に藻類を付着させたものを種として培養試験を行った。培養に使用する付着板は片側の面の付着物を剥ぎ取った後、100ml容コニカルビーカーを培養器として一枚ずつ中に立てかけて収容し、10℃の恒温槽内に設置して、照度2700lux（15W昼光色蛍光灯4本を側面から照射）の条件下で、濾過湖水を送液ポンプで流速1ml/分で通水しながら9日間～14日間培養した。培養試験に用いた濾過湖水は2010年～2011年の冬期および2011年の9月および2012年の1～2月に琵琶湖北湖の湖心、彦根市八坂町沿岸や長浜市南浜沿岸、多景島沖等の地点で採取した湖水を濾過後、孔径0.45μmのメンブレンフィルターで濾過して作製し、室温条件で培養に使用するまで保存した。湖水を採水する深度は表層を基本としたが、2011年9月13日多景島沖地点では深度3.5mの表層水とともに、深度30mまでホースを下ろして水温躍層より下の底層水をエンジンポンプで汲み上げて培養試験に供した。培養試験は2011年2月および2012年1月～3月に実施した。培養に用いた湖水を採取した地点と採取日を表（2）②-1に示す。また付着藻類の増殖に対する窒素、りんの影響を把握するため、濾過湖水に硝酸カルシウム、βグリセロりん酸ナトリウムを用いて窒素、りんを添加する培養試験を併せて実施した。

表(2)②-1. 培養用の湖水を採取した日と場所、深度

採取日	採取場所	採取深度
2010年12月10日	彦根市八坂町沿岸の水深10m地点	0.5m(表層水)
2011年1月13日	彦根市八坂町沿岸の水深10m地点	0.5m(表層水)
2011年1月21日	琵琶湖北湖中央	0.5m(表層水)
2011年9月13日	多景島沖南西の水深50m地点	3.5m(表層水)、25m(底層水)
2011年10月17日	彦根市八坂町沿岸の水深10m地点	0.5m(表層水)
2011年12月17日	彦根市八坂町沿岸の水深10m地点	0.5m(表層水)
2012年1月10日	彦根市八坂町沿岸の水深10m地点	0.5m(表層水)
2012年2月10日	彦根市八坂町沿岸の水深10m地点	0.5m(表層水)
2012年2月21日	長浜市南浜沿岸の水深6m地点	0.5m(表層水)
2012年2月22日	彦根市八坂町沿岸の水深10m地点	0.5m(表層水)
## 4 ．結果及び考察

(1)漁網に付着藻類群集が定着し増殖する過程の解明

試験網を設置した地点の表層水温は11月18.2～17.8℃、12月14.4～10.5℃、1月9.7～8.9℃、2

月8.9～7.9℃、3月7.5℃と経時的に低下した（図(2)②-1）。湖水中の栄養塩濃度のうち、 $ NO_{3}-N $ は11月0.04mg/l、12月0.07～0.12mg/l、1月0.14mg/l、2月0.15～0.24mg/lと経時的に増加した（図(2)②-2）。これは表層水温の低下に伴い成層が解消して深水層の $ NO_{3}-N $ が表層に回帰したためと考えられるが、 $ NH_{4}-N $ 、 $ NO_{2}-N $ 、 $ PO_{4}-P $ では明確な経時的変化は認められなかった。 $ SiO_{2} $ は11月1.5～1.3mg/l、12月0.8～1.4mg/l、1月2.0mg/l、2月2.1～2.6mg/l、3月2.3mg/lと、12月初旬以降2月下旬まで経時的に増加した（図(2)②-3）。12月以降の経時的な増加は $ NO_{3}-N $ 濃度の場合と同様、水温成層の解消に伴う深水層からの回帰によると考えられる。

11月の試験網の設置調査は期間が短く変化が少なかったが、藍藻のAphanothece、珪藻のMelosira、Stephanodiscus、Ulnaria、Cymbella、緑藻のSpilogyra等が認められ、設置直後から種々の藻類が付着することが明らかになった。藻類以外に鉱物粒子も付着しており、波浪によって湖底や湖岸から運ばれて来たものと考えられた。12月～1月と1月～3月の試験網設置調査では藍藻は減少し、設置直後からUlnaria、Diatoma、Melosiraなどの珪藻が優占した。珪藻が出す粘性物質には鉱物粒子も捕捉されていた。2月下旬から3月にはCymbella、Encyonemaなど細胞外に多糖類の柄やチューブを形成する珪藻が増加し、立体的に重なり合った。12月の設置では38日後まで網目は詰まらなかったが、1月の設置では32日後の2月14日で網目が詰まり、56日後の3月10日には寒天状の付着物のマットが5～10mmの厚みで網を覆った。

付着藻類量をクロロフィル а、乾燥重量、細胞数で評価した結果、1月に設置した網では、試験終了時の56日後でも増加傾向を示していた（図(2)②-4）。細胞数で最も優占していたUlnarialは32日以後には増加が鈍ったが、後半からCymbella等の他の種類が増加し、全体の細胞数では56日後

図(2)②-1. 試験網と付着板を設置した水域の表層水温（網の設置・回收時に測定）

図(2)②−2. 試験網と付着板を設置した水域の表層における $ NO_{3}^{-}-N $ 濃度（網の設置・回收時に測定）

図(2)②−3. 試験網と付着板を設置した水域の表層におけるSiO_{2}濃度（網の設置・回収時に測定）

図(2)②-4. 試験エリ網上におけるクロロフィル a 量
まで増加し続けていた（図2）②-5）。特にCymbellaとGomphonemalは、寒天質の柄で目詰まりを強固にしていた。

## (2) 付着藻類群集形成過程における光合成活性の変動状況

光合成活性を測定した付着板上のクロロフィルーa量は、片面12cm²あたり、設置8日後0.4±0.1μg、19日後5.7±1.1μg、32日後26.7±3.1μg、41日後109.7±21.7μg、56日後543.0±78.3μgと、試験網への付着と同様に設置32日目以後に急激に増加した。

光合成速度は単位面積あたりでは経時的に増加し、8日後0.0006±0.0000mgO₂/cm²·hr、19日後0.0029±0.0002mgO₂/cm²·hr、32日後0.0068±0.0006mgO₂/cm²·hr、41日後0.0161±0.0007mgO₂/cm²·hr、56日後0.0215±0.0009mgO₂/cm²·hrと32日後以降に急激な増加を示したが、56日後には増加の度合いが小さくなった（図(2)②-6）。一方クロロフィルa量あたりの光合成速度は8日後0.0204±0.0076mgO₂/μg·hr、19日後0.0068±0.0007mgO₂/μg·hr、32日後0.0031±0.0003mgO₂/μg·hr、41日後0.0016±0.0003mgO₂/μg·hr、56日後0.0004±0.0000mgO₂/μg·hrとクロロフィルa量の増加とともに減少した。これは、付着藻類群集全体としての光合成活性は藻類の増殖に伴って増加するが、限られた付着面積上で

図(2)②-5. 試験エリ網に付着した藻類の組成の変化

(単位網重量あたりの細胞数)

図(2)②-6. 琵琶湖に設置した塩ビ製付着板に付着した藻類群集の単位面積当たり光合成・呼吸速度

互いに積み重なり増殖するため光を遮蔽し合い、光合成の効率は生物量の増加と共に低下することを示している。

呼吸速度は8日後では付着量が少ないため検出できず、19日後以降の測定結果を得た。単位面積当たりの呼吸速度は19日後 $ 0.0002\pm0.0002\ mgO_{2}/cm^{2}\cdot hr $ 、32日後 $ 0.0012\pm0.0001mgO_{2}/cm^{2}\cdot hr $ 、41日後 $ 0.0031\pm0.0004mgO_{2}/cm^{2}\cdot hr $ 、56日後 $ 0.0052\pm0.0005mgO_{2}/cm^{2}\cdot hr $ と生物量の増加に伴って増加した。また、単位クロロフィルa量あたりの呼吸速度は19日後 $ 0.0004\pm0.0003mgO_{2}/\mu g\cdot hr $ 、32日後 $ 0.0005\pm0.0001mgO_{2}/\mu g\cdot hr $ 、41日後 $ 0.0004\pm0.0000mgO_{2}/\mu g\cdot hr $ 、56日後 $ 0.0001\pm0.0000mgO_{2}/\mu g\cdot hr $ と41日後まではほぼ一定の値を示し、56日後の測定でやや低下した。呼吸速度は光の制限を受けないため、単位生物量あたりではほぼ一定となったと考えられる。
## (3) 付着藻類の培養試験による増殖条件の把握

2010年12月10日と2011年1月13日に彦根市沿岸の表層水を採取した湖水と北湖中央部表層水を採取した湖水を用いて作製した濾過湖水を用いた培養試験の結果を以下に示す。

14日間の培養後の付着クロロフィルA量は、開始時と比較して12月10日の彥根市沿岸表層水区では0.62倍、1月13日の彥根市沿岸表層水区では1.12倍、1月20日の北湖中央表層水区では1.29倍になった。また、1月13日の彥根市沿岸表層濾過湖水にCa(NO_{3})_{2}を添加して、DIN濃度を2.3倍に高めた試験区では開始時の1.23倍に、DINを7倍に高めた試験区では開始時の1.31倍になった（図(2)②-7）。

付着藻類の種類別細胞数を見ると、開始時のUnariaが8.0×10^{4}細胞/cm^{2}、Cymbellaが1.0×10^{4}細胞/cm^{2}に対し、12月10日の彦根市沿岸表層水区ではUnariaが3.6×10^{4}細胞/cm^{2}に減少、Cymbellaは3.4×10^{4}細胞/cm^{2}に増加した。細胞のサイズからすると、クロロフィルa量の減少はUnariaの減少によると考えられる。1月13日の彦根市沿岸表層水区ではUnariaが1.6×10^{5}細胞/cm^{2}に増加し、Cymbellaは5.9×10^{4}細胞/cm^{2}に増加した。またGomphonemaが2.4×10^{4}細胞/cm^{2}に増加し、総じて12月10

図(2)②-7. 培養開始時と培養14日後の単位面積当たり付着クロロフィルa量の比較

図(2)②-8. 培養開始時と培養14日後の単位面積あたり付着藻細胞数の比較

日の彥根市沿岸濾過湖水で培養したものよりも増殖量が多い状況を示した(図2)②-8)。同様の細胞数の増加はDIN濃度を2.3倍と7倍に高めた添加試験区および1月20日の北湖中央濾過湖水で培養した試験区でも認められた。付着板上で増殖したCymbellaは長さ5～8mmの多糖類の柄を伸張しており、湖内に設置した試験エリ網で認められた現象の一部が実験的に再現できた。

各試験区に流した濾過湖水中栄養塩濃度の測定結果を表(2)②-2に示す。 $ NO_{3}^{-}-N $ の濃度は培養期間中に3回測定した平均値で12月10日の彦根市沿岸表層濾過湖水が0.09mg/lで最も低く、1月13日の彦根市沿岸表層濾過湖水は0.16mg/l、1月21日の北湖中央表層濾過湖水は0.19mg/lで約2倍の濾度差があった。また、 $ SiO_{2} $ の濃度も培養開始時の測定で12月10日の彦根市沿岸表層濾過湖水が0.9mg/lで最も低く、1月13日の彦根市沿岸表層濾過湖水は1.8mg/l、1月21日の北湖中央表層濾過湖水は2.5mg/lで2倍以上の濾度差があった。 $ PO_{4}^{-}-P $ の濾度はいずれの試験区も0.003mg/lで差は認められなかった。

表(2)②-2. 2011年2月培養試験の各試験区の栄養塩濃度(培養期間中3回測定平均値) mg/l

NH4-N	NO2-N	NO3-N	DIN	PO4-P	SiO2
12/10彦根市沿岸表層濾過水	0.01	0.002	0.09	0.11	0.003	0.8
1/13彦根市沿岸表層濾過水	0.02	0.001	0.16	0.19	0.003	1.8
1/13彦根市沿岸表層濾過水N2.3倍添加	0.03	0.001	0.40	0.43	0.003	1.7
1/13彦根市沿岸表層濾過水N7倍添加	0.02	0.001	1.23	1.25	0.003	1.8
1/21北湖中央表層濾過湖水	0.01	0.001	0.19	0.21	0.003	2.4
以上より、12月10日の彦根市沿岸表層濾過湖水は1月13日の北湖沿岸濾過湖水や1月20日北湖中央濾過湖水に比べて漁網の汚損原因となる珪藻を増殖させる能力が低いことが示唆された。また同時に1月20日の北湖中央表層の濾過湖水と1月13日の彦根市沿岸表層濾過湖水には珪藻を増殖させる能力が同等程度にあることが示された。栄養塩類の分析結果からは、12月の彦根市沿岸表層濾過湖水は1月の彦根市沿岸表層濾過湖水や北湖中央表層濾過湖水に比べて $ NO_{3}^{-}-N $ 濃度と $ SiO_{2} $ 濃度が低いことが示されており、冬季の表層水温の低下に伴って循環が起こり、湖の深層部から表層部へ回帰する栄養塩が付着珪藻の増加の一因となっていることが考えられた。

このことを確認するため、2011年9月13日に多景島沖の表層と深度30mで採取した底層水および2011年10月17日、2011年12月7日、2012年1月10日にそれぞれ彦根市沿岸で採取した表層水のそれぞれ濾過水を用いて2012年1月13日～1月26日に培養試験を実施した。また、2011年9月13日に採取した多景島沖の表層水、底層水と2011年10月17日、2012年2月22日にそれぞれ彦根市沿岸で採取した表層水および2012年2月21日に長浜市南浜沿岸で採取した表層水の濾過水を用いて2012年2月23日～3月7日に培養試験を実施した。

2012年1月13日～1月26日に実施した培養試験における開始時と培養終了時のクロロフィル a 量を図(2)②-9に、付着藻細胞数を図(2)②-10に示した。また培養試験実施時に測定したそれぞれの試験区に流した濾過湖水の栄養塩濃度を表(2)②-3に示した。

図(2)②-9. 2012年1月13日～1月26日の培養試験における培養開始時と培養13日後の単位面積当たり付着クロロフィルム量の比較

図 (2) ②-10. 2012年1月13日～1月26日の培養試験における培養開始時と培養13日後の単位面積当たり付着藻細胞数の比較

表(2)②-3. 2012年1月13日～1月26日の培養試験で各試験区に流した濾過湖水の栄養塩濃度（培養期間中3回測定平均値）

$ NH_{4}-N $	$ NO_{2}-N $	$ NO_{3}-N $	DIN	$ PO_{4}-P $	$ SiO_{2} $
9/13多景島沖表層濾過水	0.01	0.022	0.02	0.05	0.002	1.2
9/13多景島沖底層濾過水	0.01	0.001	0.21	0.22	0.002	1.6
10/17彥根市沿岸表層濾過水	0.02	0.001	0.09	0.11	0.002	1.4
12/7彥根市沿岸表層濾過水	0.01	0.002	0.09	0.10	0.002	1.0
1/10彥根市沿岸表層濾過水	0.01	0.001	0.14	0.15	0.001	1.6

培養試験実施時の栄養塩濃度は、窒素をDINでみると9月13日の多景島沖表層濾過水が最も低い0.05mg/1で、同じ地点の底層水が最も高い0.22mg/1を示した。彦根市沿岸表層濾過水は2011年の試験時と比べると変化量は小さかったが、水温躍層の下降にともなって上下層の混合が生じ、10
月、12月よりも1月の方が濃度が高まる状況が見られた。 $ PO_{4}-P $ は試験区間の差はほとんど無く、0.001ないし0.002mg/lであった。 $ SiO_{2} $ は1.0～1.6mg/lの濃度範囲で、9月13日多景島沖底層濾過水と1月10日彦根市沿岸表層濾過水が最も高い濾度を示した。付着藻類量をクロロフィルa量で評価すると、9月13日多景島沖の表層水と10月17日彦根市沿岸表層濾過水および12月7日彦根市沿岸表層濾過水では開始時と比較して差が認められず、増加は認められなかったが、9月13日多景島沖底層濾過水と1月10日彦根市沿岸表層濾過水では増加が認められた。一方、付着藻類の属別細胞数で比較すると、いずれの試験区でも開始時と比較して増加しており、特にAchnanthidium属の増加が著しいほか、Fragilaria属にも増加が認められた。付着藻類細胞数で評価すると増加しているのに、クロロフィルa量で増加が認められない原因として、主に増加したAchnanthidium属は細胞が小さいために細胞数が増加してもクロロフィルaの増加には反映されにくい、細胞数は細胞分裂により増加しても、栄養塩の条件が悪く、クロロフィルaの合成が十分に出来ていない等のことが考えられる。

同様に2012年2月23日～3月7日に実施した培養試験における開始時と培養終了時のクロロフィ

ル a 量、付着藻細胞数、培養中の試験水の栄養塩濃度をそれぞれ図(2)②-11、12と表(2)②-4に示した。

培養試験中の栄養塩実測値は窒素をDINについてみると、9月13日多景島沖表層水が0.02mg/lで最も低く、次いで10月17日彦根市沿岸表層濾過水が0.11mg/l、2月22日彦根市沿岸表層濾過水が0.18mg/l、9月13日多景島沖底層水と2月21日長浜市沿岸表層濾過水が0.19mg/lの順であった。PO₄-P濃度は0.002～0.004mg/lの範囲で測定され、1月に訳歓を失拠しに际よりも9月13日多泉島沖表層水を除いて0.001ないし

0.002mg/l高い値が実測された。最大値の0.004mg/lは10月17日の彦根市沿岸表層濾過水において実測され、DIN濃度の傾向とは一部逆転した状況の試験になった。SiO₂濃度は1.1～2.4mg/lの濃度範囲であり、9月13日多景島沖表層水が最も低く、2月21日長浜市南浜沿岸表層水が最も高い値を示した。

図(2)②-11. 2012年2月23日～3月7日の培養試験における培養開始時と培養13日後の単位面積あたりクロロフィルa量の比較

図(2)(2)-12. 2012年2月23日～3月7日の培養試験における培養開始時と培養13日後の単位面積当たり付着藻細胞数の比較
表(2)②-4. 2012年2月23日～3月7日の培養試験で各試験区に流した濾過湖水の栄養塩濃度（培養期間中3回測定平均値）

NH4-N	NO2-N	NO3-N	DIN	PO4-P	SiO2
9/13多景島沖表層濾過水	0.02	0.001	0.01	0.02	0.002	1.1
9/13多景島沖底層濾過水	0.01	0.001	0.18	0.19	0.003	1.5
10/17彥根市沿岸表層濾過水	0.00	0.005	0.10	0.11	0.004	1.4
2/22彥根市沿岸表層濾過水	0.00	0.001	0.18	0.18	0.003	2.2
2/21長浜市南浜沿岸表層濾過水	0.01	0.002	0.18	0.19	0.003	2.4

付着藻類量はクロロフィルの評価でも付着藻類総細胞数での評価でも、9月13日の多景島沖では表層水よりも底層水が高い値を示し、彦根市沿岸表層濾過水では10月17日よりも2月22日の方が高い値を示した。また、2月21日の長浜市南浜の表層濾過水も2月22日の彦根市沿岸表層濾過水と同程度の増加量を示した。1月13日～1月26日に実施した培養試験の結果に比べて藻類の増殖量が少ない傾向であったが、開始時に培養の種として使用した付着板の藻類の付着量自体が少なかったことが原因と考えられた。

以上の培養試験の結果から、琵琶湖沿岸の表層水では10月～12月に比べて1月～2月の方が、付着藻類を増加させる能力が高まることと、水温躍層が発達している9月の琵琶湖沖合の表層水と底層水を比較すると、底層水の方が付着藻類を増加させる能力が高く、冬から春にエリ網で付着珪藻が増加する季節的な要因の一つが、冬の循環期に底層から回帰する栄養塩であることが示された。

培養試験で各試験区に流した濾過湖水の栄養塩濃度を比較すると、琵琶湖沿岸の表層水では10月～12月に比べて1月～2月の方がDINの濃度が1.4から1.6倍程度高いことが示され、その主成分は $ NO_{3}^{-}-N $ であった。 $ SiO_{2} $ は10月～12月に比べると2月の方が1.7倍程度高い傾向が見られた。9月の多景島沖の表層水と底層水の比較では2回の培養試験でそれぞれ底層水の方が表層水よりもDINが4.4倍と9.5倍高く、 $ SiO_{2} $ は1.3倍と1.4倍高い濃度を示した。 $ PO_{4}-P $ には明確な傾向は認められなかった。このことから、 $ NO_{3}^{-}-N $ あるいは $ SiO_{2} $ が季節的な付着藻類の増加に寄与していることが示されたため、栄養塩添加試験による確認を行った。

2012年3月8日～3月17日に2011年9月13日多景島沖表層水の濾過湖水をベースに窒素とりんを添加した水を流して培養を行った際の各試験区の栄養塩濃度を表(2)②-5に、クロロフィルaと総細胞数で評価した付着藻類の増殖状況を図(2)②-12、13にそれぞれ示した。

表(2)②-5. 2012年3月8日～3月17日の培養試験で各試験区に流した濾過湖水の栄養塩濃度（培養期間中3回測定平均値）

$ NH_{4}-N $	$ NO_{2}-N $	$ NO_{3}-N $	DIN	$ PO_{4}-P $	$ SiO_{2} $
9/13多景島沖表層濾過水	0.01	0.002	0.03	0.04	0.002	0.9
9/13多景島沖表層濾過水+N6倍添加	0.01	0.003	0.21	0.23	0.002	0.9
9/13多景島沖表層濾過水+N28倍添加	0.01	0.002	1.13	1.14	0.002	1.0
9/13多景島沖表層濾過水+P7倍添加	0.01	0.001	0.03	0.04	0.014	1.0
9/13多景島沖表層濾過水+P7倍N6倍添加	0.01	0.002	0.24	0.25	0.015	1.0
9/13多景島沖表層濾過水+P8倍N31倍添加	0.01	0.002	1.23	1.24	0.016	0.9

栄養塩添加のベースに用いた2011年9月13日多景島沖表層水は、水温成層が最も発達している時