陸水学雑誌（Japanese Journal of Limnology）75 : 99 - 105（2014）

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1) 東京大学大学院新領域創成科学研究科 〒 277-8563 千葉県柏市柏の葉 5-1-5 環境棟 562  Graduate School of Frontier Sciences, The University of Tokyo, 5-1-5 Kashiwanoha, Kashiwa, 277-8563 Japan

2) 島根県保健環境科学研究所 〒 690-0122 松江市西浜佐陀町 582-1 Shimane Prefectural Institute of Public Health and Environmental Science, 582-1 Nishihamasadacho, Matsue 690-0122, Japan

3) 自然と人間環境研究機構 〒 690-0815 松江市西持田町 200 Environmental Research Organization for Nature and Human Being, 200 Nishimochidacho, Matsue 690-0815, Japan

短 報〔Note〕

宍道湖における沈水植物大量発生前後の水質

山室真澄 1)・神谷宏 2)・石飛裕 3)

Water quality before and after the break out of submerged plants at Lake Shinji

Masumi YAMAMURO 1), Hiroshi KAMIYA 2), Yu ISHITOBI 3)

Abstract

 Recently, submerged plants in Lake Shinji have spread widely. As heavy attachment of aquatic plants to fi sh nets

had occurred in the autumn of 2008, we supposed that the spread of submerged plants started in 2007. We examined

the water quality (temperature, electric conductivity, suspended solids, phytopigments, transparency) at the lake

center from January 2001 to December 2012. In addition, we also examined the annual sales records of herbicides

for use in rice cultivation from 2002 to 2012. We also compared the water quality during May at seven monitoring

sites, prior to spread (2001-2006) and after the spread (2007-2012). Temperature and electric conductivity were

higher at all monitoring sites after the spread. Although trends in suspended solids and transparency were different

among monitoring sites, phytopigment was higher after spread at all sites. The average values prior and after the

spread of submerged plants were not signifi cant in terms of water quality except phytopigments. Furthermore, the

amount of the effective ingredients in the herbicides used for rice cultivation was 4291 kg in 2006 and decreased

to 3305 kg in 2007. At present, this has continuously decreased to the level of 2000 kg. We therefore concluded

that the most likely cause for the spread of submerged plants in Lake Shinji can be attributed to the decrease in the

amount of herbicides used for rice cultivation from 2007.

Keywords: transparency, salinity, herbicides, positive list system

摘 要

 宍道湖では近年，沈水植物が広範囲に繁茂するようになった。2008年秋に漁網に水草が大量付着した

と報告されていることから，本研究では前年の 2007年に沈水植物の繁茂が始まったと仮定し，湖心部で

の水質（水温，電気伝導度，浮遊物質濃度，植物色素濃度，透明度）の長期変動（2001年 1月から 2012

年 12月）と，2002年から 2012年までの水田除草剤年間販売量を検討した。また沈水植物が発芽する 5

月における湖内７地点での水質を，繁茂前（2001～ 2006年）と繁茂後（2007～ 2012年）とで比較した。

100

山室真澄ほか

の衰退が先に起こり，それにより富栄養化が加速された

可能性を指摘した。

 宍道湖は島根県東部に位置し，水域面積は日本第７位

の 79.1km2，流域面積 1288.4km2，最大水深 6.4m，平均

水深 4.5mの非常に浅い低鹹汽水湖である（Fig. 1）。宍

道湖では近年になって淡水性沈水植物が大量発生し，枯

れた水草が特産物である二枚貝ヤマトシジミに悪影響を

与える可能性が懸念されている（2012年 9月 13日，島

根県プレス発表）。宍道湖は潮位変化が小さい日本海側

に位置する汽水湖沼であることから，低気圧によって潮

位が高くなった時に水位が 0.3m程度上昇するか，豪雨

によって一時的に水位が高くなる以外は，水位は年間を

通じて概ね一定である。このため宍道湖で沈水植物が繁

茂に至った原因として，水位以外の何らかの要因が変化

したと考えられる。また Alternative stable state論に従え

ば沈水植物が繁茂するようになった宍道湖では植物プラ

ンクトンの減少が期待されるにも関わらず，2010年か

ら Microcystis ichthyoblabe Kütz.を主体とするアオコが発

生するようになり，問題になっている（崎ほか，2010）。

従って宍道湖では透明度の低下以外の要因によって沈水

はじめに

 浅い水域においては，生態系の基礎を支える一次生

産者として植物プランクトンが優占するのか，動物プ

ランクトンや小型魚類の生息場所として機能する沈水植

物が優占するのかで，生態系の構造が大きく左右され

る。Scheffer（2001）は浅い湖沼では沈水植物が優占し

て透明度が高い状態か，植物プランクトンが優占して透

明度が低い状態のどちらかで安定するとした Alternative

stable state論を展開し，沈水植物が安定して繁茂するに

は透明度の増加が必須であると唱えた。実際，琵琶湖南

湖では 1994年まで沈水植物の繁茂面積が 6km2以下で

あったが翌年から増加に転じ，2001年には 32 km2に達

するなど急速に拡大した。その原因として Hamabata and

Kobayashi （2002）は湖への栄養塩回帰の減少と，1994

年の夏に起こった水位低下に求めている。水位低下は湖

底に届く光量の増加という点で，透明度の増加と同様の

効果を与える。

 日本の平野部の湖沼では沈水植物を肥料目的で採草し

ていたが，1950年半ばから 1960年代初めまでに全国的

に沈水植物が衰退し，肥料目的の採草が行われなくなっ

た。沈水植物の衰退は採草従事者の証言などから，1950

年代半ばから始まった除草剤の大量使用が原因であると

推測されている（平塚ほか，2006）。島根県・鳥取県に

位置する中海でも 1950年代半ばから沈水植物のアマモ

（Zostera marina L.）が衰退を始め，1960年代には採草が

行われなくなった。アマモだけでなく褐藻類のウミトラ

ノオ（Sargassum thunbergii (Mertens) O. Kuntze）も 1960

年代には激減していたが，1961年当時の中海では最も

富栄養化が進んでいた米子湾でさえクロロフィル a濃度

は 6.1μg l-1であり，富栄養化による透明度の低下が大型

植物衰退の原因ではないことが明らかだった（Yamamuro

et al., 2006）。このような状況から Yamamuro（2012）は，

日本の平野部の湖沼では富栄養化による透明度の低下が

沈水植物衰退の原因ではなく除草剤使用による沈水植物

水温と電気伝導度は全地点において繁茂後の方が高かった。光環境に関わる浮遊物質濃度と透明度は地

点間で傾向が異なったが，植物色素濃度は全地点で繁茂後に増加していた。全水質項目において繁茂前

後の 6年間の平均値を比べたところ，植物色素濃度は繁茂後が有意に高かった。宍道湖周辺で販売され

た水田除草剤の有効成分量は，2006年度の 4291kgから 2007年度の 3305kgと激減し，以後 2000kg台に

まで減少した。以上より宍道湖で沈水植物が繁茂するようになった原因は，2007年度以降に水田除草剤

使用量が減少したためである可能性が高いと判断した。

キーワード：透明度，塩分，除草剤，ポジティブリスト制度

Fig. 1. Position of the monitoring stations (S1・S2・S3・S4・S6・S7・S8) at Lake Shinji.

図 1．宍道湖におけるモニタリング地点（S1・S2・S3・S4・S6・S7・S8）の位置．

宍道湖における沈水植物大量発生前後の水質

101

植物の繁茂が抑制されていて，近年になってその抑制要

因が減少することで沈水植物が繁茂した可能性が高い。

 以上より本研究では，宍道湖で近年になって沈水植物

が繁茂するに至った要因を解明するために，浮遊物質濃

度，透明度，植物色素濃度などの光環境に関わる要因や

水温・塩分など淡水性沈水植物の発芽・初期成長に影響

する要因などの長期変動とともに，そもそも宍道湖で沈

水植物が衰退するきっかけとなった除草剤使用が近年ど

のように変化したのかを検討した。

調査地域と方法

宍道湖における沈水植物の推移

 宍道湖では 1950年代半ばまで沈水植物を肥料として

利用する風習があり，刈り取り作業は「モバ刈り」と呼

ばれていた（平塚ほか，2006）。採草されていた植物は，

地元では「カミゲモバ」「クロスモバ」と呼ばれていた。

宍道湖での漁業記録にも採草の記録はあるが，種名は明

記されていない。平塚ほか（2006）が水草の図鑑を漁師

に見せて当時利用していた植物を確認したところ，トリ

ゲモ（Najas属）やシャジクモ（Chara属）の仲間に似て

いた。平塚ほか（2006）の聞き取り結果を支持するよう

に，Akiyama and Nishigami（1959）により藻類であるシャ

ジクモの生息が確認されており，また Kasaki（1964）に

よりオトメフラスコモ（Nitella hyaline (De Candolle) C.

Agardh）とシャジクモ（Chara braunii C.C.Gmelin）が南

岸で確認されている。

 宍道湖の沈水植物は，隣接する中海のアマモの衰退

と同時期である 1950年代半ばに大幅に衰退し，モバ刈

りも行われなくなった。衰退後に残った宍道湖での沈

水植物相として，上田（1967）はエビモ（Potamogeton

cripus L.），ヒロハノエビモ（Potamogeton perfoliatus

L.），ササバモ（Potamogeton malanianus Miq.），ホザキ

ノフサモ（Myriophyllum spicatum L.），コアマモ（Zostera

japonica Aschers. et Graebn.），セキショウモ（Vallisneria

asiatica Miki.）などを少量ではあるが確認し，その中

でもササバモが多かったとしている。1991年に行われ

た調査ではエビモ，ササバモ，セキショウモに加えて

マツモ（Ceratophyllum demersum L.），オオササエビモ

（Potamogeton anguillanus Koidz.）の群落が確認されてい

るが，いずれも数メートル四方であった（出雲工事事務

所，1993）。

 このように宍道湖では沈水植物がほとんどみられな

い状況が続いたが，2008年秋に枯れた水草が流され

て漁網に大量に付着していたと報告された（平成 21

年 11月島根県定例県議会での福田正明議員の質問：

http://ww52.tiki.ne.jp/~fukudaoffi ce/q200911.htm； 2013 年

6月 3日現在）。2009年秋には南岸を中心にオオササエ

ビモが繁茂し，以後，沈水植物の繁茂面積は年々広がり，

2012年にはほぼ全域で繁茂が見られるようになった（平

成 22年度宍道湖・中海水産資源維持再生構想検討会資

料）。主な沈水植物はオオササエビモで，2012年 9月に

おける現存量は 330トンと推定されている。この他に

エビモ，オオカナダモ（Egeria densa Planch.），ホザキ

ノフサモ，マツモ，クロモ（Hydrilla verticillata（L. fi l.）

Royle），イトクズモ（Zannichellia palustris L. var. indica A.

Gray）が報告されており（平成 22年度宍道湖・中海水

産資源維持再生構想検討会資料），かつて優占していた

と考えられるシャジクモ類とは異なる種類が優占してい

る。

水質

 著者の一人が所属している島根県保健環境研究所が

毎月行っている水質観測結果から，湖心部（S3，Fig. 1）

表層水の 2001年 1月から 2012年 12月の 12年間のデー

タを用いて長期的な傾向を検討した。光環境に影響する

項目として，透明度，浮遊物質濃度，植物色素濃度を選

定した。また沈水植物の発芽に影響すると考えられる水

温を，汽水である宍道湖がより淡水化して淡水性沈水植

物に有利になったのかを確認するため塩分（＝電気伝導

度）も検討対象とした。

 宍道湖では 2008年秋に漁網に大量に枯れた水草が付

着していたことから，前年の 2007年頃から沈水植物の

繁茂が可能になったと仮定し，2006年以前と 2007年以

降とで水質に違いが認められるかも検討した。沈水植

物が発芽・生長を開始すると考えられる 5月のデータを

対象に，7地点（S1・S2・S3・S4・S6・S7・S8，Fig. 1）

において，2001年から 2006年と 2007年から 2012年の

観測値を比較した。

 水温はサーミスタ温度計を，電気伝導度は白金電極

電気伝導度計を用いて現場で計測した。透明度もセッ

キー板法により現場で計測した。浮遊物質濃度は現場で

船上からバケツを使って採水した表層水を実験室に持ち

帰り，ワットマン GF/C濾紙で濾過後 105℃乾燥し，セ

ミミクロン天秤で秤量した。植物色素濃度は Lorenzen

（1967）の方法で定量したクロロフィル aとフェオフィ

チンの濃度を合算したものとした。

102

山室真澄ほか

除草剤使用量の推移

 2006年 5月に「食品中の残留する農薬等の基準に係

るポジティブリスト制度」（食品衛生法第 11条第 3項）

が施行され，それまで残留基準が定められていなかっ

た農薬についても一律基準として 0.01ppmが設定され，

これを超えて農薬などが残留する食品の流通が禁止さ

れた。宍道湖では 2006年 7月下旬から 10月下旬にか

けて採取された二枚貝ヤマトシジミ（Corbicula japonica

Prime）から水田除草剤チオベンカーブが一律基準であ

る 0.01ppm以上検出されたことから，島根県は，2007

年以降はチオベンカーブの使用を自粛するよう，農業団

体に要請した。これをきっかけに宍道湖周辺では水田除

草剤の使用量や使用方法に大きな変化があったと考えら

れた。

 そこで本研究では沈水植物の発芽時期に使用される水

田除草剤を対象に，農業排水が宍道湖に流入する可能性

が高い斐川平野で農薬を販売している JA出雲から 2002

年度から 2012年度の販売実績データを提供していただ

き，解析に供した。

結 果

 2001年 1月から 2012年 12月の 12年間における宍道

湖湖心部表層水の水質を検討したところ，水温につい

ては最低・最高水温ともに，増加傾向や減少傾向が認め

られなかった（Fig. 2）。また電気伝導度についても，増

加傾向も減少傾向も認められなかった。これに対して浮

遊物質濃度や植物色素濃度は，2007年以降の方がそれ

以前よりもピークの値が高い傾向を示した（Fig. 3）。こ

れら懸濁物の増加に対応して，透明度の年間最小値は，

2007年度以降の方がそれ以前よりも小さくなる傾向が

認められた。

17

Fig. 2 384

385

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Tem

pera

ture

and

ele

ctric

cou

duct

ivity

387388Fig. 2. Temperature (℃ , ● ) and electric conductivity (mS cm-1, ○ ) of the surface water

at the center of Lake Shinji (S3 in Fig. 1) from January 2001 to December 2012.

図 2．2002年 1月から 2012年 12月における宍道湖湖心部（図１の S3）表層水の水温 (℃ , ● )と電気伝導度 (mS cm-1, ○ )．

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Fig. 3 389

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Susp

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lids a

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cent

ratio

n

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Tran

spar

ency

391392Fig. 3. Suspended solids (mg l-1, ◆ ), phytopigments concentration (μg l-1 x 0.1, ○ ) and

transparency (m, △ ) of the surface water at the center of Lake Shinji (S3 in Fig. 1) from January 2001 to December 2012.

図 3．2001年 1月から 2012年 12月における宍道湖湖心部（図 1の S3）表層水の浮遊物質濃度（mg l-1, ◆），植物色素濃度（μg l-1 x 0.1, ○），及び透明度（m, ●）．

宍道湖における沈水植物大量発生前後の水質

103

 各地点（S1・S2・S3・S4・S6・S7・S8，Fig. 1）の 5

月の表層水について，2001年から 2006年の観測値（以

下，「繁茂以前」とする）と 2007年から 2012年の観測

値（以下，「繁茂以後」とする）を比較したところ（Fig.

4），電気伝導度は繁茂以前より繁茂以後の方が高かった。

水温についても，全地点で繁茂以後の方が以前よりも高

かった。透明度は S7地点で増加した以外は，繁茂以後

の方が低い値か同等（S6地点）であった。植物色素は

全地点で繁茂以後に増加していた。

 5月の測定値について，繁茂以前と繁茂以後の全地点

での平均値の差に有意差があるかｔ検定を行ったところ

（Table 1），植物色素は p＜ 0.05であり，沈水植物繁茂

以後に有意に増加していた。

 2002年度から 2012年度に JA出雲が販売した除草剤

はのべ 30種類であった。これらは製品毎に有効成分や

その濃度などが異なる。そこで製品ごとに有効成分が重

量の何パーセントを占めるかを製品データから調べて総

和を計算し，製品 1個あたりの有効成分重量と販売数を

乗じて販売された水田除草剤の有効成分重量の総量を算

出し，年度ごとに比較した（Fig. 5）。ただし溶剤につい

ては 100ml＝ 100gと仮定して計算した。

 有効成分総量は毎年減少していたが，ポジティブリス

ト制度が施行された 2006年度は前年より顕著に減少し，

宍道湖産ヤマトシジミから除草剤が検出された翌年度に

あたる 2007年度は，さらに急激に有効成分総量が減少

した。以後も有効成分総量は減少を続け，2012年度は

2002年度の半分近くにまで減っていた。

考 察

 沈水植物が発芽する 5月の水質について 2007年以降

と 2006年以前を比較すると，塩分については 2007年以

後の方がむしろ高めであったが（Fig. 4），塩分の増加が

淡水産沈水植物の発芽や初期生長に有利に働いたとは

考えられない。水温については繁茂以後の方が平均値で

0.4℃高かったが（Table 1），この違いは有意ではない。

またエビモ，マツモ，ホザキノフサモ，クロモは全国に

分布しており，イトクズモは北海道から本州に広く分布

している（角野，1994）。また外来種であるオオカナダ

モは本州から九州に広く侵入し，オオササエビモは関東

地方から九州に分布している（角野，1994）。これらの

19

Fig. 4 393

394

395

396

Fig. 4. Comparison of the mean values of water quality in May between 2001-2006 (black bar) and 2007-2012 (white bar). Error bar shows the standard deviation. Sampling points are shown in Figure 1.

図 4．各地点における 5月の水質の 2001年から 2006年（黒色）と 2007年から 2012年（白色）の平均値の比較．エラーバーは標準偏差を示す．採水地点は図 1参照．

20

Fig. 5 397

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0

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2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012Year

Wei

ght o

f ing

redi

ents

(kg)

399400

Table 1. Mean and standard deviation of water quality in May between 2001-2006 and 2007-2012 together with the results of the t-test.

表 1． 2001年から 2006年と 2007年から 2012年の 5月における測定値の全地点平均値と標準偏差，及び t検定の結果．

2001-2006 2007-2012p

Mean SD Mean SD

Elcetric conductivity (mS cm-1)

5627 2013 6101 2878 0.38

Temperature (℃ ) 18.5 0.90 18.9 0.76 0.06

Transparancy (m) 1.19 0.39 1.14 0.07 0.47

Suspended solids (mg l-1(mg l-1(mg l )

6.93 4.19 8.28 2.72 0.08

Phytopigment (μg l-1) 19.0 7.96 24.1 14.2 ＜ 0.05

Fig. 5. Annual change in the weight of total effective ingredients contained in the herbicides for rice pady sold by JA Izumo.

図 5．JA出雲が販売した水田用除草剤に含まれる有効成分重量総量の年変化．

104

山室真澄ほか

ことから，上記の沈水植物が水温の上昇によって新たに

繁茂できるようになったとは考えにくい。発芽に影響す

る光環境に関わる要因は，植物色素濃度が繁茂以後に有

意に増加し，有意ではないものの透明度の減少や浮遊物

質濃度の増加がみとめられ，むしろ悪化する傾向だった

(Fig. 4, Table 1）。

 環境庁（2000）のレッドデータブックでは種ごとに減

少要因の上位３位までが記載されているが，減少要因

として「農薬汚染」があげられた維管束植物種は 17種

類あり，それらのうち 16種までが水生植物である。水

生の維管束植物は陸上植物と比べて農薬による影響を受

けやすいと言える。宍道湖で 1950年代半ばに沈水植物

が消滅した原因が除草剤の大量使用と考えられる事から

（Yamamuro et al., 2006），沈水植物が繁茂できるようになっ

た原因として，水田除草剤の使用量減少が原因である可

能性は十分あり得る。

 2006年に宍道湖でヤマトシジミからチオベンカープ

が検出されたことは，周辺の水田に散布される除草剤

成分が，ヤマトシジミが餌としている植物プランクトン

が取り込むことができる状態で宍道湖に流入していたこ

とを示す。またMasunaga et al. （2001）は宍道湖湖底堆

積物の柱状試料から水田除草剤 CNPと PCPに不純物と

して含まれていたダイオキシン類の濃度を測定し，1950

年代から 60年代にかけてその濃度が倍増し，使用が禁

止になった 1990年代になっても同程度の濃度で検出さ

れることを示した。以上より水田除草剤の有効成分や不

純物が，流域から宍道湖に流入・堆積していることは確

実である。

 宍道湖では Scheffer（2001）の Alternative stable state

論に反して，沈水植物の発芽時期に透明度が増加して

いなかったにも関わらず，沈水植物が繁茂するように

なった。Ma et al. (2010)は 3種類のラン藻類について

除草剤の毒性を検討し，宍道湖周辺の水田でも使用さ

れているシメトリンについて，EC50を 0.2～ 6.6μg l-1と

報告している。琵琶湖の流出河川である瀬田川で 4年間

毎週採水して分析したところ，シメトリンの年間最大濃

度は 0.375～ 0.440μg l-1であったことから（Sudo et al.,

2002），湖水中の除草剤成分が沈水植物だけでなくラン

藻類の成長・繁茂にも影響を与えていた可能性がある。

Hatakeyama et al. （1999）は，水田除草剤使用時期に茨城

県桜川の河川水中からシメトリン，チオベンカーブ，シ

マジン，モリネートなどの除草剤を検出し，この頃に河

川水中のクロロフィル濃度が低下していること，また同

河川水に曝露した緑藻類 Selenastrum capricornulum Printz

の増殖が阻害されていることから，これら除草剤の複合

影響の可能性を指摘している。宍道湖ではシメトリンを

含む除草剤成分の複合影響として沈水植物と植物プラン

クトンの発芽・増殖が抑制されていたが，除草剤の減少

がどちらの植物にとっても増殖を促す方向に作用したと

解釈すれば，Alternative stable state論に反して沈水植物

繁茂後に植物色素濃度が有意に増加した現象を矛盾無く

説明できる。

 湖沼生態系における沈水植物が優占する状態から植物

プランクトンが優占する状態へのレジームシフトについ

ては，Scheffer（2001）に見られるように富栄養化が原

因として説明されてきた。しかし日本では植物プランク

トンによる遮光効果が影響する以前に中海のアマモが全

滅しており（Yamamuro et al., 2006），富栄養化だけでは

説明することができない。Yamamuro（2012）は，沈水

植物衰退の原因として除草剤の影響を日本では特に考慮

すべき理由として，日本の平野部では農耕地の大部分が

水田であり，畑の作物と異なり水田除草剤では田植えか

ら 1ヶ月で年間使用量の大部分を散布すること，また畑

では散布された除草剤が土壌を通じて流出するのに対し

て水田では水路から直接流出することなど，欧米との農

業形態の違いを指摘している。

 水田除草剤が散布される大型連休直後から 1ヶ月後く

らいの時期は，沈水植物の発芽や初期成長だけでなく，

多くの動物にとっても初期発生期に重なり，生態系全体

にリスクを与えている可能性がある。実際，琵琶湖では

水田除草剤 PCPによって，1960年代に二枚貝類が大量

斃死している（村長ほか，1962）。このように水田除草

剤が平野部湖沼の生態系に与えるリスクは大きいにも関

わらず，現在どのような水田除草剤が流入しているのか，

実態が把握されている湖沼は極めて少ない。水田との結

びつきが強い日本の平野部の湖沼に関しては，化学物質，

特に水田除草剤が生態系に大きな影響を与える可能性が

高く，宍道湖における沈水植物の近年の繁茂はその影響

の強さを示す実例と考えられる。生態系の攪乱要因とし

て，富栄養化による濁度の増加や公共工事など目に見え

る影響だけでなく，目に見えない化学物質の影響にも関

心を高める必要がある。

謝 辞

 JA出雲には水田除草剤データを提供いただきました。

またデータより，使用量削減に努めていることが明らか

でした。この場を借りまして感謝申し上げます。本研究

宍道湖における沈水植物大量発生前後の水質

105

は科学研究費補助金基盤 B「沈水植物復活阻害要因の解

明と復活後の持続的生態サービス利用に関する研究」（課

題番号 24310053），および河川技術研究開発制度地域課

題分野（河川生態）「人との相互作用によって持続する

汽水湖生態系の構築」により行われた。

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