２．水質汚染
農業用水の水質汚染問題が全国的に研究対象とされたのは，高度成長期以降のことであり，それ以前は，鉱山排水，酸性水等の流入による局所的に存在する問題に過ぎなかった。近年においても，酸性水，休廃止鉱山によって農林水産業や住民の健康に時として重大な影響を与えることがある(1,130,145)。工場排水等の特定汚染源については，排水規制の強化により水質保全対策が進んだが，生活排水等の不特定汚染源対策が重要な課題として残されている。農村地域の水質保全を巡る研究とその対策の歴史的経緯については，谷山らによって詳細に概説されている(138)。現在，有機質，窒素およびリンが主要な汚染物質となっているが，これは輸入食糧の急増に加えて(75)，海外からの飼料搬入の上に成り立つ畜産による膨大な排泄物が，環境への窒素等の流れを過大なものにしていることは明らかである(38,60,100)。本稿では，窒素，リン，有機質汚濁を中心に，主として1980年以降に得られた成果を記述する。
(１)農業用水の実態
１)地下水
環境庁は２か年にわたり実施した硝酸性窒素汚染基礎調査および検討調査結果に，既存の調査事例や解析事例を基にした基礎的知見を加えて「硝酸性窒素による地下水汚染対策ハンドブック」を取りまとめた(42)。
地下水における窒素汚染が顕在化したのは，1970年代以降であり，農業生産活動との関わりが指摘されている(9,11,42,43,47,52,81,82,89,147,148)。このような背景を踏まえ，環境庁は平成５年，新たに環境基準を告示し，硝酸性および亜硝酸性窒素を要監視項目に加えた(17)。従来より，硝酸性および亜硝酸性窒素は水道水質基準(10mg/l)で基準項目になっていたものであるが，今回の処置は環境サイドから水道水源を中心に公共水域および地下水の監視を指示したものである。全国的に調査された土地利用別農業用地下水(297地点)の硝酸態窒素(以下，NO3-N)濃度は，施設園芸＞畑＞樹園地＞水田の順に低く，水田周辺の平均値は1.9mg/l，その他の土地利用の平均は8.3mg/lであった(89)。窒素の大部分はNO3-Nによる汚染であり，アンモニア態窒素(以下，NH4-N)濃度はほとんど無視できるものであった。浅層地下水では，窒素の形態は硝酸態型であり，深層地下水はアンモニア型である(9)。地下水の酸化還元状態は，硝酸イオン濃度の大きな支配要因であり，還元的な地下水(Eh 250mV以下)では土地利用・深度に関わりなく，硝酸イオン濃度は低かった(47)。これは，溶解性鉄が5mg/lを超える井戸の硝酸イオン濃度が低濃度であるとした機作と関連するものである(147)。なお，酸化還元状態に関係なく浅層地下水中に脱窒菌の存在が明らかにされ，還元的な地下水では，脱窒が起こり得ることを示唆した(47)。一方，水田周辺の比較的水位の高い地下水の調査によれば，地下水中の溶存酸素量(DO)は夏期に0mgとなり，脱窒が生じ易いことを示唆したが，夏期にNO3-Nが上昇することを説明できなかった。そのため，水田に残留したNH4-Nが落水によって硝酸化され，このNO3-Nが翌年のたん水期に地下浸透するモデルを提案した(51)。
地下水における塩類濃度は火山灰土地域で最も低く，次いで河成壌質土，第三系粘質土，谷津田，海成砂質の各地域の順に高く，NO3-Nは谷津田で高かった(41)。海成沖積地帯では，地区により地下水のかん水によるナトリウム過剰吸収と思われる生育障害が発生した(144)。地質，土壌・立地区分の面から地下水水質を検討する必要がある。
浅層地下水の窒素濃度は①降雨，作物の種類等による季節変動(9,21,50-53,82,126)，②土地利用状況(9,21,89,126)，③地形(21,89)等によって変動する。濃度変化は，単位面積当たりの化学肥料および家畜排せつ物による窒素発生負荷量，人口密度，降雨量を変数とする重回帰モデルによってある程度説明できる(43)。しかし，家畜ふん尿の遍在的な多量還元の多くは，ふん尿貯留容量が小さい等の畜舎構造の欠陥によって発生していることが多い(60,100)。窒素の動態として，地下浸透過程で微生物作用を受け脱窒による消失が認められた(60,61,49)。特定汚染源(豚舎；素掘貯留槽)からの窒素の窒素の消失は比較的速やかであり，放出されたNH4-Nが土壌および地下水に浸透・流亡する過程でNO3-Nに変化し，さらに脱窒作用を受けてほぼ60-100mの横移動で，周囲の濃度と同じ程度に低下した(111)。このように，窒素の動態は固定，分解，硝化，脱窒等の微生物作用を受ける。微生物反応を考慮した地下水汚染の数値解析手法が開発されているが(66)，微生物の定量的評価は困難な面が多い。
数種類の土壌が成層をなす火山性土壌畑の深度30m程度までの地下水を含めた水動態を解析する手法として，タンクモデルが有用であることを明らかにした(104)。この方法は，実測値としてｐＦ～体積含水率曲線，雨量，水面蒸発量，流出量，土壌水分量，地下水深の測定で水動態を把握でき，別途，作成した窒素溶脱推定モデルと組み合わせることにより，窒素の下降移動が推定可能になった(54)。また，農耕地からの地下水汚染を軽減するため，窒素肥料を中心とした環境保全に配慮した施肥改善試験を取りまとめるとともに，汚染水の閉鎖系での再利用，土地連鎖系の活用等の総合的な負荷低減対策と今後の水質管理計画の試案が示された(109,110)。
２)河川水およびため池
ア．河川
農業用河川の水質は全国的な傾向として，1960年代後半から生活排水流入による汚濁が進行したが(18,40,68)，1975年以降は工場排水を中心とした汚濁は比較的改善された。近年は開発に伴って，本流あるいは中流に流入する諸支流(中小河川)の汚濁が著しくなっている傾向が認められた(74)。流域の人口増加と水質汚濁の推移が一致し，その水質は生活時間帯によって大きく変動した(30,68)。農業用水の主要な汚染源は生活排水，畜産排水，下水処理水であるが(18,40,74)、農業排水による汚濁も加わり(35,113)，汚濁源，汚濁物質が複雑化し作物の被害要因の解析やその対策が困難になっており(68,30)，土壌条件や土地利用形態によってかんがい水水質は明らかに地域特性が認められた(28,85)。酪農地帯を流れる河川水質の汚濁評価では，水質変化は汚濁成分，塩類濃度，季節変化，人為的汚濁の４因子に大別され，人為的汚濁は早春の融雪期および降雨後に，畜産施設や放牧地周辺で高まる傾向が認められた(102)。
イ．ため池
ため池の水質について，過去の調査と比較すると汚濁は平野部から中間部に広がりつつある傾向がうかがえる，全窒素(以下，T-N)濃度は70%が基準値(1mg/l)を超えた(135)。集水域の環境とため池の水質をそのイオンバランスで林地，畑地排水，樹園地排水，生活排水系に区分し，生活排水の流入による影響は汚濁負荷の大きさに応じた傾向を示した(44)。特に集落のため池が最も富栄養化しており，化学的酸素要求量(以下，COD),全リン(以下，T-P)濃度が著しく高く，樹園地のため池ではNO3-N濃度が高かった(85)。一方で，流入する河川に比較して，池内のCOD,T-N,T-P濃度が高まるが例があり，これは流入した汚濁物質が池内の生物活動を旺盛にし，その生産物が還元されたことによる(34)。溶存有機物の炭水化物部分は微生物によって加水分解された高等植物に由来することが明らかにされている(15,16)。ため池内における藻類による窒素の取り込み量は池全体の窒素収支に占める寄与は小さかった(139)。したがって，ため池等の汚濁防止には，集落排水処理等による流入負荷の低減，底上げ等の池内蓄積量の低減，水田の浄化機能の取り入れ等の，池全体の水質管理の構築が必要である(34)。
(２)農用地からの栄養塩類の流出と対策
ア．水田
水田からの窒素，リンの流出については，古くから調査研究され，その成果については詳細にまとめられており(64,124)，試験対象は流出防止対策に移っている。茨城県は昭和56年，「霞ヶ浦の富栄養化の防止に関する」条例を制定し，農用地から窒素・リン含有物を公共用水域に排出しないよう，その防止対策を義務づけている。水田からの汚濁負荷流出原単位は窒素，リンとも循環かんがい水田〈湿田〈乾田〈傾斜水田の順に大きくなる(193)。水田からの肥料成分の流出は代かき田植期時期に集中し(24,48,123,64)，水稲の生育前期は用排水管理法の見直しが重要になる(48,73)。生育後期では追肥時期を除けば濃度が増加する要因は少なく，かつ水田自体の浄化力があるため粗放的な水管理であっても，差引き負荷量の増加につながらない(48,73)。差引き負荷量とは排出負荷量から流入負荷量を差引いた値であり，水質保全の立場からはこの値ができるだけ小さいことが望ましい(124)。窒素除去量は窒素濃度が高くなるほど大きく(106,128)，1mg/l以下の用水を利用した水田では，窒素の差引き排出量は比較的高い値を示した(136)。水田の窒素，リン浄化機能はそれぞれ約2.5mg/l,0.25mg/l以上に汚濁されているとき発揮される(65)。窒素の除去量は稲わらの施用で，高められた(12,48,92,106,107)。その効果は，用水のNO3-N濃度が低い場合に大きく，高い場合は認められなかった(107)。生わらの施用は土壌還元の促進により，生育初期の浄化を5-20%高めた(92)。
水田の窒素浄化機能については，すでに知られているところであるが，浄化の大部分は土壌Eh,脱窒菌数，脱窒能の測定から脱窒によるものと推定されている(92)。重窒素を用いた試験によると，田面水に加えてNO3-Nは4日間でその90%が脱窒により消失した(14)。水田土壌のNH4-N浄化容量から，湖沼の環境基準を満たす浸透水を得るには，NH４-N濃度6mg/l以下のかんがい水を減水深約15mm／日で供給し，NH4-Nの年間流入量を1m^3当たり約33g(33kg/10a)以下にする必要があることを明らかにした(112)。また，循環かんがいによる水田からの流出負荷量低減効果は，排水の循環率が高くなるほど富栄養化成分の流出は減少するが(13,63,118)，その効果は補給水の水質によって左右される。用水の循環利用方式をとっている水田群からの窒素，リン，CODの収支調査では，窒素は浄化，リンとCODは流出負荷を示した(108)。
一連の地形連鎖系においても，水田の浄化能は重要な役割をもっている。地下水が，畑から水田へと連続している透水層を横移動している過程では，地下水中のNO3-Nの濃度変化は認められなかったが，地下水が田面水へ湧出してくる過程ではNO3-Nの濃度が著しく減少した(91)。茶園排水が流入する水田での窒素浄化機能はかんがい期が非かんがい期に比較して約7倍高く，かんがい期における浄化能は，この時期の同面積当たりの茶園から流出する窒素量にほぼ等しかった(14)。隣接する土地利用別の硝酸性イオンの浸透流出調査によれば，浸透性の高い水田においても茶園の茶園の1/10以下であった(52,53)。非かんがい期がかんがい期よりも高い流出を示す項目はCOD,T-Nであり，これらが下流ほど増加する傾向にあるのは生活排水の流入によるものである(36,126)。しかし非作付期であっても，谷津田のように常時たん水状態にある水田では，浄化が認められており(93,122)，浄化ゾーンとしての休耕田の活用が考えられている(129,151)。除去量が濃度に比例する特徴をもっているので，台地と谷津田の地形条件にある地域，あるいは下流部にある湖沼・ため池の富栄養化を防ぐ有効な手段となろう。
栄養成分の流出防止に関して，水田の浄化機能(脱窒作用)の利用が強調されがちであるが，省資源の面から流入成分の有効利用を含めた施肥改善の研究が必要である。側条施肥による窒素，リンの流出低減(132)，肥料の形態による田面水への溶出抑制(2,26)，元肥減肥・追肥重点施肥法(48)，あるいは施肥田植機利用による局所施肥は基肥20％節減が可能であった(25)。水稲は，かんがい水中のT-Nが5mg/l以上になると減収するが(23)，被害水田では，強度の中干しによる節水栽培を行うと，窒素の過度の吸収を抑制し効果が認められた(27)。このように，水質面への影響を抑えるだけでなく省力・省資源に役立つ成果は意外に少なく，今後の研究がまたれる。
イ．畑・樹園地ほか
これらの土地利用では，窒素・リン等の流出経路が浸透に伴う溶脱が大部分を占めるため，帯水層における自然流出との区別と，耕地による影響を特定することがきわめて困難になる。したがって，溶脱量の把握はライシメータ試験に頼らざるを得ない面があり現地，実規模の調査例は少なく(6,32,90,105,137)，その動態も不明な点が多い。このことが，肥料投入量の多い野菜畑，茶園，家畜ふん尿の問題を抱える飼料作畑が，近年，顕在化しつつある地下水の窒素汚染の元凶とみなされ理由となっている。水環境からみた牛ふん尿施用の許容限界量が策定されている(103)。肥料等の資材の削減は，地下水位，そこに至る深層土の特性，降雨量等を総合的に判断して行うべきものであり，そのために，我々が現在持ち得るデータは少なすぎることを考慮すべきであろう。
(３)汚濁水の農地還元
ア．水田
生活排水等の水稲に及ぼす影響については多くの研究があり(20,39,46,57,78,79,114,146)，農業用水の汚濁別濃度分級が策定された(79)。その中で，NH4-N,NO3-N,T-P,T-N等の汚濁項目は，水稲が正常な生育・収量を維持できる濃度であっても水田で浄化されるが，有機態窒素とCODについては水稲の生育・収量に悪影響を与える濃度でなければ水田による浄化は期待できないことを明らかにした。下水処理水の水稲に対するT-N限界濃度は5mg/l以下(20,22)，ケルダール窒素3mg/l以下であった(78)。汚濁かんがい水の流入田では，節水栽培，追肥減肥等の栽培現場に応じた窒素過剰対策を講じる必要があり(57)，また電気伝導度，窒素，カリウムが病気，奇形米と有意の正相関が認められた例もある(39)。かんがい水の汚濁による窒素の土壌集積と水稲の被害調査によると，土壌の窒素集積量は水口から水尻にかけ濃度勾配が認められ，水稲の生育，倒伏，収量と密接な関係を示した(46)。水稲の高品質安定生産のためには，水口部の窒素減肥と汚濁物質の酸化分解を図る土壌改良が必要である(114)。
集落排水処理水の再利用と栽培，土壌に及ぼす影響が調査され(154,155)，し尿を除く生活雑排水が耕地に還元される際の農業環境保全上の留意点は，①農作物の収量・品質，②土壌理化学性，③浅層地下水への影響であるが，これらを考慮すると黒ボク土条件下で，完結型処理が可能な耕地面積は一人当たり75m^2である(69)。しかし，土壌浄化機能の評価は下層土を含めて評価することが必要である(67)。
一方，都市化の進展によって急増している汚濁物質として，生活排水とともに流入する中性洗剤の直鎖アルキルベンゼンスルホン酸塩(LAS)がある。LASが10～50mg/lの濃度範囲では，水稲の生育収量に影響はないが，300mg/l以上になると減収する(29)。水田中でのLASの動態は明らかにされていないが，生分解による消失，懸濁態の沈降による底質への移行および溶存態の拡散による水・底質間の交換反応の三つの現象が知られている。年間を通して，流入するLASの10％程度が懸濁物の沈降により底質への移行すること，沈降による移行量は水・底質間の拡散による交換量よりも１桁大きく，夏期は生分解活性が高いため分解による消失より１桁小さいが，冬期では両者は同程度の量となっている(5,62)。この光分解性に影響を与える因子はLASの暴露と酸化還元電位であり，LASの生分解は広範な環境で起こり得ることが明らかにされた(143)。
イ．畑
畑作物の生育に及ぼす汚濁水の影響に関する事例は少ない。牛尿希釈水灌漑下における試験では，バレイショ，サトイモの収量は標準施用量に牛尿窒素上乗せ窒素20mg/lまでは影響が認められない(77,119)。ダイコン，タマネギについては上乗せ40mg/lまで，化学肥料の施用量を1/2に減量すれば60mg/lまでの汚濁水かんがいが可能である(76)。一方で，富栄養化によるかんがい用パイプの目詰まりを起こす事故が増加し，施設野菜の養水分管理に問題を生じており，その抑制対策として原因となる藻類の発生と消長が環境制御下(光・温度)で検討されている(83)。
(４)水系の水質変動特性
ア．農村域における変動特性
流域の80％以上が山林，田，畑で占められる地域では，天候等の自然条件や施肥等の影響が時間的水質変動の要因となっている(86)。集水域末端の水質変動では，窒素は水田の施肥時期と非かんがい期に高濃度となった(133)。窒素は全体の約7割が溶存態，リンは約６割が懸濁態であり粒子態による移動が主体である(101,121)。降雨時には浮遊物質量(以下，SS)，COD, T-P濃度は上昇するが，T-Nは必ずしも上昇しない(101,120)。流出負荷量は流量の影響を受けるが(98,101,121,125)，かんがい期と非かんがい期(36)，あるいはそのときの降雨条件だけでなく，降雨前の先行晴天日数や施肥時期が関係し，流量だけの関数にはならない(120)。流出負荷量はその流量と水質濃度を測定することによって得られる。いずれも時間的な変動が大きく，正確に求めるには数多くの測定が必要であるが，手間と経費の面から不可能に近く，流量と負荷量の関係を関係式(ＬＱ式)を用いる算出法が検討されている。農業水域での硝酸態窒素の精密測定(16日間隔の測定)結果では，Ｌ＝aＱｂの曲線式がよく適合したが，かんがい排水の人為的影響が大きいことからその適用は非かんがい期に限定されるとした(127)。タンクモデル法を採用し，山林からの汚濁負荷予測シミュレーション水質予測モデルが提案されている(140)。窒素・リン等の動態と収支を特定集水域レベルで解析するための手法として，①水移動の実態を表現し得るモデルの作成，②汚染物質の負荷源に関する情報収集，③水田・湿地帯での自然浄化機能に関する情報収集を行い，これらを有機的に結合して，地形連鎖を有する特定流域の自然水質浄化機能を定量的に把握・評価し，簡易にメッシュ化する方法を開発した(134)。本報告では，水移動方向の推定を単に地表勾配最大方向へ移動すると仮定し，発生原単位，流出率は既存データの平均値を用いて試算されているが，対象地域の水質，水量調査および負荷源の背景調査等を十分に実施したならば，より正確な結果を得るとともに，土地利用の変更等の対策が流出負荷量の増減に及ぼす効果，さらに各メッシュごとの汚染物質に対する水環境変化の把握・評価も可能となろう。
イ．河川の水質と流域特性
全国109の一級河川の水質資料から，量的には流量が多い大河川の汚濁総量は大きいが，1975～1987年にかけ総量は減少している傾向を示した(88)。汚濁原因は主として家庭雑排水によるものであった(152)。生物化学的酸素要求量(BOD),T-Pは流域の人口，全事業数，農家戸数，製造事業所数と正相関があり(3,87)，また，市街地面積との相関が高い(4)。SSは流域の社会活動量の強さとは明確な関係はなく(3)，森林，田，河川・海域流域面積との相関性が高い(3,4,87)。年間総SS負荷量の約70%が降雨時に流入し，窒素の汚濁負荷量は増水時に大きくなる(84)。T-Nは農家戸数，面積との相関が高く，農地，道路からの流出と考えられた(4)。
(５)水系の自浄化作用と汚濁指標
ア．河川
河川の自浄化作用が最も大きいのはBODであり，COD,T-N,T-Pの順で，河川による自浄化作用の違いは流量，植生の影響による(153)。そして，基点の基質濃度が1/10になる距離を求めると，BODの1.5kmに対して，T-Pは4.7kmになり，T-N,T-Pについては集落排水処理等の負荷量の制限が必要となる。多くの水質項目の自浄係数は低水時で大きいが，総有機炭素量(以下，TOC),DOC,T-Nでは逆に高水時で高くなった(8)。これに対して，農業用水路の自浄係数は河川，田面に比較して小さい(80)。河床形態の異なるコンクリート河床と，れき・砂河床で脱窒活性を測定した結果，全域がコンクリート化されると想定した場合の脱窒量は窒素負荷量の1.3%，砂・れきの場合は2.5%に相当する量と予測された(94)。各河川の清浄度を比較するため，清浄係数の算出法が提案されている(131)。河川が示す自浄作用に関して代表的なモデルと室内実験による研究が紹介されているが，現実の河川は，それぞれ流れの状態，流入する汚染物質の質と量，付着生物の種類や量等が異なっており，一般化することは困難である(70)。それぞれの河川の状況を詳細に把握し，各因子間の因果関係を明らかにすることすることが先決であろう。
水中細菌の有機汚濁指標としての有用性を検討し，高栄養性細菌数に対する低栄養細菌数(細菌比)は，汚濁状況をよく反映することを明らかにした(142)。都市中小河川のBOD等の高濃度有機汚濁においては懸濁態有機炭素が支配的であり，これについてはTOCが指標として活用できると考えられた(58)。
イ．ため池ほか
植物プランクトンによるNO3の取り込みはNH4の存在下で抑制され，特にNH4 15μg/l以上のとき顕著であった。窒素源として，NH4がNO3に優先して利用されるが，植物プランクトンの窒素要求量に対して，NH4が不十分な条件ではNO3が利用される(117)。湿地による生活雑排水の浄化効果を，浄化率で表すとBOD：90%,COD：80%,TOC：85%,T-N：65%,T-P：77%であり，有機物関連項目は高い値が得られた。ただし，窒素は冬期に浄化機能が低下した(31)。汽水湖中海の底泥表層部において，脱窒は主としてNO3とNO2の濃度と温度の影響を受け，7～8月にかけての総無機態窒素の減少は硝化・脱窒の一連の反応によるものである(116)。手賀沼底泥における脱窒による窒素除去量は負荷量に対して，冬期(水温5-10℃)で2-4%，夏期(同，25-30℃)で12-15%と見積もられたが，現場湖水中のNO3・NO2濃度が半飽和濃度付近まで低下した夏期では，前記数値をかなり下回ることが予測された(149)。農業用ため池の窒素除去機能を，流入出水量と水質測定に基づく窒素収支と，池内(1.3ha)での脱窒量，藻類による窒素取り込み量測定との両面から定量的に検討した。その結果，集水域(25ha)から池に流入する窒素は年間2538kgＮy^(-1)であり，そのうち1261kgＮy^(-1)が流出した。差引き1277kgＮy^(-1)の窒素が消失したことになるが，実測した脱窒量はその40%に相当した(139)。水系に流入する汚濁物質は，そこに生息する生物群集に種々の影響を及ぼすが，農業排水路において底生動物相を調査し，これによる生物学的評価と理化学的環境の関係を検討した結果，底生動物相による水質評価は理化学的水質より汚濁した状況を示した(45)。河川の生物群集の変動は水質汚濁の進行にもよるが，河川での採れき，採砂の河床工事や渇水時のダム放水の停止による河底の露出等，人為的要因も大きいな影響を与えることも考慮すべきである(71)。また，水路における底泥堆積物の蓄積は，水温が低いときは水質への影響が少ないが，水温が高い場合は底泥の酸素消費に伴い，DOが低下し，窒素，リンの溶出を促し水質を悪化させることが明らかになった(99)。
(６)植物による水質浄化
水生植物を利用した水質浄化機能として最も期待できるのは，富栄養化に関係深い窒素およびリンの吸収である。我が国で，水質浄化に活用されている主な植物，その生育特性および問題点については，すでに概説されているが(7,96,110,141)，現在までに得られている知見から判断される限り，その現存量，生産量，塩塩類含有量，また栽培収穫管理の難易度の評価から，ホテイアオイが最適であろう(33,55,56,95,96,110,115,220)。ホテイアオイの植栽は水質浄化対策の一つになり得るが，考慮すべき問題として①生態系への影響，②収穫ホテイアオイの処理がある(97)。②については，資源活用の面から堆肥，エネルギー源等が考えられているが，高水分であることが利用上の欠点になっており，サイレージの調製による飼料としての利用が考えられている(37)。
そのほか，ハス，アオウキクサによるその浄化効果が検討されている(10,19,72,110)。しかし，水生植物による窒素・リンの除去量は水系への年間流入負荷量からみるとわずかであり(0.1%以下)，栄養塩類の除去対策として効果的とはいい難いが(59)，水生植物の効果は水系全域の生態系の保全という点にあるといえる。
(農業環境技術研究所 小林義之)
文 献
1)我妻忠雄ほか．赤川水系の河川水・底質および水田土壌中の重金属の分布．作物生産環境の改善に関する総合的研究．山形大学紀要 農学．10，87-98(1986)
2)間谷敏邦ほか．水田からの肥料成分の流出とその対策(４)施肥田植機の作業性能．茨城農試研報．25，173-182(1985)
3)天野智順，能登勇二．河川水質の流域社会特性との関連解析．富山県におけるケ－ス・スタディ－．富山県立技短大研報．20，28-33(1987)
4)天野智順，能登勇二．河川水質と流域社会特性との関連(その２)－水質予測モデルの検討－．富山県技短大研報．23，78-84(1989)
5)天野耕二ほか．湖沼河口域における直鎖アルキルベンゼンスルホン酸塩(LAS)の収支モデル．水質汚濁研究．14，577-585(1990)
6)青木 武，平山 力．牧野における肥料成分の動向と収支．茨城農試研報．26，177-189(1986)
7)青山 勲．水生植物を利用した水質改善．用水と廃水．24，87-94(1982)
8)海老瀬潜一，井上隆信．支川の合流を伴う河川流下過程における水質変化量の定量評価．水質汚濁研究．14，243-252(1991)
9)藤井國博．地下水水質の特徴．平成元年度，農環研年報．56-58(1989)
10)福島忠雄，岩田雄三．生活雑排水が混入する溜池の植生(ハス)による水質改善効果について．農土論集．142，99-105(1989)
11)長谷川 功ほか．南九州畑作台地及びその周辺における浅井戸水の硝酸態窒素濃度．九農研．54，74(1992)
12)長谷川清善ほか．水田における有機物施用が水質に及ぼす影響(２)．稲わらの施用が非湛水土壌からの硝酸態窒素の溶脱と湛水土壌での脱窒に及ぼす影響．滋賀農試研報．23，30-37(1981)
13)長谷川清善ほか．水田における循環かんがいと水質汚濁成分の収支(１)滋賀農試研報．24，65-78(1982)
14)長谷川清善ほか．茶園・水田連鎖地形における富栄養化成分の行動．滋賀農試研報．26，34-41(1985)
15)長谷川恒行，小林孝雄．八郎潟残存湖の有機物質による汚染ついて(２)八郎潟残存湖水中の水溶性有機物の起源および季節的変動．秋田県立農業短大研報．9，15-21(1983)
16)長谷川恒行．八郎潟残存湖有機物の化学的性質．秋田県立農業短大研報．10，23-31(1984)
17)早水輝好．環境基準と水道水質基準の改定について；水質環境基準の改定について．水環境学会誌．16，224-230(1992)
18)日高 伸，柴 英雄．農業用水の水質汚濁の実態と水質変動要因の解析．埼玉農試研報．39，79-102(1983)
19)日高 伸，柴 秀雄．汚濁水流入田の田面水質 アオウキクサと藻類の窒素に及ぼす影響．54．429-433(1983)
20)日高 伸．水稲に対するかんがい水質の許容範囲－下水処理灌漑水田における流入成分の収支－．埼玉農試研報．41，59-72(1985)
21)日高 伸，伊藤 信．荒川扇状地における地下水水質の実態解析と調査法．埼玉農試研報．42，61-84(1986)
22)日高 伸．水稲の生育・土壌に及ぼす灌漑水質の影響とその限界濃度に関する研究．埼玉農試研報．44，1-100(1990)
23)平山 力，吉原 貢．水質汚濁による被害水田の改良に関する研究(１)中丸川流域と２，３の窒素汚濁かんがい水田の実態調査．茨城農試研報． 21，91-105(1981)
24)平山 力，酒井 一．水田からの肥料成分の流出とその対策(１)水田からの肥料成分の流出．茨城県農試研報．25，133-146(1985)
25)平山 力ほか．水田からの肥料成分の流出とその対策(2)局所施肥による効果．茨城農試研報．25，147-164(1985)
26)平山 力ほか．水田からの肥料成分の流出とその対(３)肥料形態によ効果 茨城農試研報．25，165-171(1985)
27)平山 力．水質汚濁による被害水田の改良に関する研究(２)．窒素汚濁水かんがい水田の改良対策．茨城農試研報．26，201-207(1986)
28)平山 力．農業用水水質地域特性．茨城農試研報．26，209-216(1986)
29) 平山 力，酒井 一．水質汚濁による汚染田の改良に関する研究(３)中性洗剤が水稲の生育収量に及ぼす影響．茨城農試研報．29，99-106(1989)
30)平山 力ほか．集落排水の流入が農業用水水質に及ぼす影響と処理場による浄化効果．茨城農試研報．29，107-123(1989)
31)細見正明，須藤 隆一．湿地による生活排水の浄化．水質汚濁研究．14，674-681(1991)
32)井戸 豊ほか．丘陵樹園地における栄養塩類の流出．愛知農総試験報.17，312-319(1985)
33)今岡 努，寺西靖治．ホテイアオイの栄養塩吸収能を利用した水質浄化に関する研究(１)ホテイアオイの成長速度およびリン吸収速度に及ぼす環境要因の影響．水質汚濁研究．8，314-322(1985)
34)猪迫耕二ほか．湖山池の水質に与える流入河川の影響．鳥取大農研報．46，13-32(1993)
35)井上恵子，庄篭徹也．福岡県における農業用水の水質 土肥誌．62，577-584(1991)
36)伊藤 忠ほか．農業用水の水質汚濁(１)．水質の日変化及び月変化．山口農試研報．42，28-38(1990)
37)椛田聖孝，清水正元，五斗一郎．ホテイアオイによる富栄養水からの窒素・リンの吸収と高水分サイレ－ジの調製に関する研究．九州東海大学農学部紀要．4，93-97(1985)
38)兼田裕光ほか．養豚排泄物の成分特性と水質汚濁．北農．56(7)，40-49(1989)
39)兼子 明，土山健次郎，松井幹夫．農業用水水質汚濁に関する調査研究(２)生活排水汚濁が水稲に及ぼす影響．九州農業研究．46，107(1984)
40)金子文宜ほか．千葉県の農業用河川における水質の実態と推移．千葉農試研報．32，55-63(1991)
41)金子文宜．千葉県における農業用地下水水質の地域特性、土肥誌、65、175-183(1994)
42)環境庁水質保全局水質管理課監修．硝酸性窒素による地下水汚染対策ハンドブック．公害研究対策センタ－．1993．244p
43)環境庁企画調整局環境研究技術課編．公共用水域における窒素汚染物質の利水障害とその制御に関する研究．平成４年度，環境保全研究成果集(Ⅰ)． 9－1～9－23(1993)
44)糟谷真宏ほか．多変量解析法を用いた尾張東部地域のため池の水質解析．愛知農総試験報．21，123-130(1989)
45)槽谷真宏ほか．底生動物相による鍋田干拓地内農業排水路の水質評価．愛知県農業総合試験場研究報告．21，115-122(1989)
46)糟谷真宏ほか．灌漑水の汚濁による窒素の土壌集積と水稲の被害．愛知農総試験報．22，69-77(1990)
47)糟谷真宏ほか．愛知県の農耕地および農村集落における地下水中硝酸イオン濃度とその支配因子．水環境学会誌．17，578-586(1994)
48)形山順二ほか．淀川水系の水田から流出する窒素・リンについて．大阪農技セ研報．22，1-10(1985)
49)加藤邦彦，鈴木達彦．家畜ふん尿施用土壌における微生物フロラの研究．農技研報．B 30．73-134(1981)
50)川島博之ほか．水田周辺地下水中の硝酸塩濃度．水環境学会．15, 924-927(1992)
51)川島博之ほか．水田周辺地下水中の硝酸濃度－変動機構の解明－．水環境学会誌．16，108-113(1993)
52)木方展治，結田康一．茶園および隣接林地の土壌水中硝酸態窒素．土肥誌．62,156-164(1991)
53)木方展治，結田康一．扇状地水田下の土壌水中硝酸態窒素．土肥誌．63，581-589(1992)
54)木方展治ほか．タンク係数を用いるモデルによる各種畑作物栽培における硝酸態窒素溶脱量の把握．九農研．56，71(1994)
55)喜納政修，屋良朝徳．ホテイアオイの成長と硝酸性窒素吸収におよぼす個体密度の影響．水質汚濁研究．8，296-303(1985)
56)喜納政修ほか．ホテイアオイ収穫量および窒素除去量と収穫栽培管理に関する研究．水環境学会誌．16，638-644(1993)
57)北原郁文ほか．生活排水で汚濁したかんがいが水稲の収量および品質に及ぼす影響．福岡農総試験報.A-12，19-22(1993)
58)小林久緒 ほか．川崎市内河川水中のＳＳ態有機炭素等による汚濁の実態およびＴＯＣとＢＯＤ等との関係．水環境学会誌．15，902-908(1992)
59)小林節子．湖沼の水質汚濁のメカニズムと水質浄化について．平成３年農村における水質浄化技術シンポジウム．日本土壌協会．1991．5-22
60)小林義之．家畜ふん尿の農地還元と環境保全．化学と生物．29，312-319(1991)
61)小林義之．暖地における循環農業と畜産．自給飼料．18，20-24(1992)
62)古武家善成．河川環境における直鎖アルキルベンゼンスルホン酸塩(LAS)生分解と吸着－兵庫県内明石川水系での事例－．陸水雑．49，27- 36(1988)
63)久保田治夫ほか．地下水補給を伴う循環灌漑の流出負荷の影響(２)．農土論集．124，45-51 (1986)
64)國松孝男．農地からのＮ．Ｐ負荷 その１，２．環境技術．14，114-119, 195-202(1985)
65)國松孝男．農地からの栄養塩の流出と対策．水処理技術．27，713-720(1986)
66)黒羽陽子，古市 徹．微生物反応を考慮した地下水汚染数値解析－構造モデルの開発－．日本地下水学会誌．28，89-102(1986)
67)前田乾一，石原 暁．生活廃水の土壌浸透処理における土壌水中の汚濁成分濃度の変化．土肥誌．55，475-476(1984)
68)松井幹夫ほか．農業用水水質汚濁に関する研究(４)農業用水水質汚濁の実態．福岡農総試験報．A－4，95-100(1984)
69)松丸恒夫ほか．農村集落排水の耕地還元処理が作物の生育・収量並びに土壌に及ぼす影響．千葉農試研報．28，9-17(1987)
70)松本順一郎，花木啓祐．河川における自浄化作用．日本微生物生態学会編，微生物の生態．12；有機物負荷と環境浄化．東京，学会出版センター， 1984，131-143
71)松本 浩一．多摩川の水質汚濁の変遷と生物．生態化学．6(3)，2-17(1983)
72)松本 聰．ウキクサによる栄養塩類とその利用．化学と生物．19，594-600(1981)
73)三沢真一．水田における水質変化機構について．農土論集．127， 69-78(1987)
74)三井嘉都夫ほか．河川の水質汚濁化とし尿処理排水(２)．水利科学．169，75-100(1986)
75)三輪睿太郎，小川吉雄．集中する窒素をわが国の土は消化できるか．科学．58，631-638(1988)
76)三善重信ほか．水質汚濁が作物の生育に及ぼす影響に関する研究(３)畑作物の生育に及ぼす汚水の影響．九農研 47，227(1985)
77)森藤信治ほか．水質汚濁が農作物の生育に及ぼす影響に関する研究(２)野菜類の生育に及ぼす汚濁水の影響．九州農業研究．45，222(1983)
78)森川昌記ほか．水質汚濁が稲作におよぼす影響 第１報 汚濁物質濃度と稲作の関係．千葉農試研報．23，83-89(1982)
79)森川昌記，松岡義浩．水質汚濁が稲作に及ぼす影響 第２報 水田における汚濁成分の動態．千葉農試研報．25，137-144(1984)
80)森川昌記，松岡義浩．水質汚濁が稲作に及ぼす影響 第３報 農業用水路における汚濁物質の動態．千葉農試研報．26，65-70(1985)
81)森田弘昭．わが国の地下水汚染の実態と対策．用水と廃水．36，422-425(1994)
82)永井 茂．地下水の汚染実態とその対策．労働の科学．45(5)，8-12(1990)
83)長井武雄ほか．新規灌漑水源の富栄養化と水質障害対策 藻類の発生に関与する二，三の要因．鳥取大農研報．42，7- 15(1989)
84)中曽根秀雄，中村良太．降雨時における烏川の水質変動という汚濁負荷量の流出について．農土論集．111，35-42(1984)
85)野地良久，高田勝重．農用地が河川，ため池の水質に及ぼす影響．大分農技セ研報．14，87ー95(1984)
86)能登勇二，奥川光治．農村域小河川における水質の時系列特性．富山県技短大研報．17，60-68(1984)
87)能登勇二，天野智順．河川の汚濁流出負荷量と流域特性の関連解析．富山県技短大研報．24，65-69(1990)
88)能登勇二．河川の水質状況と水質総合指標による評価．富山大紀要．2，137-146(1992)
89)農林水産省構造改善局計画部資源課農村環境保全室．農業用地下水の水質の実態(農業用地下水の水質調査結果の取りまとめ)，1992，14p
90)小川吉雄，吉原 貢．畑地からの窒素の流出に関する研究．茨城農試特別研究報告．4, 102(1979)
91)小川吉雄，酒井 一．畑地から水田内へ流入した硝酸態窒素の動向．土肥誌．55，533-538(1984)
92)小川吉雄，酒井 一．水田における窒素浄化能の解明．土肥誌．56，1-9(1985)
93)小川吉雄，酒井 一．水田の窒素容量と水質保全対策．農土誌．57，593-598(1989)
94)呉 鐘敏ほか．自然浄化機能としての野川における脱窒過程の役割．水環境学会誌．15，909-817(1992)
95)岡本将宏ほか．農業用排水中におけるホテイアオイの生育と水質浄化について．滋賀農試研報．24，51-64(1982)
96)沖 陽子．水生雑草が有する機能の活用．農業技術．46，537-542(1991)
97)奥田惟精ほか．ホテイアオイによる栄養塩吸収－手賀沼における植栽実験から－．公害と対策．19，77-83(1977)
98)奥川光治ほか．農村域小河川における汚濁流出の変動特性．富山県技短大研報．15，28-37(1982)
99)大久保卓也ほか．小水路における生活雑排水の浄化特性．水環境学会誌．16，261-269(1993)
100)大村邦男，黒川春一．牛ふん尿の成分特性と汚濁負荷の発生．北海道立農試集報．59，1-7(1989)
101)大村邦男，黒川春一．農業地域を流れる小河川の水質変化．北海道立農試集報．61，31-35(1990)
102)大村邦男，黒川春一．酪農地帯を流れる河川水質の汚濁評価．北海道立農試集報．62，23-33(1991)
103)大村邦男，黒川春一．水質環境からみた牛糞尿の許容限界．北海道立農試集報．64，1-12(1992)
104)太田弘毅ほか．南九州火山性台地畑における土壌水分収支のタンクモデル法による解析．九農試研報．27，207ー237(1992)
105)小山田 勉ほか．やさい栽培畑からの肥料成分の流出．茨城農試研報． 26，159-175(1986)
106)小山田 勉，小林 登．水田の水質浄化機能に関する研究(１)灌漑水によって流入した硝酸態窒素の黒ボク土壌における浄化．茨城農試研報． 28，85-101(1988)
107)小山田 勉，小林 登．水田の水質浄化機能に関する研究(２)灌漑水によって流入した硝酸態窒素のグライ土壌における変化．茨城農試研報．29，125-138(1989)
108)小山田 勉，平山 力．水田の水質浄化機能に関する研究(３)広域水田群からの窒素・りん・COD の流出．茨城農試研報．30，89-101(1990)
109)尾崎保夫．農耕地からの窒素負荷の削減．用水と廃水．32，881-889(1990)
110)尾崎保夫，阿部 薫．バイオジオフィルタ－(植物－濾材系)による水質浄化．農村における水質浄化技術シンポジウム．東京，日本土壌協会．1990，37-54
111)尾崎保夫ほか．浅層地下水に及ぼす特定負荷源からの栄養塩類の影響．農環研資源・生態管理科研究集録．7，117-132(1991)
112)尾崎保夫ほか．水田の水質浄化容量(１)－水田土壌(灰色低土)における肥料成分の年間収支－．地下水学会誌．34，195-204(1992)
113)小沢一夫．農耕地の水質保全と有効利用に関する研究(１)福島県内における農業用水の水質実態．福島農試研報．30，37-46(1991)
114)小沢一夫．農耕地の水質保全と有効利用に関する研究(２)安積疎水の水質実態と水稲への影響．福島農試研報．31，45-56(1992)
115)佐藤治雄，近藤哲也．ホテイアオイによる無機塩類除去効果に関する基礎研究(Ⅰ)成長速度および塩類吸収速度に及ぼす培養液濃度の影響．日生態学会誌．31，257-267(1981)
116)清家 泰ほか．気水湖・中海における窒素代謝Ⅱ－夏期における底泥表層部での脱窒特性－．陸水雑．47，133-141(1986)
117)清家 泰ほか．汽水湖・中海における窒素代謝Ⅰ－植物プランクトンによる無機態窒素の取り込み－．陸水雑．47，121-132(1986)
118)柴原藤善ほか．野州川下流地区における循環かんがい方式の水質汚濁成分非出削減効果．滋賀農試研報．33，63-70(1992)
119)鈴木喜代志ほか．汚濁水の畑地かんがいについて(３)バレイショ・ニンジンに及ぼす影響．九農研．46，108 (1984)
120)鈴木誠治，田淵俊雄．農業地域の小河川における降雨時の水質と流出負荷に関する研究．農土論集．114，1-31(1984)
121)鈴木誠治，田淵俊雄．農業地域小河川における流出負荷量の季節変動と年間総量について．農土論集．114，31-38(1984)
122)田淵俊雄ほか．非稲作期の谷津田における畑地流出水中のＮＯ３－Ｎの除去について．農土論集．104，9-15(1983)
123)田淵俊雄，小川吉雄．農業土木技術者のための水質入門(その５)－農地からの窒素，リンの流出－．農土誌．52，1101-1106(1984)
124)田淵敏雄，高村義親．集水域からの窒素・リンの流出．東京大学出版会．1985，226p
125)田淵俊雄，沼尻 剛．非灌漑期における窒素流出負荷の特徴－台地と谷津田の農業集水域からの窒素流出に関する研究(１)．農土論集．124，35-43(1986)
126)田淵俊雄．農業小集水域の窒素流出構造(３)．農土論集．124，53-60(1986)
127)田渕俊雄，林 寛司．流量・負荷量関係式の信頼性について．農土木論集．131，11-18(1987)
128)田淵俊雄ほか．水田湛水による硝酸態窒素の除去試験．農土誌．55，761-766(1987)
129)田淵俊雄ほか．休耕田を活用した窒素除去の試み．農土誌．61,1123-1128(1993)
130)高倉盛安，藤森一郎．称名川の水質変動について，富山県技短大研報．13,71-78(1986)
131)高倉盛安．富山県内代表河川の中流部における平均水質とそれらの特徴．富山県技短大研報．23，53-65(1989)
132)高見有一ほか．側条施肥による水田排水の水質改善と水稲の肥効増進．島根農試研報．26，25-49(1992)
133)武田育郎．農業集水域殻の汚濁物質流出特性(１)．島根大農研報．25,99-102(1991)
134)竹内 誠．水質浄化機能の評価手法．多面的機能評価の手引き．農業環境技術研究所．1-31(1992)
135)田辺和司ほか．ため池の水質の現状について．香川農試研報．38，45-53(1986)
136)田辺和司，香西清弘．水田の用排水に伴う全窒素及び全リンの動態．香川農試研報．44，13-18(1993)
137)田辺和司．樹園地の用排水に伴う全窒素及びリンの動態．香川農試研報．45，85-90(1994)
138)谷山重孝ほか．農村地域の水質保全に関わる対策の歴史－研究および技術開発との関連において－．農土誌．57，565-572(1989)
139)戸田任重 ほか．農業用ため池における硝酸窒素の消失．土肥誌．65，266-273(1994)
140)戸原 義男ほか．自然系汚濁負荷の流出モデル．佐賀大農彙報．55，109-124(1983)
141)徳永隆司．水生植物の水質汚濁防止への利用．用水と廃水．23，127-135(1981)
142)徳永隆司ほか．九州北東部河川出の水中細菌の有機汚濁指標としての有用性．水環境学会誌．15，327-335(1992)
143)ト－マス Ｗ．フェデ－ルほか．環境区分別にみた直鎖アルキルベンゼンスルホン酸塩(ＬＡＳ)の生分解．水環境学会誌．15，151-518(1992)
144)冨岡史子ほか．かんがい水に用いた井戸水のＮａ／Ｃｌ．九農研．55, 70(1993)
145)豊田正友，長尾 学．鉱害復旧田におけるヒドロキシアルミニウムの土壌物理性改善と汚濁水の影響軽減効果．九農研．45，61(1983)
146)土山健次郎ほか．農業用水水質汚濁に関する調査研究(３)生活廃水汚濁が水稲に及ぼす影響．福岡農総試研報(作物)．3，93-98(1984)
147)鶴巻道二．浅層地下水の硝酸態窒素．地下水学会誌．34，153-162(1992)
148)堤 充紀ほか．富士北麓および八ケ岳南麓湧水のＮ，Ｐ起源について－甲府盆地地下水との比較－．山梨衛公研年報．34，62-65(1990)
149)上田真吾，小倉紀雄．手賀沼における底泥の脱窒活性と沼浄化に果たす役割． 陸水雑．50，15-24(1989)
150)若月利之．中海及び宍道湖の富栄養化と輸入食糧．島根大農研報．22，89-94(1988)
151)山口康晴，端 憲二．休耕田表面水における窒素・リンの水質変動．農土誌．61，915-920(1993)
152)吉田 勲，平岩竜彦．河川の自浄化作用に関する研究(１)勝部川と日置川について．鳥取大農研報．45，5-32(1992)
153)吉田 勲，安井敏員．河川の自浄化作用に関する研究(２)埴見川の自浄係数について．鳥取大農研報．45，33-38(1992)
154)吉田 勲，石井敏幸．処理水の再利用に関する研究 第１報 処理水の水質と栽培試験．鳥取大農研報．46，23-27(1993)
155)吉田 勲，石井利幸．処理水の再利用に関する研究 第２報 処理水が土壌に及ぼす影響．鳥取大農研報．46，29-33(1993)