Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
の異なるスギ人工林を用いて-. 日本森林学会誌, 90: 6-16

5) S. Nakano and M. Murakami (2001) Reciprocal subsidies: Dynamic interdependence between terrestrial and aquatic food webs. PNAS, 98: 166–170

6) 林野庁/平成24年度 森林・林業白書

7) 塚本良則（1998）『森林・水・土の保全—湿润変動帯の水文地形学—』朝倉書店, 東京, 138pp.

8) G. E. Likens, F. H. Bormann, N. M. Johnson, D. W. Fisher, and R. S. Pierce (1970) Effects of forest cutting and herbicide treatment on nutrient budgets in the Hubbard Brook watershed - ecosystem. Ecological Monographs, 40:23-47

9) 金子有子、國松孝男、籠谷泰行、中島拓男（2007）森林流出水および森林動態の長期モニタリング. 滋賀県琵琶湖環境科学研究センター試験研究報告書, 3: 110-118

10) K. Fukushima, R. Tateno and N. Tokuchi (2011) Soil nitrogen dynamics during stand development after clear-cutting of Japanese cedar (Cryptomeria japonica) plantations. Journal of Forest Research, 16: 394-404

11）高津文人、河口洋一、布川雅典、中村太士（2005）炭素、窒素安定同位体自然存在比による河川環境の診断．日本応用生態工学会特集号，7:201-213

12) Y. Chikaraishi, N. O. Ogawa, Y. Kashiyama, Y. Takano, H. Suga, A. Tomitani, H. Miyashita, H. Kitazato and N. Ohkouchi (2009) Determination of aquatic food-web structure based on compound-specific nitrogen isotopic composition of amino acids. Limnol Oceanogr Meth, 7:740-750

13) Y. Chikaraishi, N. O. Ogawa, H. Doi and N. Ohkouchi (2011) $ {}^{15}N/{}^{14}N $ ratios of amino acids as a tool for studying terrestrial food webs: a case study of terrestrial insects (bees, wasps, and hornets). Ecol Res, 26:835-844

14) C. Neal, B. Reynolds, M. Neal, H. Wickham, L. Hill and B. Pugh (2003) The impact of conifer harvesting on stream water quality: A case study in mid-Wales. Water, Air and Soil Pollution: Focus, 3: 119–138.

15) P.M. Vitousek and W.A. Reiners (1975) Ecosystem succession and nutrient retention: a hypothesis. BioScience, 25: 376-381

16) S. Kobayashi, T. Gomi, R. C. Sidle and Y. Takemon (2010) Disturbances structuring macroinvertebrate communities in steep headwater streams: relative importance of forest clearcutting and debris flow occurrence. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 67: 427-444

17) 水野信彦，御勢久右衛門（1972）河川の生態学．築地書館

18） 気象庁 和歌山地方気象台気象観測データ http://www.jma.go.jp/jma/index.html

19) J.C. Finlay, (2001) Stable carbon isotope ratios of river biota: implications for energy flow in lotic food webs. Ecology, 84: 1052-1064

20) R.L. France (2000) Comparing $ \delta^{13} $ C among littoral foodwebs using lake DOC. Aquatic Ecology, 34:445-448

21) H. Miyasaka and M. Genkai-Kato (2009) Shift between carnivory and omnivory in stream stonefly predators. Ecol. Res., 24: 11-19

22）北村喜一、難波宣士（1968）樹根の抵抗力に関する現地試験（II），第79回日本林学会論文集，360-361
## （２）集水域の栄養塩供給機構評価のための安定同位体指標の開発

国立大学法人東京大学

大学院農学生命科学研究科 森林科学専攻 大手信人

平成23(開始年度)～25年度累計予算額：13,377千円（うち、平成25年度予算額：3,003千円）予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

本サブテーマでは、上流水源域の森林から、中・下流の農地・都市域を経て湖沼・海洋などの沿岸にいたる一連の渓流・河川における水質その他の諸環境条件に、集水域の状況がどのように影響しているのかを評価するための安定同位体比指標を開発、提案することを目的として野外調査とモデルの構築を実施した。本研究によって、流域に存在する生活排水や農地からの排水に含まれる窒素の河川への流入が、流程各所で比較的ローカルに成立している生物群集の栄養源となっていることが明らかになった。下流に行くに従って人為起源の窒素の負荷が大きくなることはNO_{3}^{-}の窒素安定同位体比を指標とすることで明確にすることができ、人口密度や土地利用分類などの地理情報を援用することで、負荷源の寄与度までを推定することができた。負荷の大きい下流で、水棲生物群集が何等かの攪乱を受けて食物網構造に特異的な変化が見られるかどうかを検討したが、このケーススタディーでは、明らかな特異性は検出できなかった。しかしながら、このプロジェクトで進めた、窒素流入源の特定と寄与度の推定、生物群集の食物網構造へのインパクトの評価からなる一連の調査手法は、今後、河川と集水域の栄養塩を介した連関と、延いては健全性を評価していくプロトコルとして提案可能なものと考えられる。

## [キーワード]

集水域、人為的 $ NO_{3}^{-} $ 流入、窒素安定同位体比 $ \left(\delta^{15}\mathrm{N}\right) $ 、マスバランスモデル、食物網構造

### 1. はじめに

本推進費による「生物多様性の機能評価のための安定同位体指標に関する研究」のなかで、本サブテーマの必要性は、河川生態系の生物群集の棲息を支える栄養塩の供給状態が、群集のバイオマスや構造にどのような影響を与えるのかを明らかにすることである。日本は国土の約68％が森林で占められ、水源地域の殆どを占める。さらに、多くの河川流域で中流域に農地、居住地を含み、下流域で都市を有するところがある。河川生態系の生物群集の生息環境や、生物にとっての資源確保にこうした流域の土地利用形態に起因する流入物質の影響が大きく関わることはこれまでにも多くの研究事例で報告されている。河川生態系の機能の保全ばかりでなく、水資源の量的、質的な安定供給を確保するために、健全な森林・渓流（河川）環境の持続的な保全は不可欠である。近年、大気降下物による過剰な窒素の森林への負荷や、人工林の管理不足等による物質循環の劣化が懸念され、渓流・河川水への影響予測の必要性が高まっている。また、上流からの過剰な栄養塩類の負荷は河川生態系の生物群集の構造に攪乱をもたらし、それによるさらなる水質の悪化という負のフィードバックをもたらす可能性も指摘される（例えばRabalais $ ^{1} $ ）。1970年代の
酸性雨問題に関する研究以降、水源地である森林渓流・河川水の水質形成に関する研究は北米、北欧を中心に多大な蓄積を残してきている（例えば、Likens and Butler $ ^{2} $ ）。近年は、大気降下物でもたらされる過剰な窒素化合物が、森林生態系の窒素循環に与える攪乱のメカニズムと影響に関する研究が盛んに行われている $ ^{3} $ 。また、過剰な栄養塩の河川への負荷が生態系の食物網や群集構造に与える影響については主として、北米の河川を中心に研究の蓄積が多い（例えばAnderson and Cabana $ ^{4} $ ）。

これらに対して、日本では河川の最上流から下流域までの全流程を対象として栄養塩の流入とその河川生態系の生物群集の構造や機能に与える影響に関する総合的な調査は殆ど行われていない。

## 2 ．研究開発目的

本サブテーマでは、上流水源域の森林から、中・下流の農地・都市域を経て湖沼・海洋などの沿岸にいたる一連の渓流・河川における水質その他の諸環境条件に、集水域の状況がどのように影響しているのかを評価するための安定同位体比指標を開発、提案することを目的としている。

筆者らのグループは、前節で述べたように研究蓄積の多い欧米とは大きく異なる、アジアモンスーン影響下の特徴的な気候水文環境において、これまでに森林流域からの栄養塩、有機物流出機構を明らかにしてきた。また、過剰な栄養塩の流入が河川生態系に及ぼす影響に関して、生元素の同位体比をトレーサーとして用いた研究を進めてきた $ ^{5)} $ 。本研究ではこれらによって提案されてきた手法を用い、我が国の河川において適用可能な栄養塩流入の影響評価のための安定同位体指標やツールを開発することを目的として、野外調査とモデルシミュレーションを組み合わせた検討を行った。

### 3. 研究開発方法

（１）有田川流程における水質調査と生物試料サンプリング

集水域の土地利用の相違に着目して、窒素と炭素の安定同位体比指標を利用した渓流・河川水の水質、生物群集の特徴に関するシノプティックな調査を行った。

森林伐採を定期的に行っており各林分の履歴が正確に分かっている京都大学フィールド科学教育研究センター和歌山研究林を上流に含む有田川集水域。中流域には柑橘系の果樹園を中心とする農地と居住地、下流には市街地を含む（図(2)-1）。国土数値情報土地利用細分メッシュデータ $ ^{6)} $ をもとに作図した土地利用、水系、試料採取ポイントの位置を図(2)-2に示す。採取ポイントごとの集水域について集水面積と土地利用の状況を表(2)-1に整理する。

有田川集水域は、全集水面積の80％以上が森林で占められているが、中下流域には大面積の果樹園が広がっている。果樹園面積の増加と伴に河川水中の硝酸イオン（ $ NO_{3}^{-} $ ）濃度が上昇するという先行研究 $ ^{7)} $ もあり、人為的な窒素の流入が顕著に見られる流域である。中流上部のA8地点に近い清水町での1976～2013年の年降水量の平均値は1952mm、年平均気温は13.7℃である。
図(2)-1 有田川における生物・水試料の採取ポイントの位置

図(2)-2 有田川流域の土地利用分類図（国土数値情報土地利用細分メッシュデータから作成）、青点は試料採取ポイントの位置を示す。

## （２）調査の概要と試料の採取方法

有田川集水域に関する調査はサブテーマ（1）、（3）と共同で、2011年9月26-28日と2012年1月26-28日、5月9-11日、10月26-28日の4回の流程調査を実施した。調査は、藻類、水生昆虫、それ以外の底性生物、魚類を含む生物採集と溶存成分、懸濁態成分の分析のための水試料の採取からなる。水試料の採取法、分析項目、分析法を表(2)-2にまとめる。試料の採取地点は図(2)-2に示す上流(A9)から下流(A2)までの4点であるが、それに加え、有田川の最上流部の一次谷として、京都
大学フィールド科学教育研究センター和歌山一次谷研究林内のウレビ谷において、サブテーマ（1）の護摩壇山試験地での調査が行われた10月23-26日に併せて同様のサンプリングが行われたので、そのデータを加えておく。水質についての測定項目のうち、水温、pH、電気伝導度（EC）、溶存酸素濃度（DO）、流速は、原位置で測定した。

本サブテーマでは、主として栄養塩類の濃度やそれらの流入経路に着目する。特に、窒素の河川への流入、それの生物群集の食物網への影響を把握する必要があるので、溶存態では硝酸イオン（$\mathrm{NO}_{3}^{-}$）の窒素と酸素の安定同位体比を、脱窒菌法$^{8)}$を用いて測定した。その上で、生物試料の組織の窒素安定同位体比測定し、一次生産者が利用する無機塩の窒素安定同位体比の河川、流程毎の変異がどのように生物群集の窒素安定同位体比に反映しているかを調べる。

表(2)-1 有田川流域の試料採取ポイントにおける集水面積と土地利用状況

A2	A4	A8	A9	上ウレビ
集水面積(km²)	434.84	336.24	190.36	15.57	0.31
集水面積に対する面積比率(%)
森林	84.5	94.1	95.5	100.0	100.0
荒地	0.4	0.5	0.7	0.0	0.0
水田	2.2	1.9	1.4	0.0	0.0
その他の農用地	8.8	1.4	0.1	0.0	0.0
建物用地	2.0	0.9	1.2	0.0	0.0
河川及び湖沼	1.3	1.0	0.7	0.0	0.0
道路	0.0	0.0	0.0	0.0	0.0
鉄道	0.0	0.0	0.0	0.0	0.0
ゴルフ場	0.3	0.0	0.0	0.0	0.0
その他の用地	0.3	0.2	0.4	0.0	0.0

## （３）河川への窒素流入量の集水域地理情報を用いたモデル化

上記の手法で収集された\mathrm{NO}_{3}^{-}濃度、\mathrm{NO}_{3}^{-}の窒素安定同位体比のデータを用い、流域の土地利用状況を用いて流入窒素の起源と負荷を推定するモデルを構築した。対象流域の土地利用状況は、国土数値情報土地利用細分メッシュデータ $ ^{7)} $ を、ArcGISを用いて整理し、各採水・生物採集地点ごとに統計値を算出した。各地点における集水域の人口統計値は、平成22年度国勢調査統計データ $ ^{9)} $ をもとに集水域単位に集計して作成した。
表(2)-2 有田川における水質調査項目と処理方法

項目	サンプリング量	サンプリング時の処理法	準備	実験室での処理	保存方法
<水Total>
水同位体	10ml/1019ル	(共洗い不要)	ピンを焼く	-	キャップをきつく締め。常温
DIC濃度	20ml	直接濃水	塩酸洗浄した20mlガラス1019ル/セブタム	-	<速やかに分析>
DI13C	34ml	直接濃水	塩酸洗浄した34mlガラス1019ル/セブタム	-	塩化水銀固定
TN,TP	20ml	直接濃水	塩酸洗浄	-	冷凍
電気伝導度	100mlDOピン	(共洗い)	-	-	水中に保存
<懸濁態:<150μm>
C/N濃度&同位体比	20L	20Lポリタンクノあらかじめ450℃5時間焼いておいた47mmGF/Fあらかじめ450℃5時間焼いておいた25mmGF/F焼き+酸処理あらかじめ450℃5時間焼いておいた25mmGF/Fあらかじめ450℃5時間焼いておいた25mmGF/Fあらかじめ450℃5時間焼いておいたガラス1019ル	GF/Fろ過。濁はDO13CおよびDO14C分析に用いる	60℃乾燥
PP濃度	0.1L～	GF/Fろ過	冷凍
クロロフィルa濃度	0.1L～	GF/Fろ過	冷凍
DOC濃度	～50mL	濁をガラス1019ルに集め。塩酸添加。TOC-5000Alで濃度測定	塩酸酸性。冷蔵(早く測定)
<溶存態>
NO2,NO3,PO4,DON,DOP	(100ml)	47GF/F現場ろ過	47GF/F焼き+酸処理ポリピン等塩酸洗浄250mlピンを焼く	-	冷凍
NH4	(10ml)	-	<速やかに分析>
15NO3	(20ml)	塩酸添加	塩酸酸性pH2以下。冷蔵or常温
SO4他Macro Nutrients	50ml	0.45μmシリンジフィルタ現場ろ過	-	-	冷凍
15NH4	4L	0.45μmシリンジフィルタ現場ろ過	-	培養
SiO2	20ml	0.45μmシリンジフィルタ現場ろ過	-	冷蔵
Sr同位体比	100ml	0.45μmシリンジフィルタ現場ろ過	-	-	常温
ICP分析項目	50ml	0.45μmシリンジフィルタ現場ろ過	-	-	硝酸酸性(6規定を1ml)。常温

集水域内の $ NO_{3}^{-} $ 能室素のソースと考えられる主要なものは、森林等の自然に近い生態系の土壤からの溶脱、人家等の生活排水中の窒素、農地から流出する主として肥料由来の窒素等である。これらの河川への流入を考慮し、 $ NO_{3}^{-} $ 能室素、窒素の安定同位体のマスバランスを計算するモデルを構築した。観測地点における河川水の $ NO_{3}^{-} $ 窒素安定同位体比δ $ ^{15}N_{R} $ は式(2)-1で表される。

$$ \delta^{15}\mathbf{N}_{\mathrm{R}}=(\mathbf{L}_{\mathrm{B}}*\delta^{15}\mathbf{N}_{\mathrm{B}}+\mathbf{L}_{\mathrm{A}}*\delta^{15}\mathbf{N}_{\mathrm{A}}+\mathbf{L}_{\mathrm{O}}*\delta^{15}\mathbf{N}_{\mathrm{O}})/(\mathbf{L}_{\mathrm{A}}+\mathbf{L}_{\mathrm{B}}+\mathbf{L}_{\mathrm{O}}) $$

ここで、$\mathrm{L_{A}}$、$\mathrm{L_{O}}$、$\mathrm{L_{B}}$は、それぞれ生活排水、水田以外の農地からの排水、森林からの流出による$\mathrm{NO_{3}^{-}}$の負荷量、$\delta^{15}\mathrm{N_{B}}$、$\delta^{15}\mathrm{N_{A}}$、$\delta^{15}\mathrm{N_{O}}$は、生活排水、水田以外の農地からの排水、森林からの流出水の$\mathrm{NO_{3}^{-}}$の$\delta^{15}\mathrm{N}$を表し、以下の式で定義される。

$$ \mathrm{L_{A}=C_{A}*Q_{A}*P} $$

$$ \mathrm{L_{O}=C_{O}*Q_{T}*R_{O}} $$

$$ \mathrm{L_{B}=C_{B}*(Q_{T}-Q_{A}*P-Q_{T}*R_{O})} $$

各変数の定義は、以下の通りである。

$ C_{A} $ ：生活排水の $ NO_{3}^{-} $ 濃度、 $ Q_{A} $ ：1人、1日当たりの生活排水量、P：観測地点の集水域の人口密度、 $ C_{O} $ ：水田以外の農地からの排水の $ NO_{3}^{-} $ 濃度、 $ Q_{T} $ ：1日当たりの平均的な河川流量、 $ R_{O} $ ：観測地点の集水域の水田以外の農地面積率、 $ C_{B} $ ：森林からの流出水の $ NO_{3}^{-} $ 濃度。

観測地点におけるNO_{3}^{-}濃度C_{R}は以下の通りである。
$$ \mathrm{C}_{\mathrm{R}}=(\mathrm{C}_{\mathrm{B}}~^{*}~(\mathrm{Q}_{\mathrm{T}}-\mathrm{Q}_{\mathrm{A}}~^{*}\mathrm{P}-\mathrm{Q}_{\mathrm{T}}~^{*}\mathrm{R}_{\mathrm{O}})+\mathrm{C}_{\mathrm{A}}~^{*}\mathrm{Q}_{\mathrm{A}}~^{*}\mathrm{P}+\mathrm{C}_{\mathrm{O}}~^{*}\mathrm{Q}_{\mathrm{T}}~^{*}\mathrm{R}_{\mathrm{O}})/\mathrm{Q}_{\mathrm{T}} $$

各パラメータの値は、生活排水の $ NO_{3}^{-} $ 濃度、1人1日当たりの生活排水量、生活排水の $ NO_{3}^{-} $ 濃度は、Ohteら $ ^{5)} $ で滋賀県の琵琶湖集水域のモデリングで用いられた値に習い決定した。集水域の人口密度は上述のように平成22年度の国勢調査データを用い、観測地点の集水域ごとに集計して求めた。1日当たりの平均的な河川流量は、この地域の降水量と蒸発散量の年間平均値から推定した。観測地点の集水域の水田以外の農地面積率は、上述の国土数値情報土地利用細分メッシュデータから計算した。森林からの流出 $ NO_{3}^{-} $ 濃度は、上流の観測地点A9での4回の平均値を用いた。水田以外の農用地排水の $ NO_{3}^{-} $ 濃度と、そのδ $ ^{15}N $ を未知数とし、このパラメータを試行錯誤によって決定し、得られた推定値の妥当性を検証した。

（４）各観測地点における生物群集の食物網構造の記述と窒素の負荷の影響についての検討

生物試料の窒素安定同位体比の測定値を用い、サブテーマ（４）で提案されている食物網フローネットワークのアンフォールディング手法を適用することで、各地点、季節ごとの食物網構造のキャラクタリゼーションを行った。この手法を用いることによってそれぞれの食物網について栄養ピラミッドを描くことができ、食物網構造の複雑性を示す３つの指標を得ることができる。1）栄養段階あたりの種の多様性（$\mathrm{D}_{\mathrm{H}}$）、2）１種が所属する栄養段階の多様性（$\mathrm{D}_{\mathrm{V}}$）、3）栄養段階の数の多様性（$\mathrm{D}_{\mathrm{C}}$）。食物網フローネットワークのアンフォールディングの理論や手法の詳細については、サブテーマ（４）の項目を参照されたい。

図2-3 実験用水路
## （５）渓流・河川における藻類の硝酸吸収速度の制御要因の解明についての操作実験

上記の調査において、有田川流程において溶存$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の窒素安定同位体比$\left(\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{NO}3}\right)$と一次生産者である底生藻類の同位体比$\left(\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{al}}\right)$のモニタリングを実施されたが、下流で両者は近い値を示すが、上流ほど$\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{al}}$の方が$\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{NO}3}$より低くなる傾向が見られた。このことは底生藻類の$\mathrm{NO}_{3}^{-}$吸収に上・下流で異なる条件が影響しているか、窒素源の差異があることを示唆している。こうした$\mathrm{NO}_{3}^{-}$吸収を制御する要因を明らかにするため、光、窒素の負荷、藻類を摂食する底生動物の有無などを変化させる操作実験を実施した。有田川最上流部の渓岸に位置する、京大フィールド研和歌山研究林事務所の敷地内に渓流水を導入し、一つのユニットが図(2)-3のような水路を複数設置した。実験条件は表(2)-3の通りである。水路内に必要な処理を施した後、流水条件を持続する。この間に藻類は水路内に設置した陶板上（$45\times45\mathrm{~mm}$、4枚）に増殖する。20日後に、呼吸量、酸素生成速度等の測定を行った後に、水路内の水と藻類を採取した。溶存$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の窒素安定同位体比は、京都大学生態学研究センターにて微生物脱室菌法$^{8)}$を用いて測定した。藻類の試料は陶板から剥離させて純水に懸濁させた後にグラスファイバーフィルター（GF/F）で捕集した。試料の窒素安定同位体比は海洋研究開発機構において、元素分析計付き質量分析計を用いて測定した。窒素源を負荷した処理の繰り返しは3、それ以外の各処理の繰り返しは6である。

表(2)-3 実験ユニットの諸条件

実験条件
共通
ユニット内水量	3,500 mL
流量	12.3 mL s^{-1}
炭素源	ミズナラ(落葉) 5g
処理
光量	強光: 300 μmol photon m^{-2} s^{-1}
弱光: 15 μmol photon m^{-2} s^{-1}
窒素源	サクラマス(筋肉組織) 18g
有・無
藻類食動物	ヒメフタオカゲロウ 8 個体
ヨコエビ 15 個体 有・無

## 4 ．結果及び考察

## （1） 流程における $ NO_{3}^{-} $ の安定同位体比

図(2)-4 に、有田川の2012年1月と5月の調査での、上流(A9)から下流(A2)までの4地点における河川水の硝酸の濃度、窒素と酸素の安定同位体比（$\delta^{15}\mathrm{N}$と$\delta^{18}\mathrm{O}$）を示す。濃度は下流に行くに従って上昇し、それに呼応して$\delta^{15}\mathrm{N}$が上昇していた。$\delta^{18}\mathrm{O}$は反対に低下していくことがわかる。この傾向は2004年に実施された野洲川における調査での$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の安定同位体比の傾向と類似している。また、白濱⁶による有田川の調査でも、下流ほど$\mathrm{NO}_{3}^{-}$濃度が上昇していた。また、この調査結果では流域面積に対する果樹園面積の割合と$\mathrm{NO}_{3}^{-}$濃度の間に正の相関関係があることが指摘されている。

Ohteら⁵)の野洲川での観測の場合も$\mathrm{NO}_{3}^{-}$濃度の上昇と$\delta^{15}\mathrm{N}$の上昇に対応関係が見られ、これについては、生活排水由来の$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の流入が主要因であることが結論づけられた。有田川の場合、果樹園
の増加と$\delta^{15}\mathrm{N}$の上昇との間に相関関係があることから、この対応関係には2つの原因が考えられる。一つは、果樹園において動物性タンパク質由来の肥料の使用があり、それを起源物質とする$\mathrm{NO}_{3}^{-}$が顕著な量、河川に流入していること。もう一つは居住人口の増加に伴って、生活排水由来の$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の流入が増加することである。この寄与に関する検討は、後述のモデルシミュレーションを用いて行った。結論としては、果樹園での施肥によって投下された窒素の$\mathrm{NO}_{3}^{-}$での流出の方が、より寄与が大きいということが示された。

## （2） 生物群集のδ $ ^{15} $ NとNO $ _{3} $ $ ^{-} $ 流入の関係

図(2)-5に、有田川の2011年9月と2012年1月の調査における生物試料のδ¹⁵Nと炭素安定同位体比δ¹³Cの値を、試料採取地点毎に示す。各地点においてδ¹⁵Nは、底性の藻類・落葉のデトリタス食の水生昆虫で低く、肉食性の昆虫、魚類などで高かった。これらは各生物機能群の栄養段階を概ね反映した値であった。δ¹³Cは、どの地点もばらつきが大きいが、低次の栄養段階の水生昆虫が水中で光合成を行う藻類に依存しているか落葉の分解物に依存しているかによって変動の幅が決まっていることは示唆されている。

$$ NO_{3} $$

$$ \delta^{18}\mathrm{O} $$

図(2)-4 有田川流程の4地点における$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の濃度、$\delta^{15}\mathrm{N}$、$\delta^{18}\mathrm{O}$ ___Jan. 29-30, 2012 ___May. 9-10, 2012

図(2)-4中には、その地点の$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の$\delta^{15}\mathrm{N}$も示しているが、その値が上流から下流に上昇することに呼応して、低次の栄養段階の水生昆虫の$\delta^{15}\mathrm{N}$が高くなり、流下している$\mathrm{NO}_{3}^{-}$を栄養としてそれぞれのローカルな食物網の基盤としての一次生産が行われていることが示唆される。この傾向は両時期において大きな違いは見られなかった。これらの事から、1）河川の流下過程で人為的な窒素を起源とする$\mathrm{NO}_{3}^{-}$が顕著に濃度を上昇させる量で流入していること。2）この$\mathrm{NO}_{3}^{-}$態窒素は、比較的ローカルな各地点において一次生産者に利用され、その上位の栄養段階にある生物群集へと伝達されていることが明らかになった。ただし、流程における河川水の$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の$\delta^{15}\mathrm{N}$の上昇と生物の$\delta^{15}\mathrm{N}$の上昇が呼応していることは明らかであるが、直接の吸収者であると考えられる底生の付着藻類と$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の$\delta^{15}\mathrm{N}$は必ずしも一致していない。2012年1月の観測では$\mathrm{NO}_{3}^{-}$に比べて、付着藻類の$\delta^{15}\mathrm{N}$値は最下流のA2で0.5‰、中上流では2‰程度低い。付着藻類と溶存$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の$\delta^{15}\mathrm{N}$の対応関係については、後述する操作実験において検討した。
Sep. 2011

Jan. 2012

図(2)-5 有田川流程の4地点および上ウレビにおける生物の$\delta^{15}\mathrm{N}$と$\delta^{13}\mathrm{C}$。赤線は各地点における$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の$\delta^{15}\mathrm{N}$を示す。

## （３）流程における生物の機能群ごとの栄養段階の変化

本サブテーマで着目していることの一つに、栄養塩の過剰な流入があり、いわゆる富栄養条件が生じた場合に生物群集の食物網構造に何等かの変化が生じないかということがある。作業仮説としては、以下のことを想定している。一次生産者（藻類）の多様性が減少し、消滅した藻類に依存していた消費者とそれを摂食していた捕食者が消滅し、結果として捕食者の機能群の多様性も減少する。これに伴い、一次生産者から最高次捕食者までの栄養段階の距離が短くなるという事である。
表(2)-4 2011年9月、2012年1月の有田川流程における魚類と付着藻類の平均δ $ ^{15} $ N値と魚類の栄養段階

付着藻類のδ15N(‰)	魚類のδ15N(‰)	魚類の栄養段階
2011/9	2012/1	2011/9	2012/1	2011/9	2012/1
A2	2.99	6.17	9.62	9.96	2.95	2.11
A4	1.38	1.42	8.33	8.36	3.04	3.04
A8	2.99	1.84	6.77	6.43	2.11	2.35
A9	1.65	-0.52	5.53	4.97	2.14	2.61

表(2)-4に、図(2)-5に示した生物の窒素同位体比の機能群ごと平均値から求めた栄養段階をしめす。栄養段階上の位置(trophic position:TP)は以下の式に従って計算した。

$$ 栄養 段階 (TP)=\left( 各機能群 \emptyset 平均 \delta^{15}N- 付着藻類 \emptyset 平均 \delta^{15}N\right)/3.4+1\quad[ 式 (2)-6] $$

2季節、各地点における付着藻類と魚類のδ¹⁵Nは、他の機能群に比べて比較的ばらつきは小さかった。魚類の推定された栄養段階は、上流で2.1~2.6、中流のA4で最も高くなる（3.0）。ここまでの流程では、付着藻類と魚類との間のδ¹⁵Nの差は季節ごとの差は大きくない。しかし、最下流のA2では、魚類のδ¹⁵Nが時期で大きく変化しないのに対して、藻類のδ¹⁵Nは2012年1月に2011年9月に比べて著しく高くなり、結果、魚類の栄養段階が低下していた。各地点で採取された魚類に、同等に比較できる最上位の捕食者が必ずしも含まれているとは限らないが、NO₃⁻濃度とδ¹⁵Nが高い最下流A2において、一次生産者と上位捕食者との間の食物連鎖長が短縮されることがあることが示唆される。

## （４）河川への窒素流入量の集水域地理情報を用いたモデル化

図(2)-6a,bは、図(2)-2で示した国土数値情報土地利用細分メッシュデータ $ ^{7)} $ に基づく土地利用分類の統計値から算出される、流程上の観測地点における集水域内の森林面積の比率と「水田以外の農用地」面積の比率を示している。また、図(2)-6cは平成22年度国勢調査統計データ $ ^{9)} $ から集計された集水域ごとの人口密度の変化を表している。地点A4より下流で急激に「水田以外の農用地」が増加することがわかる。水田以外の農用地は、この流域の場合ほぼ全てが柑橘類の果樹園で占められている。図(2)-7は、これまでに実施した4回の調査でのNO $ _{3} $ $ ^{-} $ 濃度とδ $ ^{15} $ Nを示している。地点A4からA2にかけての流程で、NO $ _{3} $ $ ^{-} $ の濃度とδ $ ^{15} $ Nの両者が急激に増加している。このことから果樹園の増加に対応したNO $ _{3} $ $ ^{-} $ 流入の増加が示唆される。表(2)-5に各調査地点の集水域についての地理的情報を整理しておく。

図(2)-8に、前節で示したモデルを用いてシミュレートした $ NO_{3}^{-} $ 濃度と $ \delta^{15}N $ の流程での変化を示す。この計算に用いたパラメーターセットは表(2)-5に示す。また、図(2)-9に水田以外の農用地からの排水による $ NO_{3}^{-} $ の負荷がないと仮定したときのシミュレーションの結果を示す。図(2)-8と9の計算結果の比較から、A4以下の地点においては、果樹園排水による $ NO_{3}^{-} $ の負荷が生活排水の $ NO_{3}^{-} $ 負荷に比べて、濃度、 $ \delta^{15}N $ の上昇により強く影響していることが明らかになった。果樹園排水の $ NO_{3}^{-} $
濃度と、その$\delta^{15}\mathrm{N}$は、シミュレーションの結果が観測値に適合するように決定されたが、それらの値は、既往の研究事例（例えば中村ら$^{10}$）で示されている農地排水の観測値と類似の値であった。一般に化学合成肥料由来の$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の$\delta^{15}\mathrm{N}$の値は$-10\sim5\%\mathrm{~o~}$と広いレンジをとるが$^{11})$、鶏糞等を含む堆肥の由来の$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の窒素同位体比は正の高い値をとることが推測できる。果樹園での施肥には、一般に流動性の低い堆肥が使用されることが多く、ここで行ったシミュレーションの結果は、果樹園に使用された肥料由来の$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の河川への流出が顕著であったことを示すものと考えられる。

b. 農用地面積率

c. 人口密度

図(2)-6 試料採取地点の集水域における a) 森林面積率、b) 水田以外の農用地面積率 $ ^{6)} $ 、c) 人口密度 $ ^{9)} $

図(2)-7各試料採取地点におけるNO_{3}^{-}濃度、δ^{15}N_{NO_{3}}（エラーバーは標準誤差を示す）
図(2)-8 各試料採取地点における $ NO_{3}^{-} $ 濃度、 $ \delta^{15}N_{NO_{3}} $ のモデルによる計算結果（観測値のエラーバーは標準誤差を示す）

図(2)-9 各試料採取地点における $ NO_{3}^{-} $ 濃度、 $ \delta^{15}N_{NO_{3}} $ の、水田以外の農用地からの $ NO_{3}^{-} $ 流出がないと仮定した場合のモデルによる計算結果（観測値のエラーバーは標準誤差を示す）

表(2)-5 河川水のNO_{3}^{-}濃度とδ^{15}Nのシミュレーションに用いたパラメータ

CA	生活排水のNO3濃度	350μM
CO	水田以外の農地からの排水のNO3濃度	400μM
CB	森林からの流出水のNO3濃度	15μM
QT	1日当たりの平均的な河川流量	2400kL day-1km-2
QA	1人、1日当たりの生活排水量	0.3kL day-1km-2
δ15NA	生活排水のδ15NNO3	10‰
δ15NO	水田以外の農地における排水のδ15NNO3	8‰
δ15NB	森林からの流出水のδ15NNO3	1.5‰
## （５）各観測地点における生物群集の食物網構造の特徴と窒素負荷の影響について

図(2)-10は、各季節、各地点において採取された生物群集の栄養ピラミッドである。各数値の計算は、以下の手順で行われている。測定された生物試料の種ごとのδ¹⁵Nから、前述の式(1)-6に従って栄養段階上の位置（trophic position: TP）を計算する。これらの種ごとに決められた栄養位置(TP)は小数部分を含むが、この値をもとに、食物網フローネットワークのアンフォールディング手法（サブテーマ(4)参照）を用いて、整数值で表される栄養段階（TL）にそれぞれの測定されたバイオマスを分配し、栄養段階ごとのバイオマスを算出する。

図(2)-10 各試料採取地点、時期における生物群集の栄養ピラミッド

バイオマスは、上流のA9を除いて大きな季節変動が見られ、A8、A2（最下流）で冬季に顕著に大きくなっていた。他方、総バイオマスの季節変動の大きさに比べて、捕食者（TL3 + TL4）と植食者TL2の現存量の比は小さく各季節、各地点の群集の食物網の構造が保たれていることが示唆された。

これら、アンフォールドされた栄養段階ごとのバイオマスデータを用いて算出された、栄養段階あたりの種の多様性（ $ D_{H} $ ）、1種が所属する栄養段階の多様性（ $ D_{V} $ ）、栄養段階の数の多様性（ $ D_{C} $ ）、加えてShannon-Wienerの多様度指数（ $ H' $ ）と種数を、各季節、各地点について示す（図(2)-11）。

どのインデックスについても、地点間で際立った特徴は見られなかった。但し、10月にA9、A2で多様度指数（ $ H' $ ）、種数、 $ D_{H} $ が他の地点に比べて低下しているが、この原因については特定できない。しかしながら、多様度指数（ $ H' $ ）と種数、 $ D_{H} $ の地点間、季節間での変動のパターンが類似していることから、各群集の種の均等度にばらつきが小さいことが示唆される。

以上のことから、バイオマスの季節変動については地点間で変動の幅に違いが見られたが、栄養段階ごとのバイオマスの大小関係や、食物網の複雑性に大きな差異は認められなかった。下流のA2地点では上流側の他の地点に比べて栄養塩濃度は顕著に高く、一次生産へのその影響が、バイ
オマスの季節変動の大きさに表れていたと考えられる。しかしながら、食物網の構造、複雑性については、そのことに起因する差異が生じていたと結論づけることはできなかった。

Dc

図(2)-11 各試料採取地点、時期における生物群集の多様度に関するインデックス：a) Shannon-Wiener の多様度指数（ $ H' $ ）、b) 種の豊富さ（species richness）、c) 栄養段階ありの種の多様性（ $ D_{H} $ ）、d) 1 種が所属する栄養段階の多様性（ $ D_{v} $ ）、e) 栄養段階の数の多様性（ $ D_{c} $ ）

## （６）渓流・河川における藻類の硝酸吸収速度の制御要因

溶存$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の窒素同位体比$\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{NO}3}$は、$0.26\sim0.62\%\mathrm{O}$の範囲で、処理による差異はなかった（図(2)-12a）。藻類の窒素同位体比$\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Al}}$は、負荷窒素源がある方が無いものより1～1.5%高く、この傾向は光の強弱によって差異はなかった。負荷窒素源の有無による差異は保存されたまま、底生動物による被食がある方が無い場合より1～1.4%高かった（図(2)-12b）。つまり、底生動物による被食の影響が無い場合で、窒素源の負荷がなされていない場合に、藻類の窒素同位体比は光の強弱にかかわらず、溶存$\mathrm{NO}_{3}^{-}$のそれよりも低くなり、それ以外の条件では溶存$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の窒素同位体比よりも高くなっていた。
負荷窒素源が無い場合、藻類は渓流水中の溶存 $ NO_{3}^{-} $ を主要な窒素源として生育するので、藻類の $ \delta^{15}N_{al} $ が溶存 $ NO_{3}^{-} $ のそれと近くなることは予測される。しかしながら、実験結果は $ \delta^{15}N_{al} $ が $ \delta^{15}N_{NO_{3}} $ よりも低い。このことから藻類による $ NO_{3}^{-} $ の吸収において同位体分別の効果が示唆される。他方、他の窒素源が負荷されたケースでは、溶液中の $ \delta^{15}N_{NO_{3}} $ に負荷の有無で差が無いにもかかわらず藻類の $ \delta^{15}N_{al} $ が高い。このことは、負荷窒素源から供給される $ NO_{3}^{-} $ 以外の溶存窒素を藻類が吸収したことを示唆している。想定される窒素はアンモニウムか、溶存有機態の窒素であるが、今後これらの濃度、窒素同位体比を把握し、吸収の有無を確かめる必要がある。

被食があった場合の方が、$\delta^{15}N_{\mathrm{a l}}$ が高くなることから推測されることは、底生動物の藻類の摂食、代謝によって系内での窒素の再利用が促進され、藻類組織内で同位体濃縮が進んだというメカニズムである。

図(2)-12 実験開始から20日後のa)溶存$\mathrm{NO}_{3}^{-}$とb)藻類の窒素安定同位体比$(\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{NO}_{3}},\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{al}})$。Highは強光条件、Lowは弱光条件を示す。$\mathrm{N}_{\mathrm{add}}$は窒素源の負荷有り、$\mathrm{N}_{\mathrm{ctl}}$は無しを示す。○は底生動物による被食有り、●は無しを示す。

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

本研究によって、流域に存在する生活排水や農地からの排水に含まれる窒素の河川への流入が、流程各所で比較的ローカルに成立している生物群集の栄養源となっていることが明らかになった。下流に行くに従って人為起源の窒素の負荷が大きくなることは$\mathrm{NO}_{3}^{-}$の窒素安定同位体比を指標とすることで明確にすることができ、人口密度や土地利用分類などの地理情報を援用することで、負荷源の寄与度までを推定することができた。負荷の大きい下流で、水棲生物群集が何等かの攪乱を受けて食物網構造に特異的な変化が見られるかどうかを検討したが、このケーススタディーでは、明らかな特異性は検出できなかった。集水域の物質循環、特に窒素循環と生物群集の構造
と機能を比較的直接的に結びつけた研究は未だ事例は少なく、データ群そのものに科学的な価値が高いと考えられる。本研究で適用した一連のプロトコルを、今後、人為的起源の栄養塩流入の強度が異なる流域に適用していくことで、生物群集へのインパクトが流入量に対してどのように変化していくのかを明らかにしていくことができよう。こうすることによって、河川生態系の構造の富栄養化に対する可塑性やレジリエンスが評価出来るようになるものと考えられる。

このプロジェクトで進めた、窒素流入源の特定と寄与度の推定、生物群集の食物網構造へのインパクトの評価からなる一連の調査手法は、今後、河川と集水域の栄養塩を介した連閲と、延いては健全性を評価していくプロトコルとして提案可能なものと考えられる。今後、学会発表だけでなく、一般向けの出版物への公表を視野にいて成果の広報、普及に努めたいと思う。

## （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＞

生物群集の棲息状況を含む河川環境は、今日的には集水域の土地利用、上下水道などの整備状況など地理的・社会的な条件に強く影響を受けることが本サブテーマから明らかになった。今後、行政が河川における生物の多様性やローカルな生態系の多様性を保全し、総合的な河川環境の整備を行う場合、集水域が持つ栄養塩その他の生物に影響を与えうる化学物質の排出量を支流河川ごとに正確に把握する必要があることを指摘できる。本サブテーマにおける研究手法で用いた一連のプロトコルは、こうした河川への人為的な栄養塩負荷が、生態系の構造や機能に与える影響を評価する上で有用な手段で、集水域の土地利用改変、上下水道の整備等の計画策定前のアセスメントにおいて、取り入れることができるものと考えられる。加えて、施策が行われた場合、経過を監視し影響を評価するための手段として利用可能であると考えられる。

本サブテーマの一連の調査・研究で使用した化学分析は、従来行政機関の多くが所有する設備で実施可能なものである。また、生物試料の炭素、窒素の安定同位体比の測定は商業ベースで分析業務を行っている機関が複数あり、行政機関でもデータを収集することは容易である。溶存NO_{3}^{-}の窒素安定同位体比も米国カリフォルニア大学デービス校に分析を依頼することが可能である。近い将来には、国内の機関・企業で依頼分析が可能になることが予想される。以上のように調査自体は行政関連の調査機関で実施可能であり、上記のような集水域生態系管理のための施策に利用できるものと考えられる。

## 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（查読あり）>

1) N. OHTE: Ecological Research, 27, 657-665 (2012)

“Implications of seasonal variation in nitrate export from forested ecosystems: a review from the hydrological perspective of ecosystem dynamics”

2) N. OHTE: Ecological Research, 28, 749-757(2012)

“Tracing sources and pathways of dissolved nitrate in forest and river ecosystems using high-resolution isotopic techniques: A review”

3) N. OHTE, M. NAKAOKA and H. SHIBATA: In “The Biodiversity Observation Network in the Asia-Pacific Region” eds. S. NAKANO, T. YAHARA and T. NAKASHIZUKA, 205-215(2012) “ILTER and JaLTER: Their Missions and Linkage to Database Development in the Asia-Pacific Region”

## くその他誌上発表（査読なし）>

1）大手信人：京都大学生態学研究センターニュース2014年7月号（No.124）

「渓流・河川における藻類の硝酸吸収速度の制御要因に関する研究」（掲載予定）

## （2） 口頭発表（学会等）

1）伊藤雅之、陀安一郎、由水千景、大手信人：日本陸水学会第76回大会(2011)

「溶存有機炭素の炭素安定同位体比のハイスループットオンライン分析手法の開発」

2) N. Ohte, N. Tokuchi and M. Fujimoto: AGU (American Geophysical Union) Fall Meeting, San Francisco, USA, 2011

“Seasonal variations of nitrate discharge from forested catchments: Suggestions from Japanese Case Studies” (Invited)

3) M.Itoh, I. Tayasu, C. Yoshimizu, N. Ohte: AGU (American Geophysical Union) Fall Meeting, San Francisco, USA, 2011

“A low-cost and high-throughput measurement for stable carbon isotope analysis of dissolved organic carbon in freshwater using wet chemical oxidation”

4) N. Ohte: Symposium on sustaining forest resources in a changing climate, Taipei, Taiwan (2012)

“Global comparisons on seasonal patterns of nitrate discharge from forested catchments” (Invited)

5) 大手信人、青木麻耶、勝山千恵、諏訪裕、丹下健：日本地球惑星科学連合（JpGU）2012年大会、セッション流域の水文地質と物質循環 (2012)

「森林土壌における脱窒に関わる微生物群集構成：脱窒機能遺伝子による把握」（招待）

6) 大手信人、日浦勉、三枝信子、柴田英昭、村岡裕之：第3回 J-BON（Japanese Biodiversity Observation Network 日本生物多様性観測ネットワーク）ワークショップ (2012)

「JaLTERの活動、到達点と課題」 (招待)

7) 大手信人：環境科学会 2012 年会 (2012)
「安定同位体比情報を利用する水資源保全に必要な森林・河川生態系の健全性評価手法の開発」

8) H. Togashi, Y. Kato, N. F. Ishikawa, Y. Kohmatsu, C. Yoshimizu, M. Yoshimura, N. Ohte, N. Tokuchi and I. Tayasu: International Symposium on Connectivity of Hills, Humans and Oceans (2013)

“Terrestrial versus aquatic resources contribution to stream food webs with various forest stand ages: Results from nitrogen isotopic ratios of amino acids”

9) N. Ohte, H. Togashi, N. Tokuchi, K. Osaka and I. Tayasu: Integrated ecosystem management from Hill to Oceans (2013)

“Nitrogen status and its effects on the aquatic food webs of the Arida river.”

10) 大手信人：第13回奈良女子大学共生科学研究センターシンポジウム、第17回紀伊半島研究会シンポジウム「紀伊半島の河川生態系と流域環境」（2013）

「有田川流程における流入窒素源の把握と水棲生物群集の食物網への影響評価：安定同位体比情報を利用して」

11) T. Egusa, N. Ohte, T. Oda and M. Suzuki: American Geophysical Union, Fall meeting, Hydrology Section (2013)

“Spatial organization of stream water discharge and chemistry in forested headwaters”

12) M. Green, T. Oda and N. Ohte: American Geophysical Union, Fall meeting, Hydrology Section (2013)

“Conceptualizing Hydrologic Resilience in Temperate Forested Catchments”

13) T. Oda, M. Green, N. Ohte, R. Urakawa, I. Endo, T.M. Scanlon, S.D. Sebestyen, K.J. McGuier, M. Katsuyama, K. Fukuzawa, C. Tague, M. Hiraoka, K. Fukushima and T.W. Giamnelluca: American Geophysical Union, Fall meeting, Hydrology Section (2013)

“Comparison of methods for determining the hydrologic recovery time after forest disturbance”

14) N. Ohte: 第61回日本生態学会大会, 広島 (2014)

“How does anthropogenic nitrogen input affect the nutrient dynamics and food web structures? : Revealed by transect surveys of nitrate isotopes”

15) N. Ohte, H. Togashi, N. Tokuchi, M. Yoshimura, Y. Kato, N. Ishikawa, M. Kondo, I. Tayasu : Japan Geoscience Union Meeting 2014, Yokohama, Japan, 2014

“How does anthropogenic nitrogen input affect the nutrient dynamics and food web structures?”

## （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

特に記載すべき事項はない。