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リグニン由来フェノール

リグニンは維管束植物の細胞壁の主要成分として存在するフェノール高分子化合物である $ ^{12, 26, 27} $ 。その難分解の性質から、堆積物や土壌に多く存在している。また、維管束を持たない植物プランクトンはこのリグニンを作り出さないことから、湖沼や海洋の堆積物や溶存態有機物のリグニン由来フェノールは、陸上起源有機物のバイオマーカーとして利用されている $ ^{28, 29} $ 。さらに、維管束植物の分類群によっても、作り出すフェノールの種類が異なるという特徴がある。バニリルフェノール(V)は維管束植物全般に存在するが、シリンギルフェノール(S)は被子植物にのみ、またシナミルフェノール(C)は非木材組織にのみ存在する。よって、S/VとC/V比は高等植物の分類群の違い（裸子植物と被子植物）と組織の違い（木材組織と非木材組織）を表す（図（3）-5）。さらに、バニリン酸とバニリンの比（Ad/Al）v及びシリンガ酸とシリンガアルデヒドの比（Ad/Al）sは酸化的リグニン分解の指標として用いられている $ ^{30, 31} $ 。Tiesserencら(2010)らはアメリカ12の湖沼を対象に、湖沼堆積物のリグニン由来フェノール組成（S・V比）とGISから推定される流域あたりの被子植物の被覆の割合に相関があることを示している $ ^{32} $ 。

図（3）－5に山岳湖沼である羅臼湖、ニセコ大沼、ミクリガ池のリグニン由来フェノールの結果を示した。羅臼湖は、炭素室素濃度や同位体比と同様、全有機炭素あたりのリグニン由来フェノールは1mg/TOC100mg、S/V比は1、C/V比は0.5、Ad/Alvは0.5程度と過去100年間に顕著な変動は見られなかった。ニセコは全有機炭素あたりのリグニン由来フェノールは変動はあるものの、2mg/TOC100mg程度、S/V比は1.5、C/V比は0.5、Ad/Alvは0.5程度と比較的安定していた。このことは、上記の全有機炭素濃度や同位体比の変動と対照的である。おそらく、ニセコ大沼の流域の改変には、植生の変化や陸上有機物供給と内部生産の割合の変化を伴わないものだったことが推測される。陸上有機物供給と内部生産の割合が変化しなかったということは、CN比が一定であったということとも一致している。ミクリガ池では、全有機炭素あたりのリグニン由来フェノールは0.75mg/TOC100mgで、1960年にやや増加し、その後ほぼ一定であった。S/V比は0.5、C/V比は1、Ad/Alvは0.75程度であった。全有機炭素あたりのリグニン由来フェノールが他の湖沼に比べて低いことは、湖内生産が堆積物への炭素の供給に重要な役割を果たしていることを示している。また、上述のように1960年代に全有機炭素濃度の顕著な変化が見られたにもかかわらず、全有機炭素あたりのリグニン由来フェノール濃度が一定であることは、ニセコ同様、内部生産と外部生産の相対的重要性が一定であったことを示している。ただし、S/V比は1980年以降上昇傾向を示しているため、ミクリガ池の集水域で優占するタカネヤハズハハコーアオノツガザクラ群集の面積が相対的に増えたのかもしれない。また酸化分解の程度を示すAd/Alv比は、0.75と今回調査した全湖沼で最も高い値を示した。このことは、流域面積が小さく山岳地帯のため陸上生産性の乏しいミクリガ池へは分解の進んだ陸上有機物が供給されていることを意味している。

低地湖沼堆積物のリグニン由来フェノールの分析結果を図（3）-6に示す。阿寒湖の全有機炭素あたりのリグニン由来フェノール濃度は、1930年頃から1mg/100mgTOCから減少を始め、1960年頃には約半分の0.5mg/100mgTOCとなった。S/V比は約0.4から0.6へ、C/V比は0.4から表層では0.7へと上昇し、周辺で広葉樹の面積が増加した可能性を示している。また、Ad/Alvは0.5程度と過去100年間に顕著な変動は見られなかった。阿寒湖で確認されたリグニン由来フェノール濃度の低下は、一部は富栄養化によって内部生産が増大し、その結果、堆積物に占める陸上起源物質の
割合が減少したと考えられる。このパタンは富栄養化が進んだ1960年にリグニン由来フェノール濃度の低下した報告例と一致している。ただし、富栄養化が進行しクロロフィル量が増加する時期は、1950年頃（サブテーマ2愛媛大学グループ）であるため、リグニン由来フェノール濃度の低下には、1900年以降行われた森林伐採の影響もあったのかもしれない(http://

www.gakujoken.or.jp/marimo/learning/4-5-2.html）。渡島大沼では、全有機炭素あたりのリグニン由来フェノールは1mg/TOC100mg、S/V比は1、C/V比は0.3、Ad/Alvは0.5程度と過去100年間に顕著な変動は見られなかった。渡島大沼では1960年以降の堆積物のCN比が減少したが、これはリグニン由来フェノール濃度の変化としては現れていない。この理由は不明であるが、内部生産と陸上由来有機物の割合の違いを検出するためには、CN比とリグニン由来フェノール濃度を共に評価する必要があることを示している。木崎湖では、全有機炭素あたりのリグニン由来フェノールは約1mg/TOC100mgから、1940年頃には減少し始め、1960年頃からは0.6 mg/TOC100mg程度まで減少した。これはCN比の減少と一致しており、富栄養化が進行し、内部生産が卓越したことを意味している。木崎湖固体堆積物のS/V比は1、C/V比は0.5、Ad/Alvは0.5程度と過去100年間に顕著な

図（3）－ 7 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）

羅臼湖、阿寒湖、ニセコ大沼、渡島大沼、ミクリガ池、木崎湖のS/V比とC/V比。G：裸子植物の木部組織、g：裸子植物の非木部組織、A：被子植物の木部組織、a：被子植物の非木部組織
変動は見られなかった。木崎湖では、タービダイト層が含まれているが（図（3）-6の白抜き）、それらのリグニン由来フェノールの濃度や組成は、通常の堆積層と明瞭な違いはなかった。このことは、この集水域の陸上有機物における植生やそこに含まれるリグニン由来フェノールの含量が比較的均一であることを示唆している。

図（3）－7に、今回の研究で対象とした6湖沼のS/V比とC/V比をプロットしたものを示す。湖沼間では、S/V比とC/V比では湖沼ごとに違うことがわかる。このプロットからは、多くの湖沼の植生は、被子植物の影響を強く受けていることがわかる。その中でも、阿寒湖は裸子植物（針葉樹）、ニセコ大沼やミクリガ池は被子植物（広葉樹）がその集水域の主要な植生であることを示している。湖沼ごとのS/V比とC/V比と、湖沼ごとの植生との対応については、以下、花粉分析の項目で検討する。

## 重金属分析

近年の人間活動の影響は、窒素やリンなどの栄養塩のみならず、化石燃料の燃焼や鉱物資源の工業利用によって重金属の湖沼生態系への汚染を招いていることは広く知られている $ ^{33, 34} $ 。一方で、排出規制によって重金属汚染が緩和されていることも知られている。例えば、Mahlerらはアメリカの35の湖沼の堆積物中の重金属濃度の変化を調べている $ ^{35} $ 。その結果、アメリカの都市部の湖沼の多くで1970年から1990年にかけて、湖沼堆積物における鉛などの微量元素の濃度の減少が報告されており、その減少は法的規制による排出削減によるためであると考えられている。

Mahlerらは、重金属ごとにその濃度変化のパタンが異なることを示し、アメリカやヨーロッパの湖沼で一般に見られる現象として、都市部では、鉛の主要な汚染源は、ガソリンに含まれる鉛であったが、1970年以降無鉛ガソリンの普及により、その排出量は激減し、堆積物中の鉛濃度の減少を報告している $ ^{35} $ 。一方、カドミウム、クロム、銅、ニッケルは、工業過程に伴う排水や、廃棄物の燃焼、製鉄過程、化石燃料の燃焼などの過程で排出さ、多くの北米の湖沼で減少傾向にあるとしている。ただし、亜鉛については、タイヤやメッキ、製鉄、石炭燃焼、廃棄物焼却、塗装などが汚染源とされ、必ずしも減少傾向にあるとは言えないようである。また、これらの重金属は、流域から直接湖沼に流れ込むだけではなく、大気降下物として長距離輸送された後、堆積物に供給されることがヨーロッパや北米、日本を対象とした研究によって明らかになっている $ ^{36, 37} $ 。

図（3）－8に、本研究で対象とした山岳湖沼である羅臼湖、ニセコ大沼、ミクリガ池の堆積物中の銅濃度、カドミウム濃度、亜鉛濃度、鉛濃度、鉛/ジルコン比の変化を示した。ここで、ジルコンは、風化に強く安定で人為由来の影響が少ない元素であるため、鉛/ジルコン比の変化は人為起源の鉛の供給量の変化の指標として広く用いられている $ ^{38} $ 。羅臼湖では、銅濃度は約15ppm、カドミウム濃度は0.3ppm、亜鉛濃度は約80ppm、鉛濃度は10ppm、鉛/ジルコン比は0.25と、ほぼ一定であった。これは、上述の炭素室素濃度、炭素室素同位体比、リグニン由来フェノールの結果と一致して、過去100年間その環境が安定であったことを意味している。次に、ニセコ大沼では、銅濃度は約30ppmと比較的安定であったが、カドミウム濃度は1910年以降増加し、1960年の1ppmをピークに減少傾向を示している。亜鉛濃度もほぼ同様の傾向をしめし、1960年以降、微減している。鉛濃度も同様であり、1940年頃にピークを迎え、その後微減傾向を示している。これを反映して、鉛/ジルコン比は1910年から高まり、1940年頃からほぼ一定か微減傾向である。これらの元素については、約二倍程度の大きな濃度変化が見られたが、その理由はよくわかっていない。
セコ大沼の集水域には、工場や都市などの重金属のソースがあるわけでもない。大気性降下物による変化も一要因ではあるが、Sr同位体比の項目で述べるように、流入する鉱物の供給源の大きな変化が確認されており、記録に残されていないような何らかの大きな流域レベルでの変化があったと考えられる。ミクリガ池の同濃度は約30ppmと一定、カドミウム濃度は0.3ppmとほぼ一定であった。しかし、亜鉛濃度は1960年を境に急激に90ppm程度から180ppm程度まで上昇し、表層で減少した。鉛濃度は80ppm程度であったが、1960年に減少し、その後1980年頃から再び上昇傾向に転じている。鉛/ジルコン比も同様の傾向を示している。ニセコ大沼同様、ミクリガ池も、流域に大きな人間活動の影響が見当たらない。しかし、ミクリガ池は、中部山岳国立公園の立山黒部アルペンルートに位置し、1964年の立山・黒部アルペンルートの全線開通以来、路線バスなどの乗り入れが行われている。上述したように、亜鉛は、タイヤなどの成分として道路周辺で鉛濃度が見られることが知られている $ ^{35} $ 。そのため、この道路開設と何らかの関係が考えられる。また、1970年頃の鉛濃度の減少の要因に関しては、無鉛ガソリンの普及が要因と考えられるが、よくわからない。鉛/ジルコン比も同様の傾向を示すことから、外部からの鉛供給が減少したと考えられる。

図（3）－８ 羅臼湖、ニセコ大沼、ミクリガ池の堆積物におけるCu濃度、Cd濃度、Zn濃度、Pb濃度、Pb/Zr比の変化
一つの要因は、1970年頃から普及が始まった無鉛ガソリンの影響であろう。ただし、1900年から高い鉛濃度が継続して続いていたのかは、よくわからない。その減少に引き続き、ミクリガ池の堆積物では1980年以降、鉛濃度が増加している。1980年以降の鉛濃度の変化は、小笠原の珊瑚の鉛濃度にも見られており、Inoue and Tanimizu(2008)では、アジア大陸起源の大気降下物をその要因としている $ ^{9} $ 。ミクリガ池も日本海に面しており、同様の要因による鉛濃度の変動の可能性が考えられる。

図（3）－9に、低地湖沼である阿寒湖、渡島大沼、木崎湖の堆積物中の銅濃度、カドミウム濃度、亜鉛濃度、鉛濃度、鉛/ジルコン比の変化を示した。阿寒湖では、1910年以降、銅濃度

図（3）－ 9 阿寒湖、渡島大沼、木崎湖の堆積物におけるCu濃度、Cd濃度、Zn濃度、Pb濃度、Pb/Zr比の変化
が30ppmから1930年頃に上昇し、1960年頃には60ppmとなった。その後、減少を始め、1980年頃には30ppm程度まで減少し一定となった。カドミウム濃度は、0.2ppmから0.4ppm、亜鉛濃度は20ppmから80ppmまで増加し、そのパタンは銅濃度と同様であった。鉛濃度は、1910年頃から上昇を始め、1960年を境に減少し最表層で8ppm程度となった。鉛/ジルコン比も鉛濃度と同様の変化を示した。銅、カドミウム、亜鉛濃度の変化は、上述したように周辺の人口増加や観光地化などの影響があると考えられる。鉛濃度の変化については、東京湾や大阪湾で見られる変化と類似している $ ^{39,40} $ 。これは戦前の日本の工業化とその後の無鉛ガソリンの普及による変化であると解釈されている。渡島大沼においては、銅濃度は15ppm、カドミウム濃度は1ppmでほぼ一定であった。亜鉛濃度は80ppm程度であったのが、1945年頃から上昇を始め、1980年以降、約150ppmで一定か微減の傾向を示した。鉛濃度も同様の傾向を示し、1945年頃に10ppmから上昇を始め、1980年頃に20ppmになった。その後、表層に向かい減少傾向を示した。この傾向は鉛/ジルコン比にも反映されている。この変化は、窒素同位体比の変化にも見られるような、周辺環境の工業化などの影響が大きいのである。ここで注目するべきは、亜鉛や鉛濃度の変化は窒素同位体比の変化よりも遅いことである。重金属濃度に変化を与えるような工業化は、窒素同位体比の変化を引き起こした変化要因（流域の人口増加）と比べて時間的な遅れが生じたと言うことであろう。このあたりは、七飯町の人口統計などを精査すれば検証できるはずである。木崎湖では、下層部がタービダイト層となってしまったため、詳細はわからない。1945年頃に銅濃度が15ppmから増加し、その後1960年以降は一定であった。カドミウム濃度も同様に、0.3ppmから増加を始め、1960年をピークにやや減少して0.4ppm程度を保っている。亜鉛濃度は100ppmから増加し、減少傾向を示すことなく表層で150ppmであった。鉛濃度は30ppmから増加し、1960年頃から40ppmで一定、その後やや減少傾向を示し表層に至っている。鉛/ジルコン比でもこの傾向が見られ、何らかの鉛の供給がその時期に合ったことを示している。これら木崎湖で見られたような銅濃度やカドミウム濃度の減少、亜鉛濃度が減少傾向を示さない、鉛濃度は1960年頃を境にやや減少というパタンは、北米の湖沼で見られたパタンと一致している。以上、道東、道南、本州中部という地理的な違いはあるが、低地湖沼で見られた重金属濃度の変化は、共通しているパタンが多いと言える。

## ストロンチウム同位体比の変化

ストロンチウムは原子番号が38であり、アルカリ土類金属の一つである。質量数84、86、87、88の4つの安定同位体をもち、その同位体比は通常 $ ^{87} $ Sr/ $ ^{86} $ Srとして表される。 $ ^{87} $ Srはルビジウム( $ ^{87} $ Rb)のベータ壊変によって生成される $ ^{41} $ 。岩石のストロンチウム同位体比は、岩石が形成された年代、その形成当時におけるSr同位体比（初生値）、Rb/Sr比によって決まる。従って、地質が異なる地域間の岩石では、ストロンチウム同位体比が異なる可能性がある。そのため、湖底堆積物のストロンチウム同位体比を測定することで、堆積物を構成する鉱物の供給源に変化があったかどうかがわかる。一般に、大陸地殻を構成する深成岩である花崗岩や堆積岩は、Rbに富む鉱物からなり、ストロンチウム同位体比は高く(>0.710)、海底地殻を構成する火山岩である玄武岩や、日本のような島弧を構成する安山岩のストロンチウム同位体比は低い（0.703～0.706）。
図（3）-10 羅臼湖、ニセコ大沼、ミクリガ池、阿寒湖、渡島大沼、木崎湖（及びタービダイト層）、ニセコ大沼湖沼周辺土壌のストロンチウム同位体比（ $ ^{86} $ Sr/ $ ^{87} $ Sr）

図（3）－10に羅臼湖、ニセコ大沼、ミクリガ池、阿寒湖、渡島大沼、木崎湖、ニセコ大沼、ニセコ大沼湖岸土壌のストロンチウム同位体比を示す。羅臼湖、阿寒湖などのカルデラ湖の地質は火山岩からなり、若い火山岩特有の低いストロンチウム同位体比(0.704)を持つ。堰き止め湖である渡島大沼も同様にその地質に火山岩を持ち、低いストロンチウム同位体比を示す（0.704）。一方、地質図(http://www.gsj.jp/researches/geodb/geonavi.html)に依れば、ミクリガ池の周辺は花崗岩であり、予想された比較的高い値（0.709）を示す。木崎湖の周辺は堆積岩からなりこれも高い値(0.711)を示している。1900年頃のタービダイト層については、0.709と低いストロンチウムを持ち、流域からの鉱物の供給源に変化があったことを示している。特に興味深いことに、ニセコ大沼のストロンチウム同位体比の値は1900年頃の0.711から大きく減少し、1960年頃から0.709とほぼ一定の値を示した。特にニセコ大沼の地質は火山岩であり、低いストロンチウム同位体比を持つと考えられるが、その値は深成岩のように高い値をもつ。実際、湖沼の周辺で採取した土壌のストロンチウム同位体比は0.704から0.707と分布している。従って、今回見られたストロンチウム同位体比の変化は、過去に高いストロンチウム同位体比をもつ鉱物が多く供給され、現在はその影響が弱まっていると考えられる。現在のところ、その要因はわからないが、例えば0.715から0.720と高い値をもつ黄砂の影響も考えられる $ ^{42-44} $ 。また、上述したように、硫黄鉱山の本格的採掘の時期とストロンチウム同位体比の変化の時期は一致しているようであり、その影響が推測されるものの、周辺にストロンチウム同位体比が高い地質は見られないことから、どれほどの影響があったのかはわからない。ただし、ストロンチウム同位体比が変化したという知見は重要である。なぜならニセコ大沼の堆積物で見られた鉛や亜鉛などの重金属濃度の変化は、これら特定の元素が人為影響によって湖内に負荷されたわけではなく、流域の鉛物の供給源が変化し
図（3）－ 11 1994年から1999年に採集された大気浮遊粒子の鉛同位体組成マップ。Bollhöfer and Rosman より。

図（3）-12 東京湾と大阪湾の堆積物、小笠原の珊瑚の鉛同位体比( $ ^{206} $ Pb/ $ ^{207} $ Pb)の変化。Hosono 他より。

た結果による可能性を示唆しているからである。
## 鉛同位体

鉛同位体比は、鉛鉱物が生成した年齢や、そのときの地質条件によって決まってくる。鉛同位体の $ ^{206} $ Pb、 $ ^{207} $ Pb、 $ ^{208} $ Pbは、それぞれ $ ^{238} $ U、 $ ^{235} $ U、 $ ^{232} $ Thの放射壊変によって生成される。よって、その初生値やUやThの存在量、年代によって鉛同位体の組成は決まる。そのため、ストロンチウム同位体比と同様に、鉛鉱物はその産地ごとに特徴的な鉛同位体比を持つことが知られている図（3）－11 $ ^{45} $ ）。このことを利用して、環境科学の分野では、鉛汚染を引き起こす鉛の由来を探るのに用いられてきた。例えば、Hirao他（1986）は東京湾の堆積物の鉛濃度や同位体比の変化から、日

図（3）-13 阿寒湖、渡島大沼、木崎湖における鉛同位体比（ $ ^{206}Pb/^{207}Pb $ 、 $ ^{208}Pb/^{207}Pb $ ）の変化
本で利用される鉛の由来の変遷を明らかにした $ ^{40)} $ 。また、Hosono 他（2010）では、大阪湾を対象に同様の研究を行い、類似した鉛同位体比の変化を報告している（図（3）-12） $ ^{39)} $ 。この変動は以下のように説明できる。1900年までは主に $ ^{206} $ Pb/ $ ^{207} $ Pbが1.176から1.190の国産鉛を利用していたため、高い値を示していた。次に、1900年から1940年には1.077から1.127まで減少したがこれは輸入鉛（1.05）の値を反映していると考えている。次に、1940年から1980年には鉛の輸入元が変化したため1.158から1.170に上昇した。このように鉛は流域の都市や工場から排出されるだけではない。長距離輸送によって鉛汚染が国境を越え広がることが、大気中浮遊粒子や降水中に含まれる重金属の組成や鉛の同位体比から報告されている $ ^{46-50)} $ 。

図（3）－１３に、羅臼湖、ニセコ大沼、ミクリガ池の堆積物の鉛同位体比（ $ ^{206}Pb/^{207}Pb $ 、 $ ^{208}Pb/^{207}Pb $ ）の変化を示す。羅臼湖の $ ^{206}Pb/^{207}Pb $ 比は約1.20、 $ ^{208}Pb/^{207}Pb $ 比は2.47と大きな変化はなく、本研究における他の測定項目と同様に、過去100年間に大きな変化は見られないことを意味している。一方、ニセコ大沼では、 $ ^{206}Pb/^{207}Pb $ 比は1860年頃の1.22から1910年に1.19まで低下しその後、1960年頃から1.18程度で一定であった。 $ ^{208}Pb/^{207}Pb $ 比は、2.48から1910年頃から低下を始め、 $ ^{206}Pb/^{207}Pb $

図（3）-14 羅臼湖、ニセコ大沼、ミクリガ池の堆積物における鉛同位体比( $ ^{206}Pb/^{207}Pb $ 、 $ ^{208}Pb/^{207}Pb $ )の変化
比と同様に1960年頃から2.47でほぼ一定となった。このニセコ大沼の $ ^{206}Pb/^{207}Pb $ は、上記の都市部の湾や小笠原珊瑚に見られたパタンと非常によく似ている。ニセコ大沼の集水域には、住宅街や都市などの鉛の供給源がないため、この鉛同位体比の変化は大気性降下物によるものであると考えられる。次に、ミクリガ池の $ ^{206}Pb/^{207}Pb $ 比は1910年の1.19から1960年にかけて1.18へと減少し、1980年頃に1.19に再び戻った後、1.18に減少した。 $ ^{208}Pb/^{207}Pb $ 比は2.49から1960年にかけて2.47まで減少した後、ほぼ一定であった。この $ ^{206}Pb/^{207}Pb $ 比が上昇する時期は、上述の鉛濃度が減少する時期に一致しており、 $ ^{206}Pb/^{207}Pb $ 比が低い鉛の流入が減少したことを意味しているのであろう。これらの結果から、集水域に人家や工場がない山岳湖沼であっても、大気降下物として、鉛鉱物の起源あるいは工業用鉛の輸入先を変えつつ鉛などの重金属が流入していることを意味している。

図（3）－１４に低地湖沼の阿寒湖、渡島大沼、木崎湖の堆積物の鉛同位体比（ $ ^{206} $ Pb/ $ ^{207} $ Pb、 $ ^{208} $ Pb/ $ ^{207} $ Pb）の変化を示す。阿寒湖では、1860年から1910年まで $ ^{206} $ Pb/ $ ^{207} $ Pbは1.22で一定であったが、1910年頃から減少し始め、1945年頃には1.19となった。その後1960年まで一定であり、それ以降やや減少した。 $ ^{208} $ Pb/ $ ^{207} $ Pbについても、同様で1910年に2.49から減少を始め、1960年頃には2.45程度となった。渡島大沼でも同様のパタンが見られた。1910年頃から $ ^{206} $ Pb/ $ ^{207} $ Pbが1.21から減少し始め、1960年以降は1.20とほぼ一定になった。 $ ^{208} $ Pb/ $ ^{207} $ Pbもほぼ同様の値を示し、2.49から1960年には2.48まで減少し、その後やや上昇傾向をしめした。木崎湖では、タービダイト層の影響で1910年以前の $ ^{206} $ Pb/ $ ^{207} $ Pb比は不明瞭であるが、1910年頃から減少を始め、1960年頃にやや上昇しその後

図（3）－１５ 日本で採集されたエアロゾルや降水の鉛の同位体比（Nakano 他 2006より）に本研究の湖沼堆積物の鉛同位体比を重ねた。日本の都市やその焼却炉で採集された採集でみられる鉛の同位体比も合わせて示した。
一定であった。 $ ^{208} $ Pb/ $ ^{207} $ Pbについても、同様の変化が見ら1910年から減少し、1960年以降、やや上昇傾向を示した。これらの変化は、1910年頃からの $ ^{206} $ Pb/ $ ^{207} $ Pb比の減少や上述の堆積物中の鉛濃度の増加、1980年以降の鉛濃度の減少は東京湾や大阪湾で見られたパタンと一致している（図（3）－12）。これらの結果は、過去100年間日本の東京湾や大阪湾の堆積物で見られた鉛の負荷やその起源の変化は、東京や大阪のような大都市だけではなく、日本の多くの低地で見られた一般的な減少である可能性を示している。

図（3）－15⁴⁶には、今回の研究で対象とした6湖沼堆積物の²⁰⁶Pb/²⁰⁷Pb、²⁰⁸Pb/²⁰⁷Pbを示した。また、先行研究で採集されたロシアやモンゴル、中国や韓国、そして日本で採集された浮遊微粒子や降水中に含まれる鉛の同位体比も示している。さらに、日本の焼却炉や都市部で採集された浮遊微粒子の鉛同位体比も表示している。上述したように、羅臼湖を除く5つの湖沼で、その鉛同位体比は²⁰⁶Pb/²⁰⁷Pbや²⁰⁸Pb/²⁰⁷Pbが減少する傾向を示している。このことは、図（3）－15で示している日本で観察される降水や浮遊微粒子などの大気降下物の影響を受け続けていることを反映していると考えられる。いくつかの研究では、隠岐島や新潟、盛岡など日本海側の都市について、大気降下物の鉛の起源は、特に冬場にアジア大陸からの影響が強いことを鉛同位体比の変動から指摘している⁴⁶。特に中国や韓国での大気降下物の鉛同位体比は、208Pbの存在比が高い特徴がある。その観点でみると、今回観察された湖沼の堆積物も日本海側に位置する湖沼、ミクリガ池で、208Pb/207Pbの比が相対的に高く、1980年度の以降の堆積物中の鉛濃度の上昇と合わせて、中国からの鉛の影響をより強く受けている可能性がある。ただし、以下の点から、鉛同位体比から、その由来の推定を行うには注意が必要であると考えられる。まず、比較対象である中国やロシアの鉛同位体比は1990年代はじめに報告された値を用いており、試料採集の当時の鉛同位体比がその値であったかどうかわわからない。また、日本で使用される鉛関連質（石油や石炭、バッテリー、ソルダーなど）の同位体比にも大きなばらつきが報告されており⁸）、日本で観察される鉛の由来の推定に必須であるべき「日本が排出する鉛の同位体比」の把握が不十分である。日本で観察される大気性降下物の鉛同位体比の多くが、焼却炉から排出される灰と非常に近い鉛同位体比を持つことが知られている⁴⁸,⁵¹。今後、日本各地の焼却炉など鉛の排出源と考えられる箇所からの多くの試料を採集し、その鉛同位体比を決定する作業が必要であろう。

## 花粉分析

堆積物中のリグニン由来フェノールによる植生の解析は、対象とする集水域の裸子植物や被子植物などの大まかな植生を対象とする。花粉分析はより細かい分類群（時によっては種まで）に関する情報をもたらすが、花粉が風によって運ばれるため集水域を超えたより広域の植生を反映する $ ^{28} $ 。

図（3）－１６、１７、１８に山岳湖沼である羅臼湖、ニセコ大沼、ミクリガ池の花粉分析の結果を示す。ハイマツ群落に囲まれた羅臼湖では、カバノキ属、ハンノキ属、コナラ亜属の花粉が優占するものの、マツ属単維管束亜属花粉が比較的高い出現率を示した。時系列的にみる
図（3）－ 16 羅臼湖の花粉分析の結果

図（3）－ 17 二セコ大沼の花粉分析の結果

図（3）－ 18 ミクリガ池の花粉分析の結果
図（3）－ 19 阿寒湖の花粉分析の結果

図（3）-20 渡島大沼の花粉分析結果

図（3）－ 21 木崎湖の花粉分析の結果
と、陸上植物の花粉組成に大きな変化はみとめられないが、水生植物であるミズニラ胞子が表層に向かって増加しており、長期的な水位変化があった可能性が示唆された。周辺にダケカンバ林の多いニセコ大沼では、カバノキ属花粉が卓越し、これにコナラ亜属、ハンノキ属、クマシデ属/アサダ属花粉などの落葉広葉樹花粉をともなった。針葉樹花粉は非常に低率であった。時系列的な変化はみられなかった。ハイマツやアオノツガザクラなどの高山植生に覆われたミクリガ池では、マツ属単維管束亜属やハンノキ属花粉が優占し、これにカバノキ属、クマシデ属/アサダ属、ツツジ科、バラ科花粉をともなう花粉組成が得られた。時系列的には、大きな変化はみられなかった。

図（3）－１９、２０、２１に低地湖沼である阿寒湖、渡島大沼、木崎湖の花粉分析の結果を示す。集水域にトドマツ・エゾマツ林が多い阿寒湖（2010年採取）では、カバノキ属、コナラ亜属花粉が優占するものの，モミ属ならびにトウヒ属花粉が5％以上の比較的高い出現率を示した。少なくとも過去50年間については、時系列的な変化はみられなかった。一方、ミズナラ林やカラマツ・スギ植林地が多い渡島大沼では、堆積物下層ではコナラ亜属やハンノキ属花粉が優占し、カバノキ属やブナ花粉をともなう花粉組成であったが、1960年頃の層準以降、ブナ花粉が減少する一方、スギ並びにカラマツ属の花粉が増加する傾向がみられた。アカマツ・コナラ二次林が多い木崎湖でも、堆積物下層ではマツ属複維管束亜属やコナラ亜属が優占する花粉組成であったが、1960年頃の層準以降、これらが減少する一方、カラマツ属ならびにスギ花粉が増加するという変化がみられた。

図（3）－ 22 羅臼、阿寒湖、ニセコ大沼とその周辺の植生
以上から、過去100年という近過去に、山岳湖沼の周辺では、大きな植生変化がなかったこと、低地湖沼では、道南や本州中部では、1960年頃からスギやカラマツの花粉が多く見られ、戦後のスギを中心とした拡大造林の影響を強く反映している。この現象は、琵琶湖など西日本の湖沼でも既に報告されている。これは日本の多くの湖沼で観察されるパタンであると考えられる。

## リグニン由来フェノールと植生GISと花粉組成の関係

リグニン由来フェノールがその集水域の植生（図（3）-22）をどれほど正確にしているのか、これまで検討した例は、ほとんどない。図（3）-23に、今回リグニン由来フェノールで得られたS/V比（裸子植物/被子植物比）と植生GISから求めた集水域の被子植物と裸子植物の被覆の比、そして花粉の組成から求められる被子植物と裸子植物の比との関係を示す。これら2つとも大まかには、正の相関は見られる。しかし、シラカバやササに覆われているニセコのような極端な集水域を含むため、それ以外では関係性は明確ではない。この要因として、針葉樹や広葉樹など樹種ごとに一時生産性が異なることがあげられる。また、花粉との対応についてもニセコのような極端な例を除き、その関係性は不明瞭である。これは上述したように、花粉の飛散距離と、リグニン由来フェノールによって評価される植物遺体の輸送の空間スケールが異なることを反映していると考えられる。今後、対象とする地点数を増やすことで、これらの指標同士に関係性が見られるのかどうかの検証を行う必要がある。

図（3）-23 本研究で対象とした6湖沼の堆積物中のリグニン由来フェノール組成（S/V比）と植生GISから求めた被子植物/裸子植物比、花粉から求めた被子植物・裸子植物の比の関係
## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

人為影響がほとんどない、手つかずの生態系（pristine ecosystem）とこれまで考えられてきた山岳湖沼で、大気降下物によって窒素負荷や重金属による汚染が進行していることが海外の研究によって報告されている。我が国においても、その可能性を指摘する成果が本研究グループから出されている。本研究で対象とした山岳湖沼においても、羅臼湖以外においては、何らかの人為影響が現れている。この人為影響は、各種元素分析、同位体分析、リグニン由来フェノールの分析など、多項目を測定することによって検出されるものであり、本研究手法の有効性を示すものである。また、道東や道南、本州中部と地理的には大きく異なる低地湖沼で共に富栄養化や重金属濃度の上昇など共通した変化が生じていることがわかった。さらに、これまで日本の湖沼生態系への人為攪乱としては、高度経済成長期の富栄養化がよく引き合いにだされている。しかし、今回の研究の結果、日本の近代化が本格化する1910年頃から既に重金属の流入や窒素源の変化などの人為影響が生じている可能性があることがわかった。

## （２）環境政策への貢献

羅臼湖で得られた過去100年間、環境が保全されているという今回の結果は、世界自然遺産である知床の希少性をより確かなものにする。一方、日本の人里離れた湖沼においても、大気性降下物として人為影響を与えているという今回の結果は、汚染源として工場などのポイントソース、そして近年では農地などの面源源負荷への対策を取ってきた環境保全政策だけでは、不十分であることを意味している。今後、排出量やモニタリングシステムのアジア地域について、環境政策として国が取り組むべき課題であると考えられる。

## ＜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＞

羅臼湖では過去100年間、環境が保全されているという成果は、世界自然遺産である知床を保全する上で根拠となる科学的知見である。

## 6 ．国際共同研究等の状況

現時点では、特に記載すべき事項はない。しかしながら、湖沼堆積物を対象とした窒素同位体比のデータベースを作成し、グローバルスケールでの窒素負荷の状況を調べた研究が開始されている（McLauchlan et al. 2013）。そのデータベースには、本研究課題の基礎となった研究（Hyodo et al. 2008）も日本の湖沼の唯一のデータとして含まれており、今後の国際共同研究へとつなげていきたい。
### 7. 研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

1）林 竜馬、兵藤不二夫、占部城太郎、高原光：日本花粉学会会誌，58(1)，5-17(2012)．「琵琶湖湖底堆積物に記録された過去100年間のスギ花粉年間堆積量の変化」

く査読付論文に準ずる成果発表＞（「持続可能な社会・政策研究分野」の課題のみ記載可。）

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) 兵藤不二夫、大元皓平：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「堆積物の有機物・安定同位体を用いた湖沼と集水域環境の復元」

## （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）

1) 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 (2013年3月6日、静岡県コンベンションアーツセンター（グランシップ静岡）、観客50名）

## （５）マスコミ等への公表・報道等

特に記載すべき事項はない。

## (6) その他

特に記載すべき事項はない。

### 8 \. 引用文献

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