高濃度酸素水を用いた底質改善に関する研究

高濃度酸素水を用いた底質改善に関する研究

平成

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三重大学大学院  生物資源学研究科 生物圏生命科学専攻  海洋微生物学研究室

鎌田  真史

目次 緒言

第一章  高濃度酸素水の物理化学的影響      1. 方法

        1-1. サンプリング地点およびサンプリング方法         1-2.  底質分析方法

     2. 結果

        2-1. 溶存酸素濃度の変化

        2-2. 有機物量、酸揮発性硫化物量の変化      3. 考察

第二章  高濃度酸素水の生物学的影響      1. 方法

        MPN法による硫酸還元細菌数、従属栄養細菌数の計数      2. 結果

        硫酸還元細菌数、従属栄養細菌数      3. 考察

第三章  総括

謝辞

参考文献

1 緒言

三重県北牟婁郡紀北町にある白石湖は、船津川河口に開口部をもつ総湖面積472,000 m²、最

大水深約9 m、周囲約4 kmの汽水湖である。河川からの淡水と潮汐によって流入した海水が混じ

り合い、古くから天然カキの産地として知られている。しかし白石湖では昭和50 年頃から夏季にカ キの大量死が発生するようになり、近年では平成6 年に6〜7 割が死亡するという大きな被害を出 している。大量死の原因としては、夏季の貧酸素水塊の発生が考えられ、それと共に底泥のヘドロ 化が深刻化してきている（土橋 1996）。

  汽水湖では海水の上に淡水が覆いかぶさり、塩分躍層や水温躍層が形成されている(Fig1-1)。

そのため、湖水の鉛直混合が起こりにくく、水底にヘドロが堆積し易い環境である。このような環境 では、特に水温が上昇する夏季に水中に溶け込む酸素が欠乏する貧酸素状態となり、多くの生物 が酸欠で死滅するため問題となっている（Kondo R 2007, Seguchi 2008）。これを改善するためには 曝気などにより底層部に酸素を供給することが合理的であるが、通常の曝気では酸素の溶解効率 が悪いばかりでなく、強い上昇流を生じさせるため底層部に堆積したヘドロを巻き上げることにつな がる。この様な行為は底層の栄養塩や硫化水素を表層に持ち上げ、赤潮や青潮の発生にもつな がりかねない。貧酸素水塊の発達で形成された嫌気環境下の底層では、海水中に多く含まれてい る硫酸イオンと底泥に沈降した有機物が硫酸還元細菌により還元され、毒性の高い硫化水素にな る(Postgate 1999)。硫化水素は堆積物中のプランクトン死骸などの有機物を変質させてヘドロ状堆 積物を形成し、このように形成された硫化水素を含む貧酸素のヘドロ状堆積物は大風などによっ て巻き上がり、生態的不安定を引き起こす(片倉 2008, 環境省 2005)。

ヘドロ状堆積物による生態的不安定はカキにも悪影響を引き起こすため、白石湖の底質改善と その手法を必要とした。そこで本研究では高濃度酸素水を使用してそれが水質、底質に与える変 化を調査し、環境への影響評価を検討することにした。これまで底質改善に関する研究は行われ てきているものの、底質改善剤によるものや、酸素を直接水中へ送り込む手法が多い（Chang 2007, Gallizia 2004, Serena 2007）。しかし今回の研究で用いた高濃度酸素水とは、湖水を揚水し、陸上

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にあるタンク内で水に酸素を溶解させたうえで、また湖水中に戻す手法である。この手法は従来の 曝気と比較して、底層へ無気泡の酸素を送り込むことが可能である（清家 2010,千賀2010）。

本研究では第 1 章で、高濃度酸素水による環境への物理化学的な変化を見るために、白石湖 の環境因子の測定、底泥試料中に含まれる堆積有機物量の測定、水蒸気蒸留法による硫化物量 の測定を行った。第 2 章では生物学的変化を見るために MPN 法により、底泥の従属栄養細菌・

硫酸還元細菌数の変化を調査した。

3 第一章  高濃度酸素水の物理化学的影響

1. 方法

1-1. サンプリング地点およびサンプリング方法

白石湖における底泥と湖水の採取は 2009 年 8/12・8./28・9/11・9/24・10/15・10/28・11/19・2010 年 1/14 に白石湖内の図(Fig.1-2)に示す実験区とコントロールにおいて底泥及び湖水サンプルを 採取した。

高濃度酸素水（大栄株式会社）をFig.1-2における実験区地点にある筏に設置し、くみ上げた湖 水に陸上で酸素を溶解させた（Fig.1-3）。また、高濃度酸素水は 2009 年 8/12 に稼働を開始し、

10/21までの期間、機械を止めることなく酸素の溶解を行った。

底泥の採取は、内径約5.5 cmのアクリル管を装着したKK式コアサンプラーを用いた。コア状の 底泥サンプルについては、底泥表層から実験区とコントロールから0-1cm、2-3cmを採取した。得ら れた底泥サンプルは直径5 cmプラスチック軟膏ビンに入れ4 ℃で研究室に持ち帰った。

また、高濃度酸素水による環境への影響を見るために多項目水質計DataSonde5（HYDROLAB 社）を用いて水温、塩分濃度、溶存酸素などの環境因子の測定を行った。

1‐2  底質分析方法

水分含量・強熱減量・酸揮発性硫化物量(AVS)を定量した。

水分含量・強熱減量

採取した底泥は水分を含んでおり、その量はサンプルにより異なるため、水分含量を測定した。

強熱減量は乾燥底泥を高熱で処理し、減量を測定する方法で、底泥に付着している有機物量を 知る1つの指標となる。

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（1）水分含量

  精密に重量を計測した坩堝に試料泥約3 gを坩堝に入れ精秤し、80 ℃にて24時間乾燥させた。

これをデシケーター内で室温まで冷却し、乾燥重量を測定し、湿重量に対する減量の割合を水分

含量（％）とした。

（2）  強熱減量

  水分含量の計測で得られた乾燥泥をマッフル炉で800 ℃、3時間加熱した。これをデシケーター

内で室温まで冷却し重量を測定した。泥乾燥重量に対する減量の割合を強熱減量（％）とした。

（3）  酸揮発性硫化物量（AVS）

塩酸を加えることによって揮発する硫化水素や硫化鉄などを示す。硫酸還元細菌の働きを評価

する上で重要な指標となる。硫化水素の毒性はシアン化水素(青酸)と似ており、酸素呼吸を阻害

するものといわれているため、酸素呼吸を行う多くの生物に悪影響を与える。  採泥後直ちに酢酸

亜鉛粉末を添加・混合し、硫化亜鉛として固定した。この硫化物を塩酸酸性化で水蒸気蒸留を行

い、10 %酢酸亜鉛溶液に補集した。補修した硫化物を鉄（Ⅲ）イオンの存在下で N,N-ジメチル-ｐ-

フェニレンジアミンと反応して生成するメチレンブルーを比色定量した（Truper 1964）。

5 2  結果

2-1. 溶存酸素濃度の変化

高濃度酸素水の使用前、使用中、使用後における底層の溶存酸素濃度を Fig.1-4 に示す。実 験を開始する前の8/12において、コントロールを中心に低層全体で溶存酸素濃度が3mg/lを切る 貧酸素状態であった。しかし、高濃度酸素水の使用中には実験区で溶存酸素濃度が、実験区で8

〜10mg/l 程度の溶存酸素濃度が見られる。そして高濃度酸素水使用後は再び湖全体で溶存酸 素濃度が減少したが、コントロールでは2mg程度であったのに対して、実験区では4mg程度となり 湖内で最も高い値を示した。

2-2. 有機物量、酸揮発性硫化物量の変化

（1）水分含量

2009年8月12日から2010年1月14日の各測点における底泥中の水分含量をFig.1-5に示 す。全8回分の各測点底泥中の水分含量は56.1〜71.5 ％の範囲であった。

年間を通じて各地点に大きく差はないが、実験区では秋季から冬期にかけて同時期のコントロー ルよりわずかに高くなった。

（2）強熱減量

2009年8月12日から2010年1月14日の各測点における底泥中の強熱減量をFig.1-6に示 す。全8回分の各測点底泥中の強熱減量は9.6〜13.9％の範囲であった。

実験区、コントロール共に顕著な増減はなかった。

（3）酸揮発性硫化物

2009年8月12日から2010年1月14日の各測点における底泥中の強熱減量をFig.1-7に示

6

す。各測点底泥中のAVS値は0.65〜2.60 mg/g dryの範囲であった。

コントロール、実験区を比較して、年間を通じて高い値を示したが、両者に差は見られなかった。ま た、ほとんどのサンプルで水産環境用水基準(0.2mg/g dry)を上回っており、底質の汚染が進行し ていることを示した。

7 3. 考察

実 験区の底 層で溶 存酸素 量が増加 し、コ ント ロールでは貧酸 素水塊の発生が 見られ た

（Fig.1-4）。これは酸素を豊富に含んだ水が実験区の底層に行き渡ったことで、底層の貧酸素状態 を改善したことが原因であると考えられる。また、曝気終了後に実験区付近では溶存酸素濃度が 他地点よりも高くなった（Fig1-4）。これは高濃度酸素水を使用したことで実験区付近に酸素を多く 含んだ水が留まり、貧酸素水塊の解消をしたことが原因と考えられる。

一方で、水分含量と強熱減量は実験区、コントロール共に減少しなかった。実験区では高濃度 酸素水により貧酸素化が解消されたが有機物量の指標である強熱減量は変化がなかった

（Fig.1-5,1-6）。この要因として、水温躍層や塩分躍層が形成されることで水の鉛直混合が起こら ず、溶存酸素濃度が高い表層で赤潮が発生し、その死骸が有機物として堆積したこと（Hu 2001）。

実験区が牡蠣養殖場にあり、最も排泄量が増加する9月〜11月にかけて牡蠣の排泄物が有機物 として供給され続けたことも考えられる（楠木 1997）。 

また AVS についても実験区、コントロール共に顕著な変化はなかった。硫化水素を産生する硫 酸還元細菌は異化的に硫酸塩を還元する嫌気性細菌であり、酸素のない状態では普遍的に存在 するが、好気的な環境ではその働きは抑制される（Darren 2011）。今回の実験で高濃度酸素水は 揚水後に冷却されてから放水されたため、底層に沿って広がった。そのため、今回、高濃度酸素 水は低層の水質と底泥のごく表層に対して効果をもたらし、底泥中の硫化物減少に至らなかったこ とが原因だと考えられる（Liboriussen 2009, Beutel 2006）。

8 第二章  高濃度酸素水の生物学的影響

1. 方法

MPN法による硫酸還元細菌数、従属栄養細菌数の計数

微生物を計数する方法には試料中の微生物数を顕微鏡によって計数する直接検鏡法と、試料 を培地に接種・培養し、微生物増殖によるコロニー形成や混濁の発生などに基づいて計数する培 養法とがある。培養法はさらに固体培地を用いる寒天平板法と液体培地などを用いるMPN (Most probable number；最確数)法とに分けられる。

  本研究では各種微生物数をMPN法によって算出した。MPN法は試料を段階的に希釈し、その 一定量を調製培地の入った試験管 5 本に接種・培養後、増殖または特定の生理反応を示した試 験管数から確率的に試料中の微生物数を求める方法である。MPN表はTable.1-1,2に示した。

（1）従属栄養細菌

  海洋における窒素循環に関する細菌群は一般に大きく分けて、有機態窒素からアンモニア態窒 素を生成する従属栄養細菌、硝化細菌、脱窒細菌、硝酸還元細菌、窒素固定細菌などがある。

  従属栄養細菌は有機態窒素を分解、無機化させてアンモニア態窒素にする。生成されたアンモ ニア態窒素は一次生産者である植物プランクトンの重要な栄養塩となると同時に、硝化細菌によっ て硝化される（粟冠 2008）。

実験方法

スクリューキャップ付13 mmɸ培養試験管に液体培地5 mlとダーラム管を入れたものを1試料に つき20本用意した。培地成分についてはTable.1-3に示した。4段階に希釈した試料を1段階に つき5本の試験管に1 mlずつ接種し、20 ℃で4週間培養した後、計数した。各希釈段階におけ る5本の試験管のうち、陽性の試験管数からMPN表により細菌数を算出した。

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  液体培地に濁りを生じたものを従属栄養細菌陽性とした。

（2）硫酸塩還元細菌

  硫酸還元菌は硫酸塩を最終電子受容体として用い、乳酸などの有機化合物を電子供与体として 生活する偏性嫌気性の化学合成従属栄養細菌である。また、硫酸還元菌は還元性の強い硫化水 素を生成するため環境を嫌気的にし、それにともない自らの増殖を加速度的に促進させている。ま た硫化水素は魚介類にも毒性が強いため、硫酸還元菌の分布や現存量を知ることは海洋環境に おける有機汚染の進行の程度や過程を知る上できわめて重要である（Kosinska 1999, Gallizia 2005）。

実験方法

スクリューキャップ付13 mmɸ培養試験管に、硫酸塩還元細菌用軟寒天培地を5 mlずつ分注し たものを1試料につき20本用意した。培地成分についてはTable.1-4に示した。4段階に希釈した 試料を1段階につき5本の試験管に1 mlずつ接種し、20 ℃で2週間培養した後計数を行った。

各希釈段階における5本の試験管のうち、陽性の試験管数からMPN表により細菌数を算出した。

  硫酸塩還元細菌によって生成された硫化水素が培地中の硫酸第一鉄と化学的に結合し、硫化 鉄の黒い沈殿を生じたものを硫酸塩還元細菌陽性とした(谷口2009)。

10 2. 結果

（1）従属栄養細菌数

2009年8月12日から2010 年1月14日までの各測点における底泥中の従属栄養細菌数を Fig.2-1に示す。全8回分の各測点底泥中の従属栄養細菌数は3.3×10³ 〜3.6×10⁷ cells/g dry の範囲であった。

実験区の0‐1cmでは8月12日から9月23日にかけて細菌数が大きく増加し、コントロールで

は減少した。10月15日に両地点で減少した後に顕著な変化はなかった。

（2）硫酸還元菌数

2009年8月12日から2010年1月14日の各測点における底泥中の硫酸還元菌数をFig.2‐2 に示す。全8回分の各測点底泥中の硫酸還元菌数は0.0 〜1.8×10⁵ cells/g dryの範囲であった。

実験区の0‐1cmで8月12日から8月28日にかけて細菌数が大きく減少した。

11 3. 考察

高濃度酸素水使用に際し、最も大きな変化が起きたのは底泥表層の硫酸還元細菌数、従属栄 養細菌数の変化であった。そして2008年度は9月に中層まで貧酸素状態に陥ったことで、高濃度 酸素水による溶存酸素濃度増加の影響を調査した結果、実験区に限定されるが貧酸素水塊の発 生を減少させた（Meenu 2011,片倉2008）。

今回分離した従属栄養細菌数は好気性の細菌のみであるが、豊富な溶存酸素を得たことから 3.7×10³ cells/g dryから2.3×10⁷ cells/g dryと大きく増加した。逆に硫酸還元細菌は嫌気性の細菌 であり、高濃度酸素水により、1.6×10⁵ cells/g dryから3.0×10² cells/g dryへと大きく減少した。また 今回の研究では行なっていないが、底層が好気的になることでアンモニア酸化細菌が増加すると いう報告もある（Allen 2010）。そのため、有機物の分解により生じたアンモニア態窒素はアンモニ ア酸化細菌により酸化され、生じた亜硝酸態窒素は亜硝酸酸化細菌により硝酸態窒素へと分解さ れていくという硝化という過程を経るため（Sakami T 2011）、高濃度酸素水は底層の好気的無機化 に貢献していると考えられる。

これらの結果から、高濃度酸素水は底泥表層の細菌群の活性に大きな影響を与え、底質改善 の手法として有効であることが示唆された。

また高濃度酸素水を使用した際の牡蠣への影響に関しては、高濃度酸素水を使用していない 筏の牡蠣は引き上げ作業を行なったが、下から 1〜2 株は全滅に近い状態であったのに対し、高 濃度酸素水を使用した筏（実験区）では牡蠣の死滅が少ないという結果が得られた。白石湖の牡 蠣養殖において、通常は底層の貧酸素水塊の発生に合わせて牡蠣を吊るす深度を上げる必要が あるが、実験区では貧酸素水塊が確認されなかった（Fig.1-4）ため引き上げ作業を行わなかった。

牡蠣は溶存酸素濃度が2 mg/l を切ると生存に支障をきたす言われている（日本水産資源保護協 会 2006）。そのため高濃度酸素水による曝気が牡蠣に好影響をもたらしたと言える。

12 第三章  総括

白石湖は汽水湖であり、湾口の狭まった閉鎖性水域である。また淡水と海水が混ざり合うことで 温度躍層や塩分躍層を形成する。そのため、夏季に貧酸素水塊が発生して湖の底層が貧酸素化 し、嫌気性の細菌である硫酸還元細菌の働きを活性化させている。そのため底泥のヘドロ化を進 行させており、白石湖で養殖している牡蠣に悪影響を与えている。（Fig.1-1）貧酸素水塊を抑える ために、これを改善する手法として高濃度酸素水を使用して底質、水質に対して与えた影響評価 を検討することを目的として実験を行なった。

高濃度酸素水の使用前後で白石湖底層の溶存酸素濃度を比較すると、コントロールでは3 mg/l 程度の貧酸素状態であったが、高濃度酸素水を使用した実験区では8〜10mg/l の高い酸素濃度 を示した。このことから高濃度酸素水は貧酸素水塊の発生を抑制していることが分かった(Fig.1-4)。

しかし強熱減量やAVSは顕著な変化が見られなかった（Fig.1-6, Fig.1-7）。

高濃度酸素水による生物学的な影響は好気性従属栄養細菌が9月23日まで増加し (Fig2-1)、

曝気から2週間で嫌気性である硫酸還元細菌が減少した(Fig.2-2)。この結果、高濃度酸素水は底 泥中の細菌群の構成に好影響をもたらしており、底泥の自浄作用を改善する効果が期待されるこ とが分かった。

しかし、今回の実験では高濃度酸素水を8月12日から10月21 日まで使用したが、有機物や 硫化物を減少させるには至らなかった。そのため今後の課題として、試用期間の長期化を行ってさ らに底泥環境の変化を調査していく必要がある。また、高濃度酸素水を実用化していくにあたり、

そのランニングコスト等の経費面に関しても考慮する必要がある。

13  

35

25

15 10

5

0 35

17.5

0

August September

Tempereture(℃)

DO（mg）

Salinity(psu)

Fig1-1 Vertical distribution of water temperature, dissolved oxygen, and salinity in Shiraishi lake.

14

‥

‥

control

Test area

Fig.1-2 sampling area

15

Test floater

delivery of water line

melting oxygen device gas-liquid mixing tank

delivery line

Fig1-3 outline of experiment device

16

before aeration aeration

    (mg/l) after aeration

Fig.1-4 Distribution of Dissolved oxygen (DO; mg/l) at bottom.

17

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

2009.8.12 2009.8.28 2009.9.11 2009.9.24 2009.10.15 2009.10.28 2009.11.9 2010.1.14

test area 0‐1 test area 2‐3 control 0‐1 control 2‐3

Fig.1-5 Water Content (WC ; %) of sediment samples at 0-1 cm, 2-3 cm layer

18 0

2 4 6 8 10 12 14 16

2009.8.12 2009.8.28 2009.9.11 2009.9.24 2009.10.15 2009.10.28 2009.11.19 2010.1.10

test area 0-1cm test area 2-3cm control 0-1cm control 2-3cm

Fig.1-6 Ignition loss (IL ; %) of sediment samples at 0-1 cm , 2-3 cm layers

19 0

0.5 1 1.5 2 2.5

2009.8.12 2009.8.28 2009.9.11 2009.9.24 2009.10.15 2009.10.28 2009.11.19 2010.1.14

test area 0-1cm test area 2-3cm control 0-1cm control 2-3cm

Fig.1-7 Acid volatile sulfide (AVS mg/g dry) of sediment samples at 0-1 cm, 2-3 cm, layers.

20

Table.1-1 A table of MPN method(5 test tubes)

Ⅰ Ⅱ Ⅰ Ⅱ Ⅰ Ⅱ Ⅰ Ⅱ Ⅰ Ⅱ Ⅰ Ⅱ

10 1 0.1 MPN 10 1 0.1 MPN 10 1 0.1 MPN 10 1 0.1 MPN 10 1 0.1 MPN 10 1 0.1 MPN

0 0 0 <2.0 1 0 0 2 2 0 0 4.5 3 0 0 7.8 4 0 0 13 5 0 0 23

0 0 1 1.8 1 0 1 4 2 0 1 6.8 3 0 1 11 4 0 1 17 5 0 1 31

0 0 2 3.6 1 0 2 6 2 0 2 9.1 3 0 2 13 4 0 2 21 5 0 2 43

0 0 3 5.4 1 0 3 8 2 0 3 12 3 0 3 16 4 0 3 25 5 0 3 58

0 0 4 7.2 1 0 4 10 2 0 4 14 3 0 4 20 4 0 4 30 5 0 4 76

0 0 5 9 1 0 5 12 2 0 5 16 3 0 5 23 4 0 5 36 5 0 5 95

0 1 0 1.8 1 1 0 4 2 1 0 6.8 3 1 0 11 4 1 0 17 5 1 0 33

0 1 1 3.6 1 1 1 6.1 2 1 1 9.2 3 1 1 14 4 1 1 21 5 1 1 46

0 1 2 5.5 1 1 2 8.1 2 1 2 12 3 1 2 17 4 1 2 25 5 1 2 64

0 1 3 7.3 1 1 3 10 2 1 3 14 3 1 3 20 4 1 3 30 5 1 3 84

0 1 4 9.1 1 1 4 12 2 1 4 17 3 1 4 23 4 1 4 36 5 1 4 110

0 1 5 1.1 1 1 5 14 2 1 5 19 3 1 5 27 4 1 5 42 5 1 5 130

0 2 0 3.7 1 2 0 6.1 2 2 0 9.3 3 2 0 14 4 2 0 22 5 2 0 49

0 2 1 5.5 1 2 1 8.2 2 2 1 12 3 2 1 17 4 2 1 26 5 2 1 70

0 2 2 7.4 1 2 2 10 2 2 2 14 3 2 2 20 4 2 2 32 5 2 2 95

0 2 3 9.2 1 2 3 12 2 2 3 17 3 2 3 24 4 2 3 38 5 2 3 120

0 2 4 11 1 2 4 15 2 2 4 20 3 2 4 27 4 2 4 44 5 2 4 150

0 2 5 13 1 2 5 17 2 2 5 22 3 2 5 31 4 2 5 50 5 2 5 180

0 3 0 5.6 1 3 0 8.3 2 3 0 12 3 3 0 17 4 3 0 27 5 3 0 79

0 3 1 7.4 1 3 1 10 2 3 1 14 3 3 1 21 4 3 1 33 5 3 1 110

0 3 2 9.3 1 3 2 13 2 3 2 17 3 3 2 24 4 3 2 39 5 3 2 140

0 3 3 11 1 3 3 15 2 3 3 20 3 3 3 28 4 3 3 45 5 3 3 180

0 3 4 13 1 3 4 17 2 3 4 23 3 3 4 31 4 3 4 52 5 3 4 210

0 3 5 15 1 3 5 19 2 3 5 28 3 3 5 35 4 3 5 59 5 3 5 250

0 4 0 7.5 1 4 0 11 2 4 0 15 3 4 0 21 4 4 0 34 5 4 0 130

0 4 1 9.4 1 4 1 13 2 4 1 17 3 4 1 24 4 4 1 40 5 4 1 170

0 4 2 11 1 4 2 15 2 4 2 20 3 4 2 28 4 4 2 47 5 4 2 220

0 4 3 13 1 4 3 17 2 4 3 23 3 4 3 32 4 4 3 54 5 4 3 280

21

0 4 4 15 1 4 4 19 2 4 4 25 3 4 4 36 4 4 4 62 5 4 4 350

0 4 5 17 1 4 5 22 2 4 5 28 3 4 5 40 4 4 5 69 5 4 5 430

0 5 0 9.4 1 5 0 13 2 5 0 17 3 5 0 25 4 5 0 41 5 5 0 240

0 5 1 11 1 5 1 15 2 5 1 20 3 5 1 20 4 5 1 48 5 5 1 350

0 5 2 13 1 5 2 17 2 5 2 23 3 5 2 32 4 5 2 56 5 5 2 540

0 5 3 15 1 5 3 19 2 5 3 26 3 5 3 37 4 5 3 64 5 5 3 920

0 5 4 17 1 5 4 22 2 5 4 29 3 5 4 41 4 5 4 72 5 5 4 1600

0 5 5 19 1 5 5 24 2 5 5 32 3 5 5 45 4 5 5 81 5 5 5 >2400

22

Table.1-2 A table of MPN method(3 test tubes)

Ⅰ Ⅱ Ⅰ Ⅱ Ⅰ Ⅱ Ⅰ Ⅱ

10 1 0.1 MPN 10 1 0.1 MPN 10 1 0.1 MPN 10 1 0.1 MPN

0 0 0 <2.0 1 0 0 3.6 2 0 0 9.1 3 0 0 23

0 0 1 3 1 0 1 7.2 2 0 1 14 3 0 1 39

0 0 2 6 1 0 2 11 2 0 2 20 3 0 2 64

0 0 3 9 1 0 3 15 2 0 3 26 3 0 3 95

0 1 0 3 1 1 0 7.3 2 1 0 15 3 1 0 43

0 1 1 6.1 1 1 1 11 2 1 1 20 3 1 1 75

0 1 2 9.2 1 1 2 15 2 1 2 27 3 1 2 120

0 1 3 12 1 1 3 19 2 1 3 34 3 1 3 160

0 2 0 6.2 1 2 0 11 2 2 0 21 3 2 0 93

0 2 1 9.3 1 2 1 15 2 2 1 28 3 2 1 150

0 2 2 12 1 2 2 20 2 2 2 35 3 2 2 210

0 2 3 16 1 2 3 29 2 2 3 42 3 2 3 290

0 3 0 9.4 1 3 0 16 2 3 0 29 3 3 0 240

0 3 1 13 1 3 1 20 2 3 1 36 3 3 1 460

0 3 2 16 1 3 2 24 2 3 2 44 3 3 2 1100

0 3 3 19 1 3 3 29 2 3 3 53 3 3 3 >1400

23

Table.1-3 Medium for enumeration of heterotrophic bacteria,nitrate-reducing bacteria and

denitrifying bacteria

Polypepton         5.0 g  

Yeast extract 2.0 g

KNO3 1.0 g

Artificial seawater 1000 ml

NaCl       30.0 g

KCl 0.7 g

MgCl2・2H₂0 10.8 g

MgSO4・7H₂O 5.4 g

CaCl2・2H₂0 1.0 g

Artificial seawater essence 1 ml

Na2MoO4・2H₂0 (1.0 mg/ml)

FeSO4・7H₂O (1.0 mg/ml)

MnSO4・4H₂O (1.0 mg/ml)

Distilled water        

      pH 7.0-7.2  

24

Table 1-4. Medium for culturing of sulfate-reducing bacteria

( A )          

Polypepton 2.0 g Yeast extract 1.0 g

Agar 3.0 g

Artificial seawater 600 ml   pH 7.0      

( B )        

Calcium lactate 3.0 g

  Artificial seawater   600 ml ( C )

FeSO4・7H2O 0.2 g MgSO4・7H2O 0.2 g EDTA-2Na 0.4 g

Artificial seawater 100 ml

( D )        

K2HPO4 0.05 g   Distilled water   100 ml ( E )

  Ascorbic acid     100 ml  

Artificial seawater 1000 ml

  NaCl       30.0 g

KCl 0.7 g

MgCl2・2H₂0 10.8 g MgSO4・7H₂O 5.4 g CaCl2・2H₂0 1.0 g Artificial seawater essence 1 ml

Na2MoO4・2H₂0 (1.0 mg/ml) FeSO4・7H₂O (1.0 mg/ml) MnSO4・4H₂O (1.0 mg/ml)   Distilled water      

25

0 1 2 3 4 5 6 7 8

2009 .8 .1 2 2009 .8 .2 8 2009 .9 .1 1 2009 .9 .2 3 2 009. 10. 15 2 009. 10. 28 2 009. 11. 19 2010 .1 .1 4

cel ls  num be r（ lo g  cel ls /g  dr y)

test area 2‐3 control 0‐1 control 2‐3

Fig2-1 Numbers of cells of heterotrophic bacteria(log cells/g dry)

26 0

1 2 3 4 5 6

2009.8.12 2009.8.28 2009.9.11 2009.9.24 2009.10.15 2009.10.28 2009.11.19 2010.1.14

cells number （log cells/g dry） test area 0-1cm

test area 2-3cm control 0-1cm control 2-3cm

Fig.2-2 Numbers of cells of sulfate reducing bacteria(log cells/g dry)

27 謝辞

本研究を実施するにあたり、終始にわたって懇切なる御指導、並びに御助言を頂きました鹿児島 大学水産学研究科  水産微生物学研究室  前田広人教授、三重大学生物資源学研究科 海洋微 生物学研究室  田中礼士准教授に厚く御礼申し上げます。また、サンプリングにおきまして多大な る御支援・御協力を頂きました中部電力株式会社  濱田稔氏、渡利牡蠣養殖場の畦地宏哉氏、環 境システム株式会社  鮎川和泰氏、菅原庄吾氏をはじめとする関係者の方々に重ねて御礼申し上 げます。そして、多岐に渡って心強いご支援と励ましを頂きました同研究室の研究員中野みよ氏、

奥西将之氏、稲垣直史氏、紀平征希氏に深く感謝いたします。

最後に、同研究室の先輩方、学友、後輩に深く感謝の意を表すとともに、海洋微生物研究室の 今後の更なる発展を祈り、謝辞とさせていただきます。

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