Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
図(2)-20 阿寒湖における珪藻群集組成結果。左の折れ線グラフは出現率（%）、右はCONISSによるクラスター解析による樹形図。

## 2 ）羅臼湖

羅臼湖について、過去約100年間の珪藻群集組成を図(2)-19に示した。クラスター解析結果によると、1977年から2003年の間に珪藻群集に変化が見られるが、過去100年間でみるとそれほど顕著な変化ではない。これは、湖の栄養状態が過去100年間程度維持してきたことを意味している。

図(2)-21 羅臼湖における珪藻群集組成結果。左の折れ線グラフは出現率（%）、右はCONISSによるクラスター解析による樹形図。
## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

## 1 ）山岳湖沼生態系に対するアジア大陸起源の大気由来栄養塩負荷の影響とその広がり

アジア大陸からのエアロゾル飛来に起因する大気からの窒素やリンの栄養塩負荷は、近年日本や周辺海域において、広域で起こっているにもかかわらず7,34,37-38)、その湖沼生態系に与える影響について長期的に明らかにされた研究例はほとんどない。本サブテーマでは、山岳湖沼に対する大気由来の栄養塩負荷の影響が、我が国においてどの程度の広がりを持つかを明らかにすることを到達目標の一つとして解析を行ってきた。本研究では、北陸から北海道東部までの広い範囲をカバーする湖沼について動物・植物プランクトン量復元と年代測定を含むレトロスペクティブ型モニタリングを実施した。その結果、ニセコ大沼とミクリガ池、蓬莱沼の3つの山岳湖沼から、共通する1980年代後半以降の植物・動物プランクトン増加が明らかとなった。この増加は、堆積物の窒素同位体比の減少と一致することから大気経由の栄養塩負荷に起因することがわかった。一方、羅臼湖では堆積速度が非常に遅いため、過去100年の変化を詳しく評価するのは困難であったが、1800年以降、栄養塩や藻類量、珪藻群集に大きな変化は検出されず、過去200年の間に生態系や栄養状態が変化した可能性は低いと考えられた。以上の結果は、北陸から北海道西部までの広範囲にわたって、大気経由の栄養塩負荷による山岳湖沼の生態系シフトが起こっている可能性を示唆した。特に、日本海に近い地域の山岳湖沼が、アジア大陸起源の大気経由栄養塩負荷の影響が強く出ている可能性がある。

## 2 ）平地湖沼における富栄養化以前の生物相・栄養塩環境の復元とプランクトン変動要因

レトロスペクティブ型モニタリングのもう一つの科学的意義は、近過去(過去100～200年程度)の生物相や栄養塩環境の生態系保全目標設定に対する有効性である。阿寒湖では、1950年以前の富栄養化前は、現在より大型サイズのDaphniaが非常に多く、逆に小型サイズのBosminalは少なかった。1950年という時期は、珪藻群集から富栄養化が始まった時期と考えられた。2000年以降も、珪藻群集からは富栄養化の改善の兆しは見えず、Daphniaの堆積量も1950年以前のレベルにまで増加していない。渡島大沼では、藻類全般に増加の一途をたどり、現在もなお富栄養化が進行していることがわかった。また木崎湖は、1990年代以降、クロロフィルや珪藻・渦鞭毛藻由来色素、緑藻由来色素の堆積量は1960年以前と同程度にまで低下し、富栄養化が収束する傾向にあることがわかった。これらの結果は、従来のモニタリングでは不明であった富栄養化以前から現在までに到る生物群集や栄養塩環境の変遷過程に関する新知見であり、特に富栄養化以前と現在の生物量の情報は、湖沼生態系の回復のレベルを測るよい物差しとなることがわかる。湖沼生態系が富栄養化以前にどのような生態系だったのかといった情報は、どのような生態系を取り戻すことが望ましいのか、保全目標を具体化する上で必須の情報である。今回得られた近過去の生物相・栄養塩環境の高度復元によって、生態系保全目標に対するレトロスペクティブ型モニタリングの有効性を示すことができた。

従来より用いられてきた植物色素や動物プランクトン遺骸に基づく堆積量は、水柱の薬類・動物プランクトンの個々の生産量だけでなく、上位栄養段階のトップダウン効果にも強く影響を受ける。そのため、得られた薬類量や動物プランクトン変動が、ボトムアップ効果とトップダウン効果のどちらの効果によるものなのか、変動プロセスの解明が困難であった。サブテーマ2では、
動物プランクトン捕食量の指標化が期待できる、SCEs色素の有用性を検討した。ニセコ大沼で検討した結果、SCEs色素と植物色素及び動物プランクトン遺骸から、(1)動物プランクトンの餌藻類の特定とその捕食量変化、(2)従来の分析では判別できなかった動物プランクトン増加に対する餌藻類のポトムアップ効果の可視化が可能となった。本サブテーマの技術開発によって、植物色素・動物プランクトン遺骸情報をSCEs色素の情報と併用することで、これまで得られなかった食物連鎖情報が得られ、生態系変化のカギを握るプランクトンの変動機構についてポトムアップ・トップダウン効果の両面から評価することができるようになった。

## （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＞

ニセコ大沼・ミクリガ池と先行研究における蓬莱沼の結果から、我が国の貧栄養山岳湖沼では過去100年の間に大気経由の栄養塩負荷が高まり、生態系が大きく変化したことを指摘した。これは、手つかずの自然豊かな湖沼に対する大気汚染の影響が広範囲に及んでいることを示唆している。一方、羅臼湖では過去200年の間に生態系が変化した可能性は低いことが推察され、大気経由の栄養塩負荷は、北海道東部にまでは影響が及んでいないことが伺える。この結果は、世界遺産に登録されている知床地域で保全に取り組む環境行政には朗報となったが、アジア大陸からの飛来量の増加が今後も続くとすれば、こうした地域の湖沼でも大気経由栄養塩負荷による生態系悪化が懸念される。環境行政は、今後もその生態系変化の兆しを注意深く見守って行く必要があるだろう。また、本課題で得られた成果は、東アジアからの越境汚染問題の深刻化が、酸性雨や光化学オキシダント・PM2.5だけでなく、近年まで清浄に保たれてきた山岳湖沼生態系にまで及んでいることを示唆した。我が国が誇る自然環境や生態系の悪化の問題も、東アジアの越境汚染問題解決に向けた国際的コンセンサスを得る材料となりうる。

本課題では、レトロスペクティブ型モニタリング技術が、生態系変化の兆しを簡便且つ低コストで捉える手段として生態系モニタリングに利用できることを示した。これは、レトロスペクティブ型モニタリング技術を用いれば、湖沼の生態系監視が環境行政として取り組むことが現実的に可能となったことを意味する。今後、まだ監視対象外である多くの湖沼の生態系について、行政が積極的にレトロスペクティブ型モニタリングを用いることで現状把握が可能となるだろう。特に、本課題では対象としなかったが、大陸に近い西日本の貧栄養湖沼や、飲み水として利用するダム湖における現状把握が急がれる。

阿寒湖は、周辺の観光地化に伴う湖の富栄養化が進んでいる湖沼である。近年の栄養塩負荷制限の取り組みにより富栄養化が一旦収束するものの、2000年以降再び藻類・動物プランクトンがこれまでになく増加傾向にあることが我々の成果から明らかとなった。これは、湖への負荷制限だけでなく、湖内の富栄養化対策が重要であることを示唆している。また、本研究ではそれぞれの湖沼で富栄養化以前の生物相、あるいは高山湖沼については栄養塩の高まりが起こる前の生物相を明らかにすることができた。環境政策には、どの時代の生態系を取り戻すことがその湖沼に
とって望ましいのかといった具体的な保全目標となる過去の生物相の情報が必要である。しかし、我が国のほとんどすべての湖では富栄養化以前のモニタリングが実施されていなかったために、目標設定が不十分であった。レトロスペクティブ型モニタリングは、過去100年程度の堆積物の解析ができれば、判断材料となる過去の生物相を容易に把握することができる。また、現在の生物相までに到る生態系変化の長期的なプロセスを明らかにすることで、具体的な保全対策に明確な根拠を与えることになるはずである。今回新たに技術開発したSCEs色素による餌藻類被食量の情報は、生態系変化プロセス解明に大いに役立つだろう。

## 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) N. K. TSUGEKI, T. AGUSA, S. UEDA, M. KUWAE, H. ODA, S. TANABE, Y. TANI, K. TOYODA, W-L. WANG and J. URABE: Ecol. Res., 27, 1041-1052 (2012)

“Eutrophication of mountain lakes in East Asia due to increasing deposition of anthropogenically-produced dust”

2) M. KUWAE, N. K. TSUGEKI, T. AGUSA, K. TOYODA, Y. TANI, S. UEDA, S. TANABE, and J. URABE: Sci. Tot. Environ., 442, 189-197 (2013)

“Sedimentary records of metal depositions in Japanese alpine lakes for the last 250 years: Recent enrichments of airborne Sb and In in East Asia”

## <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）>

1) 槻木玲美: 吉田丈人, 鏡味麻衣子, 加藤元海（編）シリーズ現代の生態学 第9巻 淡水生態学のフロンティア, 共立出版 (2012)

“18 章: 古陸水学的手法による近過去の湖沼生態系変動の解析”

2) N. K. TSUGEKI, J. URABE: In: Goldman C., Kumagai M., Robarts R. (eds) Effects of Climate Change and Variability on Inland Water Systems of the World: what can be done to reduce negative impacts?, Wiley Blackwell (2013)

“Chapter 7: Eutrophication, warming and historical changes of the plankton community in Lake Biwa during the 20th century”
## （2） 口頭発表（学会等）

1) 槻木玲美、王婉琳、谷幸則、上田眞吾、阿草哲郎、小田寛貴、田辺信介、占部城太郎：地球惑星科学関連学会 2010 年合同大会 (2010)

「八幡平湖沼のプランクトン長期動態とその変動要因：高山湖沼で何が起きているか？」

2) 槻木玲美、占部城太郎、谷幸則、上田眞吾、阿草哲郎、小田寛貴、王婉琳、田辺信介:日本生態学会第58回全国大会(2011)

「アジア大陸起源の大気降下物は日本の湖沼へどのような影響を与えているか？」

3) Tsugeki, N. K., Agusa, T., UEDA, S., Kuwae, M., Oda, H., Tanabe, S., Tani, Y., Toyoda, K., Wang W-L., Urabe, J.: ASLO Aquatic Sciences Meeting, Japan (2012)

「Eutrophication and increasing metal deposition of mountain lakes in East Asia due to anthropogenically-produced dust」

4) 槻木玲美、加三千宣：第60回日本生態学会（2013）企画集会 T02 湖沼生態系のレトロスペクティブ型モニタリング技術の開発

「堆積物の色素・遺骸を用いた湖沼の植物プランクトン動態の復元」

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項はない

## （４）シンポジウム、セミナー等の開催（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）秋田放送「秋田のニュース」（2012年12月6日、八幡平湖沼の富栄養化傾向と大気降下物の影響について報道）

2）NHK総合「おはよう四国」（2013年1月12日、八幡平湖沼における越境汚染物質の長期飛来について2分ほど紹介）

3）朝日新聞（2013年1月21日、宮城版、「中国の大気汚染、東北にも影響」）

4）朝日新聞（2013年2月7日、東京版、「中国の大気汚染、東北にも」）

5）TBS 報道特集（2013年2月16日、「中国からの汚染物質、東北の沼底から検出したのは」について2分ほど紹介）

6）日本テレビ「ニュースエブリ」（2013年2月21日、八幡平湖沼の富栄養化傾向と大気降下物の影響について報道）

## (6) その他

受賞：槻木玲美、日本生態学会第13回Ecological Research論文賞（2013年度）、2013年3月8日

### 8 \. 引用文献

1) Schindler, D. W. 1978. Factors regulating phytoplankton production and standing crop in the world’s freshwaters. Limnol. Oceanogr., 23: 478-486
2) Schindler, D. W. 2006. Recent advances in the understanding and management of eutrophication. Limnol. Oceanogr., 51: 356-363

3) Interlandi, S. J., and S. S. Kilham. 1998. Assessing the effects of nitrogen deposition on mountain waters: a study of phytoplankton community dynamics. Wat. Sci. Technol., 38: 139-146.

4) Neff, J. C., A. P. Ballantyne, G. L. Farmer, N. M. Mahowald, J. L. Conroy, C. C. Landry, J. T. Overpeck, T. H. Painter, C. R. Lawrence and R. L. Reynolds. 2008. Increasing eolian dust deposition in the western United States linked to human activity. Nature Geosci., 1: 189-195.

5) Elser, J. J., T. Andersen, J. S. Baron, A. K. Bergström, M. Jansson, M. Kyle, K. R. Nydick, L. Steger and D. O. Hessen. 2009. Shifts in lake N:P stoichiometry and nutrient limitation driven by atmospheric nitrogen deposition. Science, 326: 835-837.

6) Reche, I., E. Ortega-Retuerta, O. Romera, E. Pulido-Villena, R. Morales-Baquero and E. O. Casamayor. 2009. Effect of Saharan dust inputs on bacterial activity and community composition in Mediterranean lakes and reservoirs. Limnol. Oceanogr., 54: 869-879.

7) Tsugeki, N. K., Agusa, T., UEDA, S., Kuwae, M., Oda, H., Tanabe, S., Tani, Y., Toyoda, K., Wang W-L., Urabe, J. 2012. Eutrophication of mountain lakes in East Asia due to increasing deposition of anthropogenically-produced dust. Ecol. Res., 27: 1041-1052.

8) Leavitt, P. R., D. L. Findlay, R. I. Hall and J. P. Smol. 1999. Algal responses to dissolved organic carbon loss and pH decline during whole-lake acidification: evidence from paleolimnology. Limnol. Oceanogr., 44: 757-773.

9) Leavitt, P. R., and D. L. Findlay. 1994. Comparison of fossil pigment with 20 years of phytoplankton data from eutrophic Lake 227, Experimental Lakes Area, Ontario. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 51: 2286-2299.

10) Tani, Y., K. Kurihara, F. Nara, N. Itoh, M. Soma, Y. Soma, A. Tanaka, M. Yoneda, M. Hirota and Y. Shibata. 2002. Temporal changes in the phytoplankton community of the southern basin of Lake Baikal over the last 24,000 years recorded by photosynthetic pigments in a sediment core. Org. Geochem., 33: 1621-1634.

11) Tani, Y., G. I. Matsumoto, M. Soma, Y. Soma, S. Hashimoto and T. Kawai. 2009. Photosynthetic pigments in sediment core HDP-04 from Lake Hovsgol, Mongolia, and their implication for changes in algal productivity and lake environment for the last 1 Ma, Quat. Internat., 205: 74-83.

12) Jeppesen, E., P. Leavitt, L. DeMeester and J. P. Jensen. 2001. Functional ecology and palaeolimnology: using cladoceran remains to reconstruct anthropogenic impact. Trends Ecol. Evol. 16: 191-198.

13) Tsugeki, N. K., S. Ishida and J. Urabe. 2009. Sedimentary records of reduction in resting egg production of Daphnia galeata in Lake Biwa during the 20th century: a possible effect of winter warming. J. Paleolimnol., 42: 155-165.

14) Chikaraishi, Y., K. Matsumoto, H. Kitazato and N. Ohkouchi. 2007. Sources and transformation processes of pheopigments: stable carbon and hydrogen isotopic evidence from Lake Haruna, Japan. Org. Geochem., 38: 985-1001.

15) Itoh, N., Y. Tani, Y. Soma and M. Soma. 2007. Accumulation of sedimentary photosynthetic pigments
32) Battarbee, R. W. 1986. Diatom analysis. In: Berglund BE (ed) Handbook of Holocene palaeoecology and palaeohydrology. Wiley, Chichester, pp 527–570

33) Ito, T., Iwamoto, H., Kamiya, K., Fukushima, T., Kumon, F., 2010. Use of flood chronology for detailed environmental analysis: a case study of Lake Kizaki in the northern Japanese Alps, central Japan. Environ. Earth Sci., 60: 1607-1618.

34) Kim, T.W., Lee, K., Najjar, R.G., Jeong, H.D., Jeong, H.J. 2011. Increasing N abundance in the Northwestern Pacific Ocean due to atmospheric nitrogen deposition. Science, 334: 505-509.

35) Gordon W. Holtgrieve, Daniel E. Schindler, William O. Hobbs, Peter R. Leavitt, Eric J. Ward, Lynda Bunting, Guangjie Chen, Bruce P. Finney, Irene Gregory-Eaves, Sofia Holmgren, Mark J. Lisac, Peter J. Lisi, Koren Nydick, Lauren A. Rogers, Jasmine E. Saros, Daniel T. Selbie, Mark D. Shapley, Patrick B. Walsh, Alexander P. Wolfe. 2011. A Coherent Signature of Anthropogenic Nitrogen Deposition to Remote Watersheds of the Northern Hemisphere. Science, 334: 1545-1548.

36) 安富亮平, 渡辺智治, 隼野寛史, 貞野修一. 2008. 阿寒湖の水質環境の現状. 魚と水, 45: 8-15.

37) Tsukuda, S., M. Sugiyama, Y. Harita and K. Nishimura. 2006. Atmospheric phosphorus deposition in Ashiu, Central Japan - Source apportionment for the estimation of true input to a terrestrial ecosystem. Biogeochemistry, 77: 117-138.

38) Furutani, H., A. Meguro, H. Iguchi and M. Uematsu. 2009. Geographical distribution and sources of phosphorus in atmospheric aerosol over the North Pacific Ocean. Geophys. Res. Lett., 37: L03805
# (3) 堆積物の有機物・安定同位体を用いた湖沼と集水域環境の復元

岡山大学 異分野融合先端研究コア 兵藤 不二夫

〈研究協力者〉 岡山大学大学院 自然科学研究科 千葉仁

総合地球環境学研究所 中野孝教

総合地球環境学研究所 申基澈

京都府立大学大学院生命環境科学研究科 林竜馬

総合地球環境学研究所 佐々木尚子

平成22～24年度累計予算額：15,337千円

（うち、平成24年度予算額：4,939千円）

予算額は、間接経費を含む。

[要旨]

過去100年間の人間活動による湖沼内部、集水域、そして広域の生態系の変遷を探るため、山岳湖沼（羅臼湖、ニセコ大沼、ミクリガ池）と低地湖沼（阿寒湖、渡島大沼、木崎湖）を対象に、炭素窒素濃度及び同位体分析、リグニン由来フェノール分析、元素分析、ストロンチウム同位体分析、鉛同位体分析、花粉分析を行った。世界遺産に登録されている知床に位置する羅臼湖については、測定項目のほぼすべてにおいて一定であり過去100年間に顕著な人為影響は見られなかった。ニセコ大沼では、1900年始め頃から流入する鉱物の起源や重金属濃度、炭素窒素濃度やその同位体比の変化がみられ、大気降下物と鉱山開発に伴う何らかの攪乱があったことを示している。ミクリガ池においても、1960年頃に有機物の供給量の増加や大気降下物によると考えられる重金属濃度の増加が見られた。これら山岳3湖沼においては、表層において窒素同位体比の減少がみられ、大気性窒素降下物が増加した可能性を示唆している。一方、低地湖沼である阿寒湖、渡島大沼、木崎湖では、窒素同位体比や重金属濃度の増加、リグニン由来フェノール濃度の減少から、1910年頃から富栄養化や重金属の流入が始まっており、1980年以降はおおむね定常状態であることが示された。特に、鉛濃度やその同位体比の変化は、これら低地3湖沼は東京湾や大阪湾で確認されたものと同様のパタンを示している。また、渡島大沼と木崎湖で戦後の拡大造林を反映したスギやカラマツの拡大が見られた以外は、大きな植生の変化は見られなかった。今後、本研究でみられたパタンの一般性や、大気性降下物、特に鉛の由来を特定するため、アジア大陸における観測網の整備や、日本の焼却炉から排出される鉛同位体比の測定の重点化が必要であると考えられる。

[キーワード]

富栄養化、重金属汚染、大気性降下物、安定同位体、植生変化
### 1. はじめに

産業革命以降、特に過去100年の人間活動の高まりは、生態系変化を引き起こしている。例えば、産業革命以降、大気中二酸化炭素濃度は約30パーセント増加し、地球表面の淡水の半分以上が人間によって利用され、多くの湖沼で富栄養化が報告されている。これら急激な生態系変化は、持続的な人間社会を脅かしつつある $ ^{1} $ 。生態系の中には、都市部に近く人間環境の影響を強く受けているような生態系もあれば、遠隔地にあるためほとんど影響を受けていない生態系もある。これら複数の生態系の変化を迅速に捕らえ、また回復に向けた具体的数値目標を提供できるモニタリング技術の開発が必要である。

湖沼の堆積物は、湖内の植物プランクトン生産や生物相掛けではなく、集水域やさらに広域からの物質供給の変化も記録している $ ^{2,3)} $ 。堆積物の炭素・窒素含量やその同位体比は、湖底に堆積する有機物の起源や、植物プランクトンの生産速度、窒素負荷の変遷の指標として用いられている $ ^{4-6)} $ 。しかしながら、湖沼堆積物は植物プランクトンと陸上植物起源の有機物で構成されており、過去の集水域レベルでの変化を捕らえるには、リグニンなどの陸上植物特異的なバイオマーカーや、分類群レベルでの情報を与えてくれる花粉分析が必要である $ ^{4,7)} $ 。さらに、近年、集水域や国境を越えた広域、特にアジア大陸由来大気降下物の生態系への影響が懸念されており、この変化の特定には、湖沼堆積物の微量元素濃度やその起源を特定する鉛などの同位体比分析が有効である $ ^{8,9)} $ 。これら堆積物中の重金属濃度の変化は、日本の主要な湖沼については十分に研究されているとは言い難い。我が国のみならず、世界的に見ても、これら湖内、集水域、広域という3つのレベルにおける環境変化について、湖沼堆積物を対象として同時に評価した研究例は皆無である。

## 2 ．研究開発目的

本研究では、人間活動の近年の影響の程度やその種類（生活排水や大気降下物など）が異なると考えられる山岳及び低地湖沼を対象として、湖内の植物プランクトン生産速度や窒素負荷の指標として炭素・窒素同位体比、集水域からの陸上有機物供給やその植生の指標として、リグニン由来フェノールや花粉分析、広域レベルの変化を捉えるため元素分析、特に鉛など微量元素や同位体分析を行う。本サブテーマでは、これらの手法を用いて、湖沼生態系の高度復元のための最新の安定同位体科学の手法を開発・適用する。

### 3. 研究開発方法

## （1） 試料採集

対象とした湖沼は、アジア大陸からの距離や人為影響の大きさを考慮して、低地湖沼と山岳湖沼を選別した。具体的には、アジア大陸から離れている道東で、世界遺産にも登録されている羅臼に位置する山岳湖沼の羅臼湖、そして低地湖沼である阿寒湖、北海道南部の山岳湖沼であるニセコ大沼、低地湖沼である渡島大沼、本州中部の低地湖沼である木崎湖、山岳湖沼であるミクリガ池の6つを対象としている。
図（3）－ 1 本研究の調査地点。白抜きは低地湖沼、灰色は山岳湖沼である

2010年7月11日から18日に渡り、東北大学・愛媛大学のグループとともに北海道の3つの湖沼（羅臼湖、阿寒湖、ニセコ大沼）を対象に堆積物の採集を行った。得られたコアを1cmごとにスライスし、その試料を東北大学、愛媛大学、岡山大学の3つのグループに分けた。また、2011年2月22に、東北大学・愛媛大学のグループとともに北海道・渡島大沼の湖沼を対象に経12cmの重力式コアサンプラーを用い湖底堆積物コアを採集した。また、2011年9月9日に、同様に本州・立山に位置する山岳湖沼・ミクリガ池のコアを採集し、0.5cmごとにスライスした。2011年9月12日には、木崎湖にてダイバーを雇用してコア採集を行い、1cmごとにスライスした。その試料を東北大学、愛媛大学、岡山大学の3つのグループに分けた。2012年9月には、東北大学・愛媛大学のグループとともに、初年度30cm程度のコアしか得られなかった北海道・阿寒湖を対象に経12cmの重力式コアサンプラーを用いダイバーを雇用してコア採集を行い、得られたコアを1cmごとにスライスした。道南のニセコ大沼においても、初年度得られたデータの参考データとして、湖沼周辺の土壌を20地点採取した。道南ニセコ大沼近くの神仙沼の湖沼も湖底堆積物コアの採集を試みた。しかしながら、湖底が藻類に覆われており、十分なコアを得ることはできなかった。

岡山大学が担当する堆積物試料については、冷凍し、調査地から岡山大学の実験室まで郵送した。その後、実験室において、凍結乾燥機によって48時間以上凍結乾燥し、以下の分析に供した。なお、堆積物の年代及び堆積速度は、サブグループ（2）愛媛大グループによって推定された値に従った。
## （2） 窒素・炭素分析及び安定同位体比

乾燥した堆積物は、元素分析計付き同位体比質量分析計によって炭素窒素安定同位体比を測定した。また、炭酸塩の影響を除くため、0.5N塩酸に一晩つけて、その後純水で塩酸を取り除いた。この試料は、全有機炭素含量および炭素同位体比の測定に用いた。試料をスズカップに包み、元素分析計（EuroEA 3000）に接続した同位体比質量分析計（Isoprime Limited，UK）によって、δ $ ^{15} $ N、δ $ ^{13} $ Cの値を求めた。δ $ ^{15} $ N or δ $ ^{13} $ C = $ \left(R_{\text{サンプル}}/R_{\text{標準物質}}\right) $ - 1) × 1000，ここでRはδ $ ^{13} $ Cあるいはδ $ ^{15} $ Nそれぞれについて、 $ ^{13} $ C/ $ ^{12} $ Cと $ ^{15} $ N/ $ ^{14} $ Nを表す。Pee Dee Belemnite(PDB)と大気中窒素が炭素窒素の国際的標準物質である。δ $ ^{15} $ N、δ $ ^{13} $ Cともにその測定精度は0.2‰以下であった。

## （３）リグニンフェノール分析

リグニンフェノールはGoni and Hedges (1992) $ ^{10,11} $ とGoni and Montgomery (2000)によって修正されたHedges and Ertel (1982) $ ^{12} $ の手法に基づき酸化銅酸化分解法によって得た $ ^{4)} $ 。約10mg Cを含む堆積物試料を、窒素ガスでバブリングし酸素を除いたNaOH（2N）7mL及び酸化銅1g、硫酸アンモニウム鉄(II)六水和物75mgとともに、テフロン圧力分解容器に入れた。その後、この容器を窒素ガスで大気と置換したグローブボックス内で密封した。この反応容器を、155℃に設定した乾燥機に入れ、3時間加熱した。反応後、水道水で冷却し、その内容物をNaOH（1N）でプラスチック製遠心沈殿管(50mL)に移し、遠心分離（3000rpm、10分）した。その後、上澄みを新しいガラス製遠心沈殿管(30mL)に移した。完全にフェノール類を移すため、再度NaOH（1N）5mLで遠心分離し、上澄みを遠心沈殿管に移した。この上澄み液に、濃塩酸3mLを加え、pHを1以下にした。ここに、酢酸エチル7mLを加え、激しく振って、リグニン由来フェノール成分が含まれる有機層と水層を分離した。これを遠心分離(3000rpm、10分)し、有機層（上層）をパスツールピペットを用いて、新しいガラス管(20mL)に移した。完全にフェノールを抽出するために、この作業をもう一度繰り返した。その後、ガラス管に硫酸ナトリウムを加えて脱水した。脱水した酢酸エチル溶液を再び新しいガラス管(20mL)に移し、窒素ガスを吹き付けて酢酸エチルを蒸発させ、ピリジン50μLを加えてガスクロ分析試料とした。

得られたリグニン由来フェノール試料30μL、BSTFA30μLをガスクロバイアルに加えてヒートブロックで60℃、10分で反応させ誘導化した。その後、ガスクロマトグラフィー(Shimadzu、GC-2014)を用いて分析した。リグニンフェノール濃度は100mg有機炭素量に対するバニリルフェノール（V；バニリン・アセトバニロン・バニリン酸）、シリンギルフェノール（S）（シリンガルデヒド・アセトシリンゴン・シリンガ酸）及びシナミルフェノール（C）（p-クマル酸・フェルラ酸）の合計ミリグラム量として表した（mg/100mg TOC）³）。S/VとC/V比はシリンギルフェノール：バニリルフェノール比、シナミルフェノール：バニリルフェノール比を表す。（Ad/Al）vと（Ad/Al）sはそれぞれ、バニリン酸とバニリンの比、シリンガ酸とシリンガアルデヒドの比を表す。リグニンの各パラメータ一の分析精度は10%以下であった。

## （4） 元素分析及びストロンチウム同位体分析

総合地球環境学研究所(京都市左京区)で微量元素濃度、ストロンチウム安定同位体比( $ ^{87}Sr/^{86}Sr $ )測定を行った。各試料をテフロンバイアルに約0.1gを秤量後，ドラフト内で多摩化学工業社製pure HNO $ _{3} $ (AA-10) 1.0mL、2回蒸留済濃HF 0.7mL、多摩化学工業社製70%pure HClO $ _{4} $ 0.5mLの順に加えた。
試薬をすべて投入後、テフロンバイアルの蓋を閉め、ホットプレート上で120-130℃で一晩加熱し、分解した。その後、バイアルの蓋を開けて試料を乾固させた後、HCl（6N）3mL加え、再び蓋を閉めて100℃で一晩加熱し、酸分解した。その後、120-130℃でバイアル内の試料を再び乾固させて、HCl（1.5N）2mLを加えて10分間加熱した。加熱後は10分以上冷却し、洗浄済2mLエッペンチューブに試料溶液を移し、遠心分離（3000rpm、5分）して試料溶液を作成した。その後、各酸分解済試料溶液を0.5mL採り、洗浄済14mLバイアルに入れてICP-MS用HCl（7N）9.5mLを加えて測定用試料溶液を調整した。測定には、アジレント・テクノロジー社製ICP-MS（誘導結合プラズマ質量分析装置）7500cxを使用した。今回測定した元素は、Li、B、Na、Mg、Al、Si、P、K、Ca、Sc、Ti、V、Cr、Mn、Fe、Co、Ni、Cu、Zn、Ga、Ge、As、Se、Rb、Sr、Y、Zr、Mo、Ag、Cd、Sn、Sb、Cs、Ba、La、Ce、Pr、Nd、Sm、Eu、Gd、Tb、Dy、Ho、Er、Tm、Yb、Lu、W、Pb、Uの51成分である。今回の報告では、微量元素（Cu、Cd、Zn、Pb、Pb/Zr）及び鉛同位体（ $ ^{206}Pb/^{207}Pb $ 、 $ ^{208}Pb/^{207}Pb $ ）について報告する。実験結果はmg/gあるいはppmで表記しており、堆積物コアサンプルの重量に対する濃度である。

また、酸分解溶液からのPb・Sr・REE（希土類元素）の抽出は以下のようにして行った。抽出には、ムロマチテクノス社製Muromac Column、同社製Muromac AG 50W-X8（200-400mesh）を使用した。実験手順は以下のようである。カラムに2回蒸留済カラム洗浄用HCl（6N）9mLを加えて洗浄した。洗浄後もう一度同工程を行った。2回目の洗浄が終了した後、HCl（1.5N）5mLを加え、イオン交換膜のpHを調節した。その後、カラムの下に洗浄済Pb回収用7mLバイアルを置き、作成した試料溶液を1mLカラムに加える。引き続きHCl（1.5N）2mLをカラムに加え、Pbを回収する。その後、HCl（1.5N）10mLを投下し、カラムを洗浄した。その後、カラムの下に洗浄済Sr回収用7mLテフロンバイアルを置き、HCl（1.5N）7mLをカラムに加えてSrを回収した。その後、HCl（6N）1mLを通じ、カラムを洗浄した。最後に、カラムの下に洗浄済REE回収用7mLバイアルをセットし、HCl（6N）4mLを加えてREEを回収した。

イオン交換樹脂は上記のもの、カラムは総合地球環境学研究所作成のものを使用する。上述のように回収したSr試料が入ったバイアルの蓋を開けて蒸発乾固させたのち、2N HCl 0.5mlを加える。バイアルの蓋を閉め100℃前後で10分加熱の後、10分以上冷却する。また、カラムに2回蒸留済カラム洗浄用6.0N HCl 4mlを加えて洗浄し、HClが落ち切った同工程をもう2回行う。HClでの洗浄後、超純水3mlをカラムに加え洗浄する。洗浄が終了したら、2.0N HCl 3mlを加えてイオン交換膜のpHを調節する。HClでの洗浄が終わったのち、冷却済の試料溶液0.5mlをカラムに加えて完全に落ち切るまで放置する。その後2.0N HCl 7mlをカラムに加え洗浄する。洗浄用HClが落ち切ったのち、カラムの下に洗浄済精製Sr回収用7mlテフロンバイアルをセットし、2.0N HCl 4mlをカラムに加え、完全に落ち切ったらバイアルを回収する。バイアルはホットプレート上に静置し、蒸発乾固させる。

ストロンチウム安定同位体比（ $ ^{87}Sr/^{86}Sr $ ）測定には、サーモフィッシャーサイエンティフィック社製表面電離型質量分析装置TRITONを利用する。 $ ^{87}Sr/^{86}Sr $ 測定に際して、Sr測定用フィラメント
を以下の実験手順に従って作成した。フィラメントホルダーにSr測定用のW singleフィラメントを取り付け、電圧と電流値をそれぞれ4.8V, 2.0Aに設定し、フィラメントの両端にパラフィルムを貼り付けて土手を作成する。作成した土手の内側に、TaO activatorを1μm釜布して乾燥させる。乾燥したら、フィラメントホルダーの電流値を1.0Aに設定し、②で蒸発乾固させた精製済Srを1.0NHNO_{3} 1μmで溶かした後にフィラメント上に塗布する。塗布したサンプルが白色に変化して乾燥したら、電流値を2.0A→2.5A（5~10s）→0Aに変えた後に、スイッチを切って終了する。上記の手順で作成したフィラメントはブランクホルダーにセット後、TRITONにセットして測定した。今回の $ ^{87}Sr/^{86}Sr $ 測定にはSr standardとしてNIST SRM 987（n=12, $ (^{87}\mathrm{Sr}/^{86}\mathrm{Sr})\mathrm{ave}=0.710250 $ ）を使用し、測定誤差は±0.0000047であった。Pb濃度が判明した各酸分解済試料溶液を、1% HNO_{3}を用いて希釈後のPb濃度が数ppbになるように希釈する。希釈後の溶液はICP－MS（Perkin-Elmer NexION 300）を用いて測定した。SRDはそれぞれ ±0.003 and ±0.009 $ (^{206}\mathrm{Pb}/^{207}\mathrm{Pb},^{208}\mathrm{Pb}/^{207}\mathrm{Pb}(2\sigma,n=45) $ である。

## （5） 花粉分析

花粉分析については、試料0.04-0.14g程度をはかり取り、既知量のマイクロスフィア（直径15μm）を添加した後、水酸化カリウム処理、フッ化水素酸処理、アセトリシス処理を行って化石花粉を抽出し、シリコンオイルに封入した引用）。400倍または600倍の光学顕微鏡下で、花粉・胞子総数が300個以上になるまで、プレパラートの全面を走査して、花粉の同定ならびに計数を行った。同定した花粉・胞子の総数を基数として、各花粉・胞子分類群の出現率を算出した。検鏡時にはマイクロスフィアも同時に計数し、堆積物1gあたりの花粉含有量を算出した。

また現在の植生を反映すると考えられる堆積物表層の花粉組成と比較するため、環境省の自然環境GISデータを利用して、各湖沼の集水域について、植生の組成を計算した。各湖沼の集水域界は、国土地理院作成の基盤地図情報を利用し、10mメッシュの数値標高モデル（DEM：Digital Elevation Model）を元にしてArcGISにより作成した。これを環境省作成の植生図に重ね合わせ、集水域内にある各植生型ごとにその面積を計算した。なお、羅臼湖ならびに阿寒湖については第6回・第7回植生調査に基づく現存植生図（1/25000縮尺）、ニセコ大沼、渡島大沼、木崎湖、ミクリガ池については第2-5回植生調査に基づく現存植生図（1/50000縮尺）を用いた。環境省植生図で用いられている詳細な植生区分は、各植生区分を代表する植物種ごとに、花粉分類群と対応しやすい形にまとめて計算した。
## 4 ．結果及び考察

## 全有機炭素濃度及びCN比の変動

堆積物の炭素・窒素比はその有機物が湖沼内部生産（植物プランクトン）由来か外部生産（陸上植物）由来かの指標として利用でき、植物プランクトンの場合はその値が4から10、陸上植物の場合は20以上であるとされている $ ^{2,13} $ 。図（3）-2に山岳湖沼である羅臼湖、ニセコ大沼、ミクリガ池の全有機炭素濃度、CN比（モル比）を示す。羅臼湖では、1900年以降、全有機炭素濃度、CN比、同位体比ともに、顕著な変化は見られなかった。このことは、世界遺産に登録されている知床に位置する羅臼湖に過去100年間、大きな周辺環境が生じなかったことを意味している。一方、ニセコ大沼では、全有機炭素が1910年以降減少しており、何らかの変化が生じたことが示されている。ただし、そのC/N比に大きな変化がないことから、内部生産や陸上有機物の供給量のバランスが変化したわけではなく、後述するストロンチウム同位体比の変化からも推測されるように、鉱物の供給が増加したことによるものだと考えられる。ニセコ大沼は、かつてのイワオヌプリ硫黄鉱山周辺に位置している。この鉱山は1800年後半から硫黄の採掘が始まり1937年の閉山に至った。その周辺には鉱山で働く人々の集落があり、周辺の沼から生活用水を引いていた（北海道新聞2010年3月13日）。このような鉱山やその周辺での人々の活動が何らかの集水域レベルでの鉱物供給量の変化につながったと考えられる。ミクリガ池においては、1960年に全有機炭素の変化やCN比の変化が見られた。この時期には、堆積速度の急激な増加も見られたことから（サブテーマ2報告書参照）、登山道の開設のための工事に伴う陸上有機物の供給があったと考えられる。

図（3）-3に阿寒湖、渡島大沼、木崎湖の全有機炭素濃度とC/N比を示す。阿寒湖では、1910年頃から全有機炭素濃度の増加がみられ、1960年以降はその増加傾向が顕著であった。また、そのCN比は10以下と低く、湖底堆積物への有機物供給は内部生産（植物プランクトン）起源のものが多いことを示している。渡島大沼においては、1960年以降、全有機炭素濃度が上昇し、同時にCN比の減少も見られた。このことは渡島大沼における富栄養化が1960年以降進行していることを示している。分析した堆積物層がタービダイト層 $ ^{14} $ を含んでいたため、年変化の明瞭なパタンは見られないが、木崎湖においても1960年以降に全有機炭素濃度の増加とCN比の減少が見られ、富栄養化し内部生産が増加したことが考えられる。
## 炭素·窒素安定同位体比

湖沼堆積物の炭素同位体比は、その有機物の起源や植物プランクトンの生産速度、そして栄養塩の利用可能性の復元に用いることができる $ ^{5,15} $ 。炭素同位体比は光合成過程における炭素同化プロセスや炭素源の同位体組成を反映する $ ^{16} $ 。C3植物は炭素同化過程において、 $ ^{12} $ Cより $ ^{13} $ Cに対して大きな分別（-20‰）を示す結果、大気中の二酸化炭素（-7‰）を利用する植物の炭素同位体比は約-27‰程度となる。一方、C4植物は、C3植物に比べて小さい同位体分別（約-7‰）を示すため、その植物は約-14‰を示す $ ^{17} $ 。また、湖沼の植物プランクトンが利用する溶存態二酸化炭素は、通常は大気中二酸化炭素と同位体平衡に達しており、陸上植物と同じ同位体比を持つ。したがって、炭素同位体比からだけでは、溶存態重炭酸（炭素同位体比＝約0‰）を利用する海洋のプランクトンの場合と異なり、湖沼のプランクトン由来の有機物と陸上植物由来の有機物とを区別することは困難である $ ^{13} $ 。ただし、湖内が富栄養化し植物プランクトンの生産が高くなった場合、湖沼プ

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(\%)

図（3）－2 羅臼湖、ニセコ大沼、ミクリガ池の全有機炭素濃度、CN比（モル比）、炭素・窒素同位体比の変化
ランクトンが溶存態無機炭素から $ ^{12} $ Cを選択的に取り込み湖底に堆積する結果、湖内の溶存態無機炭素の $ ^{13} $ C/ $ ^{12} $ Cの値は上昇する。そのため、その溶存態無機炭素を用いた植物プランクトンの生産は、高い炭素同位体比を持つ有機物を作り出す。さらに、一次生産速度が高まることにより、二酸化炭素の取り込み時の同位体分別は減少することによって、新たに生産された有機物の炭素同位体比の値は上昇する。このメカニズムのため、堆積物の窒素やリンなどの濃度によって示される富栄養化と、炭素同位体比が非常によい相関関係を持つことが先行研究によって示されている $ ^{6,18} $ 。

一方、堆積物の窒素安定同位体比は、湖内に流入する窒素の供給源（大気降下物や生活排水、下水）や湖内の窒素循環（脱室など）を反映することが知られている $ ^{19,20} $ 。大気降下物の窒素同位体比は一般的に低いが(0から-10‰)、生活排水や下水由来の窒素同位体比(6から20‰)は高いことが知られている $ ^{21} $ 。また、窒素の供給量が増えた結果、富栄養化し湖底が嫌気的状態になって

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図（3）－3阿寒湖、渡島大沼、木崎湖の全有機炭素濃度、CN比（モル比）、炭素・窒素同位体比の変化（木崎湖の白抜きはタービダイト層）

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いる湖沼では、脱窒過程に伴い堆積物の窒素同位体比の上昇が見られることが知られている。これらは流域から人為起源の窒素の湖内への負荷が上昇した場合、窒素同位体比が増加することを意味している。一方、北米大陸の流域からの負荷がないような遠隔地の湖沼の窒素同位体分析の結果から、1900年以降、工業的に固定した大気中窒素の増加や化石燃料によるN0xガスの排出など、大気降下物として全球レベルでの窒素負荷が生じていることが指摘されている $ ^{22} $ 。ただし、湖底に堆積した後の化学反応（続成作用）によって、窒素同位体比が減少する可能性があることも近年報告されており、その解釈には注意を要する $ ^{20} $ 。

山岳湖沼である羅臼湖では、炭素同位体比が約-25‰、全有機炭素濃度やCN比の結果と同様、過去100年間に明瞭な変化はなかったことを示している。ただし、窒素同位体比が0.5‰から0‰へと測定誤差（0.2‰）を上回る減少がみられた。また、ニセコ大沼では、炭素同位体比は1860年以降増加傾向を示し、1960年からは一定かやや減少傾向に転じた。一方、窒素同位体比は、1900年頃に2‰から3‰まで増加し、その後特に1960年以降顕著な減少傾向を示した。炭素・窒素同位体比の明確な変動理由はわからないが、上述した流域からの土砂に含まれる栄養塩の供給などによって、内部生産が上昇した可能性がある。また、1960年以降の窒素同位体比の減少は先行研究と同

図（3）－4 阿寒湖、渡島大沼、木崎湖の全有機炭素濃度、CN比（モル比）、炭素・窒素同位体比の変化（木崎湖の白抜きはタービダイト層）植物とニセコ大沼堆積物のリグニン由来フェノールパラメーターの特徴。植物の値はHedges and Mann（1979）による。
様、1960年以降の減少は大気性窒素降下物による影響が考えられる。ミクリガ池については、CN比と同様、1910年からやや上昇傾向を示し、1970年以降、減少するというパタンが見られた。窒素同位体比についても、やや変動を示すが、1910年以降上昇し、1970年以降減少するという炭素同位体比と同様の傾向を示した。炭素同位体比が-27.5から-26.5‰と比較的小さな幅で変動しているため、陸上有機物の供給があったかどうかの検証は炭素窒素同位体比からは難しいが、全有機炭素濃度だけでは見られない変化を同位体比は検出していると言える。また、他の二つの湖沼と同様、表層部で見られる窒素同位体比の低下は、大気窒素降下物の影響なのかもしれない $ ^{23,24} $ 。

低地湖沼である阿寒湖では、変動が見られるものの、炭素同位体は-27‰とほぼ一定であった（図（3）-3）。一方、窒素同位体比は、その変動幅は小さいものの、1860年以降2‰から上昇し、1920年頃に一旦減少後、再び1940年頃から4‰近くまで上昇傾向を示し、1980年頃から減少傾向に転じた。この窒素同位体比上昇は、阿寒湖周辺における人口増加や、特に阿寒国立公園指定(1934年)後、観光地化が進んだ時期(http://www.gakujoken.or.jp/marimo/learning/4-5-2.html)と対応しており、集水域からの下水などの人為起源窒素が流入したことを意味して

図（3）－　5　羅臼湖、ニセコ大沼、ミクリガ池における全有機炭素あたりのリグニン由来フェノール、シリンギルフェノールとバニリルフェノールの比（S/V）、シリンギルフェノールとバニリルフェノールの比（C/V）、バニリン酸とバニリンの比(Ad/Alv)
いるのであろう。また、その後の減少は下水道整備を反映していると推測される。渡島大沼において、炭素同位体比は1960年以降、一旦増加するものの、その後は継続して減少傾向を示している。通常、富栄養化が進行した場合、炭素同位体比は増加傾向をしめすが、そのような傾向は必ずしも見られなかった。一つの要因は、森林伐採や化石燃料の大量消費によって、炭素同位体比が軽い二酸化炭素が大気に供給され、全球レベルで大気中二酸化炭素の同位体比が1‰ほど下がる減少（Suess効果） $ ^{4,25} $ を反映している可能性がある。あるいは、湖内で生産された有機物が分解し、それが再利用されるような減少が生じたのかもしれない。一方で、窒素同位体比は1910年以降、単調に増加している。1910年以降の窒素同位体比の増加は、明治や大正から渡島大沼周辺で急速に近代化が進み多くの工場が稼働し始めたこと（七飯町史）を反映していると考えられる。この窒素同位体比の変化は、CN比などでは検出されておらず、流域からの人為起源窒素負荷の評価に対する窒素同位体比の有用性を示している。

図（3）-6 阿寒湖、渡島大沼、木崎湖における全有機炭素あたりのリグニン由来フェノール、シリンギルフェノールとバニリルフェノールの比（S/V）、シリンギルフェノールとバニリルフェノールの比（C/V）、バニリン酸とバニリンの比(Ad/Alv)