Results and Discussion
結果（Table 16.4 and Fig 16.3） 最初のサンプリング期間（大雨）のKuywa川の表流水の平均残留濃度はcypermethrin (6.25 μg/L) が最高で、次いで diuron (1.75 μg/L) だった。 一般に、両採水期間中に採取されたすべての水試料から、分析されたすべての残留物が検出された。 アルドリン、アラクロール、リンデンを除く農薬の残留量は、第1サンプリング期間では第2乾期サンプリング期間に比べ多く検出された。 これは、大雨の際に外来農家やNucleus Estateの農場から河川に残留農薬が流出したためと思われる。 様々な期間休耕させた実験圃場の最初のサンプリング（大雨）で採取した土壌サンプル中の残留農薬濃度（μg/g Dry Weight）（平均値と標準偏差）
1.68±0.20
1.44±0.01
0.31±0.16
1.12±0.28
4.0
4.038±0.10
1.14±0.04
0.25±0.03
8.0％（暫定値）
注：nd：検出されない、すべての平均値と標準偏差を小数点以下2桁に補正した値
図16.3.1、図16.3.2、図16.3.1、図16.3.2、図16.3.2、図16.3.2、図16.3. 平均濃度と2回のサンプリング時間間および堆積物（μg/g乾燥重量）と水（μg/L）間の変動。 P1=水試料（1回目のサンプリング）; P2=水試料（2回目のサンプリング）; SP1=堆積物試料（1回目のサンプリング）; SP2=堆積物試料（2回目のサンプリング）; 1回目のサンプリング=2008年8月（大雨）; 2回目のサンプリング: 399>
ヘキサジノン以外の分析対象除草剤は、比較的非常に疎水性が高く、水溶解度（mg/L）は33（アトラジン）から33000（ヘキサジノン）、Koc値（m3/kg）は25（2，4-d）から480（ジウロン）であった。 この期間、水試料は抽出・分析前にろ過されなかったため、検出された残留物には可溶性と結合した粒子状物質の両方が含まれ、結果に示されるように降雨時に高濃度になった。 農薬、特に除草剤の散布は雨季に行われ、外来農家やNucleus Estateの農場で植え付け作業が始まり、その後水環境へ流出したため、この時期に採取した水と堆積物サンプル中の残留濃度が高くなったものと思われる。 このことは、クワイワ川を飲料水として利用する人間や牛にとって大きなリスクとなる。特に大雨の時期には、粒子状の残留物が直接または運河を通じて川に流れ込むため、より多くの残留物が流れ込むことになる。
アルドリン、p,p′-DDT、エンドリンなどの有機塩素系殺虫剤のかなりの残留レベルが水と堆積物から検出され、これは集水域での違法使用の可能性（Wandiga、2001）や1997年に禁止される以前の使用からの残留を示す可能性がある（Wandiga et al, 2002; Lalah et al., 2003)。 p,p′-DDT, シペルメトリン、ジウロン、リンダンを除く残留農薬は、水柱で検出されたものと比べて河川堆積物でより高濃度に検出されたが、これは有機塩素系農薬の疎水性のため、あらゆる水/堆積物系での残留挙動について予想されることである (Crawford, 2003). 例外はシペルメトリンとジウロンで、これは堆積物よりも水柱で濃度が高く、サンプリング前の最近の散布によるものと思われる。 一般に、水中の残留農薬濃度はEUの飲料水規制値である個別農薬0.5μg/L、総農薬濃度1.0μg/Lを上回り、他の熱帯農業集落生態系で報告されているレベル（US-EPA, 1992; Mansingh and Wilson, 1995）とも同等であることが確認された。 このことは，クワイワ川の水が，豪雨時にはディルドリン，p,p′-DDT，シペルメトリン，エンドリン，アラクロール，ジウロン，ヘキサジノンなどの残留農薬で，小雨時にはアルドリン，ディルドリン，シペルメトリンで汚染されたことを示している。 豪雨時の堆積物中の残留濃度は水柱中よりも高く，堆積物中の残留濃度の推定係数は，有機塩素系殺虫剤で1800～4300，除草剤で750～4700の範囲であった． 小雨時の堆積物中の濃縮係数は1100から4500（有機塩素系）、240から74000（除草剤）であった。 これらの濃度係数は、同じサンプリング地点における（底質中の濃度（μg/kg））を（水中の濃度（μg/L））で割り、水1Lの質量が底質1kgの質量にほぼ相当すると仮定して推定した。
この小流域の様々な区画でリンデンおよびアルドリンが存在することは、それぞれ種子コーティング（調査データより）とシロアリ防除（匿名、2006）における法定特有の使用によって説明することができる。 ビクトリア湖の堆積物におけるリンデン汚染は以前にも報告されている（Keng’arra et al.、2004）。 堆積物サンプルの残留農薬濃度は、雨季の第 1 回サンプリングの方が乾季の第 2 回サンプリング よりも高い値を示したが、これは大雨により Nucleus Estate や外来農家から川に残留農薬が 流出したか、2 回のサンプリングの間に 4 ヶ月の休耕実験プロットの農薬濃度が低下したためと考えら れ る。 同様の季節的パターンは、他の熱帯諸国で農薬が集中的に使用されている農業小水域の河口域の堆積物でも報告されている（Mansingh and Wilson, 1995）。 本研究で得られた残留濃度をこれらの汚染環境と比較すると、Nzoiaサトウキビ地帯の小集落は比較的汚染されており、有機塩素化合物（ディルドリン、エンドスルファン、p，p′-DDT）の堆積物濃度はそれぞれ約4、10、20倍高い（Mansingh and Wilson, 1995）ことが示された。 特に、クワイワ川の水と底質から検出された高濃度の除草剤は、除草剤に関する他の研究でも報告されているように、この分水嶺の生態系に対する潜在的脅威を示している（Kreuger, 1998; De-Snoo and van-der-Poll, 1999; Schulz and Liess, 1999; Ewald and Aebisher, 2000; Bach et al, 2001; Muller et al., 2002; SETAC, 2003; Berenzen et al., 2005）。
実験休耕田プロットの土壌試料について得られた農薬濃度データは、検出された様々な農薬の土壌半減期の推定に使用されました。 これは、一次速度論を仮定し、ln（土壌中の農薬濃度）対（最後の農薬散布からの時間）の線形プロットを行い、式によって算出された各農薬の推定半減期を用いることで行われた。 0.693/k（kは回帰直線の勾配）。 土壌半減期の推定値が0.71年から58年と長すぎるものがありましたが、これは試料の不均一性、休耕地での厚い植生の成長など、揮発速度を低下させるいくつかの要因によるものと思われます
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