ダム堆砂の進行に伴う貯水池生態系の有機物起源の変化
角哲也・内藤淳也*・竹門康弘* 工学研究科要

旨

ダム貯水池では滞留時間が増加し，河川環境とは異なる水環境が形成される。特に，落葉由来などの重い有機物が沈降するほか，水温成層の形成や表層付近での植物プランクト
ンの増殖，富栄養化などが起こり，有機物の質と量がともに変化する。水中の有機物が変化することは当然それを利用する生態系に影響を与えることになる。
天然の湖沼の水環境を考えるときに，湖沼間の条件の違いとして浅い湖と深い湖の違いなどはよく着目される。しかしそのような湖沼の様々な条件の違いをダム貯水池に適用した事例は極めて少なく，特に，大規模な貯水池を持つ従来型のダムだけではなく，堆積した土砂によって経年的に滞留時間が短くなった貯水池の長期的な特性変化に着目した研究はほとんどない。そこで本研究ではこれらの観点からダム貯水池を類型化し，特に堆砂進行に伴う貯水池生態系の有機物起源の変化について検討を行った。

キーワード: 貯水池，ダム堆砂，一次生産，富栄養化，POM，安定同位体比

1.

はじめに

があるのはそれらの生物がダム湖で生産されたプラ
ンクトンを餌資源とするためと考えられている（谷ダムはその運用目的のために流入した水を貯留し，止水環境を形成する。そのため，ダム湖では水の滞田・竹門，1999）。このようにしてダムはダム湖内や下流での生物多様性の低下を引き起こす。

留時間が増加し，水温成層の形成や植物プランクト

天然の湖沼の水環境を考えるときに，湖沼間の条ンの増殖，富栄養化などが起こり，河川環境とは異件の違いとして浅い湖と深い湖の違いなどはよく着なる水環境が形成される。そのようにしてダムが河目される。しかしそのような湖沼の様々な条件の違川の連続性を遮断することでダムが上下流の河川に

いをダム湖に適用した事例はほとんどない。大規模

及ぼす環境影響に関しては多く研究なされてきた。

な貯水池を持つ従来型のダムだけではなく，堆積し

例えば，流況の変化，冷水放流，濁水長期化によった土砂によって滞留時間が短くなったダム，洪水時て下流の底生動物の個体数や集組成に変化を与える

のみ流量を調節して平常時は全く貯留を行わない流ことが知られている（谷田・竹門，1999）。

水型ダム(穴あきダム)のようにダム湖にはさまざま

河川連続体仮説（Vannote et al.,1980）によると，な形態があり，その形態によって貯水池内の物理学

河川では上流から下流へ進むにつれて，川幅や水深

的，化学的，生物学的な現象は異なる。ダムが上下などの物理的条件が連続的に変化するのに対応して流の河川に与える環境影響を考える際にはそのよう有機物も上流から輸送されるが，ダム湖はその連続なダム湖ごとの特性の違いを考慮する必要があると性を遮断する。ダム湖では表層付近で植物プランク

考えられる。

トンの増殖が起こるほか，河川と比較して流速が低そのため本研究ではこれらの観点からダムを類型下するために，落葉由来などの重い有機物が沈降す化し，その類型の違いによって貯水池内での有機物るなど有機物の質と量がともに変化する。水中の有変化にどのような違いがあるのかについて検討した。

機物が変化することは当然それを利用する生態系に

ここでは，特にダムの堆砂進行に伴う貯水池形態の影響を与えることになる。例えば，ダム湖の下流で変化に着目し，九頭竜川水系真名川ダムおよび雲川

シマトビケラ科やブユ科の幼虫などが増加すること

ダムを対象にその特性について考察を行う。

2.

ダムの類型化と貯水池影響の変化

2.1

ダム堆砂の進行と貯水池特性の変化

Stage 1

ダムは河川をせき止めて水を貯留するため，従来の河川環境と異なる止水環境を作り出す。そのために生じる水理的な変化としては水の滞留時間が長くなることや，夏季に表層水面が大気との熱交換によStage 2

り温められ水温成層が形成されると上下の層の混合が起こりにくくなることなどを挙げることができる。
そして，その結果として富栄養化現象，冷水放流，
濁水長期化現象などが引き起こされる。成層化の起こりやすさを示す指標としては,Table1 に示すように年平均回転 率  ，7 月回 転 率  7 ，平均 的内部

Stage 3Froude 数 FD などが用いられる（水理公式集，1999）。
Fig.2 Three stages of reservoir sedimentation progress
Table 1

Classification of reservoir stratification by（Morris & Fan，1997）

hydraulic and hydrologic parameters（水理公式集，
1999）

堆砂の進行は以下に示す 3 つのステージに分類される（Fig.2）（Morris & Fan，1997）。
Stage 1 :ダムの背水では流速が低下し粗粒分が堆積していく。細粒分はさらに貯水池内へ侵入し，
まず湛水下の旧河道部にたまり，その後堆砂の継続により湛水の幅いっぱいに広がる水平の堆積土砂層
Fig.1 に示すように，日本国内のダムには滞留時間の長い成層型のダムから，滞留時間の短い混合型

を底部に形成する。
Stage 2 :貯水池が継続的な堆積から堆積と洗掘のダムまである。規模の小さいダムは貯水池寿命がが混合した状態に移行する。水平だった底部の土砂短いため，建設された時期に応じて，現在は堆砂率が移動し流路，氾濫原を形成する。水位低下時の洗が高くなっている。それらのダムの堆砂による現在掘によって流路から土砂は除去されるが，氾濫原かの貯水容量を考慮すると滞留時間は短くなっているらは除去されない。そのため流路の高さは余水吐きと考えられる。本研究ではこれらのダムを，(1)貯水の高さによって決定されるが，氾濫原の高さは徐々ダム，(2)半貯水ダム，(3)堆砂進行ダムに分類した。

に上昇していく。

Fig.1 Retention time, Reservoir life, Sedimentation loss rate

Stage 3 :貯水池に流入する土砂の量と粒径分布ようなダム湖に濁度の高い水が流入する場合は，ダが流出するものと均衡した状態になる。そのときは

ム湖の上流部から下流部まで全体にわたって流水帯

デルタ堆積土砂がダムに到達し，余水吐きの越流部に特徴的な様相を示すと考えられる。平均滞留時間付近では大規模な水位上昇が生じ，粗粒堆積土砂もが長い貯水用ダム湖の場合は，流入河川からはほと排出される。

んど懸濁土砂や栄養塩の負荷を受けず，植物プラン
クトンの生産量が光制限を受けることも多くなく，

2.2 貯水池内の植物プランクトンの一次生産（村上ら，2004）

流水帯や遷移帯と比較して，止水帯が卓越することになる。

ダム湖では一般に植物プランクトンが一次生産者の中で卓越する。植物プランクトンの現存量はしば

2.3

貯水ダムと堆砂進行ダムの特性の相違

貯水ダムと堆砂進行ダムの違いは Fig.3 のように

)
M



S



G



R

(



A0



)
P
G

(



Ai

Bt

しば以下のように要約される。

(1)

考えられる。ダム堆砂の進行が生態系に与えると考えられる影響として，堆砂の進行により滞留時間がここに，Bt は t 時間に変化した植物プランクトン

短くなったダムは，完成当初と比較して河川生態系

量，Ai は移流による流入量，GP は植物プランクトンに近くなることが挙げられる。また，堆砂進行ダムの総生産量，A0 は移流による流出量，R は呼吸量，Gは捕食量，S は沈降量，M はその他の死亡量や消失量である。
植物プランクトン生産に影響を与える要因には水
温，光，栄養塩がある。同様に滞留時間も植物プラ
ンクトン量に影響を与える。回転率が藻類の増殖率を上回れば，細胞が流失するため現存量が減少し，では，貯水池の末端部に土砂が堆積し，浅い湿性水域が形成されるとともに，堆積した土砂や有機物によって嫌気的な環境が形成され，その堆積物が浅い
水深のために巻き上げられ水質に影響を与える可能性がある。さらに，嫌気的な環境では堆積土砂が還元的になり栄養塩の溶出などが起こりやすくなる。
Storage reservoir

それゆえ藻類の生産力が制限されると考えられる。

Residence time :long

Sunlight

そのような制限が起こるのは水の平均滞留時間が 1

wind

週間より短い場合と言われる。そのようなダムではPhotic zone

Inflow of nutrientsand organic matter

phytoplankton

回転率が植物プランクトンの生産量と種組成に関係していると考えられる。

thermocline

Settling anddecomposition of
detritus

その際，貯水池全体の回転率が低くても，一次生産の起こる有光層における回転率が高ければそのよ

Sedimentation

うな阻害が起こる。植物プランクトンの生産力に影

deposition

Anaerobic

Dissolution ofnutrients

響を与える移流や滞留時間には閾値があり，閾値を超えると生態系の構造や機能が大きく変化すると推定されている。
ダム湖では上流から下流へ行くにつれて環境が変化し，植物プランクトンの生産力と現存量の空間的Sedimentation progress reservoir

Residence time :short

Sunlight

分布が著しく不均一である。ダム湖は，上流から下Wind

流へと，ダム湖上流部の流水環境である流水帯，ダInflow of nutrients andorganic matter

ム湖下流のダムサイト近くの止水帯，そして両者の中間である遷移帯の三つの区域に分けられる。

Photic zonealgae

流水帯では移流により栄養塩が供給されるが，ダSediment
resuspension
Dissolution of nutrients

ムサイトに近づくにつれて移流による供給は少なく
Sedimentation

なり，ダム湖内部からの供給が主となる。また，流Anaerobic condition by
sedimentation

水帯では濁度が高く透明度が低いため表層の光条件が悪いが，ダムサイトへと進むにつれ濁質が沈降し光条件が良くなる。そのため三つに分かれた区域のうち遷移帯で最も生産が活発な場合もある。
ただし，この区分を三つとも識別できないダム湖もある。たとえば回転率が大きく，流速の速い川の

Fig.3

Differences between storage reservoir andsedimentation progress reservoir

堆砂が進行したダムは河川生態系に近づくと考え

3.2

調査方法

られるが，ダムなしの場合や河川環境に近いと考え

Fig.4 に示す各貯水池上下流の各地点で粒状有機られる流水型ダムと比較すると水面の標高が高く，物(POM, Particulate Organic Matter)・藻類・付着

川幅もダムなしの状態と比較して広い。そのため湖層・落葉などをサンプリングし、窒素・炭素安定同面に到達する日射量が多くなり，系全体での一次生位体比を測定した。陸上由来の落葉，河川由来の藻産が活発になることが考えられる。

類の２起源，もしくはそれらに湖内由来の植物プラ

Fig.2 に示した堆砂のステージが変化する速度は，ンクトンを加えた３起源の混合モデルを用いて，採ダム総貯水池容量（CAP）に対する年間平均流入土

集した粒状有機物に対する各起源と考えられる有機

砂量（MAS）の比率（Fig.1 の縦軸）で異なるが，い物の寄与率を計算した。

ずれにしても，これら堆砂の進行に伴い水深が浅く

粒状有機物（POM : Particulate Organic Matter）は浮なり滞留時間が短くなることで，植物プランクトン遊している有機物 (Suspended POM , SPOM)，河床にの生産は起こりにくくなり，一方，貯水池内の河床堆積している有機物 (Benthic POM , BPOM)をそれでの藻類の生産が起こるなど，従来の貯水池は河川ぞれ採集した。そして，ふるいを用いて粒径 25μm～

生態系に近づくと想定される。また嫌気的な底泥の1mm の FPOM （ Fine POM ）， 粒 径 1mm 以 上 の巻き上げにより水質変化を生じることも考えられる。

CPOM(Coarse POM) に 分 け た 。 以 下 で は SFPOM

3.

る。他には陸上落葉や藻類，付着層を採集した。ま（Suspended Fine POM）のように記述することがあ

安定同位体比分析による有機物起源特定た貯水地では底泥も採集した。

3.1

調査地点

SPOM は河川内の流心部で POM ネットを用いて

真名川ダムは昭和 40 年 9 月に起こった奧越豪雨を採集した。BPOM は BPOM サンプラーを用いて河川契機として，昭和 54 年に洪水調節，灌漑，発電を目

内のたまりなどの止水域の河床に堆積している有機的として作られた，九頭竜川水系真名川の上流部に物を掃き取った（竹門ら、2007）。落葉は河川の淵か位置する多目的ダムである。年間発生電力量はら分解が起こっていないものを選んで採集した。藻

66,000MWh，平成 16 年 7 月の福井豪雨では流入量ピ類や付着層は瀬にある巨石や岩から採集した。付着

ーク約 1,000 ㎥/s をほぼ全量カットした。総貯水容量

層はブラシを用いて石の表面の有機物をこすり取っは 115,000 千㎥で，年間平均回転率は 9.3 回/年，7 月て採集した。底泥はエクマンバージ採泥器を用いて回転率は 0.97 回/月であり，Table 1 によると成層型採集した。サンプルはその場でクーラーボックスにとなり，本研究では貯水ダムに分類される。

入れて研究室に持ち帰り，冷凍庫で保存した。

雲川ダムは真名川への流入河川である九頭竜川水系雲川に位置している。1957 年に完成し，現在は発3.3

安定同位体比分析

電を主な目的としている。雲川ダムは現在堆砂率が同位体比分析のための前処理として 60℃で 24 時

90％に達する満砂状態であり，2007 年から 2009 年

間乾燥させた後，メノウ鉢で粉砕し，スズ箔に入れ，の流入量と現在の貯水容量から求めた年間平均回転

元素分析計付き質量分析計（コンフロ: Finnigan MAT

率は約 1367 回/年，7 月回転率は約 132 回/月であり，delta-S）を用いて安定同位体比を測定した。

Table 1 によると混合型となり，本研究では堆砂進行

重い元素と軽い元素の比では値が小さいため，炭素・窒素安定同位体比はそれぞれ、ダムに分類される。

B
D

×

0
0
0
1
}
1

空中窒素

)

4
1

N

5

/

4
1

N

5

/

N

試料

0
0
0
1
}
1

2
1

)

N

CP

3

C

1
(
/
)

/

1
(
/
)

2
1

C

/

C

試料
1
(
{

5
1

N



3



1
(
{

3
1



C



×

(2)
(3)

のように千分率（‰）で表される。炭素はベレムナ
イトと呼ばれる生物化石，窒素は大気中の N2 ガスの同位体比を基準としている。
粒状有機物はいくつかの異なる起源をもつ有機物の混合物であると考えられる。安定同位体比分析では，その起源となる有機物の安定同位体比の違いを利用して粒状有機物に対するそれぞれの有機物が占
Fig.4

Study sites on Managawa and Kumokawa
reservoirs

める割合を求めることができる（Fry，2006）。ダム
湖においては現地性有機物として植物プランクトン

を，異地性有機物として陸上植物を端成分に用いる。
混合モデルではある混合物に対して二つの起源があると考えるとき，次式によって両起源の寄与率を求めることができる。

XB

fB

XA

fB



 ・

(4)

1

fA



fA

 ・

e
l
p
m
a

Xs



(5)

δ Xsample は混合物試料の安定同位体比， δ XA と δ XB
は各起源と考えるものの安定同位体比，fA と fB は試料中に占める各起源の寄与率である。本研究では窒素と炭素の二つの安定同位体比があるので，端成分

Fig.5

Stable isotope analysis at Managawa dam

Fig.6

Stable isotope analysis at Kumokawa dam間を結んだ直線に試料の点を投影した交点の値から求めた。
有機物の起源が 3 つある場合は，次式によりそれ
ぞれの起源の寄与率を求めることができる。
(6)

5
1

NC

fC

5
1

 ・

CC

3
1

fC

 ・

NB

fB

5
1

NA

 ・

CB

 ・

3
1

fB

3
1

fC

fA

1

fA



CA

fB

5
1



fA

e
l
p
m
a

 ・

e
l
p
m
a

 ・

Ns

3
1



Cs





(7)
(8)

混合モデルでは端成分の安定同位体比間に差がな
い場合は寄与率を求めることができず，小さい場合
は計算結果に誤差を多く含むので注意が必要である。
真名川ダム貯水池内の SFPOM のうちプランクト

3.4

分析結果

ン由来の有機物の占める割合は約 70％程度という結

真名川ダムにおける安定同位体比の結果を Fig.5

果であった。一方，SCPOM に占める落葉の寄与率はに示す。3 ソースモデルによって貯水池内で採集し50％近くに達した。陸上起源落葉は密度が高いためた有機物に占める河川内生産物，湖内生産物，陸上に貯水池背水で流速が低下すると藻類などと比較し生産物の寄与率を計算した。湖内生産物としてダムて早めに沈降してしまうと考えられるが，実際にはからの発電放流（五条方）地点のプランクトン

浮遊しているものも多く存在することを示している。

（plankton），陸上生産物として落葉(TP)とヨシ(reed)

一方，真名川ダムと比較して雲川ダムでは, Fig.6の平均値を選んだ。河川内生産物としては貯水池のに示すように粒状有機物の δ13C 値が低く，陸上植物

直上流地点の付着層(epilithon)と藻類(algae)の二つがの落葉の影響を強く受けていることが分かる。

考えられたが，ここでは付着層を端成分とした。そSFPOM に注目すると雲川ダム上流地点から下流にの結果，Table 2 のように各起源の寄与率が得られた。

進むにつれて δ13C 値が高くなっている。陸上生産物と河川内生産物が SFPOM に占める寄与率を 2 ソー

Table 2

Relative contributions of the three sourcesin Managawa dam

スモデルで計算した。ただし，陸上生産物として真名川ダムと同様に落葉とヨシの平均値を用いると雲TP+ReedPlankton

Algae

川ダムの POM の多くがそれよりも小さい δ13C 値を

SFPOM

8.2%

72.6%

19.2%

示すために寄与率を計算できない。そのため陸上生

SCPOM

46.6%

52.3%

1.1%

産物としては落葉のみを用いた。

Sediment

21.5%

65.3%

13.3%

雲川ダムの上流からダム湖，ダム下流へと進むにつれて，藻類の寄与率が徐々に大きくなっていく結果となった。これは次第に陸上植物の寄与率が低下
し，河川内で生産された藻類の影響が強くなってきていることを示す。その理由として，下流に進むほと考えられる。また雲川ダムは貯水池内に細粒分が




(

GP

堆積した湿地生態系になっている。そのために，ダ



P
)
DP

・植物プランクトン濃度式

Pt

ど川幅が広くなり，山林の影響が薄まっていくため



(14)

ムのない状態と比較して河床標高が上昇して川幅も

P



(15)

s

(16)





(17)



Py
VC

P



z
P

P

KP



KP
Cg

0
2

 

P

タを用いて，主にダムサイト表層のクロロフィル a



P
TC

真名川ダムおよび雲川ダムに適用し，2007 年のデー

RR

DP

また，減少項 Dp は次式で示される。

貯水池鉛直２次元生態系モデル(ＷＥＣモデル)を

1

モデル計算



CI
P
CI
)
p
P

4.1


 






T Ta

貯水池鉛直２次元シミュレーション

Ftは無視できると考えられる。



N



し，雲川ダム湖内で生産されたプランクトンの影響

4.

e

F1

は窒素・炭素とも陸上植物の値と非常に近い値を示

・ ・・

KI



一方，雲川ダム湖の SFPOM の安定同位体比の値

R P I yI S

ここに，増加項 Gp は次式で示される。
Gp

し湖内の一次生産が活発になっている可能性がある。

n
(
CI p
)
x
N
T Ta
e
CI
)
N
y
S
KI I I
1
(
F1
p
1
(
x
p
Ft
e
x

広くなり，両岸の山の影響が低下して日射量が上昇



（18）

ここで，

濃度を検討した。雲川ダムでは堆砂進行に伴い水深

P:クロロフィル a 濃度(μg/l)を３ケースで変化させることで，堆砂が植物プラン

CIN：無機態窒素濃度(mg/l)

クトン生産に与える影響を調べた。

CIP：無機態リン濃度(mg/l)
Is：最適照度(lux),

Iy：照度(lux)

Ts：最適水温（℃）,

貯水池鉛直２次元の生態系モデルの基礎式を以下T：水温（℃）

RP：植物プランクトン最大増殖速度に示す（（財）ダム水源地環境整備センター，2001）。

µs：スペース効果係数
RRP：植物プランクトンの死滅速度

・水の連続式
u v
 0
x y

θCP：死滅率の温度補正係数(9)

Cg：植物プランクトンの濾過率

ここに，x,y は流れ方向及び鉛直方向の座標，u,v は

Z：動物プランクトン濃度(mg/l)

x,y 方向における流速である。

KIN ， KIP ： 無 機 態 窒 素 、 無 機 態 リ ン に 対 す る
Michaelis 定数(μg-chla/l)

・運動量保存則

KPP：飽食効果に対する Michaelis 定数(μg-chla/l)

u
u
u
1 p 
u

u
u v

 (A
)  (A)txy x x x x y y y

VCP：沈降速度(m/day)，ｎ：尖り定数

v
v
v
1 p v
v
 u  v  g 
 (A)  (A) y x x x y y y
t
x
y

である。

(10)

4.2

計算結果（真名川ダム）(11)

本研究で対象とした真名川ダムと雲川ダムで貯水

ここに，Ax, Ay は x,y 方向における渦動粘性係数である。

池内の鉛直方向の水温や水質のなどの観測値があるのは真名川ダムだけであったため，まず真名川ダム
において計算を行い水温とクロロフィル a の再現性

・水温収支式
T
T
T 
T

T
H
u
v
 ( Dx)  ( Dy
)
 Cw
t
x
y x
x y
y

を確認した。

(12)
ここに，Dx, Dy は x,y 方向における拡散係数，H は発

生熱量，Cw は水の比熱である。
・濃度収支式
c
c
c 
c

c
 u  v  ( Dx )  ( Dy )  S
t
x
y x
x y
y

(13)

ここに，c は水質濃度，S は発生及び消滅濃度である。
また植物プランクトンの変化量は以下で計算する。
Fig.7

Reservoir model of Managawa dam

360

80

Outflow(Main gate）

355

Outflow（Intake）

350

Discharge [㎥/S]

Reservoir Water Level

345
340

60

335
40

融雪期以外： 流入水温＝ ×
Water Level [ｍ]Total Outflow

100

320

F

M

Fig.8

A

M

J

J

A

S

O

N

流入水質に関する L-Q 式のパラメータは測定デー
タがないため他のダムで使われた値を参考にして与与えた。また，水温と水質の初期条件は流入水温，315
J

水質から貯水池内に一様に与えられ，1 か月程度のD

Inflow, outflow discharges and water level of

助走計算を行った。

Managawa dam in 2007

当初の計算では水温の計算結果が観測値よりも大

35
30

100

きくなったため，ダム地点が山間地であることを考90

慮して日射量を補正（A.M.）し Fig.11 を得た。また，

80

クロロフィル a 濃度の計算結果も実測値と隔たりが

70
20

60
50

15

40

10

あったので生産率 RP の補正を行い Fig.12 を得た。以
Humidity (%)

上より，真名川ダムでの再現性を確認した。
365

30

355

20

345

Apr.24

Mar.2

Mar.2
May.8
Jun.5

Apr.24

Jul.10

5
0

10
0

‐5
J

F

M

A

M

J

Air temperature

Fig.9

J

A

S

O

N

Water temperature

D

Humidity

May.8
Dec.4

Nov.6

Aug.7

335

Elevation [m]Air and water temperature（℃）

25

Jun.5
Jul.10

Sep.4

325

Oct.2

Aug.7

315

Air and water temperature and humidity atManagawa dam in 2007

Sep.4

305

Oct.2

295

Nov.6
Dec.4

285
0

5

10

100

800

Fig.11

90

700

80
70
60
50

400

40

300

30
200
20

30

Calculated water temperature at Managawa dam
Mar.2
Apr.24Mar.2

355

Apr.24May.8

345

Jul.10335

Nov.6
Aug.7 Sep.4

Jun.5

May.8
Jun.5
Jul.10

Oct.2

325

Aug.7
Sep.4

315
Dec.4

305

100

25

365

Elevation [m]

500

15
20
Water temperature[℃]

375

600

Cloud cover（％）

Daily radiation (cal/cm2/day)

気温 + 4.63 (20)を参考に，流量に関わらず一定値で 1.0（μg/l）を

325

0

(19)

えた。クロロフィル a 濃度は同地域の上流域の事例

330

20

気温 

7
5
.
0

Inflow

4
1
.
4

3
4
.
0

融雪期： 流入水温＝ ×

365

120

Oct.2

10

Nov.6

295

0

0
J

F

M

A

M

Radiation（B.M.）

Fig.10J

JASRadiation（A.M.）

O

N

D

Cloud cover

Radiation and cloud cover at Fukui in 2007

Dec.4
285
0

2

Fig.124.3

4chl‐a[μg/l]

6

8

10

Calculated Chl-a at Managawa dam in 2007

計算結果（雲川ダム）

雲川ダムについては，堆砂前（元河床）と堆砂後計算メッシュは Fig.7 のようであり，メッシュサ
イズは縦断方向がΔx=100(m)，鉛直方向はΔy=1(m)（現河床）とその中間の３ケースでダムサイト表層のクロロフィル a 濃度を比較検討した。

である。流入量，放流量，貯水位は 2007 年の観測

Fig.13 に計算メッシュと堆砂前・後，中間の河床データを用いて Fig.8 のように与えた。気象条件の高を示した。メッシュサイズは真名川ダムと同様に

うち気温，湿度，風速は真名川ダム地点の観測値を

縦断方向が Δx≒100(m)で，鉛直方向は Δy=1(m)であ用い（Fig.9），日射量，雲量は福井地方気象台の観る。流入量，放流量，水位は Fig.14 のように真名川

測値を用いた（Fig.10）。水温は既往の研究から気温

ダムと同様に 2007 年のデータを用いた。気象条件はとの関係式，式（19），（ 20）で算出した（井口，2007）。

真名川ダムと同様の観測値を与えたが，気温はダム
サイト地点間の標高差を基に補正した値を用いた。

16
14
Chl‐a [μg/l]

12
10
8
6
4
2
0
J

Fig.13

M

A

M

Managawa dam

Reservoir model of Kumokawa dam based on
3 Stages of sedimentation progressFig.15

50

F

J

J

A

S

O

N

D

Kumokawa dam (O.B.)

Concentration of chl-a in Managawa andKumokawa dams

535
Inflow

45

Outflow
40

Water level

534.5

1.8

30

534

25
20

533.5

1.7

Water level [ｍ]

1.6
1.5

15
533

10
5

532.5

0
J

Fig.14

F

M

A

M

J

J

A

S

O

N

D

Inflow, outflow discharges and water level of
Kumokawa dam in 2007

Chl-a(μg/l)

Discharge [㎥/S]

35

1.4
1.3
1.2
1.1
1
0.9
0.8

流入水温は，真名川ダムと同様に式（19），（20）で求めた。L-Q 式のパラメータ，貯水池内水温，水質

J F M A M J J A S O N D
Original bed
Intermediate
Current bedの初期条件も真名川ダムと同様に与え，1 か月程度

Fig.16 Concentration of chl-a in Kumokawa dam basedの助走計算を行った。

on reservoir sedimentation progressFig.15 に，堆砂前の雲川ダムのダムサイト表層のクロロフィル a 濃度の計算結果を真名川ダムと比較して示す。雲川ダムでは，真名川ダムと比較して値がかなり小さいことがわかる。一年間のクロロフィ
ル a 濃度の変動を見ると，1 月 1 日から計算を始めて4 月までは流入させた 1.0（μg/l）を下回った。4 月下旬から増殖が起こり始めるが，6 月下旬から 7 月中旬にかけて増殖は見られなかった。7 月下旬ごろから再び増加傾向を見せ 8 月 19 日にピークを迎え，10
月末までは 1.0（μg/l）程度まで落ち込むことも何度かあるが増殖は起こっている。11 月以降は 1 月から4 月と同様に 1.0（μg/l）を下回っている。
次 に ， 雲 川ダ ム の 堆 砂 状 況 の 差 に 着 目 すると，
Fig.16 に示すように，生産がほとんど起こっていな
いと考えられる 1 月から 4 月までは堆砂後が堆砂中

Fig.17 Relation between concentration of chl-a and間，堆砂前よりもクロロフィル a 濃度が高かった。

radiation in Kumokawa dam

生産が比較的活発な 5 月から 9 月までは堆砂前が最も濃度が高いことが多い。9 月下旬にそれまで堆砂前，堆砂中間，堆砂後の順で高かった関係が変化し，その後は堆砂後が最も高くなる。

1.8

これは堆砂前，堆砂中間，堆砂後の順で流速が遅い25ことに関係していると思われる。その間でも特に 6

1.7
1.6

月中旬から 7 月中旬にクロロフィル a 濃度が堆砂形

20状に関わらず低い値をとるのは梅雨のために日射量

15

1.3
10

1.2
1.1

ことに対応していると考えられる。
例えば 8 月を見ると（Fig.20）堆砂前が最も水温が高く，堆砂後が最も水温が低い。これは堆砂前に最も流速が低く，熱交換によって表層が温められるた51めである。流速が直接クロロフィル a 濃度に影響を0.9与えるだけでなく，流速によって水温が変化し，そ
0
F

M

A

M

J

J

A

S

O

N

れがクロロフィル a 濃度に影響を与える。

D

O.B. chl‐a

IM chl‐aC.B chl‐aO.B. water temperature

IM Water temperature

C.B. Water temperature

1.8

Fig.18 Relation between concentration of chl-a and watertemperature in Kumokawa dam
8

1.7

7

1.6

6

1.5

5

1.4

4

1.3

3

1.2

2

1.1

1

1

0

0.9

‐1

1.3
0.8

Velocity [m/min]

1.8

Chl‐a (μg / l)J

Water temperature（℃）

0.8

8/1

8/6

8/11

8/16

8/21

8/26

8/31

8/1

8/6

8/11

8/16

8/21

8/26

8/31

8/1

8/6

8/11

8/16

8/21

8/26

8/31

25

20

15

‐2

0.8
J

F

M

A

M

J

J

A

S

O

N

O.B. chl‐a

IM chl‐aC.B. chl‐aO.B. Velocity

IM Velocity

C.B Velocity

D

Fig.19 Relation between concentration of chl-a and watervelocity in Kumokawa dam
生産量の大小を決定する要因として水温，日射量，

42
0Fig.20Concentration of chl-a, water temperature,
water velocity in August

栄養塩濃度，そして流速がある。Fig.17, Fig.18 から
0.4

対応していることが分かる。また，Fig.19 からクロ

0.3

ロフィル a 濃度と貯水池表層の流下方向流速は反比0.2例していることが分かる。これは流速が速いときは，貯水池内で生産されたクロロフィル a が下流へと流されてしまい，クロロフィル a 濃度の値は上昇しにくいことによると考えられる。以上のことを踏まえて以下ではそれらの要因がどのように季節や堆砂状
況によるクロロフィル a 濃度の変化に影響を与えた

Difference of Chl‐a[μg/l]

年間のクロロフィル a 濃度の変動は日射量，水温と

2

1

0.1
0

0

‐0.1
‐0.2

‐1
(O.B. ‐ C.B.) chl‐a‐0.3

かを考察する。
6 月から 10 月のクロロフィル a 濃度，流速，水温の変動を検討した。生産が活発になり始めたと考え(O.B. ‐ C.B.) water temperature
‐2

‐0.4
J

F

M

A

M

J

J

A

S

O

N

D

Fig.21 Relation between concentration difference ofられる 5 月頃から 9 月中旬まではおおむね堆砂前，

chl-a

and

difference

of

water

temperature

堆砂中間，堆砂後の順でクロロフィル a 濃度が高い。

before/after sedimentation in Kumokawa dam

Difference of water temperature [℃]

Chl‐a[μg/l]が少ないこと，流量が比較的多いために流速が速い

Velocity(m/min)

Chl‐a[μg/l]

1.4

Water Temperature [℃]1.5水温の影響をより明らかにするために，堆砂前と

5.

おわりに

堆砂後の表層水温の差とクロロフィル a 濃度の差の年間変動を Fig.21 に示したが，6 月から 8 月ごろの本研究では一般的な貯水ダムである真名川ダムと，間はよく対応していることがわかる。すなわち，こ満砂ダムである雲川ダムという二つのダムにおいて，の時期には堆砂前と堆砂後のクロロフィル a 濃度の回転率や堆砂率による植物プランクトンの一次生産

差は水温の値が異なることによってもたらされていの違いを検討した。

ると考えられる。一方でそれ以外の時期ではむしろ安定同位体比解析の結果，真名川ダムにおいては反比例しているように見える時期もあり，水温以外

湖内生産の植物プランクトンが湖内の粒状有機物のの要因によってクロロフィルａ濃度が変動している

約 70％を占めるが，雲川ダムにおいては陸上起源のと考えられる。

有機物が支配的であり，植物プランクトンの生産レ

クロロフィル a 濃度を制限する要因としてＷＥＣ
モデルの中には日射量，水温，栄養塩濃度，そしてベルは低く，湖内の粒状有機物に対して大きな影響を持たないことが示された。

流速の四つがある。これらのうち堆砂状態を変化さ

次に，貯水池鉛直 2 次元シミュレーションを用いせるときに影響があると考えられるのは水温，栄養て，真名川ダムおよび雲川ダムの堆砂の進行レベル

塩濃度，流速の 3 つである。

を変えた場合のそれぞれについて，植物プランクト

堆砂状況間の滞留時間の長短の関係は季節を問わンの生産についてシミュレーションした結果，真名ず等しいと考えられ，流速も堆砂が進むほど速くな川ダムに比べて雲川ダムでは植物プランクトンの生ると考えられる。そのため流速は堆砂前のクロロフ

産レベルは低く，また，堆砂が進行するにつれて夏ィル a 濃度を高くし，堆砂後を低くする方向に働く。

季の植物プランクトンの生産レベルはより低下する

比較的生産の活発な 5 月から 9 月中旬までの堆砂状結果となった。その理由は，小さな洪水流入でも貯況によるクロロフィル a 濃度の違いは流速によると

水池表層の流速がすぐに応答して増加しやすいこと言える。そして，流速が直接クロロフィル a 濃度にと，その結果として表層水温の上昇が抑えられるこ

影響を与えただけでなく，流速により水温が変化しとが想定された。

た効果もあると考えられる。

また，現地調査時に，同時に真名川ダムと雲川ダ

しかし，計算の結果 9 月下旬以降はそれまでと逆

ムの上下流の生物を採集して分析した結果，雲川ダ

転して堆砂後が最もクロロフィル a 濃度が高かった。

ム下流ではダム上流との共通種が比較的多く，種組

これは堆砂後のダムで秋季にクロロフィル a 濃度が成はすでに自然河川のものに近いと考えられた。一

特別に上昇したわけではなく，堆砂前の夏季にクロ方，真名川ダム下流では河床付着藻類の過度の発達

ロフィル a 濃度が低かった下層部と混合することににより生息環境条件が悪化し生物多様性の低下が見

よって表層が希釈されたためと考えられる。すなわられた。

ち堆砂前のダムはその環境がより湖沼的であるがゆ以上の安定同位体比分析，貯水池鉛直２次元シミ

えに，夏季は表層での水温上昇の影響を受けて生産ュレーションの結果から，満砂ダムである雲川ダムがより多くなり，秋季は循環期となるため表層でのでの植物プランクトンの生産レベルは真名川ダムとクロロフィル a 濃度の上昇が抑えられている。一方

比較して低く，有機物の変換機能は小さいと考えらで，堆砂が進行すると鉛直方向の変化は小さくなりれた。

堆砂前のようなクロロフィルａ濃度変化は示さなか

本研究において満砂ダムは河川生態系に近づくこった。堆砂が進行すると年間を通して流入水のクロとが示されたが，嫌気的な底泥が水質に与える影響

ロフィル a 濃度の値である 1.0(μg/l)と近く，より河や背水区間で湿地が形成される影響などの評価は今

川的な環境条件が維持されていると考えられる。

後の課題である。個別の課題について列挙すると以冬は全ての堆砂形状でクロロフィルａ濃度が下のとおりである。

1.0(μg/l)を下回っていた。上流河川からの流入量を湖

Fig.1 には成層型分類の境界だけでなく，植物プラ

沼で下回り，堆砂前が堆砂後よりも低下しているた

ンクトンの閾値を加えることができる。既往の知見

め，流入したクロロフィル a が湖に拡散した結果，

では植物プランクトンの増殖速度は 0.12 日から 7.5

希釈された，または死滅が上回ったと考えることが日の範囲にあり，約一週間程度から移流により押しできる。

出す効果があると言われている。それを考慮する必要がある。ただしこの場合の滞留時間は水の平均滞留時間であり，植物プランクトンの生産に直接関係するのは有光層での水の滞留時間として評価する必要がある。

安定同位体比分析で用いた混合モデルではそれぞれの端成分の C/Ｎ比が異なる場合，試料中にそれぞれ端成分が占める C の割合とＮの割合は異なるため，それを考慮に入れたモデルを用いることでより正確

Ⅰ型

Ⅱ型

Ⅲ型

Ⅳ型

な寄与率が計算できると考えられる（Phillips & Koch，
2002）。また，堆砂がもたらす効果は滞留時間の変化だけでは評価することができない。貯水池内は流下方向に特徴が異なることはすでに述べたが，堆砂形
Fig.22

状が違えば川幅や水深などの状況が変わるため，貯水地内での空間的な特性も異なる。今回の現地でのTypical patterns of reservoir sedimentation（芦田ら，1983）

調査地点は限定されているので，貯水池内の流下方
最後に，シミュレーションに関しては，植物プラ

向や鉛直方向のより多くの点でサンプリングを行う必要がある。

ンクトンの世代交代のサイクルよりも滞留時間が短

今回調査を行った雲川ダムでは堆砂後も最大で 5い場合は貯水池内に植物プランクトンはほとんど発～6m 程度の水深があったが，さらに浅くなった貯水

生しないと考えることができる。回転率の短さが植地ではより河川生態系に近づき植物プランクトンの物プランクトンの生産に影響を与えるには閾値があ

一次生産はほとんど起こらないと考えられる。堆砂り，それを超えると植物プランクトンの生産に阻害

進行ダムと流水型ダムは，共に滞留時間が短いといを与えるような計算条件の設定が想定される。また，

う点で近い存在であり比較検討を今後行う予定であ雲川ダムのような河川に近いダムでシミュレーショ

る。特に水深の差異のみならず，貯水池内に堆積しンを行うためには，背水区間の浅水域における河床ている土砂の特質（粒径や有機物含有量など）の影

での藻類生産などもモデルの中に入れることが望ま

響がポイントになると考えられる。

しい。これにより，藻類やプランクトンの寄与率を

雲川ダムは完成した当初から滞留時間の短いダムであり堆砂することによる変化は比較的小さかった。

求めた安定同位体比解析の結果とシミュレーション
を直接関連付けることができる。

しかし，より大規模で滞留時間の長いダムで，将来謝

的に堆砂が進行していったときには，ダムの類型が辞変化し流域の水環境に与える影響はより大きく，さらに大きな研究課題になると思われる。またそのよ

真名川ダムおよび雲川ダムにおける現地調査に関うなダムでは広大な背水区間が湿地生態系を形成しして，国土交通省近畿地方整備局九頭竜川ダム統合

生産が活発になることが予想される。このように湿管理事務所の協力を得た。また，貯水池鉛直２次元

地生態系が新たに形成されて，生物多様性が豊かにの生態系モデルに関して，（財）ダム水源地環境整なり，元来そこにあった環境とは異なる環境ができ

備センターの協力を得た。ここに記して謝意を表する可能性がある。

る。

本研究の結果，雲川ダムでは植物プランクトンの参考文献

生産という点では河川に近づき有機物変換機能は小さいことが示唆されたが，そのような異なる生態系ができる場合には，この観点からの環境影響評価を

芦田和男, 高橋保, 道上正規（1983）：河川の土砂災行う必要があ る。 さら に， 同じ 堆砂 量で あっても害と対策, pp.157-159, 森北出版.

Fig.22 に示すように貯水池縦断方向の堆砂形状の違

芦田和男, 江頭進治, 中川一（2008）：21 世紀の河川

いによって水の流動，有光層の回転率が異なると考学

えられ，植物プランクトンの生産を含めた貯水池の都大学学術出版会.

安全で自然豊かな河川を目指して, pp.75-76, 京

水環境にもどのような影響が出るのか検討が必要で

井口真生子（2007）：微細粒土砂の堆積・侵食に着目ある。

した貯水池土砂管理手法に関する研究, 京都大学博士学位論文.
梅田信, 和泉恵之（2008）：：ダム湖の植物プランク
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竹門康弘, 今井義仁, 高津文人, 池淵周一（2007）：
増水低減過程における微細土砂･ 粒状有機物･ 底生動物の河床分布動態.

谷田一三, 竹門康弘（1999）：ダムが下流の底生動物

Fry，B（2006）：Stable isotope ecology，SpringerVerlag，

へ 与 え る 影 響 , 応 用 生 態 工 学 , Vol.2, No.2,

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山田佳裕, 吉岡崇仁（1999）：水域生態系における安定同位体解析, 日本生態学会誌, Vol49, pp.39-45.

Change of Organic Matter Sources in Reservoir Ecosystem According to
Progress of Reservoir Sedimentation

Tetsuya SUMI, Junya NAITO* and Yasuhiro TAKEMON* Graduate School of Engineering
Synopsis
In reservoirs, stratification of water temperature and primary production of phytoplankton may causechange of organic matter sources in downstream rivers. These impacts are largely depending on reservoir
characteristics such as retention time, average depth and etc. In this study, sources of particulate organic
matter (POM) and macro invertebrate at downstream of Managawa and Kumokawa reservoirs are analyzed
by the three sources model based on the stable isotope ratios of delta C-13 and delta N-15. Primary
production of phytoplankton is also simulated by 2D reservoir numerical model to evaluate the effect ofreservoir sedimentation progress.
Keywords: dam reservoir, reservoir sedimentation, primary production, eutrophication, POM, stable isotope ratios