諫早湾調整池における有毒アオコ（Microcystis aeruginosa）の発生に関わる環境要因

およびアオコ毒ミクロシスチンの環境動態

平成26年（2014年）

熊本県立大学大学院 環境共生学研究科

博士後期課程

梅原 亮

1

—目次—

第１章 緒論.................................................................................................................................................................. 3

1-1 閉鎖性水域におけるアオコの発生................................................................................................................. 3

1-2 アオコ毒素ミクロシスチン類......................................................................................................................... 4

1-3 国営諫早湾干拓事業に伴う調整池の造成..................................................................................................... 4

1-4 本研究の目的..................................................................................................................................................... 6

第２章 諫早湾調整池における有毒アオコの発生に関わる環境要因.................................................................. 7

2-1 はじめに............................................................................................................................................................. 7

2-2 諫早湾調整池における調査域および水質調査............................................................................................. 7

2-3 水試料の処理および分析................................................................................................................................. 8

2-4 ELISA法を用いたミクロシスチン類の定量................................................................................................... 9

2-5 結果..................................................................................................................................................................... 9

2-5-1 調整池の水質.................................................................................................................................................. 9

2-5-2 栄養塩濃度.................................................................................................................................................... 11

2-5-3 調整池に棲息する浮遊藻類........................................................................................................................ 13

2-5-4 調整池における有毒アオコのブルーミング............................................................................................ 14

2-5-5 有毒アオコの窒素源.................................................................................................................................... 15

2-6 考察................................................................................................................................................................... 17

第３章 調整池における有毒アオコの増殖に関わる栄養塩供給過程................................................................ 20

3-1 はじめに........................................................................................................................................................... 20

3-2 本明川および調整池における24時間水質・底質調査................................................................................. 20

3-3 試料の分析およびデータ解析....................................................................................................................... 22

3-4 結果................................................................................................................................................................... 22

3-4-1 調査日における水文学的特性.................................................................................................................... 22

3-4-2 本明川および調整池における藻類のブルーミング................................................................................ 24

3-4-3 水中における栄養塩濃度の経時変化........................................................................................................ 25

3-4-4 底質からの栄養塩の溶出............................................................................................................................ 27

3-4-5 有毒アオコ Microcystis aeruginosa の栄養塩消費速度.......................................................................... 29

3-5 考察................................................................................................................................................................... 31

第４章 調整池から諫早湾に排出されたミクロシスチンの動態........................................................................ 34

4-1 はじめに........................................................................................................................................................... 34

2

4-2 材料と方法....................................................................................................................................................... 35

4-2-1 諫早湾における調整池からの排水に関する水質および底質調査........................................................ 35

4-2-2 試料の分析およびデータ解析.................................................................................................................... 36

4-3 結果................................................................................................................................................................... 37

4-3-1 調整池からの排水に伴う諫早湾の表層水の塩分およびミクロシスチン濃度の変化........................ 37

4-3-2 調整池からの排水が行われた時の諫早湾口部における流向流速およびミクロシスチン濃度....... 37

4-3-3 調整池からの排水が行われた時の諫早湾における潮位およびミクロシスチン現存量の変化....... 40

4-3-4 調整池からの排水が行われた時の諫早湾における堆積物表層のミクロシスチン含量の変化....... 40

4-4 考察................................................................................................................................................................... 41

4-4-1 調整池からの排水に伴う諫早湾におけるミクロシスチンの移流........................................................ 41

4-4-2 沿岸域におけるミクロシスチンの残留性................................................................................................ 42

第５章 諫早湾および有明海奥部における堆積物および底生生物へのミクロシスチンの蓄積.................... 43

5-1 はじめに........................................................................................................................................................... 43

5-2 調整池・諫早湾・有明海奥部における底質調査........................................................................................... 43

5-3 試料の処理および分析................................................................................................................................... 44

5-4 結果................................................................................................................................................................... 44

5-4-1 調整池・諫早湾・有明海奥部における堆積物表層のミクロシスチン含量の分布................................ 44

5-4-2 諫早湾に棲息する底生生物のミクロシスチン含量の季節変動............................................................ 46

5-4-3 諫早湾に棲息するマガキのミクロシスチン含量の長期モニタリング................................................ 47

5-5 考察................................................................................................................................................................... 48

5-5-1 沿岸域におけるミクロシスチンの広域拡散............................................................................................ 48

5-5-2 底生生物へのミクロシスチンの蓄積........................................................................................................ 49

5-5-3 堆積物および底生生物のミクロシスチン含量の関係............................................................................ 50

まとめ.......................................................................................................................................................................... 52

謝辞.............................................................................................................................................................................. 54

引用文献...................................................................................................................................................................... 55

3

諫早湾調整池における有毒アオコ (Microcystis aeruginosa) の発生に関わる環境要因 およびアオコ毒ミクロシスチンの環境動態

第１章 緒論

1-1 閉鎖性水域におけるアオコの発生

人間が利用可能な淡水は，地球上の総水量のわずか１%にも満たないが (UNEP 2002)，このような淡

水域では，近年，富栄養化に伴い，有毒アオコの大発生が数多く報告されてきている (河川；Nakdong River

in South Korea (Ha et al. 1999)，Huron River in USA (Lehman 2007)，ダム；Hartbeespoort Dam in South Africa

(Gumbo et al. 2010)，Salto Grande Dam in Argentina (Giannuzzi et al. 2011)，湖；Lake Suwa in Japan (Park et al.

1998)，Lake Erie in North America (Rinta-Kanto et al. 2009)，調整池；Garças reservoir in Brazil

(Bittencourt-Oliveira 2003)，Copco Reservoir in USA (Bozarth et al. 2010))(Fig. 1-1)．また，有毒アオコの大

発生は，淡水域のみではなく，河口域や閉鎖性海域においても報告されており (河口域；Guadiana Estuary

in Spain (Rocha et al. 2002)，San Francisco Estuary in North America (Lehman et al. 2008)，閉鎖性海域；Sepetiba

Bay in Brazil (Magalhães et al. 2003)，Baltic Sea in northern Europe (Kankaanpää et al. 2009))，アオコを含む有

害藻類の大発生 (Harmful Algal Blooms：HABs) の頻発化および大規模化が懸念されている (Smith and

Schindler 2009)．有毒アオコの大発生は，底質への有機物負荷やその有機物分解に伴う貧酸素水の発生な

Fig. 1-1 閉鎖性水域におけるアオコの発生． (a) Lake Erie (Paerl et al. 2011)，(b) 諌早湾調整池 (2011 年 8月 13 日)，(c) Hartbeespoort Dam (Gumbo et al. 2008)，(d) Baltic Sea (Smith and Schindler 2009).

4

どの問題だけではなく (Wilhelm et al. 2006)，有毒アオコが産生する毒素によって，貴重な水源を汚染す

るという問題も抱えており，飲料水および生活用水としての淡水の利用を制限されることがある．その

ため，それらの水域における有毒アオコの発生を抑制することが重要な課題であり，有毒アオコの発生

を制御する環境要因および有毒アオコのブルーム維持機構の解明が急がれる．

1-2 アオコ毒素ミクロシスチン類

アオコは原核生物のシアノバクテリアであり，27 億年以上前から地球上で酸素を作り出してきた光合

成細菌である．アオコの中には，有毒物質 (シアノトキシン) を産生する種が多く，Microcystis，Anabaena，

Nostoc，および Planktothrix 属は，ミクロシスチン類 (MCs) というきわめて高い毒性を有する物質を産

生する．MCsは，７個のアミノ酸からなる分子量が 1,000 Da 程度の環状ペプチド (Cyclo

(D-Ala1-X2-D-MeAsp3-Z4-Adda5-D-Glu6-Mdha7)) で あ り ， Adda (3-amino-9-methoxy-2 ， 6 ， 8-trimethyl

-10-phenyl-4，6-decadieonic acid) と呼ばれる特徴的な β-アミノ酸を有している (Fisher et al. 2001)．MCs

は物理化学的に非常に安定な物質であり (Jones and Orr 1994，Harada et al. 1996，Welker and Steinberg

1999)，これまでに 80 種類以上の誘導体が報告されている (Purdie et al. 2009)．MCsの中でも，MC-LR

はもっとも毒性が高く，その構造および毒性に関する多くの研究例がある (Botes et al. 1985，Watanabe et

al. 1988，Vasconcelos et al. 1995，Sivonen and Jones 1999，Blom and Jüttner 2005)．Gupta et al. (2003) は，

MC-LRの半数致死量 (LD50) が 43 µg kg-1 body weight (マウス経口) であると報告している．MCsは，哺

乳類の肝臓に対してきわめて高い毒性を示し，肝臓ガンのプロモーターとなる (Carmichael 1994，

Watanabe et al．1996)．また，Ueno et al. (1996) および Zhou et al. (2002) は，急性毒性のみではなく，低

濃度のMCs暴露による人への慢性的な影響も懸念している．これまでに，MCsが水や食べ物に混入する

ことによる事故が世界各地から多数報告されてきた (Falconer et al. 1983，Turner et al. 1990，Teixeira et al.

1993，Jochimsen et al. 1998，Pilotto et al. 1997)．例えば，1989年のイギリスにおいて，18人の兵士が水泳

とカヌーの練習中に有毒アオコの発生している湖水を誤飲したことにより，重篤な中毒症状を起こした

(Turner et al. 1990)．また，1996年には，ブラジルの人工透析センターにおいて，有毒アオコが発生して

いた水を使用したことにより，透析機械の水にMCsが混入し，76人の患者が死亡し，その他の患者につ

いても肝臓障害が認められた (Carmichael et al. 2001)．現在までに，日本における有毒アオコによる人の

健康への被害は報告されていないが，1995年，児島湖において水鳥の大量死が起こり，死亡した水鳥の

胃内容物から，大量のアオコの細胞が観察されたとの報告がある (彼谷2001)．こうした経緯から，World

Health Organization (WHO) は，MC-LR の飲料水基準 (1 µg L-1)，環境水基準 (20 µg L-1)，および耐容一

日摂取基準 (Tolerable Daily Intake：TDI)(0.04 µg kg-1 day-1) を定めている (WHO 1998)．

1-3 国営諫早湾干拓事業に伴う調整池の造成

沿岸域における人為的な環境の改変の１つとして，潮受け堤防によって湾を締切り，堤防の内側に干

拓地と調整池を造成する複式干拓事業が挙げられる．このいわゆる複式干拓により造成された調整池で

は，塩分低下に伴う海の二枚貝類，多毛類，甲殻類，魚類などが死滅し (東 2001)，富栄養化の進行や

5

それに伴うアオコの大発生が懸念される (Smith and Schindler 2009)．このような複式干拓事業は，日本

においても過去に岡山県の児島湖や秋田県の八郎潟などで行われてきた．1962年に堤防が締切られた児

島湖では，近年，MCsを生産するMicrocystis aeruginosa のアオコが大発生している (村上ら 1999)．八郎

潟においても，慢性的な富栄養化に伴い，毎年 Microcystis 属のアオコが発生している (吉田ら 2000)．

本研究の調査地である諫早湾は，九州の有明海奥部の西岸に位置し (32° 52’ 23” N，130° 10’ 52” E)，調

整池を除く湾の総面積は約 65 km2 である (佐藤・田北 2000)(Fig. 1-2)．湾口部の平均水深は約 10 m で

あり，大潮時には 5 m 以上の潮汐差が生じる (代田・近藤 1985)．諌早湾は，元来，約 1,550 ha の広

大な泥質干潟を有し，多様な生物が豊富に棲息する生物生産性に富んだ場所であった．しかしながら，

1960年代以降，九州農政局は営農のための農業用地の造成および台風による高潮や多雨による洪水の防

止を目的として，国営諫早湾干潟干拓事業を進めてきた (九州農政局 2013)．諌早湾の奥部では，約 7 km

の潮受け堤防が諫早湾を横断するように造成され，1997年4月，潮受け堤防に建設された２ヶ所の排水門

が閉め切られることで，広大な泥質干潟およびそのすぐ沖合は，約 800 ha の農地と約 2,600 ha の汽水

化した調整池となった (九州農政局 2013)．

干拓事業により造成された調整池では，干潟の持つ水質浄化作用の消失により水質が悪化し，2007年

頃より，児島湖や八郎潟と同様に Microcystis 属のアオコが毎年春季から秋季に大発生するようになっ

た (右田ら 2006，高橋ら 2010)．また，この調整池では，堤防内側の湾岸および干拓地の洪水防止とし

て，堤防外の諫早湾の平均潮位を約１m 下回るように，水深が約 1.5~1.8 m の範囲に調節されている

ため，諫早湾に頻繁に排水を行わなければならない．そのため，年間約４億トンの調整池の水が諫早湾

へ排出され (松橋 2008)，その排水とともに，増殖したアオコも同湾に排出されていて，アオコ由来の

Fig. 1-2 複式干拓によって造成された諌早湾調整池．

6

物質の湾や沿岸の生態系への影響も懸念される．日本では今なお，沿岸域の水生生物を水産資源として

多く利用しているため，海域の諫早湾へ流出したMCsが蓄積した生物を摂取することによる，人の健康

へのリスクも懸念される．しかしながら，有毒アオコが産生したMCsの系外 (諫早湾) における拡散お

よび蓄積に関しては，過去に研究例を見ない．

1-4 本研究の目的

そこで，本研究では，諌早湾干拓地の調整池，隣接する諫早湾ならびのその外側の有明海奥部を研究

対象地とし，第２章では，諫早湾干拓地の調整池における長期的な水質モニタリングを通して，調整池

の水質，増殖する浮遊藻類の特徴，および有毒アオコの発生条件を明らかにし，有毒アオコの発生を制

御する環境要因について考察する．第３章では，諫早湾干拓地調整池における長期的な水質モニタリン

グ結果をもとに，有毒アオコがブルームする夏季に，調整池に流入する一級河川の本明川および調整池

において連続的な水質調査を実施し，調査期間における本明川からの淡水流入に伴う栄養塩の供給量お

よび底質からの有機物の分解に伴う栄養塩の溶出量，調整池における Microcystis 属のアオコによる栄

養塩消費量を推定し，調整池の栄養塩収支と有毒アオコによる栄養塩消費と増殖の関係について考察す

る．第４章では，調整池で有毒アオコによって生産されたMCsが排水とともに諫早湾へ排出され，その

後の諫早湾およびその外側の有明海奥部への輸送，拡散過程や，海底堆積物への蓄積の有無を明らかに

するために，有毒アオコを含む夏季の調整池の排水の諌早湾における動態を追跡する調査を実施した．

諫早湾における海水中のMCs濃度の水平断面および鉛直断面の時間変化，および海底への堆積に関する

調査結果を報告し，調整池からの排水に伴う諫早湾におけるMCsの移流および残留性について考察する．

第５章では，MCsの諫早湾外への輸送が確認されたため，諫早湾およびさらに外側の有明海奥部海域に

おいて実施した海底環境および底生生物に関する調査結果をもとに，堆積物表層のMCs含量の空間分布

および底生生物のMCs含量の季節変動を明らかにして，諫早湾から沿岸域へのMCsの広域的な拡散過程

と，堆積物および底生生物へのMCsの蓄積の関係について考察する．

7

第２章 諫早湾調整池における有毒アオコの発生に関わる環境要因

2-1 はじめに

アオコは，淡水域から汽水域において増殖するシアノバクテリアであるが，これまで，室内実験およ

び野外観測により，有毒アオコの発生条件に関する多くの研究が行われてきた．室内実験では，様々な

環境因子 (光，水温，塩分，および栄養塩) を制御した条件下で有毒アオコの培養実験が行われ (Watanabe

and Oishi 1985，Kurmayer et al. 2003，Wiedner et al. 2003，Tonk et al. 2007，Imai et al. 2009)，有毒アオコ

の生理学的特性が明らかとなった．しかしながら，これらの実験例は，環境因子が複雑に絡み合い，経

時的に変化する野外の環境を忠実に再現しているわけではない．一方，野外観測では，有毒アオコが発

生する水域における物理化学的な環境条件 (光，水温，塩分，およびpH) の観測および採取サンプルの

分析 (栄養塩およびMCs) が行われ (Takamura et al. 1985，Park et al. 1993，吉田・中原 1995，Ke et al. 2008，

Xu et al. 2010，Poste et al. 2013)，実際に有毒アオコが発生している水質の詳細な物理化学的特性が捉え

られてきた．調査水域毎に地理的な水質の特徴が異なるため，有毒アオコが発生する水質条件を一般化

することは未だ難しいが，これらの室内実験および野外観測の結果の蓄積が，有毒アオコの発生を制御

する重要な環境要因を明確にしていくことになると考えられる．

本章では，毎年，有毒アオコが大発生する諌早湾調整池において，2008年~2013年に詳細な水質モニ

タリングを実施し，これらの調査結果をもとに，諌早湾調整池の水質，増殖する浮遊藻類の特徴，およ

び有毒アオコの発生条件を明らかにし，有毒アオコの発生を制御する環境要因について考察する．

2-2 諫早湾調整池における調査域および水質調査

調整池における水質の特徴を把握するために，調整池に流入する一級河川である本明川の河口部に１

地点 (Stn R1)，および調整池内に３地点 (Stn R2，R3，およびR4) の調査地点を設けた (Fig. 2-1)．調査

Fig. 2-1 本明川河口部 (Stn R1) および諌早湾調整池 (Stn R2～R4) における調査地点．

8

は2008年5月~2013年3月に原則毎月１回実施し，観測はすべて午前中に (9:00~12:00) に行った．全調

査地点において，透明度板を用いた水の透明度の測定，多項目水質計 (CTD)(YSI 6600，Yellow Spring

Instruments，USA) を用いた水深 50 cm 毎の水温および塩分の観測，栄養塩濃度 (溶存態全窒素 (DTN)，

溶存態無機窒素 (DIN) および溶存態無機リン (DIP)，および溶存態ケイ素 (DSi))，粒状態有機窒素濃度

(PON)，クロロフィルa 濃度 (Chl-a)，浮遊藻類の細胞密度，アオコの窒素安定同位体比 (δ15N)，および

MCs濃度分析用に，プラスチックバケツを用いた表層水の採取を実施した．採取した水サンプルは，2 L

のプラスチックボトルに入れ，冷媒が入ったクーラーボックスの中に保存し，４時間以内に実験室へ持

ち帰った．

2-3 水試料の処理および分析

実験室において，水サンプルの栄養塩濃度を測定するために，2 L の水サンプルをよく攪拌し，ディ

スミックフィルターを用いて 10 mL ずつ，計３本濾過した (0.45 µm，DISMIC-25cs，ADVANTEC，Tokyo，

Japan)．濾過した水サンプルは，分析までの間，冷凍庫 (-30 ℃ ) で保管した．凍結保存した水サンプル

は解凍後，DIN濃度 (アンモニア態窒素 (NH4-N)，亜硝酸態および硝酸態窒素 (NO2＋NO3-N))，DIP濃度

(リン酸態リン (PO4-P))，および DSi濃度 (ケイ酸態ケイ素 (Si (OH) 4-Si)) を自動栄養塩分析装置で測定

した (AACS III，BRAN + LUEBBE，Norderstedt，Germany)．溶存態有機窒素濃度 (DON) を測定するた

めに，濾過した水サンプルに含まれる有機物を熱分解 (110 ℃) して無機化し，自動栄養塩分析装置で

DTN濃度を測定した．DTN濃度からDIN濃度を減算することで，DON濃度を求めた．

水サンプルのPON濃度を測定するために，水サンプルをよく攪拌し，グラスファイバーフィルター

(GF/F，Whatman，Maidstone，UK) に 100 mL ずつ，計４枚吸引濾過して浮遊懸濁物 (Suspended Solids)

を採取した．濾過後のフィルターをフリーズドライして浮遊懸濁物の重量を測定した後，2 Nの塩酸を用

いて無機炭酸塩を除き，元素分析装置を用いて浮遊懸濁物の窒素含量を測定し (FLASH EA1112，Thermo

Fisher Scientific，MA，USA)，PON濃度を求めた．

Chl-a 濃度を測定するために，水サンプルをよく攪拌し，ポンプで吸引しながらグラスファイバーフ

ィルター (GF/F) に 50 mL ずつ，計３枚吸引濾過した．フィルター上の残渣からクロロフィル類を抽出

するために，90 ％アセトン 10 mL を入れたガラス試験管に濾過後のフィルターを浸漬させ，暗所に

-20 ℃ で 16~24 時間保管した．24 時間後，ガラス試験管内の上澄み液の Chl-a 濃度を測定するため

に，１N の塩酸による酸性化前後の蛍光値を蛍光光度計 (10-AU-5，Turner Designs，Sunnyvale，CA，

USA) を用いて測定した．これらの手順は Parsons et al. (1984) により記述された Lorenzen's (1967)

method に準じて実施した．

浮遊藻類の細胞密度を測定するために，水サンプルをよく攪拌し，10 mL のポリプロピレンチューブ

に分注し，最終濃度が 10 ％になるように中性ホルマリンで固定した．試料中のアオコは，Komárek

(1991)，Komárek and Komárková (2004)，および Komárek and Zapomêlová (2007, 2008) の分類基準に従い

種を同定し，Joung et al. (2006) の方法に従い，50 分間超音波洗浄機 (Branson 5510，ヤマト科学，東京)

9

にかけることによって群体を細かく分散させた．浮遊藻類の細胞密度は，プランクトン計数板 (MPC-200，

松浪硝子工業株式会社，大阪) を用いて，１サンプルずつ光学顕微鏡 (CTR 5000，Leica，Germany) 下

で３回計数し，その平均値で求めた．

Microcystis 属のアオコの窒素安定同位体比を測定するために，Stn R3 の水サンプルから，滅菌スポイ

トを用いてのアオコの大きなコロニーを慎重に５mL のポリプロピレンチューブに採取し，一部は検鏡

して Microcystis 属のコロニーであることを確認し，残りはフリーズドライした．アオコのサンプルの

窒素安定同位体比の測定は，元素分析計 (NC2500，Thermo Fisher Scientific，MA，USA) に接続した質

量分析装置 (DELTA Plus，Thermo Fisher Scientific，MA，USA) を用いて行い，次式によりδ 値 ‰ (千

分率偏差) を求めた．

δ15N (‰) = (RSA / RST - 1) × 1,000

ここで，RSAは試料中の安定同位体比 (15N/14N)，RST は標準物質の (Pee Dee Belemnite) の安定同位体

比 (15N/14N) である．実際の測定にはグリシン，アラニン，およびヒスチジンを作業標準物質として用

いた．

2-4 ELISA法を用いたミクロシスチン類の定量

実験室において，水サンプルのMCs濃度を測定するために，水サンプルをよく攪拌し，メスシリンダ

ーを用いて 50 mL をポリプロピレンチューブに分注し，凍結保存した (-30 ℃)．前処理として，凍結し

た水サンプルを解凍し，１時間の超音波処理を行った後，再び –30 °C で凍結保存した．この操作を３

回繰り返し，水サンプルを最終的に解凍し，ディスミックフィルターを用いて濾過した (0.45 µm，

ADVANTEC)．前処理後の水サンプルは，後のELISA分析までの間，凍結保存した．前処理後に凍結保

存したサンプルについて，解凍後，ELISA KIT のマニュアルに記載されている高感度測定法に従い，

MCsを定量した (MICROCYSTIN ELISA KIT，Tokiwa Chemical Industries，Tokyo，Japan)．ELISA法は，

MC-LR 抗原から作製されたモノクロナール抗体を用いた酵素結合免疫吸着法であり，毒性に関与する

Adda 残基を特異的に認識し，感度が高い特徴を有している (Fisher et al. 2001)．抗原抗体反応後のMC-LR

標準液およびサンプルの 450 nm における吸光度を測定し，標準液の吸光度から濃度に換算するための

検量線を作成して，サンプルのMCs濃度 (MC-LR当量) を算出した．検量線には４変数のシグモイド曲

線を仮定し，AIC (赤池情報量指数) が最小になる非線形の当てはめを，Microsoft Excelのソルバー機能

を用いて行った．

2-5 結果

2-5-1 調整池の水質

Fig. 2-2 (a) は，本明川河口部 (Stn R1) および調整池 (Stn R2，R3，およびR4における平均値および分

散値) における2008年5月~2012年5月の水の透明度の変化を示している．本明川河口部および調整池は

水深が浅いため (約1.6 m)，風による水の物理的攪拌が起こりやすく，粒径の細かい底泥が常に再懸濁

10

Fig. 2-2 本明川河口部 (Stn R1) および調整池 (Stn R2～4) における水質の季節変化． (a) 透明度，(b) 表層水の水温，(c) 同塩分．

11

していた．そのため，全調査地点において，調査期間を通して透明度が非常に低かった (Stn R1~R4：

0.24 ± 0.09 m，mean ± SD)．このように，調査期間を通して，水がよく鉛直混合していたため，本研究で

は表層水の値を水柱全層の水質の代表値として用いた．Fig. 2-2 (b, c) は，本明川河口部および調整池に

おける，表層水の水温および塩分の季節変動を示している．全４調査地点において，水温は比較的同じ

変動を示し，夏季に最高値 (2010年 8月 25日，Stn R1：33.1 °C) および冬季に最低値 (2011年 1月 28

日，Stn R4：4.1 °C) を記録した (Fig. 2-2 (b))．一方，塩分は，調査期間を通して，Stn R1では 0.06~0.90

(0.23 ± 0.19) の低い範囲を変動し (Fig. 2-2 (c))，これに対して，Stn R2~R4では，調整池への河川水の

流入量が増加し，諫早湾への排水が頻繁に行われる梅雨期もしくは梅雨期の前後 (2008 年 7 月 22 日：

0.47~0.70，2009年 8月 19日：0.21~0.35，2010年 4月 24日~2010年 7月 8日：0.11~0.68，2011年 7

月 2日：0.09~0.27) を除いて，塩分は 0.09~1.68 (1.02 ± 0.32) の範囲で変動した．

2-5-2 栄養塩濃度

Fig. 2-3 には，Stn R1およびStn R2~R4 における，2008年5月~2012年5月の表層水に含まれる栄養塩

濃度 (DIN，DIP，およびDSi) を示す．複式干拓により造成された調整池には，本明川 (Stn R1) から常

時，高濃度の栄養塩が流入していた．2008年5月~2012年5月のStn R1におけるDIN，DIP，DSi濃度は，

それぞれ，73.9 ± 48.6 µM (mean ± SD)，3.11 ± 1.42 µM，および 346 ± 111 µMの高いレベルにあった．特

に，大雨が発生する梅雨期においては，本明川 (Stn R1) から高濃度のDINおよびDIPが流入した (2008

年7月22日：DIN 51.7 µM，DIP 7.17 µM，2009年6月11日：DIN 144 µM，DIP 6.01 µM，2010年7月8日：

DIN 72.1 µM，DIP 3.70 µM，2011年7月2日：DIN 76.5 µM，DIP 3.77 µM)．

Stn R2~R4においては，晩夏~秋季にDIN濃度が著しく低下し (2008年9月20日~2008年11月19日：0.01

~0.38 µM，2009年9月18日~10月25日：1.88~2.50 µM，2010年8月25日~11月24日：0.04~8.41 µM，2011

年8月13日：0.04~0.05 µM，2011年10月7日：0.02~0.08 µM)，冬季にはDIP濃度が大きく低下した (2008

年5月24日：0.71~0.90 µM，2009年3月10日~4月18日：0.28~1.24 µM，2010年2月21日：0.08~0.09 µM，

2010年12月23日~2011年5月21日：0.01~0.89 µM，2011年11月27日~2012年4月28日：0.08~1.25 µM)．

調査期間を通して，DSi濃度は大きく変動したが，100 µMを下回ることはなく (2012年4月28日 Stn R2：

79.0 µMを除く)，常時，調整池水中には豊富に存在していた．

12

Fig. 2-3 本明川河口部 (Stn R1) および調整池 (Stn R2～4) における表層水の栄養塩濃度の季節変化．(a) DIN，(b) DIP，(c) DSi．

13

2-5-3 調整池に棲息する浮遊藻類

本明川から豊富な栄養塩が流入している調整池では，周年を通して浮遊藻類が大発生していた．Fig.

2-4 には，2012年2月~2013年3月のStn R1~R4における表層水の浮遊藻類細胞密度の季節変動を示す

(４地点の平均値)．調整池における浮遊藻類の季節変動パターンはきわめて明確で，冬季にクリプト藻

類 (max，2012年2月10日：360,000 cells mL-1)，春季に Skeletonema 属を主に含む珪藻類 (max，2012年4

月28日：62,000 cells mL-1)，晩春から秋季にかけてアオコ (max，2012年8月24日：43,000 cells mL-1)，晩

秋から冬季にかけて再び Skeletonema 属および Chaetoceros 属を主に含む珪藻類 (max，2012年10月23

日：120,000 cells mL-1) およびクリプト藻類 (max，2012年12月25日：11,000 cells mL-1) がブルームした．

調整池水中においては，春季にアオコの小さな群体が確認されはじめ (2012年4月28日：1,000 cells mL-1)，

2012年8月24に有毒アオコの細胞密度がもっとも増加した (Microcystis spp.：13,000 cells mL-1，

Planktothricoides sp．(= Planktothrix sp．)：3,900 cells mL-1)．2012年9月26日には，無毒種のアオコの

Arthrospira sp．が優占し (31,000 cells mL-1)，その後，アオコの細胞は秋季まで確認された．2012年10月

23日には，細胞密度は低いが，再び有毒種の Microcystis sp．がアオコの中で優占した (2,000 cells mL-1)．

調整池では，クリプト藻類およびアオコが優占する時期を除いて，珪藻類の Skeletonema 属がブルー

ムしていた．Skeletonema 属は，海洋生態系における重要な一次生産者であるが，汽水の調整池において

観察された本種は，連結針が短い形態を有していた (Fig. 2-5 (a))．本種は，形態分類および分子系統学

的な解析の結果，沿岸域に広く分布する Skeletonema costatum s.s. (sensu stricto) と同定された (Yamada et

al. 2013)．これまで，S. costatum s.l. (sensu lato) の淡水における生存の可能性が示唆されており (Balzano

et al. 2011)，本研究により，Skeletonema costatum s.s. が調整池 (2011年7月2日：Stn R3) の塩分 0.13 の

水から分離されたことから，本種は塩分 0.13~30 で棲息可能な，きわめて広塩性の種であることが明

らかとなった．Fig. 2-5 (b) には，富山湾から分離された S. costatum s.s. の，低塩分培養下 (塩分 2) に

おける１~３週間後の形態変化の走査型電子顕微鏡写真 (SEM) 示す．培養１週間では，形態に大きな

Fig. 2-4 調整池における表層水の浮遊藻類細胞密度の季節変動 (４地点の平均値)．

14

変化は見られず，２週間および３週間後に連結針 (IFPPs：intercalary fultoportula processes) が短くなる形

態の変化が現れ，４週間後においても生存が確認された．これらのことから，S. costatum s.s. は，低塩

分条件下にさらされると環境に順応するために連結針の短い形態へ変化する性質があることを示してい

て，調整池で見られた同種の形態的特徴と一致する．

2-5-4 調整池における有毒アオコのブルーミング

沿岸域において，赤潮の発生を Chl-a 濃度を用いて表現する場合，10 µg L-1 を超えた状態として定義

される場合が多い (cf．堤ら 2003)．Fig. 2-6 には，2008年5月~2013年3月のStn R1~R4における表層水

のMCs濃度および Chl-a 濃度の季節変動 (４地点の平均値) を示す．調整池への河川水の流入量が増加

し，諫早湾への排水が頻繁に行われる梅雨期もしくは梅雨期の前後を除いて (2008年7月22日：13.8 ± 3.4

µg L-1，2009年8月19日：7.0 ± 3.7 µg L-1，2010年4月24日：9.2 ± 7.2 µg L-1，2010年7月8日：12.9 ± 6.6 µg L-1，

2011年7月2日：14.3 ± 6.3 µg L-1，2012年12月25日：4.1 ± 1.3 µg L-1)，Chl-a 濃度が 20 µg L-1 を超えてお

り，周年を通して浮遊藻類がブルーミングを起こしていた．

調査期間において，調整池の全調査地点の表層水からMCsが検出されたことから，池内で有毒アオコ

が発生していたことが明らかとなった．特に，検鏡により水中のアオコの細胞が確認された春季~秋季

において水中のMCs濃度が著しく上昇した．毎年春季のブルームには，2009年5月23日に 0.05~0.32 µg

L-1，2010年4月24日に 0.07~0.42 µg L-1，2011年5月21日に 0.06~1.29 µg L-1，2012年5月23日に0.08~0.67

µg L-1 が記録され，さらに晩夏の大規模なブルームが起きた時には，2009年9月18日に 2.4~7.1 µg L-1，

2010年8月25日に 1.3~14.8 µg L-1，2011年8月13日に 2.1~8.5 µg L-1 に達した．また，水中のMCs濃度は，

梅雨の時期 (2009年8月19日：0.05~0.07 µg L-1，2011年7月2日：0.03~0.11 µg L-1，2012年7月25日：0.02

Fig. 2-5 (a) 調整池において観察された Skeletonema costatum s.s. (光学顕微鏡写真) および (b) 富山湾から分離された本種の低塩分培養下 (塩分 2) における形態の変化 (走査型電子顕微鏡写真)．

15

~0.05 µg L-1) および冬季 (2008年11月19日~2009年3月10日：0.03~0.04 µg L-1，2010年2月21日：0.04~

0.09 µg L-1，2010年12月23日：0.02~0.04 µg L-1，2012年3月20日：0.02~0.03 µg L-1，2013年2月27日：0.01

µg L-1) には大きく低下した．

調査期間中，水中のMCs濃度および Chl-a 濃度の間に明確な対応関係は見られず，冬季~春季に Chl-a

濃度が大幅に上昇した例では (2008年5月24日：76.9 ± 13.7 µg L-1，2009年4月18日：87.0 ± 41.6 µg L-1，2010

年2月21日：68.5 ± 32.4 µg L-1，2012年2月10日：136.7 ± 161.1 µg L-1)，表層水のMCs濃度は低いレベルに

あったことから (それぞれ，0.04 ± 0.01 µg L-1，0.08 ± 0.02 µg L-1，0.07 ± 0.02 µg L-1，0.11 ± 0.06 µg L-1)，

これらの Chl-a 濃度のピークは，クリプト藻類，珪藻類，もしくは無毒種のアオコが増殖したためと考

えられる．このように，調整池では季節毎に主要な一次生産者である浮遊藻類の優占種が交代するため，

有毒アオコの増殖を表現するためには，Chl-a 濃度では評価できないことが明らかとなった．そこで，

本研究では，水中のMCs濃度を有毒アオコの増殖の指標とし，MCs濃度が１µg L-1 (WHOの飲料水基準)

を超えた期間を有毒アオコがブルームとした状態と定義する．

2-5-5 有毒アオコの窒素源

Table 2-1 には，窒素固定細菌 (Nodularia spumigena，Anabaena spiroides) を含むアオコの窒素安定同

位体比の関係を示す．諫早湾調整池で発生した Microcystis 属のアオコについて，細胞を構成する窒素

の安定同位体比 δ15N を求め，一次生産に利用する窒素源を解析した．その結果，δ15N の値は 9.9 ± 2.1 ‰

(mean ± SD) であり，大気中より窒素固定を行う代表的なアオコ (Noduraria spumigena，Anabaena

spiroides) の値 (1.0~2.9 ‰：Estep and Vigg 1985，Yoshioka et al. 1994) とは大きな差が見られた．この

Fig. 2-6 調整池における表層水のMCs 濃度およびChl-a 濃度の季節変動 (４地点の平均値)．

16

ことは，調整池および諏訪湖で発生する Microcystis 属のアオコは，大気中の窒素ガスを直接利用して

いないことを示している．

Fig. 2-7 には，調整池へ高濃度の栄養塩が流入する本明川河口部 (Stn R1) および有毒アオコが本明川

から流入した栄養塩を消費する調整池 (Stn R2~R4の平均値) における，2009年9月18日，10月25日，11

月20日の３回の調査の表層水のTN濃度 (PON，DON，DINの合計値) の平均値を示す．調整池では，水

中のMCs濃度の上昇より，2009年9月18日~11月20日に大規模な Microcystis 属のアオコのブルーミング

が起きたと考えられ (Fig. 2-6)，この期間におけるStn R1 (主な流入源) のDON濃度は，22.9~42.3 µMの

間で変動し，Stn R2~R4 (主な消費場所) における値と大きな差が見られなかった (27.7~42.3 µM)(Fig.

2-7)．一方，同期間のDIN濃度は，Stn R1では 10.8~111.6 µMの範囲にあったが，Stn R2~R4においては，

1.9~26.6 µMの低いレベルにあった．このことは，Microcystis 属のアオコは，栄養塩の流入源である本

明川から流入するDONを，消費場所である調整池において利用しておらず，DINのみを利用しているこ

とを示している．調整池には本明川から常時高栄養塩濃度の河川水が流入していて (Fig. 2-3)，調整池に

おいて Microcystis 属のアオコは，窒素固定を行わず，本明川から供給されるDINを効率よく取り込むこ

とで増殖していると考えられる (Table 2-1, Fig. 2-7)．

Table 2-1 窒素固定細菌 (Nodularia spumigena，Anabaena spiroides) を含むアオコの窒素 安定同位体比 (δ15N)．

Fig. 2-7 本明川河口部 (Stn R1) および調整池 (Stn R2～R4 の平均値) における，有毒アオコブルーミング時 (2009 年 9月 18日，10月 25日，11 月 20 日) の３回の調査の表層水の TN濃度 (PON, DON, DIN) の平均値．

17

2-6 考察

本明川河口部 (Stn R1) および諌早湾調整池 (Stn R2~R4) における2008年5月から2013年3月の長期観

測結果から，本明川および調整池は，調査期間を通して透明度がきわめて低く (Fig. 2-2 (a))，風による

水の物理的攪拌が起こりやすく，粒径の細かい底泥が常に再懸濁していた．このような低い透明度では，

水中に光が十分に届かず，藻類が光合成できる層は表層に限られる．また，アオコは光阻害耐性を持っ

ており(Paerl et al. 1985)，池水の表層を覆うことで，光りを独占することも調整池でアオコが優占する要

因となることが考えられる．

調整池には，一級河川である本明川が流入しており，調整池に比べ，本明川では塩分が低い傾向があ

った (Fig. 2-2 (c))．潮受け堤防の排水門が締切られて 16 年ほど経過したが，調整池の水は未だに汽水

のままであった (0.09~1.68)．過去に実施された室内実験および野外観測の研究結果から，有毒アオコ

のMicrocystis aeruginosa は塩分 0~14 g L-1において増殖することが確認されているため (Verspagen et

al. 2006，Tonk et al. 2007)，干拓調整池に海水を再導入し，池の塩分を上昇させることで，有毒アオコの

発生を抑制することは可能である．

調整池における Microcystis 属のアオコのブルーミングは，2000年代後半から毎年春季から秋季に起

き，大量のMCsを生産してきたと推測される (高橋ら 2010)．室内実験の結果により，M. aeruginosa の

比増殖速度はMCs生産速度と正の相関があることから (Kurmayer et al. 2003，Wiedner et al. 2003)，有毒ア

オコの細胞密度の増加に伴い，水中のMCs濃度が上昇することが考えられる．本研究の2012年2月~2013

年3月における有毒アオコ (Microcystis spp.，Planktothricoides sp.，Anabaena spp. (= subg. Dolichospermum))

の総細胞密度および水中のMCs濃度との間には，有毒アオコの細胞密度が最大値に達した2012年8月24

日を除いて，弱い正の相関関係が見られた (r2 = 0.33)(Fig. 2-8)．回帰直線の決定係数 (r2) の低さの理由

として，アオコは立体的な群体をつくるために，細胞密度推定時に誤差が生じたこと，およびMCsが細

胞内のみではなく溶存態として水中に存在することが考えられる．2012年8月24日のプロットが大きく外

れた理由としては，有毒種の中にMCs非産生

株が含まれていたことや (Otsuka et al. 1999)，

細胞内の毒素含量が低下していたことが考

えられる．これらの結果から，有毒アオコの

増殖を明らかにするには，細胞密度のみでは

なく，水中のMCs濃度 (特に粒子態) を測定

する必要があることが明らかとなった．本研

究の長期観測結果より，諌早湾調整池におけ

る有毒アオコのブルーミングは，春季および

晩夏に年間２回のピークを示し (Fig. 2-6)，春

季に比べて晩夏に高い傾向があった．梅雨の

時期に水中のMCs濃度が大きく低下した理由

Fig. 2-8 調整池における表層水の有毒アオコ細胞密度およびMCs濃度の間の関係． 白いプロットは 2012 年 8月 24 日を示す．

18

として，大雨による本明川からの大量の河川

水の流入によってMCsが希釈されたことと

(Fig. 2-2 (c))，諌早湾への排出量が増えたこと

による調整池の水の換水率が高まったこと，

および日射量の減少によるアオコの増殖速

度の低下が考えられる．

調整池において有毒アオコがブルーミン

グを起こした春季~秋季は水温が高く，水温

が上昇するほど，水中のMCs濃度が上昇した

(Fig. 2-9)．調整池における有毒アオコのブル

ームは，水温が11 ℃以上で起こり，この結果

は，Microcystis 属は，11 ℃以下の低水温では

急速に光合成活性が落ちるという Robarts

(1984) の報告から理解できる．また，有毒ア

オコは，より高水温 (23 ℃以上) の水質条件

を好むことが明らかとなった．この結果は，

Microcystis 属は水温が高い程増殖するとい

う，これまでの室内実験 (Watanabe and Oishi

1985，Imai et al. 2009) および野外観測 (霞ヶ

浦：Takamura et al. 1985，諏訪湖：Park et al.

1993，琵琶湖：吉田・中原 1995，Lake Taihu：

Xu et al. 2010) の結果と一致する．

本研究で定義した，水中のMCs濃度が１µg

L-1 を超える有毒アオコのブルーム期間は，春

季~秋季 (2009年9月18日~11月20日，2010

年8月25日，2011年5月21日，2011年8月13日

~9月9日) に該当するが，この期間の調整池

(Stn R2~R4) 水中のDIN濃度は大きく低下し

ており (それぞれ，1.9~26.6 µM，0.1~0.3 µM，

0.2~1.5 µM，0.1~49.7 µM)，N/P も非常に低

かったことから (それぞれ，0.4~14.6，0.03

~0.07，0.4~1.7，0.01~14.9)，有毒アオコは

シアノバクテリアであるが，植物プランクト

ンの元素構成比 N/P = 16 を考えると

Fig. 2-9 調整池 (Stn R2～4) における表層水の水温およびMCs 濃度の間の関係．

Fig. 2-10 調整池 (Stn R2～4) における表層水のDIN濃度およびMCs 濃度の間の関係．(a) 同じ調査日における散布図，(b) DIN 濃度を約１ヶ月前にずらした場合．

19

(Redfleld et al. 1963，Brzezinski 1985)，利用可能なDINが極端に不足していた状態であったと考えられる．

アオコの中には，ヘテロシストを持ち，窒素固定をする種が多いため (e.g. Anabaena flos-aquae，

Aphanizomenon flos-aquae，Nostoc linchia)(Gu and Alexander 1993)，調整池で大発生した有毒アオコ

(Microcystis spp.) が大気中の窒素ガスを利用していた可能性が考えられた．しかしながら，調整池の有

毒アオコの窒素安定同位体比 (δ15N) の値は，窒素固定をするアオコ (Nodularia spumigena，Anabaena

spiroides) の値に比べて大きく異なっていたため，大気中の窒素ガスを利用していなかったことが示めさ

れた．また，本明川から流入する溶存態窒素 (DON，DIN) の中で，DONではなく，DINのみが調整池に

おいて消費されていたため，水中のDONを利用していないことも明らかとなった．以上の結果から，調

整池において有毒アオコは水中のDINを利用していたことは確かである．

Fig. 2-10 には，調査期間中の調整池 (Stn R2~R4) における表層水のDIN濃度およびMCs濃度の間の関

係を示す．同じ調査日における散布図を作成した場合，指数近似曲線は負に傾き (y = 0.31e-0.017x)，DIN

濃度が低いほど水中のMCs濃度が上昇していたことを表している (Fig. 2-10 (a))．しかしながら，これは

有毒アオコの消費によってDINが消費された結果であるため，DIN濃度のデータを１つ前の調査 (約１ヶ

月前) のデータとして散布図を作成した場合，分布の形が変化し，指数近似曲線は正に傾いたため (y =

0.14e0.0071x)，調査１ヶ月前のDIN濃度が高いほどMCs濃度が上昇していたことがわかる (Fig. 2-10 (b))．こ

れらの結果から，調整池において，有毒アオコが水中の豊富なDINを大量に消費するによってDIN濃度が

大きく低下し，アオコのブルーミング時にはすでに窒素制限状態になっていたと考えられる．有毒アオ

コ発生域における極端なDIN濃度およびN/Pの低下による窒素制限は，他の水域からも報告されているこ

とから (Takamura et al. 1985，Park et al. 1993，吉田・中原 1995，Ke et al. 2008)，それらの要因が，調整

池にける有毒アオコのさらなる増殖を制限していると考えられる．

20

第３章 調整池における有毒アオコの増殖に関わる栄養塩供給過程

3-1 はじめに

有毒アオコ Microcystis 属の生態に関する過去の研究例では，野外における増殖の制御要因として，

水温，塩分，および栄養塩濃度が重要であると示されてきた．Microcystis 属がブルーミングを起こす条

件として，高水温 (Takamura et al. 1985，Jöhnk et al. 2008)，塩分 14 以下の低塩分 (Verspagen et al. 2006，

Tonk et al. 2007)，富栄養状態 (Gibson and Smith 1982，Yoshida et al. 1995，Xu et al. 2010) が挙げられる．

アオコの中には，窒素固定をする種が存在するが (e.g. Anabaena flos-aquae)(Gu and Alexander 1993)，

Microcystis 属は窒素固定を行わない (Paerl et al. 2001)．そのため，Microcystis 属の増殖は水中のDIN濃

度に強く依存する場合が多いと考えられる．

研究の調査地である諫早湾干拓の調整池は，水深が浅く(2 m 以下)，周年水がよく鉛直混合し，濁度

が高く，汽水 (塩分 2 以下) で，富栄養化した水域である (右田ら 2006，Umehara et al. 2012)．しかし

ながら，第２章の Fig. 2-3 (a) に示すように，調整池で Microcystis 属を含む有毒アオコが毎年大発生す

る春季から秋季にかけては，しばしば水中のDIN濃度が極端に低下する状態に陥る．このことは，調整

池で有毒アオコが大増殖した時に，最終的には増殖に窒素制限が作用していること考えられ，利用可能

なDINの総量が調整池における増殖の制御要因としてもっとも強く作用していると考えられる．

そこで，本研究では，調整池における栄養塩の供給および有毒アオコによる栄養塩の消費に焦点を絞

り，栄養塩収支の観点から，調整池における有毒アオコの増殖を制御するメカニズムを明らかにするこ

とを研究の目的とした．本明川および調整池において，有毒アオコが大増殖していた2011年9月9日~10

日に，3時間間隔で 24 時間の水質および水・底質間隙水の栄養塩濃度に関する調査を実施した．これら

の結果から，調査期間における本明川からの淡水流入に伴う栄養塩の供給量および底質からの有機物の

分解に伴う栄養塩の溶出量，調整池における Microcystis 属のアオコによる栄養塩消費量を推定し，調

整池の栄養塩収支と有毒アオコによる栄養塩消費と増殖の関係について考察する．

3-2 本明川および調整池における 24 時間水質・底質調査

本明川からの栄養塩の流入量，調整池における底質からの溶出量および有毒アオコによる消費速度を

推定するために，本明川 (Stn M) および調整池 (Stn R2) にそれぞれ１地点ずつ調査地点を設け，2011

年9月9日 (9:00) ~ 9月10日 (9:00) に，3 時間間隔で 24 時間の調査を実施した (Fig. 3-1)．なお，調整

池における水質の特性の空間的な差異は非常に小さいため (Umehara et al. 2012)，Stn R2のデータを調整

池の水質の代表値とした．

Stn Mでは，水質計を用いた観測および表層水の採取を船着き場の前で 3 時間間隔で 24 時間実施し

た．多項目水質計 (YSI 600LS，Yellow Spring Instruments，OH，USA) では，表層水 (0 m) の水温およ

び塩分を測定し，栄養塩濃度 (NH4-N，NO2＋NO3-N，PO4-P)，Chl-a 濃度，およびMCs濃度測定用に，2

L の表層水をプラスチックバケツで採取した．Stn Mの水深は 0.9 mと浅く，調査期間を通して水が鉛直

的によく混ざっていたため，表層水の値を代表値とした．

21

Stn R2では，水質計を用いた観測，採水，および採泥を，傭船したボートの船上より 3 時間間隔で 24

時間実施した (9月9日21:00の採水および9月9日15:00の採泥を除く)．多項目水質計 (YSI 6600，Yellow

Spring Instruments，USA) を用いて，水温，塩分，および溶存酸素 (DO) 濃度を水深 50 cm 間隔で池底

まで測定した．浮遊藻類細胞密度，栄養塩濃度，Chl-a 濃度，およびMCs濃度測定用の水サンプルにつ

いては，表層水はプラスチックバケツを用いて，底層水 (1.5 m) はバンドーン型採水器 (Rigo，Tokyo，

Japan) を用いて，それぞれ採取した．水柱における水質の特徴は，表層水および底層水の平均値を用い

て代表した．間隙水の栄養塩濃度を測定するために，KK式堆積物コアサンプラー (diam. = 40 mm，50 cm

in length，Hashimoto Scientific Co.，Kyoto，Japan) を用いて堆積物を採取した．

採取したすべての水および堆積物コアサンプルは，Stn R2の近くの船着き場に集められ，すぐに前処

理を行った．水サンプルの栄養塩濃度を測定するために，2 L の水サンプルをよく攪拌し，ディスミッ

クフィルターを用いて 10 mL ずつ，計３本濾過した (0.45 µm，ADVANTEC)．Chl-a 濃度を測定するた

めには，同様に水サンプルをよく攪拌し，ポンプで吸引しながらグラスファイバーフィルター (GF/F，

Whatman) に 50 mL ずつ，計３枚吸引濾過した．フィルター上の残渣からクロロフィル類を抽出するた

めに，90 ％ アセトン 10 mL を入れたガラス試験管に濾過後のフィルターを浸漬させた．水サンプル

のMCs濃度を測定するためには，同様に水サンプルをよく攪拌し，メスシリンダーを用いて 50 mL を

ポリプロピレンチューブに分注した．堆積物コアサンプルは，1 cm 間隔で10 cmの深さまで層別にカッ

トし，採取した堆積物は，15 mL のプラスチックチューブに入れて遠心し (3,500 rpm，20 min)，上清を

ディスミックフィルター (0.45 µm) を用いて濾過した．前処理が済んだすべてのサンプルは，実験室に

持ち帰る間，冷媒の入ったクーラーに保存し，実験室に戻り次第，-30 ℃で保存した．

Fig. 3-1 本明川 (Stn M) および調整池 (Stn R2) における調査地点．

22

3-3 試料の分析およびデータ解析

実験室において，水および間隙水サンプルの栄養塩濃度 (NH4-N，NO2＋NO3-N，およびPO4-P) の測定

は，自動栄養塩分析装置を用いて実施し，9月9日の9:00のStn MおよびStn R2の表層水サンプルの浮遊藻

類細胞密度の推定は，光学顕微鏡を用いて行い，水サンプルの Chl-a 濃度およびMCs濃度の定量は，そ

れぞれ，蛍光光度計およびELISAキットを用いて実施した (第２章 2-3 水試料の処理および分析，2-4

ELISA法を用いたミクロシスチン類の定量を参照のこと)．

Stn Mにおける，本明川から調整池への栄養塩の流入フラックス (IN：kmol d-1) は，以下の式を用いて

示した．

IN = NC × V

ここで，NC は調査期間における表層水の栄養塩濃度の平均値を示し (µM)，V は調査期間における本

明川の平均流量を示す (1.36 m3 s-1)(国土交通省 2013)．

Stn R2では，調整池における底質からの栄養塩の溶出フラックスを以下の式 (Fick’s first law) を用いて

算出した (Berner 1980)．

DF = - φ × DC × (ΔC / ΔX)

ここで，DF は溶出フラックスを示し (mmol m-2 h-1)，φ は堆積物の空隙率 (0.87)，DC は拡散係数，ΔC

は間隙水の栄養塩濃度の濃度差 (mg cm-3)，ΔX は堆積物の厚さ (mm) とする．DC には，Li and Gregory

(1974) が報告した，25 ℃における拡散係数 (ammonium ion：19.8 × 10-6 cm2 s-1，nitrate + nitrite ion：19.1 ×

10-6 cm2 s-1，and phosphate ion：7.34 × 10-6 cm2 s-1) を用いた．

調査開始時の調整池全体における水中の栄養塩の現存量 (kmol) は，2011年9月9日9:00のStn R2におけ

る水柱平均栄養塩濃度 (µM) に調整池の水の容積 (39 million m3) を乗じることで算出し，堆積物の現存

量に関しては，2011年9月9日9:00の Stn R2 における表層から深さ10 cmまでの間隙水の平均栄養塩濃度

(µM) に，深さ10 cmの調整池堆積物の容積 (2.6 million m3) および間隙率 (0.87) から求められた調整池

の間隙水の容積 (2.3 million m3) を乗じることで算出した．本研究では，調整池に棲息するマクロベント

ス (Tubificidae sp.，Chironomidae sp.，Corophiidae sp.) のバイオマスが非常に少ないため (2011年9月9日，

Stn R2：3.8 gww m-2，the data not shown)，それらの排出した栄養塩に関しては考慮していない．Chl-a 濃

度およびMCs濃度の関係性の統計的な有意性を検定するために，単回帰分析を行った (software package，

R，Version 2.12.2)．

3-4 結果

3-4-1 調査日における水文学的特性

Fig. 3-2 は，調査期間 (2011年9月9日9:00~9月10日9:00) のStn Mにおける表層水の水温および塩分，

ならびにStn R2における水質 (水温，塩分，およびDO濃度) の鉛直プロファイルの経時変化を示す．Stn

Mでは，水温が日中の日射により9月9日の15:00にピークに達したが (29.5°C)，夜間に低下して，

23

Fig. 3-2 調査期間 (2011 年 9月 9日 9:00～9月 10 日 9:00) における (a) Stn M の表層水の水温および塩分の経時変化，ならびに Stn R2 における水質の鉛直プロファイルの経時変化 (b: 水温，c: 塩分，d: DO)．2011 年 9月 9日 18:00～9月 10 日 6:00 は夜間を示す．

24

9月 10日の早朝 6:00 には 27.0° Cまで低下した．塩分は調査期間を通して 0.11~0.15を変動し，汽水

であった．Stn R2では，日中の日射により表層水が暖められ，Stn Mと同様に 9月 9日の 15:00には表面

では 28.4℃まで上昇した．夜間には水柱全体で 27.6~27.8 ℃まで低下した．塩分の鉛直分布は一様であ

り，本明川からの淡水の流入により，調査期間を通して水柱全体の塩分が緩やかに減少した (0.52~0.43)．

DOは，日中の表層において，浮遊藻類の光合成による上昇が観測され，9月 9日の 12:00~15:00には 8

mg L-1 を超えるレベルに達した．

3-4-2 本明川および調整池における藻類のブルーミング

調査開始時 (9月9日9:00) の表層水の検鏡による観察では，Stn Mにおいて，珪藻類の Aulacoseira sp.

がブルーミングを起こしており (細胞密度 4,500 cells mL-1)，Stn R2では，有毒アオコの Microcystis

aeruginosa がブルーミングを起こしているのが確認された (細胞密度 1.0 × 105 cells mL-1)(Fig. 3-3)．

Fig. 3-4 には，調査期間中のStn M (0 m層) および Stn R2 (0 m層および1.5 m層) における水中のChl-a

濃度およびMCs濃度の経時変化を示す．Chl-a 濃度は両地点において大きく変動し (Stn M：28~140 µg

L-1，Stn R：14~52 µg L-1)，上述の顕微鏡観察結果が示すように，浮遊藻類が大発生していたことを示し

ている．MCs濃度は，Stn R2において2.5~8.8 µg L-1の高いレベルを推移したのに対して，Stn Mでは0.13

~0.42 µg L-1の低いレベルに止まった．また，9月9日9:00~12:00においては，表層水 (0 m層) および底

層水 (1.5 m層) のMCs濃度は近い値を示したため (9:00 3.4 µg L-1 および 3.0 µg L-1，12:00 3.7 µg L-1 およ

び 4.1 µg L-1)，M. aeruginosa が水柱に均一に分布していたと考えられ，15:00には，多くのアオコの細胞

が底層に移動したことで底層水のMCs濃度が上昇し (1.5 m層：5.6 µg L-1)，18:00には，アオコの細胞が

表層に移動した (0 m層：8.8 µg L-1)．21:00には水柱に均一に分布したが (0 m層：5.5 µg L-1，1.5 m層：5.6

µg L-1)，24:00には表層への移動が確認され，明け方にかけて (9月10日3:00，6:00，9:00)，再び水柱に均

Fig. 3-3 Stn M において大発生した (a) 珪藻の Aulacoseira sp. (×100)，および Stn R2 で大発生した (b) 有毒アオコの Microcystis aeruginosa (×200) の光学顕微鏡写真．

25

一に分布した (3:00 5.3 µg L-1 および 5.0 µg

L-1，6:00 3.7 µg L-1 および 4.4 µg L-1，9:00 4.4

µg L-1 および 4.2 µg L-1)．このように，M.

aeruginosa は，24 時間の間に何度も水柱で

鉛直移動を行っていた．

Fig. 3-5 には，調査期間中のStn M (0 m層)

および Stn R2 (0 m層および1.5 m層の平均

値) における水中のChl-a 濃度およびMCs濃

度の関係を示す．両地点において，水中の

Chl-a 濃度およびMCs濃度には有意な正の相

関関係が認められた (Stn M：y = 0.0020x +

0.091，r2 = 0.58，p < 0.05，Stn R2：y = 0.15x +

0.33，r2 = 0.84，p < 0.001)．しかしながら，

Stn Mにおいては，Chl-a 濃度に対するMCs

濃度の増加率はわずか 0.0020 にすぎず，

MCsを生産しない藻類が主要な一次生産者

として優占していたことを示していて，これ

は前述の顕微鏡観察の結果と一致する (Fig.

3-3)．これに対して，Stn R2では，Chl-a 濃度

に対するMCs濃度の増加率が 0.15 に達して

いて，一次生産者とアオコ毒であるMCsの生

産者との関係性が前者より100倍以上高く，ア

オコ毒の生産者がこの地点の水中に優占する

藻類に含まれることを示している．

3-4-3 水中における栄養塩濃度の経時変化

Fig. 3-6 には，調査期間中のStn M (0 m層)

および Stn R2 (0 m層および1.5 m層の平均値)

における水中の栄養塩濃度 (NH4-N，NO2＋

NO3-N，およびPO4-P) の経時変化を示す．Stn

Mにおいては，9月9日9:00のNO2＋NO3-N濃度

は10.7 µMであり，9月9日12:00までに，35.6

µMへ急速に上昇した．その後も，緩やかに上

昇し続け，9月10日9:00には，41.3 µMにまで

Fig. 3-4 調査期間における Stn M (0 m 層) および Stn R2 (0 m 層および 1.5 m層) の (a) Chl-a 濃度 および (b) MCs 濃度の経時変化．

Fig. 3-5 調査期間におけるStn M (0 m層) および Stn R2 (0 m層および1.5 m層の平均値) のChl-a 濃度およびMCs濃度の関係．

26

上昇した．一方，PO4-P濃度は調査開始時に

1.62 µMを記録し，その後終了時まで緩やか

な上昇を続け，1.83 µMに増加した．このよ

うなNO2＋NO3-N濃度およびPO4-P濃度の変

化は，本明川上流から調整池へ向かって栄養

塩の豊富な水が絶え間なく流入しているこ

とを示唆している．9月9日9:00~12:00におけ

るNO2＋NO3-N濃度の急速な上昇時には，塩

分が0.15~0.10への低下を伴っていることか

ら (Fig. 3-2 (a))，一時的な河川水の流入量の

増加によって生じたことを示唆している．

NH4-N濃度に関しては，DINに占める割合

が 0.4~9.5 %程度にすぎないが，前述のNO2

＋NO3-N濃度や PO4-P濃度とは著しく異なる

変動パターンを示した．NH4-N濃度は，9月9

日9:00には0.73 µMを記録したが，15：00~

18：00にはほぼ枯渇した状態となった (0.11

および0.20 µM)．しかしながら，夜間には急

速に上昇し，9月10日3:00には4.18 µMに達し

た．翌朝の9月10日6:00からは再び大きく低下

し始め，9:00には0.56 µMまで減少した．この

ような１日におけるNH4-N濃度の大きな変動は，３つの異なる要因が関わっていると考えられる．１つ

目の要因は，本明川上流から調整池へNH4-Nを豊富に含む水 (4 µM程度) が絶え間なく流入しているこ

とである．２つ目の要因は，Stn Mにおいてブルーミングを起こしていた珪藻類の日中 (9月9日9:00~

18:00および9月10日6:00~9:00) の光合成によるNH4-Nの消費が挙げられる．３つ目の要因は，堆積物に

おける有機物分解に伴う池底堆積物からのNH4-Nの溶出による水中への供給である．

Stn R2では，調査開始時の9月9日9:00におけるNO2＋NO3-N濃度およびPO4-P濃度は33.3 µMおよび2.4

µMであったが，時間の経過とともに低下し，調査終了時の9月10日9:00には，14.6 µMおよび1.3 µMへ大

きく低下した．調査期間において下降した濃度のN/Pが16.2でレッドフィールド比に近いことから，Stn R2

でブルーミングを起こしていた M. aeruginosa (Fig. 3-3 (b)) による消費が大きく寄与していると考えら

れる．NH4-N濃度に関しては，Stn Mと同様な変動パターンが観測され，日中に低下し (9月9日12:00~

18:00：0.67~1.03 µM)，夜間に回復して (9月9日18:00~9月10日6:00：1.03~3.46 µM)，藻類の光合成に

よる利用が示唆された．これらの結果から，Stn R2における栄養塩濃度の変動は，NH4-Nに関してはブル

ーミングを起こしていた有毒アオコ M. aeruginosa による消費および底質から回帰する栄養塩の溶出に

Fig. 3-6 調査期間における栄養塩濃度 (NH4-N, NO2+NO3-N, PO4-P) の経時変化． (a) Stn M (0 m層)，(b) Stn R2 (0 m層および 1.5 mの平均値) .

27

よる供給に起因していたと考えられる．NO2＋NO3-N濃度およびPO4-P濃度に関しては，ブルーミングを

起こしていた有毒アオコによる消費による減少が主な要因として変動要因として挙げられる．

3-4-4 底質からの栄養塩の溶出

Fig. 3-7 には，調査期間中のStn R2における底質間隙水の栄養塩濃度 (NH4-N，NO2＋NO3-N，および

PO4-P) の鉛直プロファイルの経時変化を示す．調査期間における間隙水のNH4-N濃度およびPO4-P濃度

は，堆積物表層 (0~1 cm) でもっとも低く (NH4-N：55.9 ± 32.4 µM，PO4-P：2.40 ± 1.00 µM，mean ± SD)

堆積物深層に向かって高くなる傾向にあり，9~10 cmの層では，NH4-N濃度が 665 ± 190 µM，PO4-P濃度

が 36.1 ± 17.6 µMを記録した．対象的に，間隙水のNO2＋NO3-N濃度は，表層 (0~1 cm) でもっとも高濃

度であり (15.3 ± 9.48 µM)，2~10 cmにおいては，1.76 ± 0.66 µMと低かった．これらの底質間隙水の栄

養塩濃度の鉛直分布パターンは，堆積物表層の酸化層における硝化および栄養塩濃度の勾配による

NH4-NおよびPO4-Pの堆積物から直上水への拡散を示唆している．そこで，本研究では，調査期間中のStn

R2における底質からの栄養塩の溶出フラックスを推定した (Fig. 3-8，算出方法については，「3-3 試料

の分析およびデータ解析」を参照のこと)．その結果，調査期間中，NH4-NおよびPO4-Pは堆積物から

水中へそれぞれ 20.2~46.5 µmolN m-2 h-1 および 0.33~2.08 µmolN m-2 h-1 のフラックスが求められた．一

方，NO2＋NO3-Nに関しては，9月9日18:00を除いて，水中から堆積物への吸着が起きていたことを示す

11.7~30.0 µmolN m-2 h-1 のフラックスの値が得られた．

28

Fig. 3-7調査期間におけるStn R2の底質間隙水の栄養塩濃度の鉛直プロファイルの経時変化． (a) NH4-N，(b) NO2+NO3-N，(c) PO4-P.

29

3-4-5 有毒アオコ Microcystis aeruginosa の栄養塩消費速度

有毒アオコの M. aeruginosaのブルーミングが起きていたStn R2において，その栄養塩消費速度を推定

するためには，水平方向からの新たな供給を無視できるという前提条件を置くと，水中の栄養塩濃度の

変化量から，池底の堆積物からの水中への栄養塩溶出分を取り除くと求めることができる．そこで，Fig.

3-6 のデータをもとにStn R2における水柱平均栄養塩濃度のサンプリング間隔における変化量を計算し，

Fig. 3-8 のデータをもとに同サンプリング間隔における底質からの水中への栄養塩溶出量を求め，M.

aeruginosa による栄養塩消費速度を推定した．

Fig. 3-9 (a) には，調査期間中のStn R2における，水中の栄養塩濃度 (NH4-N，NO2＋NO3-N，および

PO4-P) のサンプリング間隔毎の変化量の経時変化を示す．調査期間において，NO2＋NO3-NおよびPO4-P

はそれぞれ，9月9日9:00~12:00および18:00~24:00を除いて，水中の濃度の低下に伴い変化量が負の値

を示し (NO2＋NO3-N：-2.78~-0.26 µM h-1，PO4-P：-0.16~-0.02 µM h-1)，どちらも，12:00~15:00に変化

量が最大値に達した．一方，NH4-Nは，午前中の9月9日9:00~12:00および9月10日6:00~9:00に変化量が

負の値であったが (それぞれ，-0.62 µM h-1 および -0.31 µM h-1)，その他の時間では正の値を示した (0.01

~0.47 µM h-1)．

Fig. 3-9 (b) には，池底の堆積物からの栄養塩の溶出が，その直上の水柱に均一に混ざったと仮定して，

栄養塩の溶出による水中の栄養塩濃度の変化量を推定した．調査期間において，堆積物から溶出した

NH4-NおよびPO4-Pは，水中のNH4-N濃度およびPO4-P濃度をそれぞれ，0.014~0.026 µM h-1 および 0.44 ×

10-3~1.2 × 10-3 µM h-1 上昇させ，その溶出の影響は，明け方にもっとも上昇し (9月10日6:00~9:00)，夜

間に低下する傾向を示した．対照的に，調査期間中，NO2＋NO3-Nは -0.020~-0.0028 µM h-1 を示し，堆

積物へ吸着が起きていたことを示した．しかしながら，これらの結果から，水中への溶出および水中か

ら堆積物への吸着の影響は，水中における栄養塩濃度の変化量全体に占める割合はきわめて低く (約

１%程度)，水中の栄養塩濃度の変化量に対して大きな影響は及ぼしていないことがわかった．

Fig. 3-8 調査期間におけるStn R2の底質からの栄養塩溶出フラックスの経時変化． (a) NH4-N および NO2+NO3-N，(b) PO4-P.

30

Fig. 3-9 (c) には，M. aeruginosa による水中の栄養塩の消費速度の経時変化の推定値を示す．M.

aeruginosa は，調査期間中，水中のNO2＋NO3-NおよびPO4-Pをそれぞれ 0.26~2.76 µM h-1 および 0.02

~0.16 µM h-1 の速度で消費し，9月9日12:00~15:00に最大値に達した．一方，NH4-Nに関しては，午前中

の9月9日9:00~12:00および9月10日6:00~9:00に消費速度が最大値に達した (0.65 µM h-1 および 0.34 µM

h-1)．これらの栄養塩濃度の変化は，M. aeruginosa が調整池の水中に低濃度で存在するNH4-Nを日射が始

まると優先して利用していることを示唆している．また，夜間 (9月9日24:00~9月10日6:00) においてNO2

Fig. 3-9 調査期間における Stn R2 の (a) 水中の栄養塩濃度 (NH4-N，NO2+NO3-N，および PO4-P) のサンプリング間隔毎の変化量，(b) 溶出フラックスから推定した水中の栄養塩濃度に対する溶出の効果，および (c) 溶出の影響を除いた M. aeruginosa による水中の栄養塩の消費速度の経時変化．

31

＋NO3-NおよびPO4-Pがそれぞれ，0.77~1.21 µM h-1 および 0.04~0.14 µM h-1 の消費速度を示したことか

ら，暗条件下においても M. aeruginosa がこれらの栄養塩を取り込んでいる可能性が示唆された．

3-5 考察

Fig. 3-10 には，調査期間 (2011年9月9日9:00~9月10日9:00) の調整池全体における栄養塩収支 (NH4-N，

NO2＋NO3-N，および PO4-P) を示す．調査開始時 (2011年9月9日9:00) において，容量 39 million m3 の

調整池の水中にはDINで1,670 kmolN，DIPで120 kmolPにのぼる大量の栄養塩がストックされていた．本

明川からは，調査期間においてDINで4.3 kmolN d-1，DIPで0.41 kmolP d-1 の栄養塩が流入し，堆積物表層

10 cmにはDINで1,200 kmolN，DIPで69 kmolPにのぼる大量の栄養塩がストックされており，１日にDIN

で8.0 kmolN d-1，DIPで0.68 kmolP d-1 の栄養塩が溶出していた．調整池の水中では，M. aeruginosa がDIN

で920 kmolN d-1，DIPで51 kmolP d-1 の栄養塩を消費し，DINで191 kmolN d-1，DIPで12 kmolP d-1の栄養塩

がアオコを含む有機物の分解により再生産され，水中に供給された．

本研究の調査開始時の調整池における大量の栄養塩のストックをもたらした供給源に関しては，調整

池に流入する河川からの栄養塩負荷がもっとも大きいと考えられる．調査当日の本明川からの栄養塩流

入量は，調整池の栄養塩ストックと比較すると，DINおよびDIPはそれぞれ390分の１および290分の１程

度にすぎないと推定された．しかしながら，調査日から約２週間前の8月23日~24日には大雨が発生し

(諫早市における8月21日~27日の１週間の降水量合計値：308 mm，気象庁 2013)，それに伴って調整池

Fig. 3-10 調査期間 (2011年9月9日9:00～9月10日9:00) における調整池全体の栄養塩収支． 図中の矢印および四角内の数字は，それぞれ，栄養塩フラックス (kmol d-1) および調査開始時の栄養塩の現存量を示す．

32

への本明川の流量も一時的に大きく増加して，8

月23日のピーク流量時には 73 m3 s-1 が記録さ

れた (Fig. 3-11，国土交通省 2013)．大雨が発生

した8月20日から9月9日までの本明川からの河

川水の総流入量が約17 million m3 になり，調査

当日のStn Mの平均栄養塩濃度 (DIN：35.5 µM，

DIP：1.8 µM) を乗じると，DINで600 kmolN，

DIPで30 kmolPとなり，調整池に8月20日以来流

入した栄養塩の総量が，調査開始時の調整池に

おけるストックの36 ％および25 %に及んだと

推定される．また，大雨時には，本明川のみで

はなく，調整池に流入するいくつもの小さな河

川の流量も増加するため，このようなアオコの増殖を可能にしたのは，8月21日~27日に発生した大雨に

伴う河川水の流入量の一時的な増加によってもたらされた栄養塩であると考えられる．

調査開始時点の9月9日にブルーミングを起こしていた有毒アオコは，すでに１日あたりDINで920

kmolN d-1，DIPで51 kmolP d-1 を消費するまでに増殖し，その消費量と再生産量の収支から計算すると，

潜在的には３日程度で調整池の栄養塩を消費し尽くす能力を有している．調査期間中，水中における有

毒アオコによる栄養塩の消費は，日中のみではなく，夜間 (9月9日18:00~9月10日6:00) においても起き

ていた (Fig. 3-9 (c))．また，水中における有毒アオコによるNH4-Nの消費 (120 kmolN d-1) および有機物

分解に伴う再生産 (150 kmolN d-1) は，水中の現存量 (70 kmolN d-1) よりも多く，多量のNH4-Nが動的状

態であったことが明らかとなった (Fig. 3-10)．有毒アオコは，調整池の水中に少量存在するNH4-Nを，

日射が始まると同時に素早く利用しており (Fig. 3-9 (c))，NO2＋NO3-NよりもNH4-Nを好んで利用してい

たと考えられる．これらの事象に関して，Takamura et al. (1987) は，霞ヶ浦で採集した Microcystis を用

いて，15Nでラベルした塩化アンモニウム，尿素，および硝酸ナトリウムを添加し行った室内培養実験に

より，Microcystis は，NH4-N，尿素，NO2＋NO3-Nの順で好んで利用し，暗条件下においてもこれらの窒

素を取り込んでいたという報告があることから，野外においても，同様の利用性を示すことが示唆され

た．

Fig. 3-10 の栄養塩収支の結果から，水中の Microcystis の一次生産量に対して (DIN：920 kmolN d-1，

DIP：51 kmolP d-1)，底質からの溶出の影響 (DIN：8.0 kmolN d-1，DIP：0.68 kmolP d-1) は非常に小さく，

その寄与率はそれぞれ，0.87 % および 1.33 ％ にすぎなかった．一般的に，浅水域において，堆積物

における栄養塩の再生産は非常に重要であり (Nixon 1981)，河口域においては，底質で再生産された栄

養塩が水中の一次生産に対して，窒素で最大 79 %，リンでは 75 % も寄与することが報告されている

(Fisher et al． 1982)．したがって，調整池において推定された低い寄与率は，水中における一次生産量

が多い，もしくは，底質からの溶出量が少ないためであると考えられる．

Fig. 3-11 調査前 20日間の降水量 (諫早市) および本明川流量．

33

調査期間中の諌早湾調整池における水中の一次生産量は，DINで920 kmolN d-1 (35 mmolN m-2 d-1)，DIP

で51 kmolP d-1 (2.0 mmolP m-2 d-1)であり，世界中の様々な河口域において炭素生産量を測定してレッドフ

ィールド比から推定された一次生産量 (1.9~25 mmolN m-2 d-1，0.12~1.6 mmolP m-2 d-1)(Fisher et al. 1982)

よりも高い傾向があった．諌早湾調整池は，閉鎖性の高い富栄養化した水域のため，シアノバクテリア

である有毒アオコが，きわめて高い一次生産を行っていたことが明らかとなった．

Cowan et al. (1996) は，世界中の様々な河口域における底質からの栄養塩溶出速度を報告しており，

NH4-N，NO3-N，および PO4-P の溶出速度は，それぞれ，50~1,525 µmolN m-2 h-1，-680~620 µmolN m-2

h-1，-50~379 µmolP m-2 h-1 であった．淡水域の湖では，それぞれ，12~93 µmolN m-2 h-1，0~29 µmolN m-2

h-1，0.35~3.0 µmolP m-2 h-1 であったと報告されている (Henriksen et al. 1981，Fisher et al. 2005)．一方，

本研究の調整池においては，NH4-N，NO2＋NO3-N，および PO4-P に関してそれぞれ，20~46 µmolN m-2

h-1，-30~12 µmolN m-2 h-1，0.33~2.1 µmolP m-2 h-1 の範囲で変動し，他の水域における値に比べて低い傾

向があった．Anthony and Lewis (2012) は，窒素およびリンの底質からの溶出速度は水温に大きく影響さ

れており，高水温ほど溶出量が多くなることを堆積物コア培養実験により報告している．また，同じ水

温条件では，砂質の堆積物より泥質の堆積物の方が，より全窒素 (N2+NOx+NH4-N) の溶出量が多かった

という報告もある (Van Luijn et al. 1999)．調査期間中の調整池においては，高水温 (28 ℃) および泥底

(Stn R2：泥分 87 %，the data not shown) であったことから，潜在的に高い溶出速度を保持していたと考

えられるため，本研究で推定した溶出速度は，調整池における年間最大値に近いレベルであると推察さ

れる．しかしながら，そうした条件下において，調整池では他の水域に比べて溶出量が少なかった．こ

の原因として考えられることは，過去の研究例により，底質に棲息する豊富なマクロベントスとそれら

の活動が，堆積物における有機物の無機化および水中への回帰を促進する (Holdren and Armstrong 1980，

Kristensen1984，Pearson 2001，Magni and Montani 2006) と報告されていることから，調整池における底

生生物相の貧弱さが (3.8 gww m-2)，底質からの栄養塩の溶出量を減少させている要因ではないかと考え

られる．これらのことから，調整池において，底質からの栄養塩溶出の水中の一次生産に対する寄与が

低かった理由として，水中における Microcystis による一次生産量が多かったこと，および生物擾乱の

影響が少ないことで底質から水中への栄養塩回帰量が少なかったことの両方が挙げられる．

34

第４章 調整池から諫早湾に排出されたミクロシスチンの動態

4-1 はじめに

MCsの環境動態に関する研究は，そのほとんどが有毒アオコの発生水域 (e.g. ダム，湖，および調整

池) におけるものである (Laurén-Määttä et al. 1995，Watanabe et al. 1997，Lirås et al. 1998，Amorim and

Vasconcelos 1999，Ferrão-Filho et al. 2002，片上ら 2004，Xie et al. 2005，Xie et al. 2007，Zhang et al. 2007，

Wilson et al. 2008)．しかしながら，多くの場合，実際には有毒アオコは排水等により発生水域外へと放

出され，下流域や沿岸海域へと輸送されている可能性がある．実際，湖や調整池からは，大量の浮遊生

物が排出され，下流域へ輸送されて (Elliott and Corlett 1972，Armitage and Capper 1976)，下流域にの食物

網に取り込まれることも報告されている (Doi et al. 2008)．汽水域であるバルト海では夏季にアオコが頻

発しているが (Kankaanpää et al. 2009，Smith and Schindler 2009)，有毒アオコに関しては塩分 6 程度の汽

水域において発生した有毒アオコが生産したMCsが海底堆積物に蓄積していたことが報告されている

(Kankaanpää et al. 2009)．室内培養実験を行った研究では，塩分 21.2 の高塩分条件下において，アオコ

の細胞内のMCsが細胞外へ放出されたという報告がある (Orr et al. 2004)．海域へ放出された有毒アオコ

の細胞は，浸透圧により細胞が壊れ，時間の経過に伴い，MCsが海水中へ放出されることが予測され，

水中の懸濁粒子の表面に吸着されて沈降し，海底堆積物に蓄積する可能性が考えられる．MCsは環境中

に蓄積しても，光や微生物により速やかに分解されることが室内実験で示されてきた (Jones and Orr

1994，Park et al. 2001，Holst et al. 2003，Ishii et al. 2004，Valeria et al. 2006，Ho et al. 2007)，しかしながら，

Welker and Steinberg (1999) は，フミン酸と多価フェノールが存在する透明度の高い水において，夏の強

い太陽光により約 40 ％のMCsが１日で分解されたこと示す一方で，水が濁った場合には分解速度が大

幅に低下することも指摘している．また，アオコ発生水域内で分離されたMCsの分解菌は，海域にも棲

息し，MCsを分解できるのかについては明らかになっていない．

本研究の調査地である諌早湾干拓地の調整池では，潮受け堤防の水門を通して，年間約４億トンもの

排水が諫早湾へ排出されている(松橋 2008)．調整池で有毒アオコのブルーミングが起きれば，そのアオ

コを含んだ排水が大量に諫早湾に放出されることになる．有毒アオコが生産したMCsも，その排水とと

もに諫早湾やさらに外側の有明海奥部海域へ輸送され，その過程で海底に堆積することや，沿岸の生態

系に取り込まれていく可能性も考えられる．そこで，本研究では，調整池で有毒アオコが大発生する夏

季に，諫早湾への排水が実施される日に合わせて，諌早湾において調整池から排水の動態を追跡する調

査を行い，諫早湾およびその外側の有明海奥部へのMCsの輸送，拡散過程や，海底堆積物への蓄積の有

無を明らかにした．それらの調査結果から，調整池からの排水に伴う諫早湾におけるMCsの移流および

残留性について考察する．

35

4-2 材料と方法

4-2-1 諫早湾における調整池からの排水に

関する水質および底質調査

Fig. 4-1 には，2012年9月1日~9月30日にお

ける諫早市の日降水量 (気象庁 2013) および

調整池から諌早湾への日排水量 (九州農政局

2013) を示す．降水後および調整池内の水位が

1.8 m を超えると，干拓地が浸水することを防

ぐために，調整池の水が潮受け堤防に設置さ

れた排水門 (北部および南部) を通して (Fig.

4-2)，干潮時に諌早湾へと排出される．本研究

では，2012年9月14日~17日の４日間に台風に

伴う降水があり，その期間に調整池の容積の

約６分の１に相当する量 (6.4 million m3) の水

が南部排水門を通して諌早湾へと排出された

後，その翌日の9月18日~19日に諫早湾におい

て水質および底質の調査を実施した．調査日

の9月18日にも，北部排水門から，2.3 million m3

が排水された．

この調査では諌早湾に９地点 (Stn 1~9) の

調査地点を設置し (Fig. 4-2)，2012年9月18日~

2012年9月19日に，水質および底質の調査を実

施した．この調査を開始するにあたり，9月18日10:00に，調整池の北部排水門おいて，バンドーン型採

水器 (Rigo. Tokyo, Japan) を用いて水深 0.5 m の調整池の水をMCs濃度測定用に採取し，約 2 L の水を

プラスチックボトルに分注した．このサンプルのMCs濃度を調査期間における調整池のMCs濃度とした．

諌早湾の９地点においては，漁船を用いて，排水前 (2012年9月18日15:00)，排水開始１時間後 (9月18日

17:00)，排水開始３時間後 (9月18日19:00)，および排水開始15時間後 (9月19日7:00) に，多項目水質計

(YSI 6600，Yellow Spring Instruments，USA) を用いて塩分の鉛直プロファイルを観測し，バンドーン型

採水器を用いて 0 m，2 m，5 m，10 m，海底直上1 m の水を採取し，それぞれ約 2 L の水をプラスチッ

クボトルに分注した．2012年9月18日13:00および2012年9月19日13:00の調査時には，調整池からの排水前

後における堆積物表層のMCs含量の分布の変化を捉えるために，エクマン・バージ採泥器 (20 × 20 cm，

Rigo，Tokyo，Japan) を用いて，各調査地点で海底堆積物を採取した．採取した堆積物には内径 29 mm の

プラスチックコアサンプラーを 10 本挿入し，堆積物表層 (深さ 0~1 cm 層) を採取し，それらをすべ

て１つのプラスチックバックに入れた．採取したすべての水および堆積物サンプルは，冷媒入りのクー

Fig. 4-1 2012年9月における (a) 諫早市の日降水量および (b) 調整池から諌早湾への日排水量． 図中の矢印は調査日を示す．

36

ラーに保存した．諌早湾口部に位置するStn 7~Stn 9を結ぶトランセクトラインにおいては，漁船を用い

て調整池からの排水前 (2012年9月18日15:00)，排水開始１時間後 (9月18日17:00)，排水開始３時間後 (9

月18日19:00)，および排水開始17時間後 (9月19日9:00) に，曳航式の超音波ドップラー多層流向流速計

(WorkhorseADCP1200kHz，RD-Instruments，USA) を用いて潮流観測を実施した．

実施したすべての調査は１時間以内に終了した．採取した水および堆積物のサンプルは，各観測毎に

Stn 4 の近くに設営した仮設実験室に持ち帰り，前処理を行った．水のMCs濃度を分析するために，採取

した 2 L の水は，50 mL のポリプロピレンチューブに分注し，堆積物のサンプルとともに，-30℃で冷

凍保存した．排水直後の諌早湾水中におけるアオコの細胞観察するために，排水開始１時間後 (9月18

日17:00) の Stn 1 における表層水の 10 mL をポリプロピレンチューブに分注し，冷暗所に保存した．

すべての観測終了後，すべてのサンプルは冷媒の入ったクーラーボックスで３時間以内に大学の実験室

に持ち帰った．その後，大学の実験室において，アオコの細胞密度測定用サンプルを除いて，分析まで

の間，冷凍庫 (-30℃) に保存した．

4-2-2 試料の分析およびデータ解析

大学の実験室に帰り着いてすぐに，9月18日17:00にStn 1で採取した表層水の有毒アオコ細胞密度を，

光学顕微鏡を用いて測定した (第２章参照)．水サンプルのMCs濃度を測定するためには，第２章に記載

した方法でMCsを抽出した．堆積物サンプルは，採取された堆積物の一部を 55 °C のオーブンで 48 時

間乾燥させ，含水率を測定した．残りの堆積物サンプルは，約 10 gww をプラスチックチューブに入れ，

20 mLの蒸留水を添加し，よく攪拌した後，１時間の超音波処理を行い，堆積物からMCsを抽出した，

抽出液のサンプルを遠心分離機にかけ (3,000 rpm，20 min)，チューブ内の上清をピペットで慎重にプラ

Fig. 4-2 諌早湾における調査地点 (Stn 1～9)． 諌早湾口部のStn 7～9を結ぶトランセクトラインにおいては，ADCPを用いて潮流観測を実施した．

37

スチックボトルに採取した．チューブ内の沈渣に 20 mL の蒸留水を再び添加し，同操作を４回行った．

上清をプラスチックボトルに４回採取することで，合計 80 mL の上清を採取し，ディスクフィルター

を用いて濾過し (0.45 µm，ADVANTEC)，ELISA分析までの間凍結保存した (-30℃)．抽出後のサンプル

は，解凍後，ELISA法を用いてMCsを定量した (Beacon Analytical Systems Inc.，USA)．

本研究では，諌早湾における各調査地点を中心として，諌早湾 (総面積約 65 km2) を９つの区画に分

け (各約 7.2 km2)，それぞれ４回の観測時の各区画における水中のMCs現存量 (kg) を，区画面積 (km2)

に水深 (m) およびMCs濃度 (µg L-1) を乗じることで算出した．堆積物の場合は，諌早湾全域の堆積物表

層 (深さ 0~1 cm，約 1.5 gww cm-3) の量 (約 0.98 million t) に９地点の堆積物表層MCs含量 (µg kgww-1)

の平均値を乗じて，堆積物表層のMCs現存量を算出した．

4-3 結果

4-3-1 調整池からの排水に伴う諫早湾の表層水の塩分およびミクロシスチン濃度の変化

Fig. 4-3 には，干拓地調整池および諫早湾における排水前 (2012年9月18日15:00)，排水開始１時間後 (9

月18日17:00)，排水開始３時間後 (9月18日19:00)，および排水開始15時間後 (9月19日7:00) の表層水の塩

分およびMCs濃度の水平分布を示す．調整池から諌早湾への排水は，干潮時の2012年9月18日16:00から

約１時間，北部排水門を通して実施された．9月18日15:00 (下げ潮時) における北部排水門前の地点 (Stn

1) の塩分は 28.6 であったが (Fig. 4-3 (a))，排水の影響により，9月18日17:00および19:00 (いずれも上げ

潮時) においては，表層水の塩分がそれぞれ10.6および11.6に低下した (Fig. 4-3 (b, c))，１潮汐を経た上

げ潮時の9月19日7:00には，排水前と同じ塩分の28.6にまで回復していた (Fig. 4-3 (d))．これに対して，

表層水のMCs濃度は，排水前の9月18日15:00に Stn 1 および Stn 2 においては低濃度のMCs (それぞれ，

0.049 および 0.012 µg L-1) がすでに検出されていた．排水後の9月18日17:00には，Stn 7を除く８地点で

表層水からMCsが検出され，その濃度は0.010~0.080 µg L-1 に達した．北部排水門にもっとも近いStn 1 で

採取した水サンプルからは，有毒アオコ (Microcystis aeruginosa) の細胞が観察された (細胞密度 1,500

cells mL-1)．9月18日19:00には，Stn 1および湾口部南側のStn 8およびStn 9 において，それぞれ 0.056 µg L-1，

0.073 µg L-1，およびStn 9：0.032 µg L-1 の比較的高い濃度のMCsが検出された．9月19日7:00には，湾奥部

のStn 1~5においてMCsが検出された (0.004~0.052 µg L-1)．

4-3-2 調整池からの排水が行われた時の諫早湾口部における流向流速およびミクロシスチン濃度

Fig. 4-4 には，諌早湾口部 (Stn 7~9) における４回の調査時の流向流速およびMCs濃度の鉛直プロフ

ァイルを示す．下げ潮時の2012年9月18日15:00には，諌早湾から湾外の有明海側へ流出する流れが湾全

体に卓越しており (max：48.3 cm s-1)，水中からMCsは検出されなかった (< 0.01 µg L-1)(Fig. 4-4 (a))．上

げ潮時の9月18日17:00には，湾口部北側 (Stn 7) の底層および湾口部中央 (Stn 8) の中層~底層から，

MCs濃度 0.050~0.095 µg L-1の海水が諌早湾内へ流入しているのが確認された (Fig. 4-4 (b))．また，同時

に，湾口部北側 (Stn 7) の表層からは，MCs濃度 0.052 µg L-1 の海水が湾外へ流出していた．上げ潮

38

Fig. 4-3 調整池および諫早湾における表層水の塩分およびMCs濃度の水平分布の変化. (a) 排水前 (2012 年 9月 18 日 15:00)，(b) 排水開始１時間後 (9 月 18 日 17:00)，(c) 排水開始 ３時間後 (9 月 18 日 19:00)，(d) 排水開始 15時間後 (9 月 19 日 7:00)．

39

時の9月18日19:00には，湾口部中央 (Stn 8) および南側 (Stn 9) の表層 (0 m) から，MCsを含む海水の流

入が観測された (Fig. 4-4 (c))．１潮汐後の上げ潮の9月19日7:00には，MCsを含む海水の諫早湾口部にお

ける出入りは確認されなかった．

Fig. 4-4 諌早湾口部 (Stn 7～9) におけるの流向流速およびMCs濃度の鉛直プロファイルの変化． (a) 排水前 (2012年9月18日15:00)，(b) 排水開始１時間後 (9月18日17:00)，(c) 排水開始３時間後 (9月18日19:00)，(d) 排水開始15および17時間後 (9月19日7:00，9:00)． 流速の正および負の値は，それぞれ，諌早湾からの流出および湾外からの流入を示す．

40

4-3-3 調整池からの排水が行われた時の

諫早湾における潮位およびミクロシスチ

ン現存量の変化

Fig. 4-5 には，調整池からの排水の影響調

査を諫早湾で実施した2012年9月18日~19日

の諌早湾のStn 1の区画およびStn 2~9の区画

全体における水中のMCs現存量および潮位

の経時変化を示す．Stn 1の区画では，9月18

日15:00における水中のMCs現存量は0.53 kg

であった．16:00に開始された調整池からの排

水の影響により，17:00には0.91 kgに，19:00

には1.2 kg に増加した．１潮汐後の9月19日

7:00には，0.049 kgに大きく減少し，この区画

の水からはほとんど移出してしまったこと

を示している．一方，Stn 2~9の区画全体で

は，15:00における水中のMCs現存量は1.1 kg

と低かったが，17:00には14 kgにまで上昇し，

19:00には7.6 kgに減少した．１潮汐後の9月19

日7:00にはさらに3.5 kgに減少したが，北部排

水門に隣接したStn 1の区画ではMCsほとん

ど検出されなくなったことと比較すると，そ

の外側のStn 2~9の区画の海水には１潮汐を

経た後もまだMCsがある程度滞留しているこ

とがわかった．

4-3-4 調整池からの排水が行われた時の諫早湾における堆積物表層のミクロシスチン含量の変化

Fig. 4-6 には，諌早湾のStn 1~9における堆積物表層 (深さ 0~1 cm) のMCs含量の排水前後 (9月18日

13:00および9月19日13:00) の変化を示す．北部排水門に近い地点 (Stn 1~4) では，排水の前後で堆積物

表層のMCs含量が約５倍に増加した (9月18日13:00；0.11 ± 0.077 µg kgww-1，9月19日13:00；0.53 ± 0.15 µg

kgww-1，mean ± SD)．一方で，湾中央部~湾口部の地点では (Stn 5~8)，排水が開始される前の9月18日

13:00時点において既に 0.40 ± 0.040 µg kgww-1 のMCs含量が検出されていて，排水後の調査 (9月19日

13:00) においては大きなMCs含量の変化は見られなかった (0.41 ± 0.066 µg kgww-1)．湾口部南側のStn 9

においてのみ，排水前後で 0.18 µg kgww-1 から 0.35 µg kgww-1 に増加した．諌早湾全体における排水前

後における堆積物表層のMCs現存量では，0.24 kgから0.44 kgに増加した．

Fig. 4-5 調整池からの排水の影響調査を諫早湾で実施した2012年9月18日～19日の諌早湾の (a) Stn 1 の区画および (b) Stn 2～9の区画全体における水中のMCs 現存量および潮位の変化．＊No data

41

4-4 考察

4-4-1 調整池からの排水に伴う諫早湾に

おけるミクロシスチンの移流

本研究により，諫早湾の湾口部において

MCsを含む海水が諫早湾へ流入していたこと

が明らかとなった (Fig. 4-4)．9月18日15:00に

は，調査前日までに諌早湾に供給された排水

の影響によりMCsを含む水塊がStn 1の近く

に存在し，15:00~17:00の下げ潮時には，湾

口部北側~中央部の中層~底層からそれぞ

れMCsを含む海水が流入しており，17:00~

19:00にかけては，湾口部中央~南側の表層か

らの流入が認められ，一潮汐後の9月19日7:00

においては，湾口部からのMCsを含む水塊の

流入は観測されなかったが，湾奥部には，

17:00と同様に湾北側および堤防に沿いの地点において，MCsを含む水塊が認められた (Fig. 4-3，4-4)．

本研究と同期間に調査を行った小森田ら (2014) の報告では，北部排水門前のStn 1の区画の海水に含

まれる淡水の変化量が，排水前後で 1.8 million m3 であったと推定しており，調査当日の排水量は (2.3

million m3)，Stn 1の区画の約1.3倍の容積に相当するため，当日の排水の影響はほとんどStn 1の区画の水

中に留まったと考えられる．本研究により，当日の排水量に調整池水中のMCs濃度 (0.30 µg L-1) を乗じ

ることにより算出した理論値 (0.68 kg) が，Stn 1の区画の水中のMCs現存量の排水前後 (9月18日15:00お

よび19:00) の増加分 (0.68 kg) と一致したため (Fig. 4-5 (a))，MCsに関しても，整合性がとれいたことが

明らかとなった．これらの結果から，Stn 2~9の区画の水中に存在していたMCsは，潮汐に伴う湾外から

の移流によって供給されたものであると考えられる (Fig. 4-5 (b))．

諌早湾は非常に大きな潮差を持っており，調査期間における潮位は，170~660 cmの間で変動した (Fig.

4-5)．そのため，諌早湾および有明海奥部の間では海水交換量が多く，その作用は有明海奥部の物質の

分散や輸送に重要な役割を果たしており (齋田ら，2006)，諫早湾奥部から供給される物質は，有明海奥

部へと供給される可能性が高い (田井・小松，2013)．本調査前の４日間にはおそらく，有毒アオコのス

カムを含むMCs濃度の高い調整池の水が諌早湾へ排出されたことが予想され (Fig. 4-1)，諌早湾へ供給さ

れたMCsを含む水塊が，潮汐により諫早湾を出入りしていたと考えられるため，発生水域外へ供給され

たMCsは，沿岸海域において，広域に拡散していたことが示唆された．

4-4-2 沿岸域におけるミクロシスチンの残留性

Fig. 4-6 諌早湾の Stn 1～9 における堆積物表層 (深さ 0～1 cm) の MCs 含量の排水前後の変化 (9月 18 日 13:00 および 9月 19 日 13:00)．

42

Harada (1996) は，野外における潜在的なMCsの無毒化の経路として，希釈，吸着，および熱・光・微

生物による分解を挙げている．本研究において，調査当日に調整池から諫早湾に排出された0.68 kgのMCs

の中で，一部は沈降して海底に堆積することで堆積物表層のMCs現存量が排水前後の24時間で0.20 kg増

加し，24 時間以内における分解が起こらないと過程した場合，残りの0.48 kgは下げ潮時に諫早湾外の有

明海へ輸送され，有明海奥部へ輸送された分に関しては，諌早湾と同様に，海底に沈降して堆積した可

能性が考えられる．これまでに，有毒アオコ発生域内の淡水域および汽水域において，生産されたMCs

が沈降して底質に堆積した例は多く報告されている (e.g. 霞ヶ浦：Takamura et al. 1984，Baltic Sea：

Kankaanpää et al. 2009，Reservoirs in Spain：Wörmer et al. 2011)．しかしながら，本研究結果のように，発

生域外の隣接する海域へMCsが排水とともに広範囲に輸送され，海底に沈降し，堆積したことを捉えた

例は報告されていない．また，本研究の調査結果では，本調査前の４日間に調整池から諫早湾へ排出さ

れ，湾外の有明海奥部にまで輸送されたMCsが，潮流によって調査期間中に再び諌早湾内へ移流してき

たたことも確認されたことから (Fig. 4-4)，MCsは海域を移流する間に，水中で容易にには分解されてい

ないことを示唆している．

本研究で海水中から検出したMCsの形態は不明だが，過去に行われた M. aeruginosa (107 cells mL-1) の

高塩分培地 (21.2 g L-1) を用いた室内培養実験 (20 ℃ ) の結果では，細胞溶解に伴い，１日で細胞内の

MC-LRの約 40 %が細胞外へ放出されたことが報告されている (Orr et al. 2004)．このことを考慮すると，

有明海奥部から諌早湾へ再移流したMCsの大部分は，溶存態であった可能性が高い．溶存態MCsに関し

ては，これまでに光分解 (Welker and Steinberg 1999) および細菌による生分解 (Park et al. 2001，Ishii et al.

2004，Valeria et al. 2006，Ho et al. 2007，Zhang et al. 2010) に関する室内実験が報告されてきた．Zhang et

al. (2010) は，MC分解細菌のSphingopyxis sp. USTB-05株を用いた培養実験により，MC-RRを最大で16.7

mg L-1 d-1の非常に速い速度で分解したことを報告した．しかしながら，これらの分解実験は，きわめて

高いMC-RR濃度 (e.g. 50 mg L-1) および高密度のMC分解菌の存在下で実施されているため，野外におけ

るMCsの分解は，それらの培養実験で得られた分解速度よりも非常に遅くなることが考えられる．Chen et

al. (2008) は，これらの実験に比べて，より野外の環境条件に即したMC分解実験を行っており，中国の

太湖において夏季 (9月) に採取した表層水および湖底直上水のサンプルに高濃度のMCs (MC-LR, -RR,

-Dha7LR) を添加し，室内に設置した水槽において暗条件下で20 ℃で約１ヶ月間培養した．この実験結

果から，湖水に含まれる分解菌の働きにより，水中のMCs濃度が大きく低下していたことが示されてお

り，太湖における夏季のMC-LR濃度の半減期は，表層水で 7.7 day，湖底直上水では 9.5 dayと推定され

た．海域の諌早湾の場合では，分解菌の密度がアオコ発生水域内よりも低く，分解基質となるMCsも少

ないことが考えられるため，Chen et al. (2008) が報告した値よりもさらに遅い可能性ある．これらのこ

とから，発生水域外へ排出されたMCsは，沿岸海域において少なくとも10日程度は大きな分解を受けず

に広域に拡散していると考えられ，環境中に蓄積している可能性が示された．

43

第５章 諫早湾および有明海奥部における堆積物および底生生物へのミクロシスチンの蓄積

5-1 はじめに

これまでのMCsの環境動態に関する研究は，有毒アオコ発生水域内における研究報告が多く，発生域

外への輸送や河床や海底への堆積については研究が行われていない．本研究では，第４章で述べたよう

に，有毒アオコが発生する諫早湾調整池から，排水とともに諫早湾へMCsが流出し，さらに外側の有明

海奥部にまでも輸送されている可能性も示された．本章では，この発生域外へのMCsの輸送，拡散およ

び輸送先の海底への蓄積の可能性に焦点を当てた．

沿岸域には様々な水生生物が棲息し，水産資源として利用されている生物も少なくない．そのような

生物が棲息する海域に，淡水域や汽水域で発生する有毒アオコによって生産されたMCsが輸送されてき

て，海底に堆積した場合，それがさらに生物に取り込まれていく可能性も考えられる．現在までのとこ

ろ，このような海域の生物へのMCsの蓄積に関する報告例はきわめて限られている (Magalhães et al. 2003，

Rita et al. 2014)．

そこで，本研究では，調整池，諫早湾および有明海奥部において海底堆積物を採取し，底生生物を採

集する調査を実施し，これらの水域の堆積物表層のMCs含量の空間分布および主要な底生生物のMCs含

量を明らかにして，沿岸域におけるMCsの広域拡散，堆積物および底生生物へのMCsの蓄積の関係につ

いて考察する．

5-2 調整池・諫早湾・有明海奥部における底質調査

調整池に１地点 (Stn 1)，諫早湾に11地点 (Stn 3~13)，有明海奥部に18地点 (Stn 14~31) を設けた (Fig.

5-1)．調整池では2010年8月25日，2011年9月9日，2011年11月27日，2012年3月20日，および2012年9月26

日に，諫早湾では2011年11月3日に，諫早湾および有明海奥部においては2010年8月5日，2011年9月7日，

2012年3月14~15日，および2012年9月11~12

日に，それぞれ漁船を用いて底質調査および

底生生物の採集を行った．各調査地点におい

て，エクマン・バージ採泥器 (調整池：15 × 15

cm，諫早湾および有明海奥部：20 × 20 cm，

Rigo，Tokyo，Japan ) を用いて堆積物を採取

し，採取した堆積物には内径 29 mm のプラ

スチックコアサンプラーを10本挿入して堆

積物表層 (深さ 0~1 cm) をプラスチックバ

ックに保存した．また，諫早湾においては，

マクロベントスを採集するために，エクマ

ン・バージ採泥器を用いて採取した堆積物を

目合い１mmの篩を用いてふるい，残渣をビFig. 5-1 調整池 (Stn 1)，諌早湾 (Stn 2～13)， および有明海奥部 (Stn 14～31) における調査地点．

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ニール袋に採取した．海域の生物のMCs含量の長期モニタリングとして，2007年12月10日~2013年4月28

日に，諫早湾の潮受け堤防南部排水門近傍の岩礁 (Stn 2) において，合計23回マガキ (Crassostrea gigas)

を採集した．コントロールとして，熊本県緑川河口干潟においてマガキを別途採集した (2009年11月18

日)．採取したすべてのサンプルは，保冷剤入りのクーラーボックスに保存して持ち帰った．

5-3 試料の処理および分析

堆積物サンプルは，実験室に持ち帰った後すぐに含水率算出のための操作を行い，残りのサンプルは，

次の処理までの間，冷凍庫で保存した (-30 ℃ )．その後，第４章で示した方法でMCsを抽出し，ELISA

分析までの間，凍結保存した．生物サンプルに関しては，調査後，大学の実験室に戻り次第すぐに生物

を選り出し，人工海水を用いて冷暗所で１日間浸すことで胃内容物を吐き出させた．地点ごとに同種を

まとめて湿重量を測定し，フリーズドライ (Freeze Dryer DC41，Yamato，Tokyo，Japan) 後に乾燥重量

を測定した．生物に含まれるMCsの抽出は Xie et al. (2005) の方法に準じて実施し，乾燥したサンプルを

乳鉢および乳棒を用いてホモジナイズし，攪拌子と共に25 mLのメスフラスコに入れ，10 mLの抽出液

(メタノール：ブタノール：蒸留水 = 1：4：15) を添加後，密栓し，4 °Cで24時間攪拌することでMCsを

抽出した．マガキのサンプルは，大型の個体が多かったため，２倍量の抽出液で抽出した．24時間後に

フラスコ内の溶液をすべてプラスチックチューブに移して遠心し (3,000 rpm，10 min)，チューブ内の上

清をピペットで慎重にプラスチックボトルに採取した．チューブ内の沈渣に10 mLの抽出液を再び添加

し，よく攪拌した後フラスコに移し，再度抽出した．この抽出操作を３度繰り返し，プラスチックボト

ルに採取した30 mLの上清をディスクフィルターを用いて濾過後 (0.45 µm，ADVANTEC)，超遠心をし

て (40,000 rpm，30 min) 上清を採取し，凍結保存した (-30 ℃)．不純物質を取り除くために，抽出液を

C18およびSilicaカラム (Sep-Pak Plus，Waters，MA，USA) に通過させ，固相抽出後の溶液に含まれるメ

タノールを除くためにエバポレーターにかけ，純水に溶解させたものをELISA分析用の試料とし，ELISA

キットを用いてMCsを定量した (第２章参照)．

マクロベントスの摂食様式は，Bremec and Giberto (2006)，Yokoyama (2009)，および Gillies et al. (2012)

を参考にし，諫早湾の潮受け堤防南部排水門近傍の岩礁において採集したマガキのMCs含量は，2010年

11月以前は２~５個体の混合サンプル (約10 gww) の値を示し，以降は，５個体それぞれの含量を測定

し，その平均値を示した．諫早湾における，堆積物表層，一次消費者のマクロベントス，および二次消

費者のマクロベントスの間のMCs含量の差の検定は，Kruskal-Wallis検定を用いて行い，多重比較にはノ

ンパラメトリックのSteel-Dwass検定を用いた (software package，R，Version 2. 12. 2)．

5-4 結果

5-4-1 調整池・諫早湾・有明海奥部における堆積物表層のミクロシスチン含量の分布

調整池，諫早湾，および有明海奥部の全調査において，堆積物表層からMCsが検出された (Fig. 5-2)．

アオコの発生域である調整池の底質では，MCs含量がもっとも高く3.8~14 µg kgww-1に達した．諫早湾

45

の堆積物表層のMCs含量は0.046~2.6 µg kgww-1，その外側に位置する有明海奥部では0.046~1.0 µg

kgww-1が記録された．調整池の値と比較するといずれも低い値であるが，諫早湾から有明海奥部にMCs

が広範囲にわたって輸送され，海底に堆積していることがわかった．

有毒アオコが発生する調整池と発生域外の諫早湾および有明海奥部海域では，堆積物表層のMCs含量

の季節変動が異なっている．調整池では，水中における有毒アオコの増殖がピークに達した8~9月に

(Fig. 2-6)，堆積物表層のMCs含量がもっとも多く (2010年8月：11 µg kgww-1，2011年9月：14 µg kgww-1，

2012年9月：11 µg kgww-1)(Fig. 5-2 (a, b, e))，ブルーミングの終期やアオコの活動が低下する冬季にはMCs

Fig. 5-2 調整池，諌早湾，および有明海奥部における堆積物表層 (深さ 0～1 cm) のMCs 含量の水平分布の変化． (a) 2010 年 8月，(b) 2011 年 9月，(c) 2011年 9月，(d) 2012 年 3月，(e) 2012 年 9月.

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含量が減少した (2011年11月：9.1 µg kgww-1，2012年3月：3.8 µg kgww-1)(Fig. 5-2 (c. d))．一方，諫早湾お

よび有明海奥部では，それぞれの湾の全地点におけるMCs含量の中央値の季節変動パターンが一致して

おり (それぞれ，2010年8月：0.09 および 0.06 µg kgww-1，2011年9月：0.61 および 0.40 µg kgww-1，2012

年3月：0.67 および 0.38 µg kgww-1，2012年9月：0.17 および 0.16 µg kgww-1，median)，2010年8月およ

び2012年9月には両海域におけるMCs含量は少なく，2011年9月および2012年3月では多い傾向があった．

調整池から距離的に近い諫早湾のMCs含量は，有明海奥部と比べて多い傾向があったが，その含量の中

央値の差は 1.1~1.8 倍程度に留まった．

5-4-2 諫早湾に棲息する底生生物のミクロシスチン含量の季節変動

Fig. 5-3 には，諌早湾で2011年9月7日，2011年11月3日，2012年3月14~15日，2012年9月11~12日に採

集された主なマクロベントスのMCs含量を示す．調査期間における諫早湾のマクロベントスのMCs含量

は 0.23~166 ng gww-1 の広い範囲に及んだ．各調査におけるマクロベントスのMCs含量の中央値には季

節変動が見られ，冬季の2012年3月14~15日に 21 (5.3-41) ng gww-1 (median (IQR：Interquartile Range,

25-75 %)) であり，その他の時期 (2011年9月7日：14 (12-17) ng gww-1，2011年11月3日：3.2 (0.55-10) ng

Fig. 5-3 諌早湾で採集されたマクロベントスのMCs含量． (a) 2011年9月7日，(b) 2011年11月3日，(c) 2012年3月14～15日，(d) 2012年9月11～12日． ＊は二次消費者を示す．

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gww-1，2012年9月11~12日：16 (6.8-24) ng gww-1) に比べてもっとも多かった．各調査月における最高含

量は，それぞれ，2011年9月7日のStn 13におけるOphiurida sp. (25.4 ng gww-1)，2011年11月3日のStn 13に

おけるOphiurida sp. (36.1 ng gww-1)，2012年3月14~15日のStn 12におけるPolynoidae sp．(166 ng gww-1)，

2012年9月11~12日のStn 9におけるNectoneanthes oxypoda (57.8 ng gww-1) であり，これらは肉食性および

雑食性の二次消費者であった (Bremec and Giberto 2006，Yokoyama 2009，Gillies et al. 2012)．これらの結

果は，堆積物中へのMCsの堆積からそこに棲息する底生生物へのMCsの移行が確認され，さらに食物連

鎖を通した生物濃縮が起きていることも示唆している．

5-4-3 諫早湾に棲息するマガキのミクロシスチン含量の長期モニタリング

Fig. 5-4 には，2007年8月~2013年4月の調整池における４地点平均の水中のMCs濃度 (Fig. 2-6) および

諌早湾 (Stn 2) におけるマガキのMCs含量の変動を示す．熊本県緑川河口干潟において採集したマガキ

からはMCsが検出されなかったが，諫早湾の南部排水門近傍の岩礁においては，採集したすべての個体

からMCsが検出された (0.63~450 ng gww-1)．マガキのMCs含量は，調整池における有毒アオコのブルー

ミングを起こしたことにより水中のMCs濃度が上昇した夏季 (2007年8月9日~9月26日：19~34 µg L-1，

2009年9月18日：4.0 µg L-1，2010年8月25日：5.9 µg L-1，2011年8月13日：5.3 µg L-1) から約１~６ヶ月後

の秋季から冬季にかけてもっとも上昇した (2007年12月5日：450 ng gww-1，2008年3月24日：370 ng gww-1，

2009年11月20日：310 ng gww-1，2010年10月6日：7.1 ng gww-1，2011年9月26日：28 ± 10 ng gww-1，2012

年10月23日：7.4 ± 2.8 ng gww-1，mean ± SD)．しかしながら，春季~初夏おいては，マガキのMCs含量が

大きく減少したことから (2011年3月~7月：2.0~2.5 ng gww-1，2012年3月および7月：4.3 ng gww-1 およ

び 2.3 ng gww-1)，調整池からの排水によって供給される懸濁物のMCs含量の減少およびマガキの代謝・

排泄作用により，マガキのMCs含量が季節変動したことが示唆された．

Fig. 5-4 調整池における水中の MCs 濃度および諌早湾におけるマガキ (Crassostrea gigas) のMCs 含量の変動．＊マガキのデータなし．

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5-5 考察

5-5-1 沿岸域におけるミクロシスチンの広域拡散

有毒アオコの発生水域では，水温が上昇する夏季に大規模なブルーミングが起き，MCsを含むアオコ

の細胞が底質へ多く沈降し (Wörmer et al. 2011)，堆積物表層に堆積する (Takamura et al. 1984)．本研究

の調査地である諫早湾調整池では，堆積物表層のMCs含量が夏季に高い傾向にあったため，水中からの

供給が堆積物表層のMCs含量の変動を支配していたと考えられる (Fig. 5-2)．MCsは発生域に留まらず，

系外へと流出し (Fig. 4-3)，隣接する諫早湾および有明海奥部の堆積物および底生生物にも蓄積していた

(Fig. 5-2, Fig. 5-3)．調整池内では，有毒アオコが発生していない冬季においても，堆積物表層に高濃度の

MCsが含まれており (Fig. 5-2 (d))，調整池から諫早湾への排水の際，池内の堆積物を巻き上げながら湾

へ排出するため (手塚ら 2012, 小森田ら 2014)，諫早湾および有明海の堆積物表層からも年間を通して

MCsが検出されたと考えられる．

Table. 5-1 には，諫早湾 (Stn 3~13) および有明海奥部 (Stn 14~31) における堆積物表層のMCs含量の

中央値 (median) および四分位範囲 (IQR：Interquartile Range，25-75 %) の変動，および各調査日以前に

おける直近の調整池からの排水量 (九州農政局 2013) を示す．直近の排水量が少なく (0.5 million m3 d-1)，

排水当日および１日後に調査を実施した2012年3月14~15日の諫早湾および有明海奥部の全地点におけ

るMCs含量の中央値は，それぞれ，0.67 (0.22-1.06) µg kgww-1 (median (IQR)) および 0.38 (0.23-0.51) µg

kgww-1 と高く，一方，直近の排水量が多く (2.0 million m3 d-1)，排水６日後に調査を実施した2010年8月5

日の諫早湾および有明海奥部のMCs含量の中央値は，それぞれ，0.09 (0.09-0.13) µg kgww-1 および 0.06

(0.06-0.08) µg kgww-1 と低かった．その他の調査日に関しても，排水日により近いほど，諫早湾および有

明海奥部の堆積物表層のMCs含量が増加する傾向があった．また，両海域における堆積物表層のMCs含

量は，すべての調査において同レベルであったことから，調整池からの排水は比較的短時間に有明海奥

部まで広域に拡散し，沈降堆積していると考えられる．

Table 5-1 諫早湾および有明海奥部における堆積物表層のMCs含量の中央値 (median) および四分位範囲 (IQR：Interquartile Range，25-75 %) の変動，および各調査日以前における直近の調整池からの排水量 (九州農政局 2013)．

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これまで，多くの室内実験により，好気的条件下における好気性細菌 (Pseudomonas sp.，Sphingomonas

sp.，and Sphingopyxis sp.) によるMCsの分解が報告されてきた (Jones and Orr 1994，Park et al. 2001，Ishii et

al. 2004，Valeria et al. 2006，Ho et al. 2007，Zhang et al. 2010)．Holst et al. (2003) は，嫌気的条件下におい

ても，微生物の作用により，デンマークの湖で採取した堆積物に含まれるMCsが分解したことを報告し

た．しかしながら，野外においては，堆積物表層から数センチ深い還元層においてもMCsが含まれるこ

とが示されてきており，仮に海域にMC分解菌が存在したとしても，好気層では分解が進むが，新しい土

砂の堆積により嫌気層となった堆積物中では，MCsの分解速度が低下するのではないと考えられる．こ

のことから，小型のベントスが棲息する海底堆積物表層数センチの空間では，MCsの暴露を避けること

が難しいと推察される．

5-5-2 底生生物へのミクロシスチンの蓄積

本研究により，諫早湾の堆積物表層には年間を通してMCsが含まれていたことが明らかとなり，湾に

棲息するマクロベントスは常にMCsに暴露されており，採集された個体すべてにおいて，生体内にMCs

が蓄積していた (Fig. 5-3)．過去の研究により，淡水~汽水域における二枚貝類 (Anodonta，Mytilus)，腹

足類 (Bellamya，Potamopyrgus)，甲殻類 (Chaoborus，Pacifastacus) などのマクロベントスへのMCsの蓄

積の報告が数多くされてきた (Laurén-Määttä et al. 1995，Lirås et al. 1998，Watanabe et al. 1997，Amorim and

Vasconcelos 1999，Zhang et al. 2007，Lance et al. 2008)．海域においては，Sepetiba 湾で採集された大型の

ベントス (カニ, エビ) へのMCsの蓄積や (Magalhães et al. 2003)，アドリア海沿岸で採集された魚類

(Boops boops, Scomber japonicus colias) および二枚貝類 (Mytilus galloprovincialis, Venus gallina) へのMCs

の蓄積 (Rita et al. 2014) が報告されているが，それらよりも小型のマクロベントスへの蓄積は，本研究

が初めての報告となる．

Fig. 5-5 ４回の調査における諫早湾のマクロベントス (軟体動物門および環形動物門多毛類) のMCs 含量の変動．

50

Fig. 5-5 には，４回の調査 (2011年9月7日，2011年11月3日，2012年3月14~15日，2012年9月11~12日)

における諫早湾のマクロベントス (軟体動物門および環形動物門多毛類) のMCs含量の変動を示す．諫

早湾で採集されたマクロベントスの中で (n = 79)，節足動物，棘皮動物，および腕足動物を除く，軟体

動物および多毛類が，全データの86 %を占めた (Fig. 5-3)．多毛類のMCs含量は，夏季~秋季 (2011年9

月，2011年11月，2012年9月) に少なく，冬季 (2012年3月) に極端に増加した．一方，軟体動物のMCs

含量は，調査期間中の変動が小さく，多毛類の含量が増加した冬季においても少なかった．しかしなが

ら，軟体動物の同じ生物種 (マガキ) について詳細なモニタリングを行ったところ，やはり冬季にMCs

含量が増加する傾向がみられた (Fig. 5-4)．多毛類やマガキのMCs含量が増加した冬季は，堆積物表層の

MCs含量がもっとも増加したが，その他の時期においては，それらの間に明確な関係性が見られなかっ

たことから，多毛類の餌となる底質直上の懸濁有機物および堆積有機物に含まれるMCsの量に加えて，

水温の低下に伴う生物の代謝・排泄機能の低下が冬季の生物のMCs含量の増加に影響していた可能性が

ある．また，マクロベントスの中でも，懸濁物食者が多い軟体動物よりも，堆積物食者や肉食者が多い

多毛類において含量が高かったことから，食性の違いによって含量に差が生じていると考えられる．

5-5-3 堆積物および底生生物のミクロシスチン含量の関係

有毒アオコ発生水域内において，MCsの堆積物 (Kankaanpää et al. 2009) および水生生物への蓄積 (二

枚貝類：Amorim and Vasconcelos 1999，甲殻類：Ferrão-Filho et al. 2002，魚類：Xie et al. 2005，腹足類：

Zhang et al. 2007) が報告されてきた．しかしながら，MCsの生物蓄積に関するこれらの報告は，生物に

蓄積したMCsの供給源として，水中の溶存態もしくは懸濁態のMCsを想定しており，堆積物に高濃度に

含まれるMCsを供給源として考慮していない．堆積物に蓄積したMCsは，底質直上の懸濁物有機物や堆

積有機物を餌とする底生生物に取り込まれ，食物連鎖を通して高次消費者に利用されることが考えられ

るため，生態系におけるMCsの動態を明らかにするためには，堆積物および底生生物群集に含まれるMCs

量とそれらの関係を明らかにすることが非常に重要であり，把握すべき経路である．

Table 5-2 には，４回の調査 (2011年9月7日，2011年11月3日，2012年3月14~15日，2012年9月11~12

日) の諫早湾の堆積物表層，マクロベントスの一次消費者，およびマクロベントスの二次消費者におけ

る重量および炭素あたりのMCs含量の中央値および四分位範囲を示す．湾における，重量あたりの一次

消費者のマクロベントスのMCs含量の中央値は (11 (4.2-22) ng gww-1，n=61，median (IQR))，堆積物表層

の含量 (0.45 (0.20-0.63) ng gww-1，n=36) に比べて25倍高く，二次消費者の含量 (23 (12-36) ng gww-1，

n=18) は一次消費者に比べて2.1倍高かった．Kruskal-Wallis検定により，分類した３つの群におけるMCs

含量の差の有無を調べたところ，有意差が認められたため (p < 0.001)，Steel-Dwass検定を用いて多重比

較を行ったところ，堆積物表層とマクロベントスの一次消費者，および堆積物表層とマクロベントスの

二次消費者の間で有意差が認められ (p < 0.001)，マクロベントスの一次消費者とマクロベントスの二次

消費者の間では認められなかった (p = 0.42)．これにより，堆積物およびマクロベントスの間のMCs含量

に有意な差があることが明らかとなった．

51

MCsの生物への濃縮の可能性を明らかにするために，堆積物および生物のMCs含量を炭素あたりに換

算した．本研究では，すべてのマクロベントス試料をMCs分析用に使用し，全有機炭素量 (TOC) を測

定することができなかったため，調査期間以外に諫早湾において採集した二枚貝および多毛類のTOC含

量を測定し，その平均値を (400 mgC gDW-1) 調査期間における代表値として用いた．また，堆積物表層

のTOC含量は，2010年8月5日の Stn 6, Stn 9, およびStn 12における平均値 (18 mgC gDW-1) を調査期間中

の代表値とした．これらから推定した堆積物表層，マクロベントスの一次消費者，およびマクロベント

スの二次消費者の炭素あたりのMCs含量は，それぞれ，74 (34-100) ng gC-1，140 (53-270) ng gC-1，290

(150-450) ng gC-1 であり，炭素ベースに換算しても，一次消費者のマクロベントスの含量は，堆積物表層

の含量に比べて1.9倍高かったことが明らかとなった．これらの結果から，海域へ拡散・沈降・堆積した

MCsは，堆積物表層に棲息する一次消費者のマクロベントスに取り込まれ，生体内に濃縮して蓄積して

おり，有意差は認められなかったものの，肉食性および雑食性の二次消費者においてMCs含量が多い傾

向にあったことから，食物連鎖を通したMCsの高次消費者への濃縮の可能性が示めされた．

Table 5-2 ４回の調査での諫早湾の堆積物表層，マクロベントスの一次消費者，およびマクロベントスの二次消費者における重量および炭素あたりの MCs 含量の中央値および四分位範囲 (median (IQR))．

52

まとめ

第２章における５年間 (2008年~2013年) の水質モニタリングにより，有毒アオコは，きわめて低い

透明度 (ca. 0.24 m)，低塩分 (0.09~1.68)，および豊富な栄養塩 (濃度の最高値，DIN：194 µM，DIP：7.17

µM) が流入する調整池において，水温が11 ℃以上に上昇する春季~秋季に毎年ブルーミングを起こし，

23 ℃以上の高水温時では，水中のMCs濃度が大きく上昇した (濃度の最高値 14 µg L-1)．調整池におい

て有毒アオコの増殖を制御する要因は，11 ℃以下の低水温および有毒アオコの消費によるDINの枯渇で

あることが示された．

第３章では，水中で有毒アオコが利用する栄養塩の供給源を明らかにするために，調整池に流入する

一級河川の本明川および調整池において，夏季に３時間間隔で24時間の観測を行った．調整池における

当日の栄養塩収支の結果によると，本明川から調整池への栄養塩流入量および調整池底質から水中への

の栄養塩溶出量が，調査開始時の調整池水中の栄養塩現存量および有毒アオコによる栄養塩消費量に比

べてきわめて少なかった．このことは，調査前の大雨に伴う河川水の流入量の一時的な増加によっても

たらされた栄養塩が，有毒アオコのブルーミングを支えていることを示唆している．また，浅水域にお

いて，堆積物における栄養塩の再生産は非常に重要であり，底質から水中への栄養塩の溶出は，水中に

おける一次生産に対して大きく寄与することが報告されているが，調査期間の調整池では，底質から水

中への栄養塩溶出量が，水中の有毒アオコによる栄養塩消費量に対してきわめて少なかった (DIN：

0.87 %，DIP：1.33 %)．

第４章においては，有毒アオコ発生水域外へのMCsの流出を明らかにするために，調整池で有毒アオ

コが大発生する夏季に，諫早湾への排水が実施される日に合わせて，諌早湾において調整池から排水の

動態を追跡する調査を１潮汐間実施した．諫早湾へ排出されたMCsは，諫早湾底に一部堆積し (排水前

後で堤防付近の堆積物表層 0~1 cm のMCs含量が約５倍増加)，残りはさらに外側の有明海奥部へ移流

していたことが明らかとなった．調査期間内に実施された排水よりも以前に排出されたであろうMCsを

含む水塊が調査期間中に潮汐により諫早湾を出入りしていたため，沿岸海域に排出されたMCsは，少な

くとも10日程度は大きな分解を受けずに広域に拡散していると考えられる．

第５章では，堆積物および底生生物へのMCsの蓄積を明らかにするために，調整池，諫早湾およびさ

らに外側の有明海奥部において多地点採泥調査を実施した．調整池，諫早湾および有明海奥部のすべて

の調査地点の堆積物表層から年間を通してMCsが検出された．諫早湾および有明海奥部においては，排

水日により近いほど堆積物表層のMCs含量が増加する傾向があり，また，両海域においてMCs含量が同

レベルであったことから，調整池からの排水は比較的短時間に有明海奥部まで広域に拡散し，排水に含

まれるMCsが沈降・堆積していると考えられる．また，海底へ堆積したMCsは，堆積物表層に棲息する

一次消費者のマクロベントスに取り込まれ，生体内に濃縮して蓄積していたことが明らかとなった．一

次消費者のマクロベントスのMCs含量および二次消費者のマクロベントスのMCs含量の間に有意差は認

められなかったものの，肉食性および雑食性の二次消費者においてMCs含量が多い傾向にあったことか

ら，食物連鎖を通したMCsの高次消費者への濃縮の可能性が示めされた．

53

本研究により，他の水域とは異なる水質条件 (透明度が極めて低い，塩分１程度の汽水など) の諫早

湾調整池において，有毒アオコの発生要因およびブルーミングを維持するための栄養塩の供給源が明ら

かとなった．有毒アオコが発生する水質条件を一般化することは未だ難しいが，過去に行われてきた研

究例の結果に本研究の結果を加えることで，有毒アオコの発生を制御する重要な環境要因の明確化に貢

献することができると考えられる．諫早湾調整池において有毒アオコの発生を防ぐためには，水温の上

昇および降雨に伴う流域からの豊富な栄養塩の流入を抑制しなければならないが，これらを制御するこ

とは現実的に不可能である．しかしながら，複式干拓により造成された調整池は，元来，河口域であっ

たため，排水門から池内に海水を再導入し，塩分を 14 以上に上昇させることで，有毒アオコの発生を

抑制することが可能である．

MCsの環境動態に関しては，有毒アオコが産生したMCsのアオコ発生水域外への流出，系外における

拡散・蓄積の報告はこれまでにされてこなかった．しかしながら，本研究により，調整池内で有毒アオ

コが産生したMCsは，系内に留まらず系外の諫早湾へと流失しており，沿岸海域において広く拡散し，

環境中に蓄積していることが明らかとなった．そのため，MCsの環境リスクを明らかにするためには，

アオコ発生水域であるダム，湖，および調整池のみではなく，その下流域や沿岸域においてもモニタリ

ングを実施する必要があると考えられる．また，海域の底生生物へのMCsの蓄積および食物連鎖を通し

た濃縮の可能性が本研究により示されたため，MCsが高濃度に蓄積した海産物の摂取による人への健康

への被害が懸念される．

54

謝辞

本研究を進めるにあたり，熱心なご指導を賜りました，熊本県立大学環境共生学部の堤裕昭教授，熊

本保健科学大学保健科学部の高橋徹教授，熊本県立大学環境共生学部の小森田智大助教に心から御礼申

し上げます．また，多くの適切な助言を頂きました北海道大学大学院環境科学院の門谷茂教授，福岡女

子大学国際文理学部の山田真知子教授，熊本県立大学環境共生学部の古賀実教授，一宮睦雄講師，およ

び小林淳助教，九州大学大学院工学研究院の小松利光教授，九州大学高等研究院の田井明助教，熊本保

健科学大学保健科学部の安楽健作講師，香川大学瀬戸内圏研究センターの一見和彦准教授，国立水俣病

総合研究センターの原口浩一博士，調査に際してご尽力頂きました土井博満氏，松永秀則氏，熊本市の

川口漁業協同組合の皆様，時津良治氏，Korea Ocean Research and Development Institute の Jin-Woo Choi

博士，有限会社シーベックの柴沼成一郎氏，熊本県立大学環境共生学部の海洋生態学研究室の皆様，熊

本保健科学大学保健科学部の高橋研究室の皆様，九州大学大学院工学研究院の環境流体力学研究室の皆

様，分析に御協力頂きました Koninklijk Nederlands Instituut voor Onderzoek der Zee の國弘忠生博士，熊

本保健科学大学保健科学部の河田仁助教，熊本県立大学環境共生学部の松尾英樹助手，広島大学医歯薬

保健学研究科の野村雄二助教，マリーンバイオ株式会社の榎木田貴子氏，アオコの同定およびアオコに

関する貴重な意見を頂きました京都大学生態学研究センターの中野伸一教授，信州大学理学部の朴虎東

教授，中国科学院水生生物研究所の李仁輝教授，国立環境研究所地域環境研究センターの冨岡典子博士，

国立科学博物館植物研究部の新山優子博士，英文校正をして頂きました熊本県立大学文学部の Richard

Steven LAVIN 教授，そして本研究に携わったすべての方々に心より感謝致します．本研究の調査実施

に際し，助成して頂きました自然保護助成基金，高木仁三郎市民科学基金，および日本科学協会に厚く

御礼を申し上げます．

55

引用文献

Amorim A, Vasconcelos V (1999) Dynamics of microcystins in the mussel Mytilus galloprovincialis. Toxicon 37:

1041-1052.

Anthony JL, Lewis WMJr (2012) Low boundary layer response and temperature dependence of nitrogen and

phosphorus releases from oxic sediments of an oligotrophic lake. Aquat Sci 74: 611-617.

Armitage PD, Capper MH (1976) The numbers, biomass and transport downstream of micro-crustaceans and

hydra from Cow Green Reservoir (Upper Teesdale). Freshwater Biol 6: 425-432.

東 幹生 (2001) 潮止め後の諫早湾と有明海 -事業の見直しを求めて-. 汽水湖 13: 37-46.

Balzano S, Sarno D, Kooistra WHCF (2011) Effects of salinity on the growth rate and morphology of ten

Skeletonema strains. J Plankton Res 33: 937-945.

Berner RA (1980) Early diagenesis. A theoretical approach.Princeton University Press, Princeton, NJ, 241 pp.

Bittencourt-Oliveira M (2003) Detection of potential microcystin-producing cyanobacteria in Brazilian reservoirs

with a mcyB molecular marker. Harmful Algae 2: 51-60.

Blom JF, Jüttner F (2005) High crustacean toxicity of microcystin congeners does not correlate with high protein

phosphatase inhibitory activity. Toxicon 46: 465-470.

Botes DP, Wessels PL, Kruger H, Runnegar MTC, Santikarn S, Smith RJ, Barna JCJ, Williams DH (1985)

Structural studies on cyanoginosins-LR, -YR, -YA, and -YM, peptide toxins from Microcystis aeruginosa.

J Chem Soc Perkin Transactions 1: 2747-2748.

Bozarth CS, Schwartz AD, Shepardson JW, Colwell FS, Dreher TW (2010) Population turnover in a Microcystis

bloom results in predominantly nontoxigenic variants late in the season. Appl Environ Microbiol 76:

5207-5213.

Bremec C, Giberto D (2006) Polychaete assemblages in the Argentinean Biogeographical Province, between 34°

and 38°S. Sci Mar 70: 249-257.

Brzezinski MA (1985) The Si：C：N ratio of marine diatoms: interspecific variability and the effect of some

environmental variables. J Phycol 21: 347-357.

Carmichael WW (1994) The toxins of cyanobacteria. Sci Am 270: 78-86.

Carmichael WW (2001) Health effects of toxin-producing cyanobacteria: ‘‘the CyanoHABs.’’ Human Ecol Risk

Assess 7: 1393-1407.

Carmichael WW, Azevedo SMFO, An JS, Molica RJR, Jochimsen EM, Lau S, Rinehart KI, Shaw GR, Eaglesham

GK (2001) Human fatalities from cyanobacteria: chemical and biological evidence for cyanotoxins.

Environ Health Perspect 109: 663-668.

Chen W, Song LR, Peng L, Wan N, Zhang XM, Gan NQ (2008) Reduction in microcystin concentrations in large

and shallow lakes: Water and sediment-interface contributions. Water Res 42: 763-773.

Cowan JLW, Pennock JR, Boynton WR (1996) Seasonal and interannual patterns of sediment-water nutrient and

oxygen fluxes in Mobile Bay, Alabama (USA): regulating factors and ecological significance. Mar Ecol

Prog Ser 141: 229-245.

Doi H, Chang KH, Ando T, Imai H, Nakano SI, Kajimoto A, Katano I (2008) Drifting plankton from a reservoir

subsidize downstream food webs and alter community structure. Oecologia 156: 363-371.

56

Elliott JM, Corlett J (1972) The ecology of Morecambe Bay. IV. Invertebrate drift into and from the river Leven. J

Appl Ecol 9: 195-205.

Estep MLF, Vigg S (1985) Stable carbon and nitrogen isotope tracers of trophic dynamics in natural populations

and fisheries of the Lafiontan Lake system, Nevada. Can J Fish Aquat Sci 42: 1712-1719.

Falconer IR, Beresford AM, Runnegar MTC (1983) Evidence of liver damage by toxin from a bloom of the blue

green alga, Microcystis aeruginosa. Med J Austr 1: 511-514.

Ferrão-Filho AS, Suzuki BK, Azevedo SMFO (2002) Accumulation of microcystins by a tropical zooplankton

community. Aruat Toxicol 59: 201-208.

Fisher MM, Reddy KR, James RT (2005) Internal nutrient loads from sediments in a shallow, subtropical lake.

Lake Reserv Manage 21: 338-349.

Fisher TR, Carlson PR. Barber RT (1982) Sediment nutrient regeneration in three North Carolina estuaries. Est

Coast Shelf Sci 14: 10l-116.

Fisher WJ, Garthwaite I, Miles CO, Ross KM, Aggen JB, Chamberlin AR, Towers NA, Dietrich DR (2001)

Congener-independent immunoassay for microcystins and nodularins. Environ Sci Technol 35:

4849-4858.

Giannuzzi L, Sedan D, Echenique R, Andrinolo D (2011) An acute case of intoxication with cyanobacteria and

cyanotoxins in recreational water in Salto Grande Dam, Argentina. Mar Drugs 9: 2164-2175.

Gibson CE, Smith RV (1982) Freshwater plankton. In: Carr NG, Whitton BA (eds), The biology of cyanobacteria.

Blackwell Scientific Publications, Oxford, UK, pp 463-489.

Gillies CL, Stark JS, Johnstone GJ, Smith SDA (2012) Carbon flow and trophic structure of an Antarctic coastal

benthic community as determined by δ13C and δ15N. Est Coast Shelf Sci 97: 44-57.

Gu B, Alexander V (1993) Estimation of N2 fixation based on differences in the natural abundance of 15N among

freshwater N2-fixing and non-N2-fixing algae. Oecologia 96: 43-48.

Gumbo JR, Ross G, Cloete TE (2010) The isolation and identification of predatory bacteria from a Microcystis

algal bloom. Afr J Biotechnol 9: 663-671.

Gupta N, Pant SC, Vijayaraghavan R, Rao PVL (2003) Comparative toxicity evaluation of cyanobacterial cyclic

peptide toxin microcystin variants (LR, RR, YR) in mice. Toxicol 188: 285-296.

Ha K, Cho EA, Kim HW, Joo GJ (1999) Microcystis bloom formation in the lower Nakdong River, South Korea:

importance of hydrodynamics and nutrient loading. Mar Freshw Res 50: 89-94.

Harada K (1996) Chemistry and detection of microcystins. In: Watanabe MF, Harida K, Carmichael WW, Fujiki

H (eds) Toxic Microcystins. CRC Press, Boca Raton, FL, pp 103-148.

Henriksen K, Hansen JI, Blackburn TH (1981) Rates of nitrification, distribution of nitrifying bacteria and nitrate

fluxes in different types of sediment from Danish waters. Mar Biol 61: 299-304.

Holdren GC, Armstrong DE (1980) Factors affecting phosphorus release from intact lake sediment cores. Environ

Sci Technol 14: 79-87.

Ho L, Gaudieux AL, Fanok S, Newcombe G, Humpage AR (2007) Bacterial degradation of microcystin toxins in

drinking water eliminates their toxicity. Toxicon 50: 438-441.

Holst T, Jorgensen NOG, Jorgensen C, Johansen A (2003) Degradation of microcystin in sediments at oxic and

anoxic, denitrifying conditions. Water Res 37: 4748-4760.

57

Imai H, Chang KH, Kusaba M, Nakano S (2009) Temperature-dependent dominance of Microcystis

(Cyanophyceae) species: M. aeruginosa and M. wesenbergii. J Plankton Res 31: 171-178.

Imai H, Chang KH, Nakano S (2009) Growth Responses of Harmful Algal Species Microcystis (Cyanophyceae)

under Various Environmental Conditions. In: Obayashi Y, Isobe T, Subramanian A, Suzuki S, Tanabe S

(eds) Interdisciplinary Studies on Environmental Chemistry-Environmental Research in Asia.

TERRAPUB, Tokyo, pp 269-275.

Ishii H, Nishijima M, Abe T (2004) Characterization of degradation process of cyanobacterial hepatotoxins by a

gram-negative aerobic bacterium. Water Res 38: 2667-2676.

Jochimsen EM, Carmichael WW, An J, Cardo DM, Cookson ST, Holmes CEM, Antunes EA, Melo Filho DA,

Lyra TM, Barreto VST, Azevedo SMFO, Javis WR (1998) Liver failure and death following exposure to

microcystin toxins at a hemodialysis center in Brazil. N Engl J Med 338: 873-879.

Jöhnk KD, Huisman J, Sharples J, Sommeijer B, Visser PM, Strooms JM (2008) Summer heatwaves promote

blooms of harmful cyanobacteria. Global Change Biol 14: 495-512.

Jones GJ, Orr PT (1994) Release and degradation of microcystin following algicide treatment of a Microcystis

aeruginosa bloom in a recreational lake, as determined by HPLC and protein phosphatase inhibition assay.

Water Res 28: 871-876.

Joung SH, Kim CJ, Ahn CY, Jang KY, Boo SM, Oh HM (2006) Simple method for a cell count of the colonial

cyanobacterium, Microcystis sp. J Microbiol 44: 562-565.

Kankaanpää HT, Sjövall O, Huttunen M, Olin M, Karlsson K, Hyvärinen K, Sneitz L, Härkönen J, Sipiä VO,

Meriluoto JAO (2009) Production and sedimentation of peptide toxins nodularin-R and microcystin-LR in

the northern Baltic Sea. Environ Pollut 157: 1301-1309.

片上幸美 , 田中俊行 , 本間隆満 , 横山淳史 , 朴虎東 (2004) ヒゲナガカワトビケラ (Stenopsyche

marmorata) における藍藻毒素 microcystin の蓄積とその毒素が天竜川生態系に及ぼす影響. 陸水

学雑誌 65: 1-12.

Ke ZX, Xie P, Guo LG (2008) Controlling factors of spring-summer phytoplankton succession in Lake Taihu

(Meiliang Bay, China). Hydrobiologia 607: 41-49.

国土交通省 (2013) 水文水質データベース. http://www1.river.go.jp. Cited 1 December 2013.

Komárek J (1991) A review of water-bloom forming Microcystis species, with regard to populations from Japan.

Arch Hydrobiol Suppl Algol Stud 64: 115-127.

Komárek J, Komárková J (2004) Taxonomic review of the cyanoprokaryotic genera Planktothrix and

Planktothricoides. Czech Phycol Olomouc 4: 1-18.

Komárek J, Zapomêlová E (2007) Planktic morphospecies of the cyanobacterial genus Anabaena = subg.

Dolichospermum. 1st part: coiled types. Fottea 7: 1-3.

Komárek J, Zapomêlová E (2008) Planktic morphospecies of the cyanobacterial genus Anabaena = subg.

Dolichospermum. 2nd part: straight types. Fottea 8: 1-14.

小森田智大, 梅原亮, 田井明, 高橋徹, 堤裕昭 (2014) 諫早湾調整池から排水された高濁度水の湾内にお

ける短期的な挙動の解明. 海の研究 23: 1-12.

58

Kristensen E (1984) Effect of natural concentrations on nutrient exchange between a polychaete burrow in

estuarine sediment and the overlying water. J Exp Mar Biol Ecol 75: 171-190.

Kurmayer R, Christiansen G, Chorus I (2003) The abundance of microcystin-producing genotypes correlates

positively with colony size in Microcystis sp. and determines its microcystin net production in Lake

Wannsee. Appl Environ Microbiol 69: 787-795.

九州農政局 (2013) 情報公開請求により得られた資料.

Lance E, Bugajny E, Bormans M, Gérard C (2008) Consumption of toxic cyanobacteria by Potamopyrgus

antipodarum (Gastropoda, Prosobranchia) and consequences on life traits and microcystin accumulation.

Harmful Algae 7: 464-472.

Laurén-Määttä C, Hietala J, Reinikainen M, Walls M (1995) Do Microcystis aeruginosa toxins accumulate in the

food web: a laboratory study. Hydrobiologia 304: 23-27.

Lehman EM (2007) Seasonal occurrence and toxicity of Microcystis in impoundments of the Huron River,

Michigan, USA. Water Res 41: 795-802.

Lehman PW, Boyer G, Satchwell M, Waller S (2008) The influence of environmental conditions on the seasonal

variation of Microcystis cell density and microcystins concentration in San Francisco Estuary.

Hydrobiologia 600: 187-204.

Lirås V, Lindberg M, Nyström P, Annadotter H, Lawton LA, Graf B (1998) Can ingested cyanobacteria be

harmful to the signal crayfish (Pacifastacus leniusculus)?. Freshw Biol 39: 233-242.

Li YH, Gregory S (1974) Diffusion of ions in sea water and in deep-sea sediments. Geochim Cosmochim Acta 38:

703-714.

Lorenzen CJ (1967) Determination of chlorophyll and pheo-pigments: spectrophotometric equations. Limnol

Oceanogr 12: 343-346.

Magalhães VF, Marinho MM, Domingos P, Oliveira AC, Costa SM, Azevedo LO, Azevedo SMFO (2003)

Microcystins (cyanobacteria) bioaccumulation in fish and crustaceans from Sepetiba Bay (Brasil, RJ).

Toxicon 42: 289-295.

Magni P, Montani S (2006) Seasonal patterns of pore water nutrients, benthic chlorophyll a and sedimentary AVS

in a macrobenthos rich tidal flat. Hydrobiologia 571: 297-311.

松橋 隆司 (2008) 宝の海を取り戻せ-諌早湾干拓と有明海の未来. 新日本出版社, 東京.

右田雄二, 高藤愛郁, 藤哲士, 浦信孝, 土井康平, 浜辺聖 (2006) 諫早湾干拓調整池水質等調査結果

(2006 年度) 長崎県衛生公害研究所報, 52: 75-80.

気象庁 (2013) 気象統計情報. http://www.jma.go.jp/jma/menu/report.html. Cited 1 December 2013.

村上和仁, 鷹野洋, 吉岡敏行, 萩野泰夫, 森忠繁 (1999) 児島湖における植物プランクトンの種構成と季

節的消長. 水環境学会誌, 22: 770-775.

Nixon SW (1981) Remineralization and nutrient cycling in coastal marine ecosystems. In: Neilson BJ, Cronin LE

(eds) Estuaries and nutrients. Humana Press, Clifton, NJ, pp 111-138.

Orr PT, Jones GJ, Douglas GB (2004) Responses of cultured Microcystis aeruginosa from the Swan River,

Australia, to elevated salt concentration and consequences for bloom and toxin management in estuaries.

Mar Freshw Res 55: 277-283.

59

Otsuka S, Suda S, Li R, Watanabe M, Oyaizu H, Matsumoto S, Watanabe MM (1999) Phylogenetic relationships

between toxic and nontoxic strains of the genus Microcystis based on 16S to 23S internal transcribed

spacer sequences. FEMS Microbiol Lett 172: 15-21.

Paerl HW, Bland PT, Bowles ND, Haibach ME (1985) Adaptation to high-intensity, low-wavelength light among

surface blooms of the cyanobacterium Microcystis aeruginosa. Appl Environ Microbiol 49: 1046-1052.

Paerl HW, Fulton RS, Moisander PH, Dyble J (2001) Harmful freshwater algal blooms, with an emphasis on

cyanobacteria. Sci World J 1: 76-113.

Paerl HW, Hall NS, Calandrino ES (2011) Controlling harmful cyanobacterial blooms in a world experiencing

anthropogenic and climatic-induced change. Sci Total Environ 409: 1739-1745.

Park HD, Iwami C, Watanabe MF, Harada K, Okino T, Hayashi H (1998) Temporal variabilities of the

concentrations of intra-and extra-cellular microcystin and toxic Microcystis species in a hypertrophic lake,

Lake Suwa, Japan (1991-1994). Environ Toxicol 13: 61-72.

Park HD, Sasaki Y, Maruyama T, Yanagisawa E, Hiraishi A, Kato K (2001) Degradation of the cyanobacterial

hepatotoxin microcystin by a new bacterium isolated from a hypertrophic lake. Environ Toxicol 16:

337-343.

Park HD, Watanabe MF, Harada KI, Suzuki M, Hayashi H, Okino T (1993) Seasonal variations of Microcystis

species and toxic heptapeptide microcystins in Lake Suwa. Environ Toxicol Water Qual 8: 425-435.

Parsons TR, Maita Y, Lalli CM (1984) A Manual of chemical and biological methods for seawater analysis.

Pergamon Press, New York, 173 pp.

Pearson TH (2001) Functional group ecology in soft-sediment marine benthos: the role of bioturbation. Oceanogr

Mar Biol, Annu Rev 39: 233-267.

Pilotto L, Douglas R, Burch M, Cameron S, Beers M, Rouch G, Robinson P, Kirk M, Cowie C, Hardiman S,

Moore C, Attewell R (1997) Health effects of exposure to cyanobacteria (blue-green algae) during

recreational water-related activities. Aust N Z J Public Health 21: 562-566.

Poste AE, Hecky RE, Guildford SJ (2013) Phosphorus enrichment and carbon depletion contribute to high

Microcystis biomass and microcystin concentrations in Ugandan lakes. Limnol Oceanogr 58: 1075-1088.

Purdie EL, Young FM, Menzel D, Codd GA (2009) A method for acetonitrile-free microcystin analysis and

purificiation by high-performance liquid chromatography, using methanol as mobile phase. Toxicon 54:

887-890.

Redfield AC, Ketchum BA, Richards FA (1963) The influence of organisms on the composition of sea water. In:

Hill MN (ed), The sea, Vol. 2, Wiley-lnterscienee, New York, pp 26-77.

Rinta-Kanto JM, Konopko EA, DeBruyn JM, Bourbonniere RA, Boyer GL, Wilhelm SW (2009) Lake Erie

Microcystis: relationship between microcystin production, dynamics of genotypes and environmental

parameters in a large lake. Harmful Algae 8: 665-673.

Rita DP, Valeria V, Silvia BM, Pasquale G, Milena B (2014) Microcystin Contamination in Sea Mussel Farms

from the Italian Southern Adriatic Coast following Cyanobacterial Blooms in an Artificial Reservoir. J

Ecosyst, http://dx.doi.org/10.1155/2014/374027.

Robarts RD (1984) Factors controlling primary production in a hypertrophic lake (Hartbeespoort Dam. South

Africa). J Plankton Res 6: 91-105.

60

Rocha C, Galvao H, Barbosa A (2002) Role of transient silicon limitation in the development of cyanobacteria

blooms in the Guadiana estuary, south-western Iberia. Mar Ecol Prog Ser 228: 35-45.

齋田倫範, 矢野真一郎, 田井明, 小松利光 (2006) 夏季小潮期の現地観測による諫早湾の海水交換に関す

る検討. 海岸工学論文集 53: 336-340.

佐藤正典, 田北徹 (2000) 有明海の生物相と環境, 有明海の生きものたち. 佐藤正典 (編) 海遊舎, 東京,

pp 10-35.

代田昭彦, 近藤正人 (1985) 有明海III 化学. 日本全国沿岸海洋誌, 日本海洋学会沿岸海洋研究部会編,

東海大学出版, pp 846-862.

Sivonen K, Jones G (1999) A Guide to their Public Health Consequences, Monitoring and Management. In:

Chorus I, Bartram J (eds) Toxic Cyanobacteria in Water. E and FN Spon, London, pp 41-111.

Smith VH, Schindler DW (2009) Eutrophication science: where do we go from here? Trends Ecol Evol 24:

201-207.

田井明, 小松利光 (2013) 諫早湾奥からの物質輸送過程と有明海異変に関する考察. 土木学会論文集B1

(水工学) 69: I_1375-I_1380.

高橋徹, 堤裕昭, 羽生洋三 (2010) 諫早湾調整池の真実. かもがわ出版, 京都, 150 pp.

Takamura N, Iwakuma T, Yasuno M (1985) Photosynthesis and primary production of Microcystis aeruginosa

Kütz. in Lake Kasumigaura. J Plankton Res 7: 303-312.

Takamura N, Iwakuma T, Yasuno M (1987) Uptake of 13C and 15N (ammonium, nitrate and urea) by Microcystis

in Lake Kasumigaura. J Plankton Res 9: 151-165.

Takamura N, Yasuno M, Sugahara K (1984) Overwintering of Microcystis aeruginosa Kütz. in a shallow lake. J

Plankton Res 6: 1019-1029.

Teixeira MGLC, Costa MCN, Carvalho VLP, Pereira MS, Hage E (1993) Gastroenteritis epidemic in the area of

the Itaparica Dam, Bahia, Brazil. Bull Pan Am Health Organ 27: 244-253.

手塚公裕, 片野俊也, 濱田孝治, 加瑞, 日野剛徳, 速水祐一, 伊藤祐二, 大串浩一郎 (2012) 諫早湾および

隣接する調整池における底質の栄養塩分布. 海の研究 21: 69-81.

Tonk L, Boch K, Visser P, Huisman J (2007) Salt tolerance of the harmful cyanobacterium Microcystis

aeruginosa. Aquat Microb Ecol 46: 117-123.

堤裕昭, 岡村絵美子, 小川満代, 高橋徹, 山口一岩, 門谷 茂, 小橋乃子, 安達貴浩, 小松利光 (2003) 有

明海奥部海域 における近年の貧酸素水塊および赤潮発生と海洋構造の関係 .海の研究 12:

291-305.

Turner PC, Gammie AJ, Hollinrake K, Codd G (1990) Pneumonia associated with cyanobacteria. Brit Med J 300:

1440-1441.

Ueno Y, Nagata S, Tsutsumi T, Hasegawa A, Watanabe MF, Park HD, Chen G, Yu SZ (1996) Detection of

microcystin, a blue-green algal hepatotoxin, in drinking water sampled in Haimen and Fusui, endemic

areas of primary liver cancer in China, by highly sensitive immunoassay. Carcinogenesis 17: 1317-1321.

61

Umehara A, Tsutsumi H, Takahashi T (2012) Blooming of Microcystis aeruginosa in the reservoir of the

reclaimed land and discharge of microcystins to Isahaya Bay (Japan). Environ Sci Pollut Res 19:

3257-3267.

UNEP (2002) Vital Water Graphics: An Overview of the State of the World’s Fresh and Marine Waters. United

Nations Environment Programme, Nairobi, Kenya.

Valeria AM, Ricardo EJ, Stephan P, Alberto WD (2006) Degradation of Microcystin-RR by Sphingomonas sp.

CBA4 isolated from San Roque reservoir (Còrdoba-Argentina). Biodegrad 17: 447-455.

Van Luijn F, Boers PCM, Lijklema L, Sweerts JPRA (1999) Nitrogen fluxes and processes in sandy and muddy

sediments from a shallow eutrophic lake. Water Res 33: 33-42.

Vasconcelos VM, Sivonen K, Evans WR, Carmichael WW, Namikoshi M (1995) Isolation and characterization of

microcystins (heptapeptide hepatotoxins) from Portuguese strains of Microcystis aeruginosa Kutz emend

Elekin. Arch Hydrobiol 134: 295-305.

Verspagen JMH, Passarge J, Jöhnk KD, Visser PM, Peperzak L, Boers P, Laanbroek HJ, Huisman J (2006) Water

management strategies against toxic Microcystis blooms in the Dutch delta. Ecol Appl 16: 313-327.

Watanabe MF, Harada KI, Carmichael WW, Fujiki H (1996) Toxic Microcystis. CRC, Boca Raton.

Watanabe MF, Oishi S (1985) Effects of environmental factors on toxicity of a cyanobacterium (Microcystis

aeruginosa) under culture conditions. Appl Environ Microbiol 49: 1342-1344.

Watanabe MF, Oishi S, Harada K, Matsuura K, Kawai H, Suzuki M (1988) Toxins contained in Microcystis

species of cyanobacteria (blue-green algae). Toxicon 26: 1017-1025.

Watanabe MF, Park HD, Kondo F, Harada K, Hayashi H, Okino T (1997) Identification and estimation of

microcystins in freshwater mussels. Nat Toxins 5: 31-35.

Welker M, Steinberg C (1999) Indirect photolysis of cyanotoxins: one possible mechanism for their low

persistence. Water Res 33: 1159-1164.

WHO (1998) Guidelines for drinking-water quality, Second edition, Addendum to volume 2, Health criteria and

other supporting information. World Health Organization, Geneva.

Wiedner C, Visser PM, Fastner J, Metcalf JS, Codd GA, Mur LR (2003) Effects of light on the microcystin

content of Microcystis strain PCC 7806. Appl Environ Microbiol 69: 1475-1481.

Wilhelm SW, Bullerjahn GS, Eldridge ML, Rinta-Kanto JM, Poorvin L, Bourbonniere RA (2006) Seasonal

hypoxia and the genetic diversity of prokaryote populations in the central basin hypolimnion of Lake Erie:

evidence for abundant cyanobacteria and photosynthesis. J Great Lakes Res 32: 657-671.

Wilson AE, Gossiaux DC, Höök TO, Berry JP, Landrum PF, Dyble J, Guildford SJ (2008) Evaluation of the

human health threat associated with the hepatotoxin microcystin in the muscle and liver tissues of yellow

perch (Perca flavescens). Can J Fish Aquat Sci 65: 1487-1497.

Wörmer L, Cirés S, Quesada A (2011) Importance of natural sedimentation in the fate of microcystins.

Chemosphere 82: 1141-1146.

Xie LQ, Xie P, Guo LG, Li L, Miyabara Y (2005) Organ distribution and bioaccumulation of microcystins in

freshwater fish at different trophic levels from the eutrophic Lake Chaohu, China. Environ Toxicol 20:

293-300.

62

Xie LQ, Yokoyama A, Nakamura K, Park HD (2007) Accumulation of microcystins in various organs of the

freshwater snail Sinotaia histrica and three fishes in a temperate lake, the eutrophic Lake Suwa, Japan.

Toxicon 49: 646-652.

Xu H, Paerl HW, Qin B, Zhu G, Gao G (2010) Nitrogen and phosphorus inputs control phytoplankton growth in

eutrophic Lake Taihu, China. Limnol Oceanogr 55: 420-432.

Xu Y, Wang G, Yang W, Li R (2010) Dynamics of the water bloom-forming Microcystis and its relationship with

physicochemical factors in Lake Xuanwu (China). Environ Sci Pollut Res 17: 1581-1590.

Yamada M, Otsubo M, Tsutsumi Y, Mizota C, Iida N, Okamura K, Kodama M, Umehara A (2013) Species

diversity of the genus Skeletonema (Bacillariophyceae) in Japanese brackish water areas. Fish Sci 79:

923-934.

Yokoyama H, Sakami T, Ishihi Y (2009) Food sources of benthic animals on intertidal and subtidal bottoms in

inner Ariake Sound, southern Japan, determined by stable isotopes. Est Coast Shelf Sci 82: 243-253.

Yoshioka T, Wada E, Hayashi H (1994) A stable isotope study on seasonal food web dynamics in a eutrophic lake.

Ecology 75: 835-846.

Yoshida Y, Miyahara K, Nakahara H (1995) Relationships between the dominant phytoplankton and DIN：DIP

ratios in inland waters. Fish Sci 61: 396-400.

吉田昇, 加藤潤, 渡邊寿 (2000) 八郎湖のアオコ毒素等水質動態調査. 秋田県環境センター年報, 28:

73-78.

吉田陽一, 中原紘之 (1995) 琵琶湖における優占植物プランクトンとDIN：DIP比等との相互関係. 日本水

産学会誌 61: 561-565.

Zhang DW, Xie P, Liu YQ, Chen J, Liang GD (2007) Bioaccumulation of the hepatotoxic microcystins in various

organs of a freshwater snail from a subtropical Chinese lake, Taihu Lake, with dense toxic Microcystis

blooms. Environ Toxicol Chem 26: 171-176.

Zhang M, Pan G, Yan H (2010) Microbial biodegradation of microcystin-RR by bacterium Sphingopyxis sp.

USTB-05. J Environ Sci 22: 168-175.

Zhou L, Yu H, Chen K (2002) Relationship between microcystin in drinking water and colorectal cancer. Biomed

Environ Sci 15: 166-171.