東京湾の漁業と環境第5号

平成 26 年 3 月

Fishery and Oceanography in Tokyo Bay
No. 5, March 2014

増養殖研究所
中央水産研究所
National Research Institute of Aquaculture
National Research Institute of Fisheries Science
FRA, JAPAN東京湾の漁業と環境
目

第５号

次

I．平成 24 年度東京湾研究会ミニシンポジウム「江戸前の復活！東京湾の再生に踏み出すために」報告
１．趣旨説明江戸前の復活！東京湾の再生に踏み出すために・・・・・・・・児玉真史・山本敏博

1

２．基調講演
これからの東京湾再生の方向性とそれを支える科学技術・・・・中村由行

3

東京湾の底泥の平面分布について・・・・・・・・・・・・・・岡田知也

13

３．話題提供2012 年の貧酸素水塊の状況および定点における底泥性状の変化
・・・大畑

聡

23

・・・小泉正行

25

東京湾奥の浅場に着底した二枚貝や甲殻類の生息状況
東京湾のアサリを増やすには・・・張 成年・山本敏博・丹羽健太郎・日向野純也・淡路雅彦・松本才絵・
長谷川夏樹・櫻井 泉・秦 安史・鈴木秀和・宮脇 大・村内嘉樹・
水野知巳・羽生和弘・程川和宏・内川純一・生嶋登

29

横浜市海の公園における水質浄化機能の推定・・・秋元清治・小山利郎・岡靖一郎・小海茉梨絵・小関祥子・加藤健太

49

II．研究事例紹介
中川河口域におけるウナギの分布状況と生息環境・・・山本敏博・張 成年・黒木洋明・児玉真史

55

釣り人から見た東京湾のマコガレイ資源・・・・・・・・・・・・・・・・久保田洋

57

魚類を指標とした東京湾の干潟における生物多様性の評価・・・・・・・・工藤孝浩

67

盤洲のカイヤドリウミグモ
・・・・・鳥羽光晴・小林

豊・石井 亮・張 成年・山本敏博・丹羽健太郎・

良永知義・宮崎勝己
平成 24 年度中央ブロック東京湾研究会 議事録
平成 24 年度中央ブロック東京湾研究会 出席者名簿

79

1

江戸前の復活！東京湾の再生に踏み出すために
To take a Step Forward to Renaissance of Edomae and Tokyo Bay Fisheries
児玉真史*1・山本敏博*2（シンポジウム・コンビーナー）
Masashi KODAMA*1 and Toshihiro YAMAMOTO*2*1 独立行政法人 水産総合研究センター 中央水産研究所 海洋・生態系研究センター*2 独立行政法人 水産総合研究センター増養殖研究所 資源生産部〒236-8648 横浜市金沢区福浦 2-14-4
E-mail: mkodama@affrc.go.jp*1 Research Center for Fisheries Oceanography and Marine Ecosystem, National Research Institute ofFisheries Science, Fisheries Research Agency, Japan, 2-12-4 Fukuura, Kanazawa-ku, Yokohama,
Kanagawa, Japan*2 Stock Enhancement and Aquaculture Division, National Research Institute of Aquaculture, Nagai 6-31-1,
Yokosuka, Kanagawa 238-0316, Japan

東京湾研究会では，「江戸前の復活！東京湾の再生をめざして」をスローガンとし，平成 25 年
度で切り替わる次期東京湾再生行動計画に対して，水産の視点からみた提言を作成した。この提言の中では，魚種ごとに資源低迷要因について整理し，多くの魚種で資源回復のための方策として，干潟・浅場の機能の再生，底質の改善が重要であることを指摘した。そこで今回のシンポジ
ウムでは，次のアクションに踏み出すために，東京湾の底質環境と水産資源の現状と干潟・浅場再生に関する最新の取り組みについて理解を深め，具体的な再生の方向性について議論することを目的として開催した。
シンポジウムでは，まず基調講演として，港湾空港技術研究所の中村由行研究主監（当時）から「これからの東京湾再生の方向性とそれを支える科学技術」と題し，他の内湾も含めたこれまでの環境政策と今後の考え方についてご講演をいただいた。続いて，同じく基調講演として，国土技術政策総合研究所の岡田知也室長から，東京湾の環境を見るうえでもっとも重要なトピックの一つである底泥についてその質や分布の現状と最先端の計測技術，今後の活用法についてご講演をいただいた。これらの基調講演に続き，話題提供として，千葉県水産総合研究センターの大畑聡上席研究員に東京湾における貧酸素水塊の状況および底泥性状の変化について，東京都島しょ農林水産総合センターの小泉正行主任から東京湾奥の浅場に着底した二枚貝や甲殻類の生息状
況について現状のご紹介をいただいた。また，増養殖研究所の張成年グループ長からは「東京湾のアサリを増やすには」と題し，アサリの母貝場として必要な環境条件について全国での調査事例をもとに話題提供をいただき，最後に神奈川県水産技術センターの秋元清治主任研究員から横浜市海の公園でのマクロベントスによる水質浄化機能に関する研究事例をご紹介いただいた。
以上を受けて総合討論が行われた。内容の詳細については，巻末の議事録に譲るが，活発な議論が行われ，提言を踏まえた具体的なアクションを踏み出すために大変有意義なシンポジウムとなった。最後に，講演を快く引き受けたいただいた講演者の方々ならびに会場のお世話をいただ
いた千葉県水産総合研究センターをはじめ関係者・参加者の方々に厚く御礼申し上げる。

東京湾の漁業と環境

第５号，3－11（2014）

これからの東京湾再生の方向性とそれを支える科学技術
Restoration of Tokyo Bay: Directions and Supporting Science and Technologies

中村由行
Yoshiyuki NAKAMURA

横浜国立大学大学院 都市イノベーション研究院 教授〒240-8501 横浜市保土ヶ谷区常盤台 79-5
E-mail: nakamura-y@ynu.go.jp
Institute of Urban Innovation, Graduate School of Yokohama National University, Japan, 79-5 Tokiwadai,
Yokohama, Kanagawa, Japan

１．はじめに内海では，関係府県が定める指定物質削減方針

水質総量規制は，閉鎖性海域の水質汚濁を防によって，1980 年度から他の水域に先駆けて止するための制度であり，1978 年に導入されリンの削減の取り組みが行われてきたが，ここた。対象となる水域は，東京湾，伊勢湾及び瀬にきて富栄養化対策に一定の区切りがなされ

戸内海であり，それらの水域へ汚濁負荷のあるたことになる。

集水域を指定地域として，汚濁の原因となる項汚濁が未だ深刻であるとされた，東京湾，伊目に対して，流入の総量を規制しようとするも

勢湾，大阪湾では，湾域毎に再生に関する取りのである。当初，具体的な指定項目として化学組みが始まっている。まず，東京湾では関連す的酸素要求量（COD）が定められていたが，る国や周辺自治体が一体となって「東京湾再生水域内部での一次生産を抑制する必要がある推進会議」が発足し，東京湾再生の目標とそのことから，2004 年度を目標年度とする第５次ための施策について，2003 年に「東京湾再生

総量規制から，窒素及びリンが指定項目に追加のための行動計画」が策定された（東京湾再生

された。

推進会議）
。再生目標として，「快適に水遊びが2004 年度までの水質汚濁に関する環境基準

でき，多くの生物が生息する，親しみやすく美の達成状況や総量規制の効果，水質汚濁の機構

しい『海』を取り戻し，首都圏にふさわしい『東などが議論された結果，2005 年５月，
「第６次京湾』を創出する。」と謳われている。その目

水質総量規制のあり方について」という環境省

標を達成するための施策が議論され，計画期間

中央環境審議会の答申がなされた（中央環境審である 2003 年度から 10 年間での目標の評価

議会，2005）。答申の中では，「東京湾，伊勢及び見直しがおこなわれる予定である。

湾及び大阪湾においては，環境基準達成率が低同様な取り組みは，大阪湾でもなされており，

く，しかも大規模な貧酸素水塊が発生している

大阪湾再生推進会議が，2004 年に大阪湾再生

ので，さらに水質改善を進める必要があると考の目標を「森・川・海のネットワークを通じて，えられる」とされた。一方で，「瀬戸内海（大美しく親しみやすい豊かな『魚庭（なにわ）の阪湾を除く。）の水質は他の指定水域に比較し海』を回復し，京阪神都市圏として市民が誇りて良好な状態であり，環境基準をほぼ達成した

うる『大阪湾』を創出する。」と定めている（国窒素及びリンに関しては，現在の水質を維持す

土交通省近畿地方整備局ほか，2005）。伊勢湾，

ることが適当である」と述べられている。瀬戸広島湾にも再生のための試みが広がっている。

4

中村（2014）

ここで注目したい点は，様々な関係機関の合どの対策が始まる以前，流域からの負荷の信頼意目標である再生の目標に，美しい海という表すべきデータはないが，それを反映している河現とともに，「多くの生物が生息する」（東京湾），

川水質の記録は残っている。例えば，隅田川は，「豊かな『魚庭（なにわ）の海』（大阪湾）と

戦後まもなく「どぶ川」化し，悪臭を放っていいう表現が見られることである。伊勢湾や広島たことはよく知られる。隅田川の汚濁は 1940

湾においても，同様な表現を入れた目標策定に年でも千住大橋で生物化学的酸素要求量 BOD

向けての努力が現在なされているようであり，が 10 mg/L という記録があり（Okada et al.,

「美しさ」とともに，「豊かさ」が共通目標と2000），戦前にもかなりの汚濁があったことがしての比重を増していると考えられる。

わかるが，汚濁は戦後の経済成長によって，さ以上のような状況を考慮すれば，人々が求めらに急速に進行した。例えば，三河島地区ではるこれからの海のあり方の目標像が，「美しい1950 年度に BOD が約 10 mg/L，以後急速に海」あるいは「きれいな海」から，「豊かな海」

増加し，最も汚濁が深刻であった 1964 年度でへと転換しつつある時期にきているといえそは 63 mg/L と い う 非常 に 高 い 値 で あ ったうである。目標をかなえるための沿岸域管理に（Okada et al., 2000）。この間 1961 年には，

ついても，単なる COD 目標を柱とした水質管

名物の早稲田慶応レガッタがあまりの水質悪理から，生態系管理へシフトする必要があるの化のために中止されるという事態が起きていではないだろうか。さらには，水質管理を行う

る。64 年以後は，工場排水の規制や下水道のにしても何のための水質管理かが常に問われ整備などの対策が進められ，1970 年代後半にる時代になったと言えるのではないだろうか。

は，BOD の環境基準（10 mg/L 以下）がほぼ

このような流れを受け，総量規制の意義や今達成されるようになっている。同様の傾向は，後の規制の在り方について見直しの議論が始

東京湾に注ぐ他の主要河川，すなわち荒川・中まっている。環境省も，第６次総量規制答申後

川・江戸川・多摩川・鶴見川でもみられるに，有識者による「今後の閉鎖性海域対策を検（Okada et al., 2000）。このようなことから，討する上での論点整理」（今後の閉鎖性海域対東京湾に流入する汚濁の質としては，BOD や策に関する懇談会，2007）を行い，従来の水COD などの有機汚濁で見る限り，1960 年代か

質指標の見直しと共に，状態指標として新たにら 70 年代初頭が最も悪化していたと思われる。

底層の溶存酸素濃度 DO と透明度を追加する

現行の環境基準の設定は，1967 年に定めら方向で議論がなされており，単なる水質から，れた公害対策基本法，1970 年の「水質汚濁防より直接的に生物の生息状況を反映できる指止法」が契機となっており，特に後者によって標へと転換が模索されている。

事業場等からの排水に対して COD を対象項目

本稿では，何故このような見直しが必要なのとした濃度規制が開始された。当時は，過度なか，またそれに応じて水質改善や生態系の修復

有機性排水による公害が大きな社会問題となに向けた調査及び改善技術は今後どうあるべっており，水質汚濁の程度は極めて著しいもの

きか，について私見をまじえてとりまとめたも

があった。

のである。

COD を中心とした水質基準の体系もそれなりに生態系への影響を考慮して設定されてい２．水質基準や総量規制の意義たといえる。COD は酸素消費量の単位である

東京湾に限らず，集水域からの負荷は内湾のから，例えば 3 mg/L の COD 値を持つ海水は水質を規定する大きな要因である。総量規制な

それだけの量の酸素を消費するポテンシャル

5

東京湾再生の方向性とそれを支える科学技術を持つ。夏季の海水の酸素濃度飽和量は約 7

よって生態系の劣化も同時に改善され，生物のmg/L であるので，酸素で飽和した海水であっ生息にも有利になると期待されたからである。

ても，7 – 3 = 4 mg/L 程度まで酸素濃度が低下

すなわち，水質項目改善の方向性と生態系の修する可能性がある。その濃度はほとんどの生物

復の方向性についての人々の利害やねらいがにとっては生存可能な濃度であり，例えば水産ほぼ一致していたため，水質汚濁指標の削減に用水基準では，夏季に漁場において最低限満た

向けてともに手を携えて努力をすれば良かっ

すべき濃度として 4.3 mg/L と定めている。こたからである。

のことから考えると，B 類型の海域での COD

しかしながら，以下に述べる理由により，現値が 3 mg/L 以下であるのは，この目標海域で在では水質改善の対策，特に栄養塩負荷の削減

はたいていの水生生物の生存を可能とする濃と生物資源量の確保・増大と言う目標が乖離し度レベルといえる。さらに DO 濃度が低下して始めてきている時代にある。

恒常的に 2 mg/L 以下になると，ほとんどの底生生物の生息がおぼつかない事実上酸欠の海

３．水質規制の現状の問題点域となる。先ほどと同じ換算をすると，対応す

水質総量規制の効果として，三大湾の水質，

る COD は 5 mg/L 以上ということになる。東

特に表層の COD や全窒素・全リンなどは確実

京湾の COD と貧酸素水塊の分布を比べると，に改善傾向にある。図１は，総量規制対象とな

夏季に表層の COD が 5 mg/L を超える領域はっている各内湾における，５ヶ年毎に目標が定

川崎と木更津を結ぶアクアライン以北の湾奥

められてきた総量規制の段階毎に，COD 発生部，および川崎から横浜沖に至る沿岸部海域に負荷量と平均水質（表層の COD 観測値）の関

対応しており，これらの海域は，底層 DO 濃度係を整理したものである（中央環境審議会，が 2 ないし 3 mg/L 以下となる貧酸素海域にほ2005）。負荷量の減少に応じて，相対的には水ぼ一致していることは興味深い。

質が改善傾向にある。特に負荷量の大きな東京

1970 年の「水質汚濁防止法」制定当時以降

湾や大阪湾での削減効果が著しい。水平面的に現在に至るまで，基準設定時点での議論はとも見ると，同じ東京湾でも汚濁の進んだ湾奥部ほかく，ひたすら「水質」基準という目標値の達ど水質の改善傾向は顕著である。反面，瀬戸内成に向けて，総量規制などの様々な対策がとら

海では図を見る限りほとんど効果が現れていれてきた。そうする意義は，もちろんかつてはない。近年見られる内湾の水質改善の傾向は，十分にあったといえる。なぜなら，水質改善に

必ずしも生態系劣化の解消にはつながってい

S54-58年度

S59-63年度

H1-5年度

H6-10年度

H11-15年度

5.0

東京湾
大阪湾
補正COD（上層） （mg/ℓ）

4.0

三河湾

3.0

伊勢湾（三河湾を除く）
2.0

瀬戸内海（大阪湾を除く）

1.0

0.0
0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

0.30

0.35

0.40

2

水域面積当たりのCOD負荷量 （t/日/km ）

図１ 各内湾における COD 発生負荷量と表層水 COD 観測値の関係の変遷（中央環境審議会，
2005）

6

中村（2014）ないようである。そのためもあって，総量規制

長い年月にわたる COD 値の経年変化や，基準の有効性や在り方を巡っては，規制を主に受け達成率の変化を議論する際には注意が必要でる産業界，さらには海域の利用者としての水産ある。

関係者からも疑問の声が上がり始めている。か

次に，栄養塩（窒素，リン）の沿岸生態系でつては，悪化した水質や生態系の改善に向けて，の重要性の問題がある。生物生存のためには窒水質基準を達成する方向性が合意されており，素やリンは必須な元素であり，人為的に合成さその時点では負荷量の削減こそが最重要課題

れた有害化学物質の取扱いとは異なることにであった。そのことの理由・意義は，上述した注意が必要である。すなわち，海域への適度なように当時は充分にあったが，現在では相対的流入は生物生産のためには有効であるが，過度に意味合いが変化している。さらに，削減単位

な流入負荷はむしろマイナスとなる（同じこと

量あたりに必要なコストも増大しているため，は有機物でも言え，適度であればむしろ生物生対策のコストパフォーマンスも低下している産には有効である）。

困難な時代が始まっていると言える。以下，水質項目別に問題点を簡単に述べたい。

水質基準が設定された当時は，まさに海域へ過度な有機物や栄養塩類の負荷があり，赤潮の

まず，COD の変質の問題がある。1970 年前

頻発に見られるような表層での極端な内部生

後からみれば，東京湾での COD や全窒素・全産（COD の海域での増加）の増大や，底層でリンの濃度レベルはかなり改善しており，またの大きな酸素消費と貧酸素化・無酸素化につな

負荷量を容易に削減できるところは少ない状

がっていた。つまり，人にたとえれば，特に栄態にある。同じ負荷量（例えば一日何トンかの養塩についてはいわばダイエットが必要な状COD）を減らすとしても，それにかかるコス態にあったといえる。しかしながら，これからトが以前とは比べものにならないくらい高価もダイエットを継続する必要があるのだろうになっている。また，質的には，例えば規制開か。

始時点での COD3 mg/L と，現在の 3 mg/L で

特に水産をめぐる栄養塩管理の要請についは，生態系に与える影響の意味が違ってきていては，厳しい声が上がるようになっている。沿る。陸域からの有機物負荷は，かつてはすぐに

岸の水産については，特に戦後の沿岸部の開発

酸素を消費する汚濁物質が主体であった。とこによって次第に漁労海域が狭められ，漁獲対象

ろが，様々な処理を経て海域に流入する現在で種も変化してきたといえる。例えば，全体傾向

は，相対的に難分解性有機物（COD）の寄与としてのりの養殖へのシフトが見られるが，こ率が増加しており，例えば同じ COD 値であっれは高い栄養塩負荷を前提として沿岸漁業がても貧酸素化にはつながりにくい。

適応してきた結果とも言える。しかしながら，標準的に使われている COD は過マンガン酸

近年，栄養塩負荷が削減され，海域での栄養塩

カリウムによる酸素消費量であり，有機物の分濃度が低下傾向になると，のりの養殖に必要な解性が中途半端であることなどから，精密な物

栄養レベルが限界に近づき，気象条件等によっ

質収支（炭素や酸素収支）の議論には不向きでては植物プランクトンと競合して不足してしあり，研究者の間ではどちらかと言えば評判がまうという現象も顕在化しはじめている。今後

悪い指標である（上述した貧酸素化との関連はは，ふさわしい沿岸漁業とは何かを問いながら，

あくまで概念的なものである）。特に，経年的陸域からの栄養塩負荷が生物生産にうまくつに海水中の有機物の質が変化しているとすれながる様な工夫をする，栄養塩管理を行うべき

ば，COD 値にも影響を与えているはずであり，時代に入っているといえる。

東京湾再生の方向性とそれを支える科学技術7

このように，栄養塩類は生物生産には必要でて等による干潟・藻場や浅場の喪失とともに，ある。これからは，栄養塩の一方的な削減では埋立用材として海底の土砂が採取された結果，なく，生物生産への持続可能な利用に向けた管海域に海底窪地が残存してることや，航路・泊理が必要な時代である。例えば，海域で窒素や地の建設による海底地形の改変，などの影響もリンの削減のみを一方的に行うための技術で懸念される。さらに，沿岸地形を保全してきたはなく，それが必要としても何のための技術か，陸からの土砂供給も減少している可能性があ

それが生物生産にどのように役立てられるかる。

が常に問われる時代になりつつある。

このように，生態系の回復が進まない主要な
理由は，海岸線の周辺や海底において，大規模

４．水質や生態系の改善を妨げるいくつかの理
由で人為的な地形の変化が生じていること，すな
わち浄化作用や円滑な物質循環作用の面で効

かつての海域での水質や生態系劣化が，陸域果があったと推定される干潟・浅場や藻場の多からの様々な負荷の増大によるものであると

くが喪失し，また海底には大小の掘削跡地や窪すれば，負荷を削減すれば以前のような水質や地が存在していることである。こちらの地形的生態系が回復すると楽観できるであろうか。

な要因は，放置していてもかつての状態には決

まず，全ての水質項目が改善傾向にあるわけ

して戻らない。前述のダイエットの例えでいえではないことに注意が必要である。沿岸海域のば，現在では，ダイエットが進んだはずである

水質，特に表層水の COD や全窒素・全リンはが体調の回復には必ずしもつながっていない。

次第に改善傾向にあるが，東京湾を例にとると，

なぜならば，むしろ体の代謝機能に対応する，

生物生息に強く影響する貧酸素水塊（夏季の底海域内部での栄養塩の物質循環機能が損なわ

層 DO 濃度が低い海域）の規模や発達時期などれている状態にあり，特にそれを担う浅場でのは，あまり改善が見られていない。底質の有機底生系の回復が必要な状態であると考えられ汚濁の傾向もほぼ同様である。今後採用すべきる。

水質基準項目として，底生生物の生息に直接影

さらに，生態系の応答には時間がかかること，

響を与える底層 DO が有力な候補になってい

しかも集水域からの負荷量が増加し富栄養化

るのも，このような背景がある。貧酸素水塊のが進行する時期の水質や生態系の応答と，逆に発達の程度や底質の傾向が，最近の表層水質の負荷を削減して行く段階での応答とは，同一の改善傾向に一致しない点については，今のとこ曲線をたどらずにヒステリシスを描いて変化ろ現象を合理的に説明できておらず，パラドッ

することも，特に今後対策効果の予測を行う際

クスとなっている。

には重要な視点となる(Scheffer et al., 2001)。

生態系の劣化については，少なくとも東京湾
で顕著な改善傾向は見られていない。その最大の理由としてあげられているのは，埋め立て等

５．今後の沿岸海域の改善目標：豊かさにつながる目標設定へ

による沿岸地形や海底地形の改変に伴なって，以上のように考えれば，まずはそれぞれの内

生物生息場（底生生態系）が喪失したことであ

湾毎に，総量規制の目標をある段階に定め，そる。すなわち，最近では水質は各種の規制の効の目標に近づける努力をする段階が必要であ果を反映して改善傾向にあるが，かつて拡がっり，次の段階として，干潟・浅場や藻場をできていた干潟や浅場など，生物（特に底生系）のるだけ再生あるいは復活させるとともに，海底

生息場は単調に減少してしまっている。埋め立の地形については可能なところから原地形に8

中村（2014）

図２ 干潟・浅海域の修復が「豊かな海」再生へと繋がる“環境改善スパイラル”と，干潟・浅海域の消失による“環境悪化スパイラル”の例（相馬ほか，2008）

復元させることが必要になるであろう。歴史的

生物にも栄養が行き渡るような物質循環の健に見て，負荷量削減の役割は次第に終わりつつ

全さが備わっていると考えられる。様々な環境あり，後者，すなわち生物生息場につながる海施策に対してこのような物質循環の健全性が域の修復の重要性が増しているといえる。

得られるかどうかを評価するために，生物生息このような議論に根拠を持たせるため，著者や生産を妨げている指標として貧酸素水塊のらが行ってきた生態系モデルによる解析の結体積を，さらに生物生産を代表する指標として果を紹介したい（相馬ほか，2008；Sohma et al.,

「準高次生産」及び低次生産を考え，生態系の2008）。

応答を整理することにした。なお，本モデルで

図２右図は，干潟・浅海域の修復が貧酸素化やは高次生産を示す魚類をモデル化していない
100年前の干潟地形
年前の干潟地形を入れた計算結果

ラル” の一例を示している。 一方，干潟・浅海域の消失はこの逆向きのスパイラル“ 環境悪化スパイラル” を駆動している可能性がある（ 図２左図）。これらを踏まえ，我々は，これら一連の生態系連鎖とその行方を評価できるよう，干潟・浅海域生態系－湾央域生態系及び底生生態系―浮遊生態系の時空間的連鎖と各生態系内部の生物代謝を機構的（メカニクス

豊かな生物量の指標としてのと繋がる一連の生態系連鎖“ 環境改善スパイ

Quasi-higher
trophic production
準高次生産量(tonC/day, annual averaged)

赤潮の軽減の過程を介して「豊かな海」再生へ施策としてはこちらに向かうべき時期

900
800
700

現状地形を入れた
計算結果

600
500
400
300

現在

200
100
0

1970頃
（推定）

1980頃

現状の地形のまま、現状以下に負荷を削減すると生物量はかえって減少する！

0

1

2

3

Load (relative value)
相対的な汚濁負荷量（現状を１とする）
Without tidal flats
With tidal flats的）に表現した，「内湾複合生態系モデル」を開発した（相馬ほか，2008；Sohma et al.,2008）。
「豊かな海」では，低次から魚類など高次の

図３ 複合生態系モデルによる東京湾の負荷
量と生物生産量の関係（Sohma et al.,2008 を改変）

東京湾再生の方向性とそれを支える科学技術

9ので，「準高次生産」を底生生物の摂餌フラッ

増加は低次生産には直結するものの，貧酸素水

クスの総和と定義し，高次生産を補う指標と考塊の拡大等を介して高次の生物生産につながえた。低次生産は植物・動物プランクトンの増らないこと，逆に言えば，極めて負荷が大きな

殖フラックスの総和で定義した。また，貧酸素（負荷量の臨界値を超過していた）時代には，

水塊体積については DO 濃度が 2 mgO2 /l 以

負荷量の削減が高次生産の回復につながりう

下となる水塊の体積とした。この上で，干潟・ることを示す。しかしながら，モデル解析によ

浅海域の効果を外部からの負荷量削減効果とれば，現状の負荷量はその様な臨界の負荷量以比較するために，東京湾における干潟の埋め立下であることから，今後さらに負荷量を削減すてが殆ど行われていない状態（ 干潟・浅海域

ると，水質改善による高次生産の増加効果より復元システム） と，現況地形での場合（ 現況も，系全体の栄養不足による高次生産の減少効

地形システム） それぞれについて，流入負荷

果の方が大きく，生物生産の減少につながるこを様々に変化させた場合の生態系の応答を比とを示している。

較した。解析の結果，貧酸素水塊の体積で比較

以上のモデル解析の結果は，東京湾においてすると，（ 現況の負荷量の下での） 干潟・浅生物生産の「豊かな海」を再現するためには干海域復元ケースは，（ 現況地形システムでの）潟・浅海域を修復することが不可欠であり，単負荷量を半減させた場合とほぼ同等の改善効に負荷量の削減を継続しても課題の解決には果を持つことが確認された。貧酸素水塊の発達なりにくいことを示している。

は水質劣化のよい指標と考えられることから，二つの解析ケースが代表している施策（ 干６．今後の対策技術メニューの在り方

潟・浅場造成と負荷量削減） は共に水質改善以上述べてきたように，今後の内湾での水質に有効であると考えられる。しかしながら，準や生態系回復に向けた対策メニューの在り方

高次生産で比較すると両者の持つ効果はかな

としては，生物生息にどれだけ役立つか，生態

り異なることが明らかになった。すなわち，干系の回復にどう寄与するのか，と言う視点や評

潟・浅海域復元システムでは，準高次生産量は，価が必要である。そのために，生物生息場とし

現在の負荷量の 2 倍まで，負荷の増加に応じての面積拡大，あるいは生物生息に直接影響すて増加した。一方，現況地形システムでは流入る酸素環境や光環境を改善する技術が体系化

負荷に対する応答は緩慢であり，負荷量が現状される必要がある。

の 1.5 倍になるまで「準高次生産」量が緩や豊かな海を実現するために必要な技術とはかに増加したが，負荷が現状の 1.5 倍より大

何かについて，浚渫と覆砂を例に具体的に整理きくなると減少に転じた。低次生産については，

してみたい。浚渫と覆砂は，いずれも，富栄養

干潟・浅海域復元システム，現況地形システム化対策（底質汚濁対策）のメニューとして候補ともに流入負荷の増加とともに生産量が増加に挙げられ，また実地にも適用されてきた対策

し，同じ負荷量での両システムの差も顕著ではであるが，その効果は短期的で永続しない，ななかった（図３参照）。

どの批判も一方で受けてきた。しかしながら，

このことは，湾域全体での物質循環や豊かさを実現するためには干潟・浅海域の底生系の役

豊かさの実現に向けた効果を考えると，両者の意義はかなり異なると思われる。

割が極めて重要である事を示唆している。また，

覆砂は（ほとんどの）生物生息に有利な砂質

干潟・浅海域が損なわれた系では，負荷量があ土を用いることから，直接に生物生息場作りにる臨界値を超えて増大する範囲では，負荷量の寄与している。一方で，浚渫は汚濁物質の除去

10

中村（2014）に主眼がおかれており，水質や底質改善の（短安全性を確認しつつ，海域に利用する技術開発期的な）目標達成のための施策である。浚渫にが望まれる。

よって粘土地盤がむき出しの状態となる現場もあり，内部負荷削減や底泥による酸素消費削

７．今後の指標や評価の在り方

減対策としてはそれなりに意味があっても，生従来までは，水質基準の達成こそが内湾環境

物生息場の拡大にはつながらないことが多い。

管理の目標であり，干潟の造成などもそのため底生生物の増加が見られないとすると，生物作の対策メニューの一つとして位置づけられ，干用による浄化作用があまり期待できないため，

潟の COD や窒素・リン浄化力を原単位で表現

富栄養化した海域での効果（酸素消費速度の低する工夫などもなされてきた。確かに干潟や浅減，栄養塩類や COD 溶出速度の低減）の持続

場は生物活動を通した浄化力に優れ，その寄与

性も覆砂に劣るとみてよい。対策コストが高価は大きいと考えられる。しかしながら，生物生であることを加味すれば，富栄養化対策として息場の確保や造成が効果を挙げるためには一の浚渫は原則として停止するべき時期にある。

定の栄養の供給が前提であり，従来のやり方は一方で覆砂の効果を見てみると，海域での実

いささか主客転倒した議論をしてきた様に思証試験でも，覆砂域では１０年以上の長期にわわれる。今後の内湾環境管理の目標像としては，たって効果が持続している例が多数報告され多様で豊かな生物生産をあげるべきであり，そている（堀江ほか，1996；福岡市港湾局，2004）。

のための手段として干潟・浅場の修復を位置づ

特に生物生息場作りには有効であり，今後も必けること，さらにはそれを通した底生系の回復

要な対策メニューとして残すべきである。モデと浮遊系との物質循環の円滑さの復活を図る

ル解析の結果から，岸辺から比較的浅い部分まことは，本来の干潟・浅場の生物生息場としてでの海底地形の復元と，それをベースにした底の中心的な機能に主眼を置くものであり，より生系と水中の系（浮遊系）の相互作用の復活が合理的であるといえる。

どれくらいできるかが，生態系復活の鍵になる

今後，これらの岸辺に近い部分の対策努力がと考えられる。そのため，覆砂対策を施す海域

報われるような指標化も必要となる。例えば，としては，貧酸素の影響が少なく，かつ光の透湾域全体での施策効果を表す指標として例え過も期待できる浅い沿岸部での覆砂を優先す

ば貧酸素水塊の面積や体積を選んだ場合には，べきである。これらの努力は相互補完的に機能広範な，湾中央部の貧酸素化した海域が対象とし合い，生態系回復のヒステリシスの幅を狭め，なるために，環境施策の効果が過小に評価され応答時間を速やかにすることにも寄与するとる恐れがある。貧酸素水塊の形成がその時々の期待できる。

気象や海象の影響に敏感であり，効果が抽出さ覆砂では，干潟等の生物生息場作りと共に，れにくいと言う問題もある。生物生産としては，場の造成に必要な砂質またはそれに替わる代

沖合よりもむしろ浅い海域での酸素環境の変替材料の確保が重要である。将来的には陸から化の方が重要であるため，そのような浅海域での無理のない土砂供給を促す仕組みが必要との酸素環境改善効果を検討する方がより直接なる。但し，このような流域土砂総合管理に基的であり，合理的であるといえる。

づく土砂の十分な供給の回復には時間がかか生物生息の程度を間接的に表現する指標とるものと思われる。さしあたって，短期的には，して，まず生物生息が可能な場所としての浅場

浚渫土砂やリサイクル材料等，砂の代替材料のの面積が考えられる。定量的な議論が可能なよ開発が重要である。これらの候補となる材料のうに浅場を定義する一つの方法としては，例え11

東京湾再生の方向性とそれを支える科学技術

ば光環境の尺度としての透明度を利用するこ

16 年度大阪湾の環境改善方策（海域）検とが考えられる。透明度の約 2 倍の水深までの討会報告書，.

浅海域は光合成による生産が呼吸による消費今後の閉鎖性海域対策に関する懇談会，を上回る水深とされており，その様な「浅場」2007：今後の閉鎖性海域対策を検討する

は高次の生物活動を保証する好適な酸素環境上での論点整理.

が維持できる尺度である。このように浅場を定

中村由行，2006：沿岸海域の環境修復の成果

義すれば，干潟・浅場の造成による直接的な浅と課題，安全工学，Vol.45，pp.432-438.

場の増加や，様々な環境施策の効果を，透明度

中村由行，2009：海の再生の目標像と目標達の増加を通した浅場の増加効果として表現す

成のための技術，海洋調査協会報，97 号，ることが可能となる。現在，水質管理上有用な

pp.8-15.

水質項目として，底層 DO と並んで透明度が検Okada, M. and Peterson, S. A., Water, 2000:

討されているが，以上のような尺度を用いれば，

pollution

control

測定された透明度の有効活用にもつながる。

management: the Japanese experience,

本稿では，以上のように，沿岸海域の再生のGyosei.Scheffer, M., Carpenter, S., Foley,

目標像やそのための指標について焦点を絞っ

J. A., Folke, C., and Walker, B., 2001:て記述した。そのため，より具体的な個々の対Catastrophic

策要素技術については述べることは出来なか

Nature, Vol.413, 591-596.

shiftspolicyinandecosystems,

った。要素技術に関心のある方は関連の文献を

相馬明郎・関口泰之・桑江朝比呂・中村由行，参照頂きたい（中村，2006）。なお，本稿は著

2008：東京湾の底生系における酸素消費者の過去の著作（中村，2009）をもとに，修メカニズム－内湾複合生態系モデルの解正を加えたものであることをお断りしておく。

析 － ， 海 岸 工 学 論 文 集 ， Vol.55 ，pp.1206-1212.

参考文献
中央環境審議会，2005：第６次水質総量規制の在り方について（答申）.

Sohma, A., Sekiguchi, Y., Kuwae, T., andNakamura, Y., 2008: A benthic-pelagic
coupled ecosystem model to estimate

福岡市港湾局，2004：エコパークゾーン香椎

the hypoxic estuary including tidal flats

地区（御島）シーブルー事業効果把握調査–Model description and validation of

報告書.

seasonal/daily

堀江毅・井上聰史・村上和男・細川恭史，1996：

dynamics,

EcologicalModelling, Vol.215, pp.10-39.

三河湾での覆砂による底質浄化の環境に

東京湾再生推進会議事務局ホームページ，

及ぼす効果の現地実験，土木学会論文集，

http://www1.kaiho.mlit.go.jp/KANKYO/SAI

No.533/Ⅱ-34，pp.225-235.
国土交通省近畿地方整備局ほか，2005：平成

SEI/council/council_index.htm.

東京湾の漁業と環境

第５号，13 － 21（2014）

東京湾の底泥の平面分布等について
Spatial Distribution of Sediment in Tokyo Bay
岡田知也
Tomonari OKADA
国土交通省

国土技術政策総合研究所

沿岸海洋・防災研究部〒 239-0826

神奈川県横須賀市長瀬 3-1-1

海洋環境研究室

E-mail: okada-t92y2@ysk.nilim.go.jp
Marine Environment Division, Coastal, Marine and Disaster Prevention Department, National Institute forLand and Infrastructure Management, 3-1-1 Nagase, Yokosuka, 239-0826 Japan

１．はじめに紹介したい画像は，1970 年の千葉県浦安市沿岸におけるハゼ釣りの様子である（図 1）．そこでは，多くの人々がハゼ釣りを楽しんでいる．
護岸には隙間が無い程，人が並んでおり，護岸
下の干出した所に降りて釣っている人もいる．
また，たくさんの釣り人を乗せた釣り船が，数多く出ている．これだけ釣り人がいるというこ

図1とは，きっと多くのハゼがいたに違いない．しかし，水は綺麗には見えない．干出部にはゴミ

1970 年 の 千 葉 県 浦 安 市 沿 岸 の ハ ゼ 釣 り の様 子．（NHK， ク リ エ イ テ ィ ブ・ ラ イ ブ ラ
リ ー；http://www.nhk.or.jp/creative/material/a2/
D0002080093_00000.html）．

が溜まっている．この時期はまだ総量規制が導（図 2）．でも，ハゼはいた．なぜ？
画像を見ると自然なようで，今の東京湾沿岸

COD（トン/日）

入される前であり，流入負荷量はピークに近い

総量規制

では不自然な光景がある．それは，人が護岸下の干出部に立っていることである．今だったら，きっと足がもぐるに違いない．なぜなら，底泥

1920

1930

図2

1940

1950

1960

1970

1980

1990

2000

東京湾に流入する負荷量の変遷がヘドロだからである．すると，「この当時の底
泥は，ヘドロではなかったのではないか？」とたいたのではと推測している．水質は富栄養状推測できる．

態，底泥は健全な状態である．このような状態

図 2 に示した流入負荷等の情報に基づくと，では，この富栄養状態の水質に耐えられる少な

1940 年頃は流入負荷が底泥に蓄積することが無い種が大量に生息すると考えられる．画像でみい程度の適当な流入負荷であり，水質も底質もたハゼ釣りの様子は，まさにこの状態だと考え

健全で，多種の生物が適度に生息していたと推られる．

測している（図 3）．1970 年頃は，多量の流入負

しかし，このような状態は，持続性はない．

荷により，海域はあたかも養殖場のようになっ

底泥はやがて悪化し，生物生息場としての状況14

岡田（2014）

図3

1960-70
少ない種
大量

1970-80

現在

流入負荷の削減

少ない種
少量

少ない種
極少量

水質悪化の程度

-1940
多種
適度な量

1970年代流入負荷の変化に伴う生息環境の変化のイメー
ジ
栄養塩負荷量図4は劣化し，大量に生息していた生物の量は減少

負荷量と水質悪化の関係における履歴現象すると考えられる．現在は，総量規制等の様々な環境改善の効果によって，水質は徐々に改善

自然再生事業は色々している．しかし赤潮，青されてきた．流入負荷量は 1960 年代レベルになっ潮は一向に改善しない．事業の効果は本当にあているが，水質は 1960 年代レベルには達しているのか？」である．

ない．また，生物の状況は回復していない．これは，おそらく底質がまだ回復していないから

２．東京湾の底質分布と考えられる．
底泥には有機物や栄養塩が蓄積する．この効

東京湾にはそのような底泥がどのくらい存在

果のために，栄養塩の増加による水質悪化の勾するのだろうか？音響底質識別装置と採泥デー

配と，栄養塩の規制による水質改善の勾配は異タを用いて作成した東京湾内の含水比の分布をなると考えられている．磯部らは，このことを

図 5 に示す（岡田，古川，2005）．また，音響底

負荷量と水質悪化の関係におけるヒステリス（履質識別装置の調査軌跡と採泥地点（268 地点）の歴現象）と呼んでいる（図 4）．この勾配の違い

位置を図 6（a），（b）にそれぞれ示す．

による差が，我々の感覚的なギャップに相当す

COD と含水比の関係では（図 7(b)），含水比る．そのギャップとは「流入負荷削減はしている．

が 250 以上の底泥は COD が 30 mg/g であり，過栄養域となる．この含水比が 250 以上の底泥の東京湾内での領域は，湾奥の大部分である．水深が 10 m 以浅の沿岸域では含水比が 250 よりも小さい領域があるが，水深が 10 m よりも深いよ35.6

うな領域は 250 以上である．
35.5

図 5 のその他の関係で示されるように，含水

400
350
35.4

300
Tokyo
Chiba

250
35.3

35.6

35.6

35.5

35.5

200

KawasakiIchihara

Yokohama

150
35.2

Sodegaura
35.4

35.4

35.3

35.3

35.2

35.2

100
50
0

35.1
139.5 139.55 139.6 139.65 139.7 139.75 139.8 139.85 139.9 139.95

図5

Yokosuka

140

140.05 140.1

音響識別装置および採泥データを用いて作成した含水比の分布

35.1

35.1

139.5 139.55 139.6 139.65 139.7 139.75 139.8 139.85 139.9 139.95

140140.05 140.1

139.5 139.55 139.6 139.65 139.7 139.75 139.8 139.85 139.9 139.95

140140.05 140.1

図 6 （a）音響識別装置の調査軌跡，（b）採泥地点

15

東京湾の底泥の平面分布等について

840

TOC (mg g-1)

12

40

20

0
0

200
400
Moisture content

600

Sulfide (mgS g-1)

2
1
0

10

200
400
Moisture content

600

(e)

0.8
0.6
0.4
0.2

600

0

200
400
Moisture content

0

600

200
400
Moisture content

(c)

600

(d)

ln(Y) = 1.47 ln(X) - 8.51
R2 = 0.82

1

0.1

0.01
0

20

1

10

3

Y = 0.0015 X + 0.34
R2 = 0.71

1

30

(b)

Y = 0.0092 X + 0.33
R2 = 0.91

4

200
400
Moisture content

D50 (mm)51.2

Y = 0.075 X + 1.12
R2 = 0.93

0
0

(a)

T-N (mg g-1 )40

Y = 0.13 X - 0.72
R2 = 0.96

T-P (mg g-1)

60

Y = 3.63 ln(X) - 10.6
R2 = 0.94

COD (mg g-1)

Ignition loss (%)16ln(Y) = -1.78 * ln(X) + 4.85
R2 = 0.829

0.1

0.01

0.001

10

100
Moisture content

1000

10

100
Moisture content

(f)

1000

(g)

含水比と各底質指標の関係 (a) 強熱減量（%），(b) COD（mg/g），(c) TOC（mg/g），(d) T-P（mg/g），(e)T-N（mg/g），(f) 硫化物（mgS/g），(g) 中央粒径（mm）

図7

400
35.52

350
G

E

F
35.6

B

A

300

35.5

C

250

D
35.48

35.5

200
150
100

140.1

140.0

139.9

139.8

139.7

35.46
35.4

35.44

50
139.64

図8

Stn.C における硫化物濃度（2010 年 8 月 17 日）

139.66

図9139.68139.7

139.72139.74139.76139.780京浜運河内の含水比の分布

比は他の底質指標（強熱減量，TOC，TP，TN，可能になった．底泥直上に無酸素層が 2 m 程度

硫化物，中央粒径）とも関係が強い．これらの形成されると，硫化物濃度が 2 - 4 mg/l（浚渫窪地関係から，次のようなことが言える．富栄養化

内濃度の 1/10）の層が 2 m 程度形成されることが進行した底泥は，ドロドロして，有機物量がが観測されている（図 8）（岡田ら，2011）．

高く，栄養塩が多い．富栄養化が進行していな

一方で，水深が 10 m 程度の沿岸に近い水域のい底泥は，ザラザラしていて，有機物量が少なく，底泥を詳細に見てみると，全域が含水比が 250

栄養塩が少ない．

以上のヘドロではない（図 9）．含水比が 100-200

また，この含水比が高い底泥の分布と貧酸素
水塊の分布は比較的良く一致する．さらに，こ程度の砂混じりのシルトで，生物生息場となる場所が点在することが判る．

の貧酸素水塊の発生域では，DO 濃度が 0 の状態，
無酸素状態にしばしばなり，青潮の要因となる

３．環境を改善するにあたっての考え方

硫化物が溶出する．近年の観測機器の発達により，海水中の硫化物濃度を直接測定することがこの様な底泥分布の状況に対して，環境を向16

岡田（2014）

水深（m）

東京湾
00
5-5
10-10
15-15
20-20
25-25 1

東京西航路

芝浦運河

20
30

塩分
2

0
5-5
10-10
15-15
20-20
25-25 1

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

13

14

15

16

17

18

19

水深（m）

0

図 10

写真 1

3
3

DO濃度（mg/l）
2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

15

16

17

18

19

東京港および芝浦運河内の塩分および DO 濃度の断面分布

運河内の砂溜まり上させるためには何をすれば良いだろうか？湾
内のヘドロに対して，もし全域を 1，2 年で覆砂することが可能ならば，非常に大きな効果を短期的に得ることが可能であろう．しかし，覆砂
材料やコストの面から実現が困難な考えである．
湾広域の底質の改善には，10 年 -50 年の長期的（a）

かつ地道な対策が必要だと考える．
しかし，だからと言って，長期的な対策だけ
では，成果が目に見えず，環境に関する関心が0-3 mの
水深帯

薄らいでしまう．現状の条件において，短期的な効果が得られるような対策も必要である．そこで提案するのが，次の 2 つの考え方，「港湾域・運河域の砂溜まりおよび浅場の積極的活用」と（b）「底泥の時間的なゾーニング」である．
図 11

詳細地形調査の結果．（a）水深コンター図，（b）
0 - 3 m に色付けした図．

３．
１ 運河内の砂溜まり・浅場
運河内の砂溜まりとは，写真 1 に示すようにことから，運河内の生物生息に適した環境は水護岸沿いに溜まった砂のことである．この砂溜

深 3 m よりも浅いところであると考えられる．

まりが生物生息場として機能しているかを確認

この砂溜まりのような場所や水深 3 m よりもする目的で，京浜運河内の砂溜まりの生物に関浅い場所は，運河内にどの程度存在するのだろする簡易調査を実施したところ，アサリが 20-30

うか？それを調べるために，レーザ測量機と音個 /（22 cm × 22 cm）の地点が幾つかあった（佐響測深機を用いて，潮間帯を含んだ運河内の藤ら，2006）．

地形測量を東京港内で実施した（岡田，古川，また，運河内の DO 濃度の分布は，表層 3 m 付

2011）
．

近まで，貧酸素水塊となっていることが多い（図計算対象範囲において，0 - 3 m の水深帯は 16%10）（岡田ら，2010）．この要因は，運河内には，だった（図 11）
．この 16% の浅場をどのように

河川や下水からの淡水流入が多いため，表層 3 m

使うかが，今後我々が知恵を絞らなければなら付近に強い塩分成層ができるためである．このないポイントになってくると考える．

17

東京湾

京浜島

3

1

京浜運河

東京湾の底泥の平面分布等について

ふるさとの
浜辺公園

昭和島

図 12

Depth (m)0マハゼの生活史

-5

-10
35.6

0

Depth (m)35.595

1

35.59

2

ふるさとの
浜辺公園
35.58

35.575

8

7
9

4

5

26

6
11

35.57

28

昭和島

24

京浜島

31

14
23

34

15

22

16

35.565

4

5

6

0

7

8

0

18

10月
1

2

3

4

5

6

7

8

7

8

Depth (m)

羽田空港

20

35.55

2

3

4

5

6

図 13

10

12月
1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

139.79139.785

139.78139.775

139.77139.765

139.76139.755

139.75

9

3

-5

-10
139.745139.74

35.54

10

11月
1

21

35.54593

1935.555

10

-5

-10

32

9

3

33

17

35.56

3

30

29

25

10 12
13

東京湾

27

3

2

-5

-10

Depth (m)35.5859月
1

ふるさと浜辺公園から東京港にかけての DO 濃
度の調査ライン

図 14

ふるさと浜辺公園から東京港にかけての DO 濃度の断面分布極一部となった．
３．
２ 底泥の時間的なゾーニング

この貧酸素水塊の変動と，マハゼの生活史を

底泥の時間的なゾーニング（時間をゾーニン

並べてみると，マハゼが産卵場に向けて移動す

グとは変な言葉であるが）には，生物の生活史

る 11 月以降の貧酸素水塊はせめて解消したい．

の理解が重要となる．例えば，1 年魚のマハゼ

しかし，逆の考えでは，9 月，10 月の貧酸素はは春に孵化し，夏に浅場で稚子魚時代を過ごし，許容できることとなる．

秋に成長して水深 3 - 5 m の水域に移動して，冬これから，底質環境改善の目標を，貧酸素水に産卵場の水深 10 m 程度の水域に移動する（図塊が 1 年中発生しないようなレベルとせず，1112）．

月以降に貧酸素水塊が発生しないようなレベル

ふるさとの浜辺公園から東京港に掛けて（図とするという設定の仕方もあると考える．貧酸13）の DO 濃度の断面分布の 9 月から 12 月の変

素水塊が 1 年中発生しないレベルの改善は，達化を図 14 に示す（岡田，2011）．9 月には 1 mg/

成が非常に困難であるが，貧酸素水塊が 11 月以

l 以下の無酸素に近い貧酸素水塊がふるさとの浜降に発生しないレベルだったらより現実的にな辺公園から東京港まで分布していた．10 月およ

る．このような時間的なゾーニングの考え方にび 11 月には，無酸素水塊ではないが，3 mg/l 以

より，環境改善事業の実現性のハードルは下が下の貧酸素水塊がふるさとの浜辺公園から東京ると考えている．

港まで分布していた．12 月になる貧酸素水塊は

18

岡田（2014）ができる．短所は，出力値が分析値ではなく推定値であることである．それに対して，近年，底泥の粒度分布がレーザ回折 / 散乱式粒度分布測35.6定装置を用いることによって，多くのサンプルを短時間で分析することが可能になった（約 1035.5

分 / 検体）（岡田ら，2009a，岡田ら，2009b）．また，試料の量も，小さじ 1 杯で十分であり，採35.4

泥労力も非常に小さい．その結果，多地点の採泥が可能になり，比較的に空間解像度が高いデー

35.3

タが取得できるようになった．この値は物性値（分析値）であり，音響測深機のデータと較べて35.2

優位点がある．
139.7

139.8

図 15

139.9

140

140.1

採泥地点

４．底泥分布図の作図について

東京湾において，図 15 に示す 449 地点で採泥を実施した（岡田，2013）．東京湾沿岸で 112 地点，
東京港で 151 地点，川崎周辺で 164 地点，湾内で 21 地点である．

４．
１ 粒度分布を用いた底泥分布図

多数の粒度分布データはエントロピー法を用

音響装置を用いると，図 5 および図 9 で示し

いてグループ化した．この手法は，粒度分布のたように空間解像度が高い分布を作成すること

分布形状をエントロピー量を用いて解析し，多図 16グループ化された粒度分布．g はエントロピー法でグループ化されたグループの区分であり，G はそらをまとめたグループの区分を示す．縦線は中央粒径，n はグループ内のデータ数，各バーの縦線は±標準偏差を示す．

19

東京湾の底泥の平面分布等について

隅田川

荒川

芝浦運河

35.65

江戸川

京浜運河
（東京都側）

35.6

東京港

平和島
昭和島

35.55

多摩川
鶴見川
35.5

京浜運河
（神奈川県側）

35.45

35.4

139.65

図 17

139.7

139.75139.8

139.85139.9

139.95140140.05140.1

4 つにグループ化された底泥の平面分布．■：G1，▼：G2，▲：G3，◆：G4数の粒度分布を最適なグループに分割する手法

元素（F）から重元素（U）まで測定可能である．

である．グループ化において粒度分布の全体形

分析は 63 mm 以下のシルト分と 63 mm 以上の砂状を直接使うため，統計値を使った解析と較べ分に対して行った．化学組成のグループ化には，て粒度分布が持つ情報量の損失が小さい利点がk-means 法を用いた．

ある．
449 地点のデータを，エントロピー法を用いて4 つのグループに分けた．これら 4 つのグループの分布を図 17 に示す．

(1) シルト成分
全ての地点を化学組成の分布に基づいて 8 つのグループに分けた．

G1 は港や運河から湾中央部まで広範囲に分布

隅田川河口，荒川河口，江戸川河口，東京港していた．この G1 のグループが東京湾において

および京浜運河（東京都側）の平和島までは，

最も卓越した粒度分布のグループだった．

．これから，
同じグループ cs1 だった（図 18 (a)）

G2 および G3 は，運河および河口に点在してい

東京港および京浜運河（東京側）の平和島までた．特に G3 は芝浦運河周辺および鶴見川河口付の範囲のシルト・粘土は，隅田川，荒川および

近に集中していた．G4 も運河および河口等に点江戸川由来のシルト・粘土の影響を強く受けて在していた．荒川河口，江戸川河口，昭和島周いると推測される．

辺に集中していた．

多摩川に関しては，多摩川からのシルト・粘土の一部は，海老取川を通じて昭和島の方へ北４．
２ 化学組成を用いた底泥分布図

上していると考えられる（図 18 (b)）．南側に関このように底泥の分布が判ると，その由来がしては，多摩運河が主要な経路になっているこ

知りたくなる．そこで，化学組成を用いた底泥と，京浜運河（神奈川県側）内の広域にかけての由来の推定を試みた．

強い影響を与えていないこと，また，一度多摩

化学組成分析には，波長分散型蛍光 X 線装置

川河口から東京湾へ流出したシルト・粘土は，（Supermini，Rigaku 製）を用いた．本装置は，軽川崎航路を通じて京浜運河内にあまり流入して20

岡田（2014）
隅田川

荒川

芝浦運河

35.65

隅田川
江戸川

京浜運河
（東京都側）

35.6

35.65

浦安

35.6

東京港

平和島
海老取川
多摩川
多摩運河
鶴見川

35.55

羽田空港

大師運河

35.5
扇島

東京港

平和島
海老取川
多摩川
多摩運河
鶴見川

35.45
35.4

35.35

35.35

35.3
139.65 139.7 139.75 139.8 139.85 139.9 139.95

隅田川

荒川

140

140.05 140.1

35.3
139.65 139.7 139.75 139.8 139.85 139.9 139.95

140140.05 140.1にシルト・粘土よりも広範囲に扇島まで強い影
江戸川

京浜運河
（東京都側）

35.6

幕張

響を与えていると考えられる．これは，シルト・

浦安

粘土とは異なり，京浜運河（神奈川県側）の内

東京港

平和島
昭和島
海老取川
多摩川
多摩運河
鶴見川

が到達できないため，相対的に多摩川の影響が大師運河強くなっているものと考えられる．

扇島

35.45

部までは，隅田川，荒川および江戸川からの砂

羽田空港

35.5

川崎航路

大黒

京浜運河
（神奈川県側）

35.4

５．まとめ

鶴見航路

35.35
35.3
139.65

図 19

川崎航路

大黒

（a）
（b）
化学組成によって 8 つにグループ化された底泥のシルト成分の平面分布のうち 2 つのグループ．（a）Cs1，（b）Cs2．

芝浦運河

35.55

大師運河

京浜運河
（神奈川県側）

35.4

35.65

羽田空港

扇島

京浜運河
（神奈川県側）

図 18

幕張

浦安

35.5

川崎航路

大黒

35.45

江戸川

京浜運河
（東京都側）

昭和島

昭和島

35.55

荒川

芝浦運河

幕張

底泥は，やっかいである．富栄養化の要因で
139.7

139.75139.8 139.85

139.9 139.95

140140.05140.1

化学組成によって 4 つにグループ化された底泥の砂成分の平面分布のうち 1 つのグループ．

もあるし，有害化学物質や放射能を溜めこんだりもする．でも，大切なパートナーでもある．
生物生息場でもあるし，様々な情報を我々にもたらしてくれる．こんな底泥とうまく付き合っいないことが推察される．

ていくことが，内湾域の自然再生のためには重要であると考えている．

（２）砂成分
砂成分に対しては，化学組成を用いて，4 つにグループ化した．

参考文献

多摩川周辺に対して，明瞭な分布が得られた．

岡田知也・古川恵太，2005：音響底質識別装置（図 19 ），
C2 は多摩川周辺に集中していたことからを用いた東京湾沿岸域の底質分布図の作成，

多摩川由来の砂の影響が強いと推測できる．こ海洋開論文集，21，749 -754．

の多摩川からの砂は，北側には，シルト・粘土

岡田知也・グェン ティー モンチン・古川恵太，と同様に，海老取川と通じて，昭和島周辺に強2009a：底泥の化学組成および粒度分布を用

い影響を与えていると考えられる．一方，南側

いた底泥輸送の推定 - 京浜運河への適用事例には，多摩川からの砂は，京浜運河（神奈川県側）-，海岸工学論文集，56，976-980．

東京湾の底泥の平面分布等について

21

岡田知也・グェン ティー モンチン，古川恵太，

岡田知也・吉田潤・古川恵太，2011：現場型硫化2009b：粒度分布形状に基づいた底泥分布図

物センサーを用いた硫化物の鉛直分布の測の提案 －東京湾を例として－，海洋開発

定およびその分布の特徴，海洋開発論文集，

論文集，25，401-406．

27．

岡田知也・古川恵太，2010：運河部の貧酸素水

岡田知也，2013：粒度分布および化学組成から塊に及ぼす内湾部の貧酸素水塊の影響，海みた東京湾の底泥分布，国総研資料，715，

洋開発論文集，2 6 ，663-668．

16p．

岡田知也，2011：生物生息場の視点からみた運

佐藤千鶴・古川恵太・岡田知也，2006：京浜運河域の底泥環境およびその底泥の輸送に関河における底生生物からみた自然再生の可する新たな解析技術，（社）底質浄化協会，

能性，海洋開発論文集，22，211-216．

HEDORO，110．

Forrest, J., Clark, N.R., 1989. Characterizing grain size

岡田知也・古川恵太，2011：水際の環境情報の可distribution: evaluation of a new approach using

視化に向けた水際線環境閲覧システムの開a multivariate extension of entropy analysis.

発，
日本沿岸域学会「研究討論会」( 第 24 回 )．

Sedimentology 36, 711-722.

23
2012 年の貧酸素水塊の状況および定点における底泥性状の変化

大畑 聡・長谷川健一・梶山 誠（千葉水総研セ）

東京湾の底泥表面は，海底上に溶存酸素濃度蓄積された状態を表す指標（-200mV 程度）より（DO）が極度に少ない海水が分布する状況下で低くなることはなかった。底生生物は，青潮のも，細菌類により酸素が消費されるため，無酸前にはアサリ，バカガイ，ホンビノスや多毛類，素な還元状態になりやすい。しかし，還元状態

カニ類が採集されたが，青潮の後にはホンビノの強弱の季節変化や生物の生息状況との関係

スと多毛類のみであった。

については不明な部分が多い。そこで，2012 年

水深 10m 検見川沖の定点で週 1 回の頻度で調

4～12 月に水深 5m,10m および 10m より深い地点査を実施した。底泥はシルトであった。底層にで泥表面の酸化還元電位（ORP）の季節変化を

貧酸素水塊が見られる夏～秋には，泥表面の追跡し，同時に実施した生物の採集状況との関

ORP は-200mV 以下を示し硫酸還元状態になって係を調べた。また，底泥の還元状態の強弱は海いた。また，この期間中に生物は採集されなか底上に分布する海水の DO とも関わるので，2012った。貧酸素水塊が解消されている冬～春は，年の貧酸素水塊の出現状況も解析した。

ORP はプラスを示すこともあり硫酸還元状態は2012 年の貧酸素水塊の特徴 2012 年の 8 月～9解消されていた。しかし，この時期でも採集さ月中旬は弱い南風が吹き続け，大きな時化がなれた生物は多毛類やシズクガイなどであり，採かった。このため，底層の貧酸素水塊は，この集された種は限られていた。

期間中に縮小することなく，規模の大きさを維水深 10m より深い地点 浦安，蘇我，袖ヶ浦沖

持し続けた。9 月 21 日からは北風が吹き始め，の定点で隔月ごとに調査をおこなった。底質は同月 23 日～10 月 1 日に湾奥で青潮が発生した。

いずれもシルトであった。泥表面の ORP は，春

この青潮は規模が非常に大きく，発生海域は浦～秋は-200ｍV 以下の硫酸還元状態を示した。

安と養老川河口を結ぶ線以北の全域で，発生期

生物は夏～秋には採集がなかった。また，貧酸

間は 8 日間に達した。青潮の規模から，青潮発

素水塊が見られない冬～春も，採集された生物

生の直前に海水中には大量の硫化水素が存在はシズクガイのみであった。

し，これは底泥から溶出したものが，海況が穏底泥性状の変化（まとめ） 水深 10m およびそやかであった 9 月中旬までの間に海水中に蓄積れ以深の底泥表面は，ORP の季節変化から，夏され続けたものと考えられた。一方，青潮で貧～秋は継続して硫化水素が蓄積し，冬には蓄積

酸素水塊が表層へ放出され，さらに 9 月 30 日

していないと考えられた。また，夏～秋は無生に通過した台風で強く攪拌されると，貧酸素水

物状態であり，貧酸素水塊が解消する冬でも，塊はその規模を急速に縮小させ，ほとんどの海

貧酸素耐性に強いシズクガイや多毛類のみが域で 10 月中に貧酸素水塊が解消した。

生息していた。一方，水深 5m は，ORP の変化か定点における底泥性状の変化

ら泥表面に硫化水素が蓄積されることはなく，

水深 5m 浦安沖の定点で 2012 年 4～12 月に週

青潮で DO が極度に低下しなければ，アサリ，

1 回の頻度で調査を実施した。底泥は砂質で，バカガイ等は生息が可能であると考えられた。

泥表面の ORP は，青潮の直前でも，硫化水素が東京湾の漁業と環境 第５号，25－27（2014）

東京湾奥の浅場に着底した二枚貝や甲殻類の生息状況
小泉正行

Survivability of Bivalves and Crustacean on coastal shallows in the inner Tokyo Bay
Masayuki KOIZUMI
東京都島しょ農林水産総合センター 105-0022 東京都港区海岸 2-7-104
Masayuki_1_Koizumi@member.metro.tokyo.jp
Tokyo Metropolitan Island Area Research and Development Center of Agriculture ,Forestry and
Fisheries,2-7-104Kaigan,Minato-ku,Tokyo 105-0022，Japan
はじめに
東京湾奥の浅場では，夏秋期の貧酸素化や出水時の河口攪乱により，二枚貝などの底生生物の生息環境が極端に悪化する（小泉 2010，
小泉 2011）。このため，浅場に着底した有用

若洲海浜公園沖

二枚貝を活用できないばかりか，魚類などの餌料環境の悪化をきたしている。東京湾奥の再生の一歩は，河口干潟や浅場が健全である
ことが重要で，その対策を検討するに当たり，当該水域の現状と問題点を関係機関や流域住民と共有することが大切である。
そこで，
2012

図１

調査場所と小型地曳網

年度の本研究会（第 4 回シンポジウム）で報

地曳網（網口 3ｍ，側長 7ｍ，網丈 70cm，目

種名
月日1月25日 2月15日 3月5日 4月15日 5月14日
アサリ
3
2
アカガイ
サルボウ
12
ホンビノスガイ
44
カガミガイtype
1
1
4
マテガイ
1
チヨノハナガイ
26
299
22
シズクガイ
5
8
170
903
1,480
ウスカラシオツガイ
8
ムラサキイガイ1
ヒメシラトリガイtype
1
ケシトリガイ1
62
43
22
キヌマトイガイtype
イッカククモガニ
5
2
32
56
２０１１年
種名
月日1月20日 2月23日 3月28日 4月20日 5月17日
アサリ
アカガイ
サルボウ
ホンビノスガイ
1
カガミガイtype
マテガイ
2
チヨノハナガイ
6
62
1
399
95
シズクガイ
9
97
16
6
33
ウスカラシオツガイ
ムラサキイガイヒメシラトリガイtype
ケシトリガイ
520
1421
キヌマトイガイtype
イッカックモガニ
5

合 1.25 ㎜）を 30ｍ曳網して標本を採集した鏡下で行い，生死判別は殻の縁辺部を割って

個体数

（図１）
。
二枚貝の分類と殻長測定は実体顕微

図２

イッカククモガニ

6月10日
247
1
1
1

7月26日
1,250
1
1
38

8月9日
1,653
12
238
713
12
1
220
8,373
4

229
4,587

295
3,446

2
14
452

1
923

7
159

70

25

117

6月16日

7月14日

8月10日
38

1
1

5
9

590
826

1
204
2

2,534
574

9月8日
7
188
348
9

10月7日 11月24日 12月20日
4
1
1,971
2,350
51
2
9

3

16

3

9月13日 10月12日 11月10日

12月8日

1
19

2
3

た。なお，生死判別は原則 100 個体行った。

6,000

1

3,000

2011年6月

2011年5月

2011年4月

2011年3月

2011年2月

2011年1月

2010年12月

2010年11月

2010年9月

2010年10月

2010年8月

2010年7月

2010年6月

2010年5月

2010年4月

0
2010年3月に示した。10 月に出現量が相対的に多かった

2010年2月

2,000
1,000

スカラシオツガイの 3 種を除けば，概ね春期

314

二枚貝と甲殻類の出現一覧

5,000と甲殻類１種の月別・出現状況を図２，図３
2010 年のサルボウガイ，ホンビノスガイ，ウ

1,145
159

アサリ
アカガイ
サルボウ
ホンビノスガイ
カガミガイtype
マテガイ
チヨノハナガイ
シズクガイ
ウスカラシオツガイ
ムラサキイガイヒメシラトリガイtype
ケシトリガイ
キヌマトイガイtype
イッカククモガニ

2010年1月

2010 年から 2011 年における二枚貝 13 種

1

200
8

5

4,000

調査結果の概要

7
9
1

5

4

8,000
7,000

6

32

9,000

軟体部を確認する方法や，一部染色法を用い

1
1

2011年12月

年１月から 2011 年 12 月まで毎月 1 回，小型

シズクガイ

2011年11月

若洲海浜公園沖の水深約 5ｍ地点で 2010

マテガイ

注：各年の最下段は、甲殻類のイッカククモガニ

2011年9月

調査方法

ホンビノスガイ

2011年8月たので報告する。

サルボウガイとアカガイ
サルボウガイとアカガイ

若洲海浜公園沖の底生生物

2011年10月

消長に関して，さらにデータを加えて検討しアサリ
一目盛は１ミリ

２０１０年

2011年7月

告してきた若洲海浜公園沖における二枚貝の図３ 二枚貝と甲殻類の出現量の推移

小泉（2014）

26以降に増加，8 月を中心とした夏期にピーク

おわりにに達し，その翌月にはほぼ消滅する傾向がみ

下茂繁ほか（2004）は，有機懸濁物が多い

られた。なお，当該水域は泥分率が 80％前後

湾奥では，夏期を中心とした躍層の形成によ（小泉 2013）と高く，汚濁にやや強いシズクって，底層が貧酸素化し，貧酸素下で増殖す

ガイとチヨノハナガイの 2 種が優占するもの

る嫌気性細菌の硫酸還元菌が硫化水素の発生の，成層化が著しい夏秋期の底質環境が激にかかわることを報告している。前述した二変・悪化することをあらわしている。次に，枚貝がリセットされるパターンは，富栄養化

着底した二枚貝の成長や生残状況を把握するが著しい東京湾奥で常態的にみられる貧酸素ために，出現量が多かった 2010 年のシズク

水塊と，これに伴う硫化水素が繰り返し発生

ガイ，有用種であるアサリとサルボウガイ 3

していることの影響と考えられ，当該水域の種の出現盛期における殻長組成を図 3 に示し再生への道のりは本腰をいれないと前進は容た。アサリは着底した個体の成長が汲み取れ易でない。

るが，他の 2 種は殻長３，４㎜程度のサイズ

幸い，国土交通省 HP の「東京湾再生のたの個体が常に優占しているうえ，殻長組成のめの行動計画（第二期）」には，“快適に水遊小型化がみられるなど，当該水域では新規加びができ「江戸前」をはじめ多くの生物が生入群が早々に死んでしまい，次の加入群に置息する，親しみやすく美しい「海」を取り戻

き換わる最悪のリセット状態下にあることがし，首都圏にふさわしい｢東京湾｣を創出する”，

明らかになった。

と記載されている。今後，関係機関との連携

一方，イッカククモガニの出現量も二枚貝のもとに東京湾の再生が一段と進むことを期とほぼ同様に推移しており，甲殻類にとって待したい。

も生息環境が厳しい。

％

20

％

8月9日
N=1653

10

0
1

2

3

4

5

6

7

8

9

10 11

60
50
40
30
20
10
0

％

10月7日
N=1971

7月26日

20

10
0
1

1

2

3

4

5

6

7

％ 50

10
0
1
％

2

3

4

5

6

7

60
50
40
30
20
10
0

8

9

10 11

8

9

10

9月8日
N=188

40
30
20
10
0

2

3

4

5

6

7

8

9

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15

7月26日
N=3446

20

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

8月9日
N=238

30

10
0

3

4

5

6

殻長（mm）

殻長（mm）

サルボウガイ

7

8

9

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15

6月10日
N=4587

1

2

3

20

10

1

2

％ 30

20

アサリ

4

0

1

10 11

3

％ 30

0

1

2

10

％ 40

6月10日
N=247

8月9日
N=837320％ 30
N=1250

30

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15

10
％ 40

5月14日
N=903

30
20
10
0
1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15

殻長（mm）

シズクガイ

図３2010 年アサリ，サルボウガイ，シズ

クガイ 3 種の殻長組成の変化

東京湾奥の浅場に着底した二枚貝や甲殻類の生息状況

引用文献
小泉正行，2010：東京湾奥における生物と環境，東京湾の漁業と環境，２，24-30．
小泉正行，2011：東京湾の現状―湾奥の生物再生に向けた問題点の整理―，東京
湾の漁業と環境，３，19-24．
小泉正行，2013：平成 10 年～平成 24 年東京都内湾における底質モニタリング結
果の概要，東京都島しょ農林水産総合27

センター平成 24 年度事業成果速報，
104-105．
下茂繁・秋本泰・高浜洋，2004：海生生物の水質環境耐性について．海洋生物環境研究所研究報告，６，14-19．
国土交通省ホームページ：東京湾再生のための行動計画（第二期）資料３

29

東京湾のアサリを増やすには張

成年*1・山本敏博*2・丹羽健太郎*2・日向野純也*3・淡路雅彦*3・松本才絵*3・長谷川夏樹*3・
櫻井

泉*4・秦

安史*4・鈴木秀和*5・宮脇 大*6・村内嘉樹*6・水野知巳*7・羽生和弘*7・
程川和宏*7・内川純一*8・生嶋登*8Seinen CHOW*1, Toshihiro YAMAMOTO*2, Kentaro NIWA*2, Junya HIGANO*3, Masahiko AWAJI*3,
Toshie MATSUMOTO*3, Nastuki HASEGAWA*3, Izumi SAKURAI*4, Yasufumi HADA*4,
Hidekazu SUZUKI*5, Dai MIYAWAKI*6, Yoshiki MURAUCHI*6, Tomomi MIZUNO*7,
Kazuhiro HANYU*7, Kazuhiro HODOKAWA*7, Jun-ichi UCHIKAWA*8 and Noboru IKUSHIMA*8*1 独立行政法人 水産総合研究センター 中央水産研究所*2 独立行政法人 水産総合研究センター 増養殖研究所（横須賀庁舎）*3 独立行政法人 水産総合研究センター 増養殖研究所（南勢庁舎）*4 北海道立総合研究機構 中央水産試験場*5 東京海洋大学*6 愛知県水産試験場*7 三重県水産研究所*8 熊本県水産研究センター〒236-8648

横浜市金沢区福浦 2-14-4

E-mail: chow@affrc.go.jp*1 National Research Institute of Fisheries Science, Fisheries Research Agency, Japan, 2-12-4 Fukuura,
Kanazawa-ku, Yokohama, Kanagawa, Japan*2 National Research Institute of Aquaculture, Nagai 6-31-1, Yokosuka, Kanagawa 238-0316, Japan*3 National Research Institute of Aquaculture, Nakatsuhamaura 422-1, Mie 516-0193, Japan*4 Fisheries Research Institute, Hamanaka 238, Yoichi, Hokkaido 046-8555, Japan*5 Tokyo University of Marine Science and Technology, Konan 4-5-7, Tokyo 108-8477, Japan*6 Aichi Prefectural Fisheries Experimental Station, Wakamiya 97, Gamagori, Aichi 443-0021, Japan*7 Mie Prefecture Fisheries Research Institute, Hamajima 3564-3, Shima, Mie 517-0404, Japan*8 Kumamoto Prefectural Fisheries Research Center, Oyano-cho 2450, Kumamoto 869-3603, Japan

30
【緒言】
浅海・干潟域における最重要水産資源である二枚貝類は、その生活史を通して微細藻類やデトライタスを摂取するとともに様々な動物の餌として利用され、物質循環と水質浄化といった沿岸生態系の生産力および海洋環境の保全に重要な役割を果たしている。そのため、二枚貝類資源を健全な状態で維持あるいは悪化している資源を回復させることは、生態系の保全に役立つだけでなく、近年減少傾向が著しい沿岸水産資源の回復にも繋がる可能性が大きい。アサリ漁獲量の減少については、埋立による生息場の減少、幼生ネットワークの崩壊、乱獲、食害、秋季～冬季におけるアサリの減耗、成長不良や成熟不良が主要な要因として挙げられている。過去に実施された調査研究においては、干潟における水温条件と餌条件が成長生残を左右している実態や、着底・加入を促進する要素技術が種々検討された。しかし、生物再生産の出発点である産卵量と母貝場の評価については、未だ現場スケールでの調査が行われていない。特に、埋立による生息場の減
少は母貝場の減少を意味し最終的には再生産の低下に直結するだけでなく、従来は浮遊幼生が分散することによって結ばれていた個体群間の繋がりを分断することになる。日本各地で埋立が行われてきたが、人口稠密地である大都市周辺では特に規模が大きく、東京湾はその代表的な存在である。東京湾のアサリ漁獲量は減少の一途をたどり、現在では他地域産の種苗を放流すること
によって漁業が支えられているが、人為的に新規母貝場の創出や既存の母貝場の機能向上を図る
ことにより、母貝場の配置によっては幼生ネットワークを補完し、数量によっては産卵量の底上げが期待できるかもしれない。また、全国各地でアサリ親貝の肥満度の低下や干潟上部での成長・身入り不良が観察されており、餌その他環境の悪化による成長不良が成熟に影響し最終的には稚貝発生量の低下に結びついているのではないかと懸念されている。そのため、餌と海洋環境をより詳細に把握し、アサリの成熟、産卵に対する場の評価を行う必要があり、環境が不適切であると判断されるならばその改善策を講じる必要がある。
平成 22 年度～平成 24 年度の 3 年間にわたって水産総合研究センター（北海道区水産研究所、
中央水産研究所、増養殖研究所）が代表機関となり、北海道立総合研究機構中央水産試験場、東京海洋大学、愛知県水産試験場、三重県水産研究所、熊本県水産研究センターと共同して水産庁
水産基盤整備調査委託事業「漁場生産力の有効活用によるアサリ母貝場造成および新規創出技術開発」を行った。この事業では、親貝となるアサリの成長・成熟・産卵といった再生産能力と、クロロフィル濃度と流動環境の積であるクロロフィルフラックスを評価し、成熟・産卵に対する制限要因の特定と成熟・産卵を確保できる基準を策定することを目的とした。さらに、これらの指標を目安として、既存の母貝場における再生産機能向上を図るための環境改善対策の提案や新たな母貝場の創出技術の開発に資する情報収集と整理も行なった。ここでは全国規模で行った本事業の内容と結果について簡単に紹介する。
【材料と方法】
調査海域と定期調査及び現場飼育試験
調査対象地を図 1 に示した。北海道のサロマ湖と厚岸湖、神奈川県の三浦半島、愛知県の三河湾、三重県の伊勢湾、熊本県の有明海の 6 地域においてアサリ基準標本を定期的に採取した。ア
サリの分析項目は肥満度と成熟である。アサリの漁場（あるいは好適と想定される場所）と非漁場（あるいは不適と想定される場所）の 2 箇所を飼育場所として設定し、コンテナによる埋設、

31
網袋による海底設置あるいは垂下することによってアサリを飼育した。飼育期間は 2 週間から 2ヶ月とし、流速データロガーとクロロフィルデータロガーを用いて、飼育期間中の流速、クロロ
フィル濃度、水温をモニタリングした。飼育開始時でのアサリの殻長、殻高、殻幅および殻付全重量を測定し、飼育終了後に同様の測定を行うとともに、軟体部重量を測定した。1 標本あたり14 個体を組織観察用とし、軟体部を-80 ºC で凍結した。凍結個体の中央部を 1-2mm スライスして組織観察用にデビッドソン液で固定した。残りの軟体部は雌雄を判別後に雌のみを選んで卵黄タ
ンパク分析用に再び-80 ºC で凍結保存した。
アサリの成熟、産卵評価
デビッドソン液で一晩固定した軟体部を 70％エタノールに置換して保存した。常法によりパラフィン包埋し、厚さ 5µm の切片を作製し、ヘマトキシリン・エオシン染色した。卵黄タンパク質
分析の前処理として、-80 ºC で冷凍保存されたアサリ軟体部の凍結乾燥と破砕を行い、このサンプルにプロテアーゼ阻害剤（ナカライテクス社 04080）入りの抽出バッファー（20mM Tris-HCl、150mM Nacl、
pH7.5）をサンプル湿重量の 5 倍量程度加えてホモジナイズした後、遠心分離（15000g、
20 min、4ºC）を行い、上清を ELISA 用サンプルとして-80ºC で冷凍保存した。分析にあたっては、
ELISA サンプルを 0.5%BSA-PBS で 2～100 倍に希釈してマイクロプレートに分注し、一次抗体として浜口・薄（2006）の抗アサリ卵黄タンパク質モノクローナル抗体、二次抗体として HRP 標識
抗マウス IgG ヤギ抗体（DAKO 社）と順次反応させた後、発色基質として TMB + (DAKO 社) を添加後、マイクロプレートリーダーで吸光値を測定した(波長 450 nm)。
アサリの食性解析
22-23 年度においてはサロマ湖、三河湾、伊勢湾、有明海におけるアサリの消化管内容の珪藻組成について分析した。24 年度においては三河湾と伊勢湾における海水、底泥、アサリ消化管内容の珪藻組成について分析した。飼育現場の海水は GFF フィルターで 500-1000ml を濾過し、5%グ
ルタルアルデヒド海水で固定した。底泥はコアサンプラー（50ml のプラスチックシリンジを加工）
で径 3.5cm、1cm 厚で採集し、5%グルタルアルデヒド海水で固定した。アサリは 3 個体を解剖し、消化管をできるだけ多く取り出して 5%グルタルアルデヒド海水で固定した。配水管洗浄法（南雲1995）で有機物などを取り除き、長田・南雲（2001）に準拠して顕微鏡観察用の試料（光学顕微
鏡観察用永久プレパラートと走査型電子顕微鏡観察用グリッド）を作製した。光学顕微鏡（LM）
による珪藻被殻の観察は 70 倍の油浸レンズを使用し、デジタルカメラ（NikonD70s）を用いて写真撮影を行い、その写真をもとに種の同定・計数を行い、種組成を算出した。
餌量と産卵数や成長との関係及び流速と摂餌効率との関係
水産総合研究センター増養殖研究所（南勢庁舎）では、平成 24 年 9 月末に水揚げされた産卵期のアサリを、10 月初めから 11 月半ばまで 42 日間、水温 21 ºC 一定でキートセロス・ネオグラシ
ーレを連続給餌して飼育した。
初めの 20 日間はすべての水槽の餌濃度の設定を 6 万細胞/ml とし、その後 22 日間は給餌条件を 3 種類、すなわち 8 万（H 区）、1.6 万（M 区）、0.3 万細胞/ml（L 区）とし、各区 3 水槽ずつとした。給餌条件変更後 7、17、21 日目に各給餌条件 30 個体を用い、昇温刺激による産卵誘発を行った。産卵誘発当日に誘発前の個体を各区 8～10 個体採集し、殻サイズ、

32
軟体部湿重量を測定し、生殖巣組織像観察に供した。残りの個体は産卵誘発に用い、放卵した場
合雌一個体ずつの産卵数を計数した。そして産卵誘発翌日にすべて採集し、誘発前の個体と同様に測定、観察した。
北海道立総合研究機構中央水産試験場（北水試）では、市販の珪砂（中央粒径 0.7mm）をプラ
スチックコンテナ（37cm × 26cm × 24cm）（以下、水槽と称す）に 5cm 厚で敷き、個体標識したサ
ロマ湖産アサリ 20 個体を収容した。コンテナ 2 個用意し、2011 年 5～12 月および 2012 年 5～10月の間に飼育実験を行った。現場底泥（2011 年は 100g、2012 年は 25g）を 15L 濾過海水中で攪拌し、その上澄み液と人工飼料（M1）0.1g を 1 日に午前と午後 2 時間ずつ計 4 時間、試験区に与えた。対照区では人工飼料（M1）0.1g を添加した濾過海水 15L を与えた。その他の時間は、両試験区ともに濾過海水の掛け流し（16 時間/日）および人工飼料（M1）0.1g を添加した濾過海水 15L (4時間/日)で飼育した。試験中にアサリが死亡した場合は、別に給餌飼育していた死亡個体と類似サ
イズのアサリを補充してアサリの収容密度を保った。試験中は 1～2 ヶ月間隔でアサリの殻長と全重を測定した。2011 年 7 月 13 日にサロマ湖第 4 工区において、底生藻類の巻上げを目的とした
沈子ロープ（以後、巻上げ装置と称す）を両端に取り付けたプラスチック製カゴ（アサリ飼育試
験と同型、試験区）と何も取り付けていないプラスチック製カゴ（対照区）を各 1 個、埋設した（図 2）。各カゴには第 4 工区で採取した平均殻長 23.9～25.5mm のアサリを、30 個体/カゴの密度で収容した。その後 8 月 25 日、9 月 21 日および 10 月 26 日に試験区と対照区のアサリの殻長を測定した。
水産総合研究センター増養殖研究所（横須賀庁舎）では、流速とアサリの摂餌効率との関係を把握するために競馬場型のアクリル製回転水槽を設計した（図 3）。高さは 25cm、幅は 55cm、直線部分は 40cm、コーナーの半円部分の半径は 27.5cm である。直線部分に 20cm x 30cm x 5cm の窪みを作成し、その中に砂利を入れたプラスチックカゴを設置した。80%濃度（塩分濃度約 27-29‰）に調整した飼育海水を 25L 投入した場合の水深は 15cm であった。実験期間中の水温は 24±1ºC に保った。流量調節ができる小型水中ポンプで飼育海水を回転させた。直線部分の内側と外側では流速が大きく異なるため、流軸方向にプラスチック板をカゴ中の砂利に差し込み、外側の区画（幅約 6cm）だけでアサリを飼育した。アサリを入れずに異なる流速下で 5g/L のベントナイト溶液を100ml 投入し 2 分ごとにクロロフィル濁度データロガー（CLW）で濁度を記録した。アサリを入れた状態での試験では、まずカゴにアサリを投入し 1 時間後に水管を出していない個体を取り上げてからベントナイトを投入した。砂面直上の流速を電磁流速計で 30 分ごとに 3 回記録した。1回の摂餌試験は 2 時間行い、試験終了後に人工餌料（M1）を約 4 時間給餌した。その後、濾過器を 12 時間作動させて飼育海水を循環濾過し、翌朝、飼育海水を全交換した後に同じ個体群を用いて次の試験を行った。

33

図 1. 現地調査及び飼育試験に選定した 6 箇所

34

図 2.

図 3.

巻上げ装置の概要

競馬場型回転水槽

35【結果】
アサリの成熟、産卵評価
成熟段階は未分化期、成長初期、成長後期、成熟期、放出期、退行期の 6 段階に分類された（図4）。後述の卵黄タンパク質分析と併用するにあたっては、アサリ軟体部を-80ºC で凍結後、中央部分を約 2mm 程度スライスし、それをデビッドソン液で固定して組織切片の作製を行った。凍結標本を用いたこのような手法でも問題なく成熟度評価は可能であった。

成長初期

成長後期

成熟期

放出期

退行期

未分化期

図 4.

アサリ生殖腺の成熟段階

浜口・薄（2006）の抗アサリ卵黄タンパク質モノクローナル抗体を用い、酵素免疫測定法 (ELISA法) による卵黄タンパク質定量によってよう卵数を推定する手法を開発した。成熟盛期のアサリ切片の免疫組織染色の結果、雄においては染色された部位は確認されなかったが、雌では卵が染色された（図 5）。卵に含まれる卵黄タンパク質量は、採集日で大きく異なるとともに、同じ採集日においても個体間で大きなばらつきが見られ（図 6）、このうち 2012 年 8 月 20 日の個体において卵 1 個あたりの卵黄タンパク質量 R が 0.31 となり最も多かった。一方、産卵誘発によって得られた卵では、卵黄タンパク質量が少なく、さらに、孵化率の高い卵（< 20%）にくらべ低い卵（<5%）において、その量が少なかった。このことから、放出された卵では、卵黄タンパク質に変化が生じ、抗体による反応性が低下するものと考えられ、誘発産卵で得られた卵の卵黄タンパク質
含有量は、よう卵数の算出には適さないと判断した。一方、北海道厚岸海域において得られたア
サリを用いて行った分析では（現場飼育参照）、軟体部 1 g あたりの卵黄タンパク質量が成熟直前の 1 ヶ月で急増した（図 7）。水温の低い当該海域において、この時期に卵数が急変することは考
えにくいことから、抗体が認識・結合する卵黄タンパク質のエピトープが、タンパク質の変化などにより成熟直前に急増したと考えられた。すなわち、本分析で用いた抗体によって定量されたタンパク質量は、成熟し産卵に至る可能性の高い卵に蓄積したものと考えられる。以上のことから、成熟盛期のアサリから切り出された卵 1 個の卵黄タンパク質量の最高値を放出直前の卵の卵
黄タンパク質量とみなし、卵黄タンパク質量からのよう 卵数の算出に用いることとした。

36

図 6.

アサリ卵 1 個に含まれる卵黄タンパク量

図 5. 抗アサリ卵黄タンパク質モノ
クロナール抗体を用いたアサリ組織
切片の免疫組織染織像

図 7. 厚岸湖 B 地点で観察された卵黄
タンパク質量 R の急増

各地における定期調査及び現場飼育試験
アサリの餌環境の指標となるクロロフィル濃度と珪藻相及び摂餌効率に影響すると考えられる
流速、そしてクロロフィル濃度と流速の積であるクロロフィルフラックスについて 6 海域（サロマ湖、厚岸湖、三浦半島周辺、三河湾、伊勢湾、有明海）でデータ収集するとともに、アサリの現場基準標本と飼育標本の成長と成熟・産卵についてモニタリングを行った。後述の室内飼育実
験では軟体部 1g 当たりに換算した産卵数は平均で 100 万個以上あった一方、現地基準標本と飼育標本では明らかに卵数が少なかった（図 8）。これは、現場においては産卵一回あたりの卵数は多くない一方で、短期間に複数回産卵するためであると考えられる。調査対象とした 6 海域でのクロロフィル濃度と流速の平均を図 9 に示した。クロロフィルフラックス（10, 20, 40, 80）は点線で示した。クロロフィル濃度の平均が 10µg/l を越える調査地は殆ど無く、多くは 2~8µg/l の範囲であった。流速に関しては平均で 20cm/秒を越える調査地はなかった。サロマ湖ではクロロフィル
フラックスが 10 を下回る場合が多くみられた。各調査地におけるクロロフィル濃度、流速、クロ37
ロフィルフラックスと成長・成熟形質（肥満度、増殻長、平均卵数、最大卵数）との関係を図 10に示した。サロマ湖（A）と厚岸湖（B）ではクロロフィルフラックスとアサリの成長・成熟形質との間で明瞭な関係が見られ、クロロフィルフラックスが大きい場所で全ての形質が有意に高い値を示した。サロマ湖と厚岸湖以外（C-F）でのクロロフィルフラックスの多寡と成長・成熟間の関係は明瞭ではなかったが、クロロフィルフラックスが大きくともクロロフィル濃度が 2µg / l 以
下の場合には成長・成熟に影響が見られる場合が多かった。クロロフィルフラックスが 10 以下になる場合が多いサロマ湖では肥満度と増殻長において他海域より劣っていた。すなわちアサリの良好な成長・成熟にはクロロフィルフラックスが 10 以上の環境が望ましいが、クロロフィル濃度が 2µg/ l 以上必要となる。

2.0
室内飼育

軟体部1grあたりの平均卵数（百万）

1.6
1.2
0.3

現場調査・試験
サロマ湖
厚岸湖
海の公園基準

0.2

長井飼育
三重
熊本
愛知

0.1

24

29

34

39

44

殻長（mm）

図 8. 室内飼育個体の産卵数（実測値：上）と卵黄タンパク量から推定した現場飼育及び基準標本の卵数（下）

20
サロマ湖
厚岸湖
三浦半島
15

流速（ cm/s
）

三河湾
伊勢湾
有明海

10

5

80
40
10

20

0

0

5

10

15

20

クロロフィル濃度（µg/l）
図 9. 各調査地でのアサリ飼育期間中におけるクロロフ
ィル濃度と流速。点線はクロロフィルフラックスを示す

38

A

20

B
第1工区
第4工区

15

10
23

0.02
0.1

10
23

肥満度
第１工区>第４工区

0.02
0.1

日間増殻長

肥満度

日間増殻長

第１工区>第４工区

湖口>湖央

湖口>湖央

10
50万

20
100万

10

）
流速（ cm/s

5

湖口
湖央

0
20
20
100万

10
50万

15

平均よう卵数

最大よう卵数

平均よう卵数第１工区>第４工区

第１工区>第４工区

最大よう卵数

湖口>湖央

湖口>湖央

10

5

80

80
10

0
0
20

C

5

10

20 0

15

5

40

20

10

10

15

20

0

D

クロロフィル濃度（µg/L）
10
23

15

20

5

10

東幡豆
吉田

0.02
0.1

15

20 0

5

10

40

15

20

クロロフィル濃度（µg/L）
0.02
0.1

10
23

肥満度

日間増殻長

肥満度

日間増殻長

長井≒造成

長井>造成

東幡豆>吉田東幡豆>吉田

10
50万

20
100万

10

流速（ cm/s
）

5

0
長井漁港
造成漁場

20

15

10
50万

20
100万

平均よう卵数

最大よう卵数

平均よう卵数

最大よう卵数

長井≒造成

長井≒造成

東幡豆≒吉田東幡豆≒吉田

10

5

80

80
10

40

20

10

20

40

0
20

E

F
A
B

10
23

15

潮下帯
潮間帯

0.02
0.1

肥満度

日間増殻長

A≒B

A≥B

0.02
0.1

10
23

肥満度

日間増殻長

潮下帯≥潮間帯

潮下帯≥潮間帯10

流速（ cm/s
）

5

0
20
10
50万

15

20
100万

最大よう卵数

平均よう卵数
A≒B

A≒B

10

5

20
100万

10
50万

平均よう卵数

最大よう卵数潮下帯≥潮間帯

潮下帯≥潮間帯

80
10

0

20

80

40

10

0

5

10

15

20 0

5

10

クロロフィル濃度（µg/L）

15

20

40

20

0

5

10

15

20 0

5

10

15

20

クロロフィル濃度（µg/L）

図 10. 各地におけるクロロフィル濃度、流速、クロロフィルフラックスと成長・成熟形質との関係。
（A）サロマ湖、（B）厚岸湖、（C）横須賀、（D）三河湾、（E）伊勢湾、（F）有明海39
アサリの食性解析
サロマ湖、三河湾、伊勢湾、有明海の現地基準及び飼育アサリ標本の消化管内珪藻相分析を行った。各海域内の場所間および時期間では顕著な差異が見られなかったため、各海域内標本をプールして海域間比較を生活型（ ）%

100行った（図 11）
。生活型（付着と底生、浮遊性、未特種数

12

高く、伊勢湾で最も低い結果が得られた。

1

多様度指数

の消化管内容物の珪藻組成を調査した結果と一致す

してはさらに検討する必要があると考える。消化管内

b
c

ab

a

b

0.6
0.4

c
サロマ湖
伊勢湾
三河湾
有明海

Kasim and Mukai（2009）が北海道厚岸湖産のアサリ性（どこに生育している珪藻を食しているか?）に関

0.8

b

0.2

組成は、ともに付着性種が多かった。この結果は多く検出されることもあったので、摂餌における選択

a

16

4

る。本研究でも海域や採集時期が異なると浮遊性種が

浮遊性

P

A+S

て検討したところ、種数、多様性ともに三河湾で最も東幡豆産および吉田産のアサリ消化管内容物の珪藻

b
未特定

50

8

の胃内容と環境中の珪藻組成を示した。本調査では、

b

付着・底生

遊性（P）が卓越した。出現珪藻の種数と多様度につい

表 1 に平成 24 年 4 月分三河湾（東幡豆）産アサリ

a20定）に分けたところ、サロマ湖と三河湾では付着性（A）と底生性（S）が卓越する一方、伊勢湾と有明海では浮aND

図 11. 4 海域のアサリ消化管内容標本で見られた珪藻の生活型（上）、種数（中）、
多様度指数（下）。生活型頻度については
カイ自乗検定、種数と多様度指数については Kruskal-Wallis 検定を行った。異なるア
ルファベットが有意差を示す。

容物珪藻のうち、比較的多く観察された種類である（Navicula spp.と Cocconeis scutellum var. scutellum）は底泥中に多く存したが、海水中からも確認された。これは波浪等で巻き上がった細胞が採集されたと考えられ、アサリ自身もこのような状態にある珪藻を食していると考えられる。一方、本調査で海水中より見いだされた浮遊性種の多くはアサリに摂餌されていない、あるいは摂餌されても少量であった。特に Chaetoceros spp.とEucampia zodiacus は顕著であった。Chaetoceros spp.は細胞端から長いとげを有し、糸状に連なった群体を形成して浮遊する。Eucampia zodiacus は殻が大きく、糸状かつ螺旋状に連なった群体を形成する。この「摂餌しにくさ」はこれらの種類の形態によると考えられる。
餌量と産卵数や成長との関係及び流速と摂餌効率との関係
増養殖研究所（南勢庁舎）において、餌料環境がアサリの生殖巣発達と産卵に及ぼす影響を検討するため、3 段階の餌濃度（H 区: 8 万、M 区: 1.6 万、L 区: 0.3 万細胞/ml）でアサリを飼育し、産卵誘発刺激に反応した個体の産卵数を測定した。その結果、200 万個以上の産卵が見られた個体の頻度は H 区で 8 割以上、M 区で 5 割、L 区で 4 割強というように餌濃度によって産卵数に差違が見られた。また今回の飼育実験では肥満度の増加や到達値が天然条件下で観察される値より低く、これは単一種の餌料珪藻を給餌したためである可能性が考えられた。
北水試が行ったサロマ湖の現場底泥の懸濁水を用いた室内給餌実験において、試験期間中の生残率は 90％以上で、試験区間で大きな差異はなかった。日間増殻長または日間増重量は、2011

40
年は 9 月まで、2012 年は 7 月まで試験区のほうが対照区に比べて有意に高かったが、その後は2012 年の 7～8 月の日間増殻長を除き、試験区と対照区の間で有意差は認められなかった（図 12、13）。また、底生藻類の巻上げを目的とした装置を用いた野外試験において、アサリの平均殻長の増加量は、3 回の測定全てにおいて試験区のほうが対照区に比べて高かった（図 14）。ただ、9 月以降の成長は対照区のほうが試験区に比べ高いことが窺われた。

表 1. 三河湾（東幡豆）産アサリの胃内容と環境中の珪藻

41

＊＊
＊＊
＊＊

＊＊
＊＊

＊＊
＊＊

図 12. 2011 年における飼育期間中のアサリの日間増殻長（上）と日間増重量（下）縦棒とバーは，平均値と標準偏差を示す。**：
p<0.01 (Mann-Whitney’s U-test)

図 13. 2012 年における飼育期間中のアサリの日間増殻長（上）と日間増重量（下）縦棒とバーは，平均値と標準偏差を示す。**：
p<0.01， *：p<0.05(Mann-Whitney’s U-test)

図 14. 試験区別のアサリの平均殻長の増加量

42増養殖研究所（横須賀庁舎）で行った流速と摂餌効率との関係についての実験結果を図 15 に示した。
アサリ無しの状態では 4 段階の流速（2.6±0.1cm/秒、12.5±0.1cm/秒、18.7±0.6cm/秒、27.7±0.3cm/
秒）のうち流速が遅いほうでベントナイト濃度の初期低下が速い傾向が見られ、ベントナイトの沈殿が反映されていると考えられたが、試験終了前 15 分間での最終濃度は 4 段階の流速間で有意差がなかった（クラスカル・ウォリス検定, p>0.08）。アサリを入れた状態（同じ個体を使用）では明らかにアサリが無い状態よりもベントナイト濃度の低下が速く、試験終了前 15 分間での最終濃度は 3 段階の流速間（7.9±0.3cm/秒、18.8±0.7cm/秒、26.8±0.7cm/秒）で有意差が見られ（クラスカル・ウォリス検定, p<0.05）、18.8±0.7cm で最も低く、26.8±0.7cm で最も高かった。すなわち、
これら 3 段階の流速のうち中程度の流速（18.8±0.7cm/秒）で最もアサリの摂餌効率が良く、遅い
流速（7.9±0.3cm/秒）では効率が減少し、速い流速（26.8±0.7cm/秒）では効率が最も低いことを示す。近縁のヨーロッパアサリ（Ruditapes decussatus）を用いた研究によると（Sobrala and Widdows,
2000)、3cm/秒の流速で最も取り込み効率が高く、17cm/秒では約 2 割減となり、24cm/秒では半減した。ヨーロッパアサリでは流速が遅いほう（0.6-8cm/s）で取り込み効率が高く、アサリでは遅い流速（7.9±0.3cm/秒）よりも中程度の流速（18.8±0.7cm/秒）で取り込み効率が高いという違いがある。類似点としては 24cm/秒や 26.8cm/秒といった流速を越えると取り込み効率が著しく減少することである。

4.6

4.1
濁度 (ppm)

3.6
アサリ無

3.1
2.6cm/s
12.5cm/s
18.7cm/s
27.7cm/s
7.9cm/s

2.6

2.1

アサリ有

18.8cm/s
26.8cm/s
0:00

0:14

0:28

0:42

0:56

1:10

1:24

1:38

経過時間（h:m）
図 15. ベントナイト濃度の低下パターン

1:52

2:06

43
【考察及び提言】
本事業ではアサリの成長、成熟、産卵に影響する餌量（クロロフィル濃度）と流動環境（潮流速）の相互作用について検討するために、アサリの漁場（あるいは比較的適すると想定される場
所）と非漁場（あるいは比較的適さないと想定される場所）で環境調査と飼育試験を行った。さらに、給餌量と産卵量の関係や流速と摂餌効率の関係を把握するための室内実験、及びフィール
ドにおける餌料環境改善の試みを行った。
給餌量を調整した室内飼育実験の結果からは、給餌量が多いほど肥満度とグリコーゲン含量が高いレベルで維持されること、産卵数が多い個体の割合が高くなることが示され、過去の研究結果と一致する（鳥羽 1989; 鳥羽ほか 1992; 松野ほか 2005）。また殻長ごとの産卵数も過去の研究
結果とよく似ていた（鳥羽ら 1992）。流速を調整した粒子取り込み実験からは、18.8±0.7cm/秒の流速で取り込み効率が、それよりも遅い流速（7.9±0.3cm/秒）や速い流速（26.8±0.7cm/秒）に比べ有意に高く、アサリの餌取り込み効率において至適流速が実験室でのデータではあるものの 20cm/
秒程度であることが示された。今後詳細な実験が必要であるが、今回の結果と近縁のヨーロッパ
アサリでの結果（Sobrala and Widdows 2000）から推察すると、餌取り込み効率については 25cm/
秒程度以上の流速環境は好ましくないものと考えられる。
調査現場においてアサリを飼育した期間でのクロロフィル濃度の平均は殆どの場合 2-8µg/l の範囲にあり、平均で 10µg/l を越える場所は三河湾の吉田で一時期に見られただけであった。クロロフィル濃度が低いほうとしては、サロマ湖で調査期間の約半分近くで平均 2µg/l 未満を示し、平均 3µg/l 未満の場合は 9 割を占めた。厚岸湖でも三分の一の期間で平均 2µg/l 未満を示したが、比較的流れが速いことからクロロフィルフラックスが 10 以下を示す場合は無かった。サロマ湖は流れも遅い場合が多く、そのためクロロフィルフラックスが 10 以下を示す場合が殆どであることが特異的であり、サロマ湖のアサリのみが肥満度で 20 を越えることが無いこととよく符号している。
三浦半島の長井地区における飼育実験では流れが速い造成漁場で殻成長が極端に悪かった。一方で同じ程度の流速環境にある厚岸湖では問題無く殻成長が見られたことから、この程度の流速で殻成長は阻害されるわけではなく、垂下飼育による揺れが貝殻成長に影響したものと考えられる。
全ての調査現場においてクロロフィルフラックスとアサリの成長（肥満度と日間増殻長）の間には正の相関が見られる場合が多く、少なくとも逆相関は横須賀の長井漁港と造成漁場の日間増
殻長を除いて無かった。横須賀の場合は前述のように流れが速い造成漁場での垂下飼育による揺れが原因と考えられ、揺れをできるだけ軽減できれば成長は補償できよう。あるいは、漁獲物を短期間蓄養することによって産卵だけを期待する方策も考えられる。一方、卵数に関しては北海道以外では明瞭な関係が得られなかった。例えば、三河湾と伊勢湾ではクロロフィル濃度、流速、
クロロフィルフラックスのどれを見ても他海域に劣ることはなく、かえって優れているにもかかわらず推定卵数が非常に少なかった。このような極端に少ない卵数については別の要因による可能性がある。本事業で行った室内飼育実験では現場飼育アサリよりもはるかに多い産卵数が観察されている。また、横浜海の公園から横須賀地区に移して垂下飼育した場合には、海の公園の基準標本よりも卵数において優ることが示された。室内飼育実験では産卵を誘発するために水温刺激を与えている。この場合、非常に安定した水温条件での飼育を継続したことにより、アサリが産卵誘発をかけられるまで産卵せずに成熟卵が蓄積していたことが充分考えられる。また、垂下飼育や潮下帯で飼育した場合は常に水中にあるため干潟に比べ水温変動が小さいものと考えられ

44る。一方、干潟や浅場では干満の影響によってアサリが経験する温度の変動が大きいのではないかと考えた。そこで、各地での飼育期間における 1 日間の水温変動と推定卵数との関係について検討した（図 16）。温度調整した室内飼育での 1 日の温度変化幅は 0.5℃以下であり、垂下飼育や潮下帯での飼育では 1.5℃未満であった。一方、潮間帯での温度変化幅は全て 2.0℃以上であり最大で 20℃以上に達する場合もあった。卵数は 1 日の温度変化幅が 2.0℃以上になると極端に少なくなることが示された。鳥羽・深山（1995）は、産卵期に採取し 3 日から 2 週間室内で飼育したアサリ（天然個体）と、1 ヶ月から 3 ヶ月間室内飼育したアサリ（飼育個体）に対して水温刺激による産卵誘発を行ったところ、後者のほうで産卵数の多い個体が多かったことを報告しており、本事業での観察結果と一致する。また、鳥羽・深山（1995）では個体ごとの飼育期間と産卵数の関係が記されていないが、天然個体でも 200-300 万個以上の産卵が見られているため、数日から 2週間の飼育期間でこれだけの卵数が蓄積できるものと予想できる。温度変化による産卵誘発は自然界で実際に起こっているものと考えられ、本事業で調査対象としたクロロフィルフラックスと産卵ポテンシャルとの関係を検討するうえではノイズとなる。しかしながら、自然状態では産卵1 回当たりの産卵数は少ないものの、産卵期の間に何回も産卵を繰り返すものと考えられ、栄養状態が良い場合には産卵回数が増えるといったことは充分にあり得ることである。また、室内実
験からも栄養状態が良い場合には産卵数が多くなることが示されている。さらに、単位重量あたりの卵数は個体のサイズとともに多くなることから、成長が良い場合には結果的に産卵数が増えることになる。
軟体部1grあたりの卵数（万）

250

室内飼育
垂下・潮下帯
潮間帯

200

150

100

50

0
0

2

4

6

8

10

日間温度差平均（℃）
図 16. 各調査地での飼育期間における 1 日間での最高最低温
度差の平均とアサリ軟体部 1g あたりの卵数（温度差 10℃以上は示していない）

母貝場機能向上のための提言
母貝場機能向上のためのイメージを図 17 に示した。クロロフィルフラックスが低調（10 以下）であると判断される場所で、クロロフィル濃度が低い場合（2µg/l 以下）には、底生微細藻類の巻き上げや栄養塩供給、流速が遅い場合には地盤高調整や導流堤設置といった手法の適用が考えられる。一方、流れが強すぎる場合（25cm/秒程度以上）には築堤やフェンスといった抑制手法が必要となる。餌量だけでなく珪藻の多様性もアサリの成長と関係することが示唆されたことにより、アマモ場造成や形質の異なる砂れきの導入による基質の複雑化といった手法で珪藻相の多様性向

45
上を図ることも有意義であろう。大型個体ほど単位重量あたりの産卵数が多くなる結果が得られたことから、現在各地で行われている禁漁区や殻長制限だけでなく、大型母貝を対象とした保護策も重要である。

図 17. クロロフィル濃度、流速、クロロフィルフラックスを指標とした母貝場機能向上のためのイメージ

母貝場の新規創出にあたってはクロロ
フィル濃度、流速そしてクロロフィルフラックスの多寡を判断基準として、未利用海域、潮下帯や垂下飼育が可能な場所の選定を図ることができる。その場合、幼生の輸送を考慮しなければならないことは当然であるが、アサリに限らず多くの海産動物
種におけるソースシンクの関係は現在の既存筏の利用ところシミュレーションに基づく検討が殆どであり、実際のところよくわかっていない場合が多い。しかしながら、東京湾のように広大な面積の干潟・浅場域が埋立によって失われた場所では、現在のアサリ漁場及び生息場間の浮遊幼生による交流が寸断されていることは明らかである。その沖合未利用空間の利用
図 18. 未利用空間である水柱の利用ため何らかの原因で地域小集団のサイズが著しく減少した場合、他地域からの加入による立ち直りに時間がかかることになる。食害や貧酸素対策がクリアできれば潮下帯の有効活用が考えられる。また、未利用空間である水柱を活用するための沖合での垂下飼育技術開発や既存の養殖筏の利用も有効であろう（図 18）。垂直護岸
や橋といった人工構造物も垂下飼育を基本とした新規母貝場に利用できる（図 19）。いずれにせよ、干潟・浅場間の交流を効率的に補間するような配置を考慮する必要があろう。現実としてそ46のような新規母貝場の設置場所及び設置期間には種々の要因で制限があり、可能な場所で可能な期間行うことになる。具体的には、漁獲したアサリを天然海域に垂下等により短期間蓄養してから出荷することにより、少なくとも 1 回は産卵させるという方策が現状では有効であろう。漁獲、乾出、温度変化等の刺激により産卵が誘発される可能性も高く、蓄養期間によっては肥満度回復も十分期待できよう。さらに砂抜きもできる点で付加価値も上がるかもしれない。産卵盛期にはほとんどの個体が放卵、放精可能な状態にあるものの、漁獲したアサリを現場で効率的に産卵させる刺激について検討する必要がある。

図 19.

幼生ネットワーク補間のための新規母貝場設置イメージ

謝辞
本報告は水産庁水産基盤整備調査委託事業によって行った調査・研究結果を要約したものである。調査をすすめるにあたっては厚岸漁業協同組合、サロマ湖養殖漁業協同組合、北海道大学北方生物圏 FSC 厚岸臨海実験所、(株)西村組、長井漁業協同組合、大楠漁業共同組合、公益財団法人横浜市緑の協会海の公園、東幡豆漁業協同組合、吉田漁業協同組合、伊勢湾漁業協同組合からは多大な協力と便宜をはかっていただきました。浜口昌巳博士（水研セ・瀬戸水研）からはアサ
リ卵黄タンパク質の分析にあたり抗体の提供およびご助言をいただきました。梶ヶ谷義一氏、高橋千枝氏、川島智子氏、浅野恭子氏、青木貴美恵氏には標本処理や分析に多大な協力をいただきました。さらに、千葉県水産総合研究センターの鳥羽光晴博士からは終始助言をいただきました。
また、水産庁研究指導課の坂野博之博士からは内容に関して重要なコメントをいただきました。
ここに感謝の意を表します。

47
【摘要】
アサリの成長・成熟・産卵といった再生産能力と、クロロフィル濃度と流動環境の積であるク
ロロフィルフラックスを評価し、成熟・産卵に対する制限要因の特定と成熟・産卵を確保できる基準を策定することを目的とした。室内飼育個体と比較して、自然環境下のアサリで特に水温変動の大きい環境に曝されている場合には産卵１回あたりの産卵数は少ないものの、短期間で繰り返し産卵するものと考えられた。サロマ湖と厚岸湖ではクロロフィルフラックスとアサリの成長・成熟形質（肥満度、増殻長、平均卵数、最大卵数）との間で明瞭な関係が見られ、クロロフィルフラックスが大きい場所で全ての形質が有意に大きい値を示した。サロマ湖と厚岸湖以外でのクロロフィルフラックスの多寡と成長・成熟間の関係は明瞭ではなかったが、クロロフィルフ
ラックスが大きくともクロロフィル濃度が 2μg/l 以下の場合には成長・成熟に負の効果が見られる
場合が多かった。クロロフィルフラックスが 10 以下になる場合が多いサロマ湖では肥満度と増殻長において他海域より劣っていた。すなわちアサリの良好な成長・成熟にはクロロフィルフラッ
クスが 10 以上の環境が望ましいが、クロロフィル濃度が 2μg/l 以上必要となる。一方、珪藻種の多様性もアサリの成長に関与していることが示された。室内実験により、餌量と産卵数が強く関係していること、8cm /秒や 27cm /秒よりも 18cm/秒の流速でアサリは粒子を効率良く摂取することが示された。
既存の母貝場でクロロフィルフラックスが低調であると判断される場所で、クロロフィル濃度が低い場合には、底生微細藻類の巻き上げや栄養塩供給、流速が遅い場合には地盤高調整や導流堤設置といった手法の適用が考えられる。一方、流速が強すぎる場合には抑制手法が必要となる。
また、珪藻相の多様性向上にはアマモ場造成や形質の異なる砂泥の導入による基質の複雑化も応用可能である。母貝場の新規創出にあたってはクロロフィルフラックスの多寡や幼生の輸送を判断基準として、潮下帯や垂下飼育が可能な場所の選定を図ることが重要である。
【引用文献】
浜口昌巳・薄 浩則, 2006: アサリの性の変異による影響実態の解明. 環境ホルモン―水産生物に対する影響実態と作用機構―, 恒星社厚生閣, 東京, 103-111.
Kasim, M. and H. Mukai, 2009: Food sources of the oyster (Crassostrea gigas) and the clam (Ruditapes
philippinarum) in the Akkeshi-ko estuary. Plankton and Benthos Research, 4, 104-114.
松野 進・多賀 茂・和西昭仁・河村和寛, 2005: 異なる餌料を投与した浅蜊の産卵と摂餌. Bulletin of
Yamaguchi Prefectural Fisheries Research Center, 3, 105-109.
長田敬五・南雲 保, 2001: 珪藻研究入門. 日本歯科大学紀要, 30, 131-141.
南雲 保, 1995: 簡単で安全な珪藻被殻の洗浄法. Diatom, 10, 88.
Sobrala, P. and J. Widdows, 2000: Effects of increasing current velocity, turbidity and particle size
selection on the feeding activity and scope for growth of Ruditapes decussatus from Ria Formosa,southern Portugal. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 245, 111-125.
鳥羽光晴, 1989: アサリの水槽飼育での性成熟過程における摂餌量の重要性. 水産増殖, 37, 63-69.
鳥羽光晴・夏目 洋・山川 紘, 1992: 東京湾産アサリの成熟と産卵に関する二, 三の知見. 水産工学, 29, 47-53.
鳥羽光晴・深山義文, 1995: アサリ人工産卵における産卵量および卵径と,卵・幼生の生き残りの関係. 水産増殖, 43, 315-321.

東京湾の漁業と環境 第５号，49－54（2014）

横浜市海の公園における水質浄化機能の推定
秋元清治*1・小山利郎*2・岡靖一郎*2・小海茉梨絵*2
小関祥子*2・橋口晴穂*2・加藤健太*3
Estimation of Nitrogen Removal from Tidal flats and Shallow Sea
at the artificial beach “Umi no kouen” in Yokohama City
Seiji AKIMOTO, Toshiro KOYAMA, Seiichiro OKA, Marie KOKAI,
Shoko OZEKI, Seiho HASHIGUCHI, Kenta KATO
*1 神奈川県水産技術センター〒238-0237 三浦市三崎町城ヶ島養老子

akimoto.b550@pref.kanagawa.jp
Kanagawa Prefectural Fisheries Technology Center, Jogashima, Misaki, Miura, Kanagawa 238-0237,
Japan
2

*

株式会社日本海洋生物研究所 〒142-0042 東京都品川区豊町 4 丁目 3 番 16 号
Marine Biological Research Institute of Japan Co. Ltd. Yutaka-cho, Shinagawa- ku, Tokyo, 142-0042,
Japan*3 神奈川県環境農政局水・緑部水産課
Fisheries Division, Kanagawa Prefectural Government. 1 Nihon-odori, Naka, Yokohama, Kanagawa
231-8588, Japan緒 言

これら大都市に残された貴重な干潟は水生生物

全国的に干潟は沿岸域の埋め立て等で大きく減の生育、生息場として重要な役割を果している。

少している。環境省の調査によると 1945 年に

例えば、海の公園（図１）は海岸延長線がわずか

82,621ha あった全国の干潟は 1996 年には約 750m の狭隘な人工海岸であるが、アサリが高49,380ha と約 41%が減少している。中でも沿岸密度に生息し、例年、春先を中心として約 30 万域の埋め立てが顕著であった東京湾では 1945 年

人の潮干狩り客が訪れている。また、NPO、市民に 9,449ha あった干潟は 1996 年には 1,734ha と団体、自治体の活動により同人工海岸に再生されなり、
約 82%の干潟が消滅している（環境省 HP）。

たアマモ場では、マコガレイ、イシガレイ、アイ

かつて、東京湾の神奈川県側にも多摩川の河口

ナメ、メバル、スズキなどの水産有用種の稚魚が域を中心として広大な干潟が存在したが、そのほとんどは埋め立てにより消滅し、現在、横浜市以北に存在する干潟としては、多摩川河口干潟の15ha、横浜市金沢区の海の公園（以下、海の公園と称す）と隣接する野島海岸の 20ha（環境省
1994）、人工海浜として造成された川崎市東扇島
東公園の約 2ha の 3 箇所（計 37ha）にすぎず、上空から東京内湾の神奈川県側を俯瞰した場合、干潟はほとんど点のような存在となっている。

秋元他（2014）

50

確認されている（金沢八景－東京湾アマモ場再生

中性ホルマリンで固定した後、実験室で種の同定、会議 2008）。さらに、同公園は市民の憩いの場と個体数の計数、湿重量の測定を行った。底生生物しても貴重であり、年間約 200 万人の市民が潮干の採集は 2010 年 4 月～2011 年 3 月までの期間、狩り、ウィンドサーフィン、バーベキュー、イベ

原則月 1 回（4 月と 5 月は 2 回の計 14 回）実施

ント等で訪れ、これによる便益は 91.7 億円に及ぶした。

とされる（鈴木・磯辺 2007）。また、干潟には水

有機懸濁物除去速度の算出方法

質浄化機能があり、東京内湾のように水質汚濁がFauchald and Jumars(1979)、林（1997）、鈴

進行しやすい閉鎖性海域では特にその機能が期待

木ら（1998）を参考とし、採集した底生生物を懸されるところであるが、海の公園をはじめとして、

濁物食者、表層堆積物食者、下層堆積物食者、肉

これまで東京内湾の天然干潟や人工海岸の水質浄

食者、
植食者、
腐肉食者及び食性不明に区分した。

化機能を評価した事例は少ない。

底生生物の湿重量から、鈴木ら(2000)の手法を用

本研究は海の公園の人工海浜の水質浄化機能を評価する一環として、人工海浜に生息する底生生

いて、窒素量に換算し、次式により有機懸濁物除去速度を算出した。

物（マクロベントス）群集の有機懸濁物除去速度について検討した。

PONrm＝SFfd×(1-Ex) + SFfd×Ex×(1-Rs)＝SFfd× (1-Ex×Rs）

材料と方法
底生生物の採集
海の公園の人工海浜に、汀線と垂直に 5 測線
（L1～L5）を設け、L1, L3, L5 では水深 D.L. +90

SFfd＝(SFst×PBsf) / FDsf / 365
SDFfd＝(SDFst×PBsdf×(1-CP)) / FDsdf / 365
Rs＝(SFfd×Ex -SDFfd) / (SFfd×Ex）
CP＝Chl - a / (Chl - a+Pheo)～ -180cm の範囲に、L2, L4 では D.L. +30～

PONrm: 有機懸濁物除去速度-30cm の範囲に 30cm 間隔に、計 36 の採集点を（（mgN/㎡）/day）

設定した（図 2）。徒歩あるいはスキューバ潜水に

SFfd : :懸濁物食者による有機濁物摂取速度（（mgN/㎡）/ day）

より、各採集点で 30cm×30cm の方形枠内（深さ 20cm）の底泥を採取した。採取泥を 1mm 目

Ex: 懸濁物食者の糞・偽糞排泄率のメッシュで洗浄し、篩上に残る底生生物を 10%

SFst : 懸濁物食者の現存量（mgN/㎡）
PBsf : 懸濁物食者の P/B 比
FDsf : 懸濁物食者の転換効率
SDFfd : 表層堆積物食者による糞・偽糞摂取速度（（mgN/㎡）/day）
SDFst : 表層堆積物食者の現存量（mgN/㎡）
PBsdf : 表層堆積物食者の P/B 比
FDsdf : 表層堆積物食者の転換効率
CP: 表層堆積物食者が摂取する付着珪藻の割合

Rs: 糞・偽糞の再懸濁率算出にあたっては懸濁物食者と表層堆積物食者の回転率（P/B 比）をそれぞれ 2.5 と 3.0、糞・偽糞排泄率を 0.55、餌料転換効率を 0.15 とした。

横浜市海の公園における水質浄化機能の推定

51

また、水深別に算出された単位面積あたりの有機(26.6%)、ホトトギス 495 個体/ ㎡ (25.5%) の二懸濁物除去速度に GIS（地理情報システム）から枚貝が多く、これにドロオニスピオ 106 個体/ ㎡

求めた水深（地盤高）別の面積を乗じ、海の公園(5.5%)、コケゴカイ 90 個体/ ㎡ (4.6%)、ツツオ

全域における有機懸濁物除去速度を算出した。

オフェリア 69 個体/ ㎡ (3.6%)の環形動物が続い
た。

結 果
出現種数
調査日別の底生生物の種類数を図 3 に示す。調査期間中に延べ 207 種の生物種が出現した。内訳
は環形動物が 89 種（43.0%）、軟体動物が 44 種
（21.3%）、節足動物が 48 種（23.2%）、その他が26 種（12.6%）であった。季節別の出現数は春～
初夏（4～6 月）に 90 種以上と多く、その後、夏～秋（7～11 月）にかけて 60 種程度に減少し、その後、冬～早春（12～翌 3 月）にかけて 70～80
種まで再び増加した（図 3）。
湿重量
底生生物の調査日別の湿重量を図 5 に示す。全
調査日の平均は 721.3g/㎡で、内訳は環形動物が15.9g/㎡ (2.2%)、
軟体動物が668.4g/㎡ (92.7%)、
節足動物が 0.55g/㎡ (0.1%)、その他が 36.5g/㎡(5.1%)で、ほとんど軟体動物が占めた。種別の湿重量（調査日の平均値）はアサリが 455.6g/㎡(63.2%)、ホトトギス 168.2g/㎡ (23.3%)、ツメタ
ガイ19.8g/㎡ (2.7%)、
モミジガイ18.8g/㎡ (2.6%)、
アラムシロガイ 6.6g/㎡ (0.9%)の順に多く、特にアサリとホトトギスガイの 2 種で 86.5%と大きな割合を占めた。季節的には湿重量は潮干狩りによ個体数密度
底生生物の調査日別の個体数密度を図 4 に示す。

りアサリが採集される春～夏（4～8 月）に低水準となり、潮干狩り客がいなくなる秋～冬（9～11

個体数密度は最高が 1 月の 3,493 個体/ ㎡、最低月）にかけて増加した後、3 月まで高い水準を維は 4 月 19、21 日の 1,026 個体/ ㎡であった。こ持した。

のような個体数密度の増減は最も多く出現した軟体動物の出現量に大きく左右されていた。全調査
日の平均は 1,938 個体/ ㎡で、内訳は環形動物が733 個体/ ㎡ (37.8%)、軟体動物が 1,062 個体/ ㎡(54.8%)、節足動物が 34 個体/ ㎡ (1.8%)、その他
が 109 個体/ ㎡ (5.6%)で、軟体動物及び環形動物の占める割合が大きかった。 種別の個体数密度（調査日の平均値）ではアサリ 515 個体/ ㎡

秋元他（2014）52
海の公園全域の有機懸濁物除去速度78～110 mgN / m2 / day と大きく、深めの水深帯

各調査日の水深別の有機懸濁物除去速度と各（D.L.-90 ～ -180cm）は、アサリの密度が低く

水深（地盤高）面積から求めた調査海域（D.L. + 90

（図 7 ）、除去速度は 39～57 mgN / m2 / day と～ - 180cm、延べ面積 254,133m2）の有機懸濁物

浅い水深（D.L.+30～-30cm）の約半分の水準で除去速度をアサリ由来によるものとそれ以外に分あった（図 8）。

けて図 6 に示す。

有機懸濁物除去速度は湿重量と同じく、春～夏（4～8 月）には 3,416～11,547gN / 調査海域 /day と低水準だが、秋～冬にかけて 30,000 gN /調査海域 / day 程度に増加した後、3 月まで
23,000 gN / 調査海域 / day 以上の高い水準を維持した。
アサリによる懸濁物除去速度は全体の41.7%（6月）～94.4%（4 月 19、21 日）で、調査日平均では 70.4%と大きな比率を占めた。また、秋から冬にかけてはホトトギスガイの増加などアサリ以外の生物による懸濁物除去速度も高まる傾向が見られた。図 6 に示した各調査日の有機懸濁物除去速度（4 月、5 月は 2 回の調査の平均値を用いた）に各月の日数を乗じて求めた年間の調査海域の有機懸濁物除去速度は 6.4 tN / 年と試算された。
図 7 にアサリの水深別分布密度（全調査日平均）を示す。有機懸濁物除去の主役となっているアサ考察
海の公園は 1978～1979 年度の養浜工事を経て造成された面積約 70ha の公園である。今回の調査 海域 は水 深 D.L. +90 ～ -180cm の 面積
254,133m2 の海域であり、D.L. +90cm 以浅及び

リは稚貝、成貝とも深い場所では少なく、
D.L. +30

D.L. -180cm 以深（造成地の水深は D.L. -300cm～ -30cm の水深帯に約 88%が集中していた。

に及ぶ）の海域の水質浄化機能を含んでいない点

図 8 に水深別有機懸濁物除去速度（全調査日平に留意する必要があるが、図 2 に示すとおり調査

均）を示す。水深別の有機懸濁物除去速度はアサした水深帯は海の公園の人工海浜の主要部を占めリが多いやや浅い水深帯（D.L.+30～-30cm）でていると言える。本研究において調査海域の年間

横浜市海の公園における水質浄化機能の推定

53の有機懸濁物除去速度は 6.4tN／年と試算された。

水深帯では低いが、アサリが多かった水深 0m 付

その機能の約 7 割はアサリによるものであり、海近では高かった（図 8）。干潟の有機懸濁物除去速の公園の水質浄化に果たすアサリの重要性が示さ

度は、調査時期、調査方法はもとより、その地区れた。現在、海の公園には漁業権が設定されておの干潟構造、生息種、生息量によって異なるため、らず、アサリはもっぱら潮干狩りによって利用さその値を単純に比較するには注意が必要だが、アれている。前述のとおり、同公園には 3～5 月のサリが濃密に分布するD.L.-30～+30cmの水深帯

潮干狩りシーズンになると約 30 万人の市民が訪の有機懸濁物除去速度が大きいという点は、海のれ、殻長 2cm 以上のアサリはほとんど採り尽され公園の水質浄化機能の１つの特徴と言えるであろてしまう（神奈川県 2011）。このため、この時期う。

の公園の有機懸濁物除去速度は低い水準となる

本調査海域におけるアサリ分布密度は時期や採（図 6）。一方、9～翌 2 月には潮干狩り客がほと集地点により異なったが、最大は 10 月の 5,182

んどいなくなるため、前年の秋あるいは春季に加個体/ m2（10 月の L4 の採集点 ）、D.L.-30～

入したアサリ個体群が順調に成長し、現存量は増+30cmの平均は1,063 個体/ m2 であった。
これは、大する。また、同海岸は冬季でも高波浪に見舞わ（青木ら 2011）が調査した東京内湾の（6 人工海

れることのない静穏な環境であり（前田・佐々木

岸＋5 自然干潟）における潮間帯のアサリの分布

2008）、東京湾のアサリ漁場で時おり見られる冬密度（最大 3,293 個体/ m2、平均 398 個体/ m2 ）季の減耗も見られないことから、秋から早春にかと比較して高い水準にあり、東京内湾の天然干潟

けては高い有機懸濁物除去速度を示すと考えられや人工海岸の中でも、海の公園のアサリの生産性る（図 6）。上述のとおり潮干狩りによるアサリ採は高く、単位面積あたりの有機懸濁物除去速度は

集は、同人工海域の有機懸濁物除去速度に大きな

大きいと考えられた。一方、アサリなどの二枚貝影響を与えているが、一方でアサリに含まれる有は水域環境の変化等によって資源量が大きく変動

機物を直接系外に取り除くという役割を担っていすることが知られている。海の公園の場合も、潮る。例えば 2010 年度の場合、海の公園における干狩り最盛期（4～5 月）のアサリ採捕量は、約

潮干狩りによるアサリ採集量は 447t と推定され120t（水産庁 2001）、約 62ｔ（村井ら 2008）、222tているが（神奈川県 2011）、これによる窒素除去（神奈川県 2011）などと調査年によって大きく異量は、アサリ湿重量あたりの窒素量 0.0045gN / g

なっており、その水質浄化機能は当該年のアサリ

wet（鈴木ら 2000）から換算すると 2.01 tN/ 年の生息量により大きく変化すると考えられる。こと試算される。

のことから海の公園の水質浄化機能を維持してい年間の有機懸濁物除去速度 6.4 tN / 調査海域 /くためには、アサリの生息に適した水域環境を保年を調査海域面積（254,133m2 ）及び年間 365

全していくことが重要となる。例えば、富栄養化日で除した 1m2・1 日あたりの有機懸濁物除去速海域である海の公園はアナアオサなどの大型海藻

度は 69.1 mgN / m2 / day となる。これは三河湾が繁茂しやすく、その断片が干潟に堆積し、底生一色干潟の有機懸濁物除去速度 98.8 mgN / m2 /生物の生息場所への酸素供給を阻害している（青day （青山ら 1996）、三河湾豊川河口干潟 140.9

木ら 2011）。現在も公園管理者は海岸保全の観点

mgN / m2 / day（風間ら 2006）に比べると小さいからアオサの除去を適宜実施しているが、生物の値であるが、
愛知県の干潟区域の水深別データ（造生息環境を保全する観点からもこのような順応的

成干潟数地区の平均値：D.L. + 0ｍで 46.4 mgN /管理を適切に行っていくことが重要である。

m2 / day、D.L. -1.5m で 75.5 mgN / m2 / day、海の公園が造成された海域は造成計画前から潮D.L. -3m で 422.9 mgN / m2 / day）と比較すると、干狩りの名所であり、公園を造成するにあたって

海の公園の有機懸濁物除去速度は D.L. -1.5ｍのは、アサリなど海産生物の生息の場としての自然秋元他（2014）54を甦らせることが第一目標とされていた（田中ら

0/no10_pdf/amamoba.pdf, ア ク セ ス

1981）。幸い、造成後の公園にはアサリが高密度

日：013.04.18.

に生息し、再生アマモ場には多様な生物が生息す

環境省 HP：干潟・藻場・サンゴの減少, www.

るなど、生態系サービスという点では最も成功しenv.go.jp/nature/koen_umi/umi02_3.

た人工干潟と言える（青木 2011）。今後、同公園

pdf、アクセス日：2013.04.23.

の高いアサリ生産性を支えている環境要因が解明

環境庁, 1994：第４回自然環境保全基礎調査 海域され、その知見が他地区の干潟や人工海浜の造成

生物環境調査報告書 （干潟、藻場、に応用されることが望まれる。

サンゴ礁調査）風間祟宏・中田喜三郎・田辺義夫・長谷川雅弘・

謝辞

大島巌・長倉敏郎, 2006：浚渫砂を用

本研究は、アサリ等による漁場浄化機能調査事

いて造成した干潟・浅場による沿岸海業（平成 22 年度緊急雇用基金事業）により実施

域環境への効果とその課題について,したものである。横浜市環境創造局公園緑地部南海洋開発論文集, 22, 607-612.

部公園緑地事務所、公益財団法人横浜市緑の協会

前田周作・佐々木淳, 2008：アサリと有機物分解の皆様には調査にあたり、ご協力いただきました。

速度に着目した干潟・浅場環境の比較

ここに記して、心から感謝申し上げます。

評価手法の開発, 海洋工学論文集, 55,
1156 -1160.

引用文献

村井基彦・藤原奨・山中亮一・井上善行, 2008：
マルチエージェントモデルによる潮干青木茂・柳井健・水野佑亮・岡本研・日野明徳,

狩り行動の数値シュミレーションに関2011：東京湾内湾における人工およびする研究, 日本船舶海洋工学会論文集,

天然干潟の二枚貝相とその生態サービ

8, 1-8.

ス, 日本水産学会誌, 77, 606 -615.
青山裕晃・今尾和正・鈴木輝明, 1996：干潟域の水質浄化機能－一色干潟を例にして－,
月刊海洋, 28, 178 -188.
Fauchald, K and P. A. Jumars , 1979：The dietof Worms: A study of polychaete

水産庁, 2001：平成 12 年度漁場環境修復推進調
査報告書.
鈴木覚・磯部雅彦, 2007：東京湾における生態系
サービスの経済的な価値について,海洋開発論文集, 23, 273-278.
鈴木輝明・青山裕晃・甲斐正信・今尾和正, 1998:

feeding guilds, Oceanography and

底層の貧酸素化が内湾浅海底生生物群

Marine Biology Annual Review, 17,集の変化に及ぼす影響, 海の研究，

193‐284.

7(4), 223‐236.

林勇夫, 1997: 多毛類生物学の最近の進歩 23 -鈴木輝明・青山裕晃・中尾徹・今尾和正, 2000:

多毛類の摂食生態(1), 海洋と生物,

マクロベントスによる水質浄化機能を

19(5), 442‐446.

指標とした底質基準試案－三河湾浅海

神奈川県, 2011: アサリ等による漁場浄化機能調
査事業報告書.

部における事例研究－, 水産海洋研究，
64(2), 85‐93.

金沢八景－東京湾アマモ場再生会議, 2008：アマ

田中常義・宇多高明・笠原実・伊藤広, 1981：人

モ場再生による海辺のまちづくり,

工海浜の建設と施工後の追跡調査, 第http: //www.japanriver.or.jp/taisyo/

25 回水利講演会論文集, 521-526.

oubo_jyusyou/jyusyou_katudou/no1

中川河口域におけるウナギの分布状況と生息環境
山本敏博・黒木洋明・張 成年（水研セ増養殖研）・児玉真史（水研セ中央水研）
東京湾におけるウナギ漁業 ウナギ(Anguilla

分等を測定した。また、採泥器を用いて底泥と底japonica)は日本、韓国、中国、台湾の沿岸から河生生物を採集すると共に、ソリネットを用いて小川・湖沼に広く分布し、その資源は有史以前より型魚類等を採集した。採集した底生生物と小型魚

各地・各水面で漁獲対象となっていた。少なくと類等のウナギの餌生物は、できる限り種査定を行も江戸時代から戦前にかけての東京湾は、日本のい、その筋肉（軟体部）は底泥に含まれる泥中有

内湾を象徴する河川河口域やそれに続く干潟が広機物(SOM)と共に窒素、炭素安定同位体比測定に供

がる内湾環境（海面）を有しており、そこでは伝した。2012 年 8 月には追加的に中川河口域から羽統的ウナギ漁が行われて来た。東京湾の海面にお田沖にかけての南北ライン上に 4km 間隔で 4 定点

けるウナギの漁獲量は、1940 年に 400 トンを超え(St.B1-B4:北→南)を設け、多項目水質計を用いてたが、現在は湾奥の中川河口域において僅かに鰻

10cm 深度毎に DO、塩分等を測定し、採泥器を用い筒漁が行われる程度でその年間漁獲量は 1 トンにて SOM 標本を採集した。また、2012 年 8 月に羽田満たない状況にある。

沖定点(St.B4)近傍において小型底曳網で採集さウナギ資源研究における課題と中川河口域におれた有用水産魚類と頭足類の種査定を行うと共に、ける調査目的 ウナギは任意交配を行う遺伝的単

その筋肉
（軟体部）
はSt.B1-B4のSOMと共に窒素、一集団とされ、国際的に連携して資源研究と資源

炭素安定同位体比測定に供した。

管理に取り組む必要がある。近年、シラスウナギ

結果 2012 年 6 月と 8 月に中川河口域で採集さとして沿岸へ加入してから産卵のため降海するまれ た ウ ナ ギ は 124 個 体 で そ の 全 長 範 囲 はでの間を海面で過ごす「海ウナギ」の存在が示唆

365-820mm にあった。全個体が黄ウナギであり、され、その再生産への貢献度が高いことが指摘さ雌であった。また、中川の上流の定点ほど大型個れた。しかし、海ウナギの生息状況に関する情報

体が採集される傾向にあった。中川河口域におけは少なく、海ウナギの保全・管理を行うための保る 干 潮 時 の 塩 分 は 、 St.N1:7.2-6.5psu,

全生態研究が必要である。本研究では保全生態学

St.N2:1.0-1.1psu, St.N3:0.8 であり、水深によ的観点から、中川河口域においてウナギとその生る変化がほとんど認められなかった。St.B1-B4 の

息環境を調査することによって、ウナギの好適生

塩分は南下するにしたがって徐々に高くなる傾向

息環境を明らかにすることを目的とした。なお、にあった(ex.表層：St.B1:8.9psu-St.B4:25.8psu)。

本発表では成果の一部を報告する。

また、St.B3, B4 の水深 12m 以深では DO が 0mg/L

方法 2012 年 6 月と 8 月に中川河口域の 3 定点と無酸素状態にあった。中川河口域(St.N1-N3)で(St.N3-N1:上流→下流)において鰻筒を用いたウ

は DO が 3.4mg/L 以上で DO がウナギの生息を限定

ナギの漁獲調査と、環境調査を実施した。鰻筒漁する要因にならないと考えられた。窒素、炭素安で採集したウナギは氷冷して持ち帰り、なるべく定同位体比分析の結果、中川河口域のウナギは河当日中に以下の処理を行った。ウナギは麻酔後、川由来の、また羽田沖の有用水産魚類であるカレ

全長、体重、生殖線重量を測定し、発育段階を判

イ類、ハゼ類、イカ類は海域由来の食物連鎖網に定した。生殖線は 10%フォルマリンで固定し、定属していた。

法に従って切片を作成して雌雄判別を行った。ま

今後の研究 海ウナギの保全と資源管理は緊急

た、筋肉を切り出し、窒素、炭素安定同位体比測に実施すべき課題である。引き続き、海ウナギ資定に供した。環境調査では各定点において多項目源の保全と資源管理へ向け、好適生息環境の解明

水質計を用いて、10cm 深度毎に溶存酸素(DO)、塩を目的とした研究を推進する予定である。

東京湾の漁業と環境 第５号，57－66（2014）

釣り人から見た東京湾のマコガレイ資源
Stock status of marbled sole Pseudopleuronectes yokohamae in Tokyo Bay
from the standpoint of anglers.
久保田洋*1Hiroshi KUBOTA*1*1 独立行政法人 水産総合研究センター 本部 研究推進部〒227-6115 横浜市西区みなとみらい 2-3-3 クイーンズタワー B 15F
E-mail: miles@ affrc.go.jp*1 Research Management Department, Headquaters, Fisheries Research Agency, Queen’s Tower B 15F,
2-3-3, Minatomirai, Nishi, Yokohama, Kanagawa, 227-6115, Japan.
緒言ため，科学的なデータの無い定性的な情報であっても努めて記述し，またそれらの情報も踏まマコガレイ（ Pseudopleuronectes yokoha-

えて推論を進めていることをご容赦願いたい。

mae）は，北海道南部から東シナ海の沿岸各地に分布し漁獲される底魚類で，東京湾においてカレイ釣りの概要

も底曳き網や刺網により漁獲される重要な水産資源である。マコガレイは，漁獲量の推移や最初に，東京湾西部（神奈川県側）における各地先での資源解析結果から，1990 年代後半

遊漁としてのカレイの釣りについて概説する。

～2000 年代前半にかけて，多くの水域で明瞭な減少傾向にあり，東京湾もその例外ではない（片山・市川 2010，一色ほか 2010）。

1. 遊漁で利用される海域（図 1）
本稿で扱う釣獲データは，①走水～金田湾の著者は東京湾において，趣味として 2000

ボート釣り，②本牧海釣り施設の投げ釣り，③

年より貸し手漕ぎボートによるカレイ釣りを荒川屋での船釣りの３点であるが，以下に，東始め，現在まで継続しているが，この間，漁獲

京湾西部（神奈川県側）におけるマコガレイの動向から推察されるのとほぼ同様の資源の減

遊漁が行われる海域について概説する。

少を感じてきた。本稿では，著者の釣獲結果や

東京湾西部の遊漁では，陸からの投げ釣り，その他の釣獲情報からも漁獲動向と矛盾しな

遊漁船，ボート（手漕ぎ，船外機付船）等によい結果が得られていることを報告するとともりマコガレイが釣獲される。一般には「カレイに，カレイ釣りを通じて感じられた底生生物環釣り」と言い，マコガレイと限定しないが，釣境の変化およびマコガレイ資源の回復に向けれるカレイ類はほとんどがマコガレイである。

思うところを記すことを目的とした。

著者も，マコガレイ以外のカレイ類ではムシガ

本研究では，観音崎と富津岬を結ぶ線より北レイ（Eopsetta grigorjewi）を 1 尾釣ったこの東京湾の内湾域に限らず，観音崎以南の金田とがあるだけである。イシガレイ（ Kareius

湾までを含めて「東京湾」として扱う。なお，

bicoloratus）については，1970 年代以前には

本稿は「釣り人からの視点」という趣旨である

東京湾でも多数釣られていたことが想像され

58

久保田（2014）

るが，近年では僅かに釣れる話を伝え聞くに留で，岩礁の周囲の砂地を狙う場合もある。大津まる。なお，近年のイシガレイの釣獲物は，ほ～鴨居では冬季に同水深帯にノリ棚が設置さ

とんどが 50 cm 級の大型であるという特徴がれ，その周囲が好ポイントとなることも多い。

ある。

一方，本牧海釣り施設では，やや深めで水深16～20 m の沖桟橋が主要なポイントとなっている。荒川屋による船釣りでも，本牧沖においてはマコガレイのポイントの水深が福浦～鳥本牧海釣り施設

浜沖よりやや深い傾向がある。

荒川屋による主要なカレイ釣りの海域

荒川屋

2. 釣期の変化
貸しボート店
金沢八景
大津伊勢町(走水)走水港・観音崎
鴨居
久里浜
金田湾

東京湾西部におけるマコガレイの釣期について，ボート釣りによるものを中心に記述する。
マコガレイは一般に，夏季には深場に生息しており，船釣りも含めてほとんど遊漁の対象とならない。秋季に「乗っ込み」と呼ばれる産卵のための接岸行動を始め，冬季に浅海域で産卵し，春季に深場に戻るという，産卵に伴う深浅移動

図 1. 本牧海釣り施設，船宿（荒川屋）およびを行っており，産卵のために接岸している秋～

貸しボート店の位置

春が釣期となっている。
2000 年代前半頃は，ボート釣りでは 9 月中

投げ釣りでは，東扇島，大黒ふ頭，横浜港内

下旬から馬堀・伊勢町海岸～走水の海域で釣期の赤灯台堤防等の沖堤（渡船利用），本牧（海が始まっていた。当時の釣期初期の特徴は，釣り施設等），金沢緑道公園～八景島の対岸（福30cm 前後までの中小型のものが主体で釣獲さ浦），野島防波堤（渡船利用），うみかぜ公園，れることと，上手い人では 10 枚を超えるほど

海辺釣り公園，久里浜東電防波堤（渡船利用）

まとまって釣られる場合もあったことである。

など，足下からある程度の水深がある埋め立て

しかし最近 5～6 年では，9 月中に釣れ始める

地の地先や，渡船利用による沖堤が釣り場となことはほとんど無く，10 月中旬以降から釣れっている。ボート釣りでは，金沢八景，大津，始め，さらにかつての釣獲初期のような中小型

走水（馬堀・伊勢町海岸～走水港），鴨居，久の数釣りをほとんど聞かなくなった。10 月中

里浜および金田湾に手漕ぎボートを貸し出す

旬以降，釣獲尾数は減少するが，40cm 前後の店舗があり，それぞれの地先海域が釣り場とな

大型がよく釣れるシーズンとなる。11 月にはる。船釣りでカレイ釣りを看板に掲げる船宿は観音崎の南～金田湾の海域でも釣れるように

近年減少し，現在でも定期的にカレイ船を出しなる。12 月には観音崎以北では食いが落ちてている船宿は，神奈川県では金沢八景の荒川屋

釣りにくくなる一方，時に 50cm 前後の超大型

1 軒のみとなっている。荒川屋では，福浦沖～が記録される時期となる。希に 50 cm 前後の本牧沖までを主要な釣り場としており，場合に大型イシガレイが釣れる場合があるが，これもよっては東扇島沖までを狙う場合もある。

概ね 12 月である。観音崎以南では，海域によカレイ釣りのポイントは，走水以南のボートっては貸しボート店が冬季休業に入るが，営業

釣りでは，水深 7～12 m 程度の砂泥底が中心している海域では 12 月下旬までマコガレイが釣り人から見た東京湾のマコガレイ資源59

2. 船釣り釣れる。
1 月は，俗に産休と言われるほどマコガレイ

横浜市金沢区の船宿「荒川屋」において記録・が釣れなくなる。実際に同季節は産卵（放卵）

保管されていた「竿頭（さおがしら）の釣獲尾が行われる時期であるが，この時期は，陸から数」を使用した。「竿頭」とは，その日のカレの投げ釣りにおいて，夜釣りで雄だけが釣れる

イ船において，船中で最も多い数を釣り上げたことが知られている。産休の後は，2 月下旬よ乗船者である。毎日の乗船者数や総漁獲尾数等

りマコガレイの食いが戻り，その後は 5 月上旬の記録は得られなかった。ここで，乗船者数がのゴールデンウィーク頃まで釣期が続く。4 月

多いほど竿頭釣獲尾数がより多くなる確率がには産卵直後の疲弊した状態から十分回復し高くなると考えられ，カレイの釣況の悪い近年

魚体の厚みが増し，食味もよく，花見ガレイとで乗船者数が少ないことがバイアスとなる可も呼ばれる。ただし近年では，4 月中旬以降に能性があるが，乗船者数の少ない近年では長期は釣りにくくなっている印象がある。

にわたり乗船している常連客の割合が高いた

以上は，著者の体感に基づく主観的な，又はめ，期間を通じて竿頭釣獲尾数には大きな偏り

伝聞等に基づく定性的な情報によるものであが無いと考えられた。データを使用した期間は，るが，2000 年代半ばまでと比べると，それ以記録のあった 2000 年 9 月から 2013 年 3 月 9

降の直近年の年代では，①釣期の開始の遅れと日までとした。ただし，2006 年 1 月 1 日～2008

終了の早期化の両者による釣期全体の短縮化，

年 10 月 10 日の記録が失われており使用でき②釣期初期の小型の数釣りが聞かれなくなっなかった。

たこと，の 2 点で，釣期・釣獲動向に変化があ
3. 投げ釣りったと考えられる。

横浜市本牧海釣り施設において記録・保管さ方法れていた，聞き取りに基づく「1 日あたりの全入場者による総漁獲尾数」を使用した。1 日あ

1． ボート釣りたりのカレイ釣りの客数は不明であり，その目

著者が 2000 年 12 月から 2012 年 12 月まで安となる 1 日あたりの入場者数もデータ整理の 12 年間に行ったカレイ狙いでのボート釣りが困難であったため使用しなかった。本データによる釣行全 54 回において，現場でリリースを使用した期間は 2009 年 1 月から 2013 年 3

せず自宅へ持ち帰ったマコガレイの釣獲尾数，

月 9 日までとした。ただし，2010 年 4 月のデ

全長，性別のデータを使用した。全ての個体にータは失われており使用できなかった。なお，

対し，全長を 1 cm の精度で記録した。釣り場

東日本大震災の発生とその後の営業休止によにおいて 22 cm 未満の個体を釣獲後に再放流

り 2011 年 3 月 11 日～3 月 23 日の情報も無かしていることがあるが，記録が無いためデータった。

に再放流分は含まれない。ただし，小型個体は

このデータにより経年変化を見る際には，入元々あまり釣れず，再放流個体数は期間を通じ場者数によって変化する努力量の補正ができて 10 尾未満である。釣りを行った海域は，走ていないことのほか，施設による釣果の聞き取

水（伊勢町），鴨居，久里浜，金田湾の 4 ヶ所り努力（釣り客から見れば回答率）が期間を通であった。1 釣行あたりの釣獲尾数を CPUE

して変化していないかに注意する必要がある。

（Catch per unit effort）として集計した。

後者の問題に対する施設からの聞き取り結果によれば，「基本的には全員から釣果を聞く努60

久保田（2014）

力をしており，近年の方が確かに回答率は高い。

季節による雌雄別釣獲尾数の変化を図 3 にしかし，例えば 2009 年に回答率 7 割で最近で示した。季節によって雌雄比に差は見られなか

9 割，というほどの大きな差は無い」とのことったが，小型の記録が少ないことや，中小型主であった。

体となる 9 月の釣行が無いことが，雌雄比の季節変動が見られなかったことに影響した可能結果性もあると考えられた。

1. ボート釣りに限ると，111 尾で平均 CPUE は 2.06 であっ42

2012/09
年/月

2011/092010/09

2009/09

2008/09

2007/09

2006/09

2001/09

た。雌雄の記録の無かった個体が小型を中心と2005/090

た。釣獲物の全長組成と雌雄比を図 2 に示し

2004/09

なお，リリースをしなかった全長 22 cm 以上

2003/09

116 尾で，平均 CPUE は 2.15 尾/回であった。

6

2002/09

54 回の釣行において釣獲したマコガレイはCPUE （尾/日）

8

しておよそ半数を占めていた。記録があったも図 4. ボート釣りによる釣行毎のマコガレイのに限られるが，全体での雌雄比は雌が 84 %の釣獲尾数（CPUE）．釣獲尾数が 0 の場合はで，全長 38 cm 以上は全て雌であった。釣獲-1 で示した．

物の平均全長は 31.5 cm であった。

個体数

15
10
5

1416182022242628303234363840424446-0
全長 (cm)3 8 4 9 5 7 3 4 2 3 2 3 1

5
4
>40cm

3

30-39cm2

22-29cm

1
0

<22cm

00-01
01-02
02-03
03-04
04-05
05-06
06-07
07-08
08-09
09-10
10-11
11-12
12-13

記録無し
雌
雄

20

平均CPUE（尾/日）

釣行回数

釣期

図 5. ボート釣りによる体長階級別 CPUE の

図 2. ボート釣りによるマコガレイ釣獲物の経年変化．10 月～5 月を 1 釣期として平均し全長組成と雌雄た．

5

8

0 2 11 14 5 00

釣行ごとの釣獲尾数（CPUE）を図 4 に，また 10 月～5 月を 1 釣期として集計した体長
階級別 CPUE の経年変化を図 5 に示した。これによれば，2008-09 年釣期からの 4 年間にお

8月

7月

6月

5月

4月

3月

2月

1月

11月

いて，釣行回数が減ってはいるものの，CPUE
12月

10月

9月

0

記録無し
雌
雄

総釣獲尾数

釣行回数 0 9
30
25
20
15
10
5
0

は明瞭に低下していた。また，この 4 年間では，
2009-10 年釣期の例外はあるが，20 cm 台以下

図 3. ボート釣りによるマコガレイの雌雄別の釣獲割合が少なく，特に 2010-11 年釣期と釣獲尾数（総数）の経月変化

2011-12 年釣期は，割合として 40 cm 台の釣獲物が特異的に多い 2 年間であった。2012-13

釣り人から見た東京湾のマコガレイ資源

年釣期では 20 cm 台が多いが，集計時点で釣の釣獲物が少なく，やや大型に偏っている傾向もあるが，11 月および 2 月の釣行回数が少な

データ無し

成を図 6 に示した。11 月から 2 月で 20cm 台

1月～4月

6
4
2
0

2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
2007
2008
2009
2010
2011
2012
2013

釣獲されたマコガレイの月別の体長階級構8
平均竿頭尾数

行が 1 回のみであったため，評価が困難である。

61

く十分な検証はできなかった。

獲尾数の記録があった日数は 340 日であった。
竿頭釣獲尾数は，全期間で平均 5.05 尾であっ

6
4
2
0

た。

年

図 8.荒川屋における季節別の平均竿頭尾数の30
竿頭釣獲尾数

データ無し

調査対象期間においてマコガレイの竿頭釣

9月～12月

8

2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
2007
2008
2009
2010
2011
2012

2. 船釣り平均竿頭尾数10年

経年変化．2013 年 1 月～4 月は 3 月 9 日まで

20

の暫定値．

10

3. 投げ釣り
年/月

2013/01

2012/01

2011/01

2010/01

2009/01

2008/01

2007/01

2006/01

2005/01

2004/01

2003/01

2002/01

2001/01

データ無し

0

本牧海釣り施設の営業日 1 日あたりの釣獲
尾数の月平均値の変化を図 9 に示した。最も図 7. 荒川屋における竿頭釣獲尾数の経年変

月平均釣獲尾数が高かったのは 2012 年 7 月で化

10.6 尾/日，2 番目が 2012 年 6 月で 8.3 尾/日，
3 番目は 2012 年 3 月と 2013 年 3 月（※3 月 9
毎日の竿頭釣獲尾数を図 7 に，また 9 月～日までの暫定値）の 6.7 尾/日であった。

12 月と 1 月～4 月に分けて集計した平均竿頭
釣獲尾数の経年変化を図 8 に示した。図 7 よ

データ無し

年/月

2013/01

2012/072012/01

2011/07

2011/01はやや増加した（図 8）。一方，1 月～4 月で0

2010/072011 年まで明瞭に低下傾向にあり，2012 年に2010/01

数の平均値は，9 月～12 月では，2004 年から

5

2009/07

近年で少ない傾向にあると言える。竿頭釣獲尾

10

2009/01

して，その前後で竿頭釣獲尾数が明瞭に異なり，1日当たり釣獲尾数（平均）り，記録の無かった 2006 年，2007 年を境と15

は，経年的な低下傾向は 9 月～12 月ほど顕著

図 9. 本牧海釣り施設における 1 日あたり釣ではないが，平均竿頭尾数は 2000 年～2005

獲尾数（月平均）の変化．2013 年 3 月は 3 月

年の平均で 5.35 尾，2009 年～2013 年の平均

9 日までの暫定値．

で 3.92 尾であり，2009 年以降では 2005 年以
前よりも少ない傾向があった。

季節変化から，毎年 8 月には釣獲尾数がかなり減少し，9 月にはほとんど釣獲されない傾向62

久保田（2014）が明瞭に見られた。本データには釣獲物のサイ

2012 年秋季の 1 日あたり釣獲尾数は前年をズ情報が無いものの，
一般的には 5 月下旬頃以僅かに上回っただけであったが，2013 年冬季

降から夏までは，釣れるマコガレイはほとんど

では過去 4 年よりも釣獲尾数が明瞭に多かっ

全長 20cm 未満の 0 歳魚または 1 歳魚である。

た。

これらの小型のマコガレイは専門に狙って釣考察るものではなく，シロギス狙いの外道（混獲）として掛かるものである。従って，2012 年 6月～7 月で月平均釣獲尾数が高かったのは，ほとんどが全長 20 cm 未満の 0 歳魚・1 歳魚に

1. 釣獲物の雌雄比
著者はこれまで，1 月の産卵盛期には夜間に雄が特異的に釣れるとの情報や，釣獲されるマよるものと想定される。
釣獲尾数の経年変化を観察するため，9 月～

コガレイでは雌が圧倒的に多かったことから，

11 月（秋季），12 月～2 月（冬季），3 月～5

日中の釣りでは雌を特異的に漁獲している可月（春季），6 月～8 月（夏季）の 4 季に分け，能性があると考えていた。しかし，データを精

季節毎の 1 日あたり釣獲尾数の平均値の経年査した結果，釣獲後の調理の際に雌雄を記録し変化を図 10 に示した。ここで，年をまたぐ冬ていた程度であったため，全長 35 cm 以下で季の年の定義は，例えば 2010 年 12 月～2011の雌雄の記録が少なく，大型個体に偏った雌雄

年 2 月では「2011 年」とした。

比の印象を持っていたことが明らかとなった（図 2）。Kume et al.（2006）に掲載されて5

冬 (12月～2月)

4いる東京湾の刺網およびビームトロールによる採集物による雌雄別体長組成によれば，大型42個体のデータが少ないものの，雌雄比は全長2102009 2010 2011 2012 年

28 cm 以上で明瞭に雌に偏り，31 cm 以上では

秋 (9月～11月)

全て雌であった。また，マコガレイでは雌雄の02009 2010 2011 2012 2013 年

8

夏 (6月～8月)

63

1日あたり釣獲尾数8

春 (3月～5月)

632

成長速度と最終到達体長に大きな違いがある

1

ことが知られている（Lee et al. 2009）。以上

4
2
0

0
2009 2010 2011 2012 年のような既往の知見から考えれば，日中の釣り図 10. 本牧海釣り施設におけるマコガレイので雌を特異的に釣獲しているという印象は，大季節別の 1 日あたり平均釣獲尾数の経年変化．

型個体に偏って釣獲することにより全体とし2013 年春季は 3 月 9 日までの暫定値．

ては雌の割合が高くなるということであり，同2009 2010 2011 2012 2013 年

じサイズでも雌に偏って釣獲するという証拠
図 10 より，春季では 2011 年で釣獲尾数がは得られなかった。

最も少なく，東日本大震災により入場者数が減
少した影響が考えられるが，震災が起こる以前

2. 資源変動（2000 年代の資源減少と 2012 年の 2011 年冬季でも釣獲尾数が少ないため，冬級群の発生）

季から釣況が悪い年であったとも考えられる。

千葉県における東京内湾域のかれい類漁獲2012 年の夏季は，過去 3 年間と比べて特異量には短期的な増減の波があり，1980 年代後的に漁獲尾数が多かったが，サイズは前述のと半には 1,000 t 前後の漁獲が続く最大のピーク

おり，1 歳魚・0 歳魚といった小型がほとんどとなった。かれい類の内訳は，1970 年代までであると想定される。

イシガレイの割合が高かったが，以降はマコガ

釣り人から見た東京湾のマコガレイ資源

63

レイが主体となり，1980 年代の高い漁獲量は量が落ち込んでいた。一方，本研究による釣獲マコガレイによるものと想定されている。ピー

動向においても，これと同時期にボート釣り

ク以降，千葉県東京湾側でのかれい類の漁獲量（図 4，5）および遊漁船（図 7，8）の両者

は，1998 年までは年間 500～1,000 t であった

で釣獲尾数が落ち込んでおり，2007 年またはが，1999 年以降は 200～400 t となっている（東2008 年頃より資源状態がさらに悪化している

京湾研究会 2013）。神奈川県側では，底曳網ことを支持する結果が得られた。

漁業が行われる横浜市漁協柴支所においてマ

ボート釣りにおける釣獲物サイズの経年変

コガレイとしての漁獲量の記録があり，1967

化（図 5）から，2000-01 年釣期から 2007-08

年に 0 t であったが，その後増加し 1974 年に年釣期まで，毎年 20 cm 台の小型が一定の割

101 t となり，以降 1987 年までは 96～490 t，合で釣獲されていたが，以降，20 cm 台の小型

平均 264 t で推移した。その後，1988～1998

が釣獲されない年が見られている。さらに，

年で 37～178 t，1999～2006 年で 21～50 t と

2010-11 年釣期と 2011-12 年釣期においては，減少し，2007 年にやや増加したが，2008～

釣獲尾数が少ないながらも全長 40 cm 超の大2011 年で 20 t 前後とさらに低下した。
（一色型の割合が高かった。この 2 年間に 2012-13

ほか 2010，田島ほか 2013）。

年釣期を加えた 3 年間では，貸しボート店 HP

本調査では，比較的長期の時系列データがあの釣果速報においても，特に金田湾においてるものでも，2000 年以降の情報に限られる。

45 cm を越える超大型のマコガレイの記録が以前はもっとたくさん釣れたとの話は聞くが，多かった。

定量的には明らかでない。そうした中，1999

漁獲物における年齢別漁獲尾数を推定した

年頃の釣況について，横浜港内の沖堤における結果によれば，東京湾では 2006 年級群の加入

釣獲動向の記録として，「爆釣には 10 年ほどが良かったことが示唆されているが（一色ほかのサイクルがあるが，97 年と 99 年には 45 cm

2010），2008-09 年釣期以降，小型魚（全長 20オーバーの大型が爆釣する年が 1 年おいて続

cm 台）の割合が減少したという釣獲動向（図いた。それにしても最近の食いは異常だ。我々

5）から見ると，2006 年級群以降，良好な加入

釣り人にとってはうれしい現象だが，自然のサがなく，さらに近年の高い成長率（Lee et al.

イクルが狂いつつあるシグナルかと，ちょっと2009）の影響もあり，2010 年頃より現存する不安になったりも。」との記述がある（吉田マコガレイ資源が大型に偏っていた可能性が2000）。この記述のうち「10 年ほどのサイク考えられた。

ル」については，千葉県および横浜市漁協柴支

0 歳魚，1 歳魚といった小型魚の出現動向に

所の漁獲量にもある程度の周期性があるため，

ついては，本牧海釣り施設において夏季のシロ釣獲動向も漁獲動向と類似した周期的な変動

ギス釣りの外道として混獲される小型のマコがあったことを示唆している。また，吉田

ガレイの釣獲尾数の情報があり，2012 年では（2000）において自然のサイクルが狂いつつ

最近 3 年と比べ明瞭に多かったという特徴があるシグナルかと不安に思ったとの記述がああった（図 10）。また，荒川屋での聞き取りるが，超大型の爆釣のあった 1999 年から既に，情報によれば，最近何年かは夏季のシロギス釣

漁業においては漁獲量が低下する段階になっりで小型マコガレイの混獲を見なかったが，ており，不安は的中していたと言える。

2012 年には久しぶりに小型のマコガレイを見1990 年代終わり頃よりマコガレイの漁獲はるようになったとのことであった。これらの小低迷していたが， 2008 年以降にはさらに漁獲型マコガレイが 2011 年級群か 2012 年級群か

64

久保田（2014）は釣況からの判断が難しいが，2011-12 年釣期

キヒトデをほとんど見なかったところ，に出現していないことから，釣獲時は 0 歳魚で

2012-13 年釣期では久しぶりに見るようになあった 2012 年級群が主体であったと考えられったとの情報を得た。ヒトデ類の消長についてる。また，稚魚の調査からも，2012 年級群のは定性的な情報に限られるが，2000 年代には加入が良い可能性が示唆されている（石井 私

東京湾内湾域での底生生物相が貧弱化してい信および工藤 私信）。

たことも明らかとなっており（田島 2010），

以上のように，釣獲動向からも，漁獲動向や浅海域でも同様の変化が起きていた可能性も

資源調査等から得られる結果と矛盾の無い，調考えられた。しかし，このような状況下，2012

査結果を支持・補強する情報が得られると考え

年級群のマコガレイの発生状況が良いことにられた。特に，加入量のモニター材料として，加え，2012-13 釣期においてヒトデ類が見えて

本牧海釣り施設における夏季のマコガレイのきたことは，底生生物相全体に良い変化が生じ

釣況は貴重な情報となると考えられた。

ている兆しではないかと期待したい。

3. その他の生物に関する情報
カレイ釣りでは，外道としてシロギス，メゴ
チ，アナゴ類，マダコ，イイダコ，アイナメ，
カワハギ，ホシザメ，マダイ等が掛かるが，仕掛けをある程度落ち着かせて数分～10 数分動
かさないため，この間にヒトデ類やウミフクロ
ウ，ウミケムシ等が掛かる。釣獲されるヒトデ，類としては，キヒトデ（Asterias amurensis）

図 11. 2012 年 4 月 7 日に金田湾で釣獲したマ，トゲモ
モミジガイ（Astropecten scoparius）

コガレイの胃内容物から出現したナメクジウ

ミジガイ（Astropecten polyacanthus）およびオ類（TL 43 mm）の一種

スナヒトデ（Luidia quinaria）の 4 種がほとんどである。このうち，トゲモミジガイは岩礁

さらに，金田湾において，2012 年 4 月およの近くや転石，カキ殻等が混じるポイントに多び 2013 年 3 月に著者が釣獲したマコガレイのい。ヒトデ類の混獲動向として，2000 年代前

胃内容物から，ナメクジウオ類の一種が出現し半頃は 4 種ともよく見られ，中でもキヒトデがたことを確認した（図 11）。ナメクジウオ類の多かったが，2000 年代後半以降ではキヒトデ

生息地は，浅場の喪失や環境悪化により日本各はほとんど見られなくなった。さらに，著者の地で失われてきていることが知られている（西記憶として，2000 年前後では鳥浜の蒼鷹丸岸

川 1998）。かつては神奈川県でもナメクジウ

壁にキヒトデが高密度で張り付いているのをオが採集できていたが，昭和 50 年頃の金田湾

見たが，近年は見かけない印象がある。

の標本以降，近年はこれといった記録が無いよ2010-11 年や 2011-12 年釣期では，キヒトデはうである（中村 2006）。このようなナメクジ

もちろん，その他のヒトデ類も滅多に見られなウオが，2 年続けて，数少ないマコガレイ釣獲かった。しかし，2012-13 年釣期において，金物の胃内容物から出現していることは，金田湾

田湾のボート釣りではモミジガイやトゲモミが底生生物にとって良好な環境に復元しつつジガイがある程度見られるようになり，また荒あることを示しているのかもしれない。

川屋での聞き取りからも，カレイ船でここ数年

釣り人から見た東京湾のマコガレイ資源

4. マコガレイの資源回復に向けて

65

い年級群が発生しているため，漁業活動におけ底曳網漁業において漁獲されるマコガレイ

る努力からでもある程度の資源の維持・回復がでは，産卵に参加する以前の 1～2 歳魚が漁獲望めると考えられる。2012 年級群は加入の良の主体となっており（一色ほか 2010），低迷

好な年級群である可能性が示唆されたため，こしている資源の維持・増大を目指すにあたってうした年級群を親魚として残し，次世代へ繋い

適切な資源の利用方法であるとは考えにくい。

でいくことに意識を向けることが重要である。

また，あなご網による操業ではさらに目合の細環境改善による効果が現れるまでには相当なかいコッドエンドが使用され，水揚げサイズと時間が掛かるが，より効果的なのは漁業におけされる 15 cm 以下の混獲・投棄による死亡もる努力であり，これが資源回復，ひいては漁業問題となっている（大畑ほか 2005）。これを復興への近道であると考える。東京湾のマコガ回避するための改良漁具も開発されており（大レイ資源が回復することは，釣り人に留まらず，畑ほか 2008），普及していくことが望まれる。

江戸前の復活を願う一般市民の立場から見た一方で，横浜市漁協柴支所では，シャコが主

願いでもある。

たる漁獲対象であるため，小型のマコガレイの混獲は避けられないという問題がある。この点まとめについては，エビ類の保持とカレイ類幼魚の混獲回避に対して一定の効果が見られ，山口県で本研究により，遊漁によるデータからでもマ導入されている改良漁具（内田 2009，村田ほ

コガレイの資源動向の指標となる情報が得らか 2011）に類する漁具の試験・導入や，マコ

れ，資源状態の悪かった 2000 年代においても，ガレイ稚魚の育成場を禁漁区とする（清水2008 年～2011 年頃はさらに悪い状態になっ1991）など，ある程度は適用可能な手段もあたことが示唆された。また，2012 年級群が近るのではないかと考えられる。

年の中では加入のよい年級群であったことを東京湾のマコガレイ資源は 2008 年～2011

支持する情報も得られた。さらに，ヒトデ類に年頃に過去最低レベルにまで悪化したと推察

ついても 2012-13 年釣期に回復の兆しが見らされたが，資源の減少要因として，産卵に適しれ，底生生物を巡る環境が良い方向に変化する

た砂質の底質の減少，貧酸素水塊による稚魚のことにも期待したい。

へい死，底生生物相の貧弱化といった，環境か

マコガレイには，2012 年級群の加入が良好

らの影響も大きいと考えられる（東京湾研究会

な可能性が期待され明るい材料もあるが，この2013）。これらの負の環境要因を取り除くこと

ような加入が今後も続く保証は無い。東京湾のは，漁業資源の回復のために重要なことであり， 環境は，一朝一夕では解決しない多数の問題を
今後も環境改善に向けた努力は必要であるが，抱えているが，そのような環境下でも比較的加解決までにはかなりの時間が必要となる問題

入水準の良い年が観察されている。資源回復のである。さらに，東京湾のみならず，90 年代

ためには，環境改善に向けた努力に留まらず，には周防灘や播磨灘をはじめ，各地でマコガレ

漁業活動においても，産卵できるサイズに育つ

イの漁獲量に低下傾向が見られているため（片以前にマコガレイを大量に漁獲してしまう漁山・市川 2010），小型浮魚類と同様，地球規

業形態を改善し，良好な加入があった年級群を模の環境変動の影響を強く受けている可能性

大きな産卵群となるまで残存させ，次世代に繋もある。しかし，このような条件下でも，東京

げていくことが，資源回復，ひいては漁業復興

湾のマコガレイでは何年かに 1 度は加入の良のために重要である。

66

久保田（2014）
山 口 県 水 産 研 究 セ ン タ ー 研 究 報 告 , 9,125-132.

謝辞中村良成, 2006: ナメクジウオという生き証人．
本研究を行うにあたり，取材に協力していた

神奈川県水産技術センターメルマガ

だき，また貴重な情報を提供していただいた荒VOL.135 2006-3-17, [http://www.agri-

川屋および本牧海釣り施設の関係各位，著者を

kanagawa.jp/SUISOKEN/mailmag/no135.

ボートによるカレイ釣りに導いてくれた釣り

html]

仲間，貸しボート店（浜千鳥，カネハ釣具店，

西川輝昭, 1998: １．ナメクジウオ, 日本の希みうらボート店），そして趣味で続けていた釣少な野生水生生物に関するデータブック,

りを通じて感じていたことを発表する機会を

水産庁編, 社団法人日本水産資源保護協会,

与えて下さった 2012 年度東京湾研究会作業部

東京, 62-63.
大畑聡・池上直也・仲村文夫, 2005: 東京湾の会の各位に深く感謝する。

小型底びき網のあなご網操業におけるマコ
引用文献

ガレイ小型魚の混獲実態. 千葉県水産研究センター研究報告, 4, 1-5.

一色竜也・李政勲・大山政明・児玉圭太・堀口

大畑聡・池上直也・仲村文夫・柴田輝和, 2007:

敏宏, 2010: 神奈川県における水揚情報を基

東京湾の小型底びき網におけるマコガレイにした東京湾におけるマコガレイの資源構

小型魚の混獲を防除する漁具の開発. 千葉

造. 東京湾の漁業と環境, 1, 9-14.

県水産総合研究センター研究報告, 2, 1-5.

片山知史・市川忠史, 2010: 東京湾のマコガレ

清水詢道, 1991: 扇島沖のマコガレイ禁漁区のイ資源に関する知見と課題の整理. 東京湾

効果について. 神奈川県水産試験場研究報の漁業と環境, 1, 1-6.

告, 12, 97-106.

Kume G., T. Horiguchi, A. Goto, H. Shiraishi,

田島良博, 2010: 東京湾生物相モニタリング調

Y. Shibata, M. Morita and M. Shimizu,

査－1 底生生物相の経年変動. 神奈川県水2006: Seasonal distribution, age, growth,

産技術センター研究報告, 4, 21-30.

and reproductive biology of marbled sole

田島良博・鳥羽光晴・内田圭一, 2013: 東京湾

Pleuronectes yokohamae in Tokyo Bay,の漁船漁業と浅海漁業の現状. 日本水産学

Japan, Fisheries Science, 72, 289-298.

会漁業懇話会報, 62, 23-28.

Lee J.H., K. Kodama, M. Oyama, G. Kume,

東京湾研究会, 2013: 江戸前の復活！東京湾のY. Takao, H. Shiraishi and T. Horiguchi,

再生をめざして. 東京湾の漁業と環境, 4,2009: Changes in growth of marbled sole

A1-A33.

Pseudopleuronectes yokohamae between

内田喜隆, 2009: カレイ類幼魚に優しい底びきhigh and low stock-size periods in Tokyo網の開発. 山口県水産研究センターだより,Bay,

2, 4-7.

Japan,

Fisheries

Science,75,929-935.
村田実・國森拓也・松尾圭司・金井大成・原川泰弘, 2011: エビこぎ網の底網網目拡大効果.

吉田育生 編著, 2000: 最先端のカレイ釣り（釣りムック BIG1 シリーズ 34）. （株）主婦と生活社, 東京, 1-167.

東京湾の漁業と環境 第５号，67－78（2014）

東京湾の干潟における魚類群集の比較
Comparison of Fish Assemblages at Tidal Flats in Tokyo Bay
工藤孝浩*1
Takahiro KUDO*1*1 神奈川県水産技術センター 栽培推進部〒238-0237

三浦市三崎町城ヶ島養老子

E-mail: kudo.5k3s@pref.kanagawa.jp*1 Kanagawa Prefectural Fisheries Technology Center, Jogashima, Misaki, Miura,
Kanagawa 238-0237, Japan緒

言2002 年に，東京湾の環境再生を図るために資料および方法

東京湾に関わる関係省庁および自治体から構

東京湾の神奈川県沿岸域に設定された調査成される「東京湾再生推進会議」が発足し，流水域は，北から順に川崎水域，横浜港水域，平入負荷の削減をはじめとする様々な取り組み

潟湾水域の３水域である。各水域の位置と水域がなされてきた。うち，海域における環境改善内に設けられた７ヶ所の調査地点を図１に示対策のひとつとして，汚れた底泥の除去や良質した。各調査地点の概要は次のとおりで，2011

な土砂を用いた干潟や浅場が造成されている

年８月～12 月に，表１に示す年月日に水質調（東京湾再生推進会議，2013）。

査と魚類採集調査を実施した。

本県沿岸においては，2008 年に横浜市神奈
川区橋本町と川崎市川崎区東扇島に人工干潟が，2011 年には横浜市西区みなとみらい地区に人工干潟と潮入池が造成された。これらの人工干潟等は造成後の経過年月が短いうえ，専門家による生物調査はなされていない。そこで，
水産有用種を含み一般市民にも親しまれている魚類を指標として，近隣の天然干潟との群集
比較等を行った。
また，横浜港奥部に流入する帷子川河口周辺のマハゼ Acanthogobius flavimanus について，
貧酸素水塊の消長に対応したと考えられる移動が把握されたので併せて報告する。
なお本研究は，国土交通省国土技術政策総合研究所（以下，「国総妍」と略す）委託調査「平成 23 年度東京湾の干潟における魚類群集調査業務」の一部として実施された。

図１ 調査水域（四角囲い）と調査地点（黒丸）工藤（2014）

68

表１ 調査の実施状況
海域名

川崎

横浜港

平潟湾

１

調査地点
多摩川河口

2011年
8月

9月

10月

30日

11月

24日

東扇島

12日

横浜技調

11，13日

8日
10日

9日

11，13日高島水際線公園

13日

ポートサイド公園

11日

9日

13日

10日

8，25日

12日

野島水路

29日

夕照橋

29日

多摩川河口

12月

24日

11日

25日

9，10日
9日

と呼称され，面積は約 1,000 ㎡で，干潟・磯場

多摩川本流の最下流に架かる大師橋から約等の環境実験施設として 2008 年に竣工した

１km 下流右岸，川崎市川崎区殿町地先の砂泥（諸星ほか，2008）。干潟部は３段の階段式で，質の天然干潟に調査地点を設けた。その後背地

それぞれの低潮位基準面からの地盤高は、上段には大規模なヨシ Phragmites communis の群落

は＋1.0ｍ，中段は＋0.5ｍ，下段は±０ｍとなが存在し，群落内にはアイアシ Phacelurusっている。下段の干潟の前面は石積みの潜堤とlatifolius やシオクグ Carex scabrifolia となっており，－2.5ｍの海底の原地盤に接続すいった希少な塩生植物がみられ，環境省レッドる（図４）。

リスト掲載種であるトビハゼ Periophthalmus

４ 高島水際線公園

modestus の県内唯一の生息地としても知られ2011 年に横浜市西区のみなとみらい 21 中央ている（図２）。

地区に整備された臨海公園内に造成された人

２

工干潟と潮入池を調査地点とした。潮入池は，

東扇島
川崎市川崎区東扇島の東扇島東公園内に首埋立地を掘り込み擁壁に開けた２ヶ所の導水

都圏広域防災拠点の一部として整備された人管から前面の帷子川河口の水を導入したもの工海浜で，「かわさきの浜」と呼称されている。

で，東面は３段の人工干潟に続く（図５）。潮埋立地を掘り込んで擁壁を切って海水を引き入池と人工干潟部は合わせて約 1,000 ㎡で，柵込む形で造成され，その開口幅は約 30ｍ。潮に囲まれて通常時は立入りが禁止されている

下帯から後背地には山砂が盛られ，汀線の延長（工藤，2012）。帷子川に面した護岸の潮間帯は約 150ｍ。2008 年に竣工し，2010 年からはには幅約４ｍのテラスが造られ，2008 年に「生潮干狩りが解禁され，「川崎市に半世紀ぶりに態護岸」人工干潟と人工潮溜まりが整備されて復活した砂浜」として市民に広く利用されてい

いる。

る（図３）
。

５ ポートサイド公園

３

横浜技調

横浜市神奈川区ポートサイド地区に 1990 年

横浜市神奈川区橋本町の国土交通省関東地

代に整備された臨海公園で，帷子川をはさんで

方整備局横浜港湾空港技術調査事務所（以下、

高島水際線公園の対岸（帷子川左岸）に立地す「横浜技調」と略す）の構内に造成された人工る。護岸前面には人工ヨシ原が造成され，その干潟とその両端部の石積みの人工磯場を調査

地盤高は低潮位基準面から＋1.5ｍ。ヨシ原の地点とした。人工干潟と人工磯場は「潮彩の渚」

前面は垂直護岸で基部には捨石が積まれてお東京湾の干潟魚類69

図２ 多摩川河口

図３ 東扇島図４ 横浜技調

図５ 高島水際線公園

り，－3.0ｍの平坦な泥質の河底に接続する（林，後の生物相の回復は顕著で（工藤ほか，2002），

2006）。ヨシ原の上に張り出した形で造られたハゼ釣りや潮干狩りで賑わっている（図７）。

ウッドデッキ上から釣獲採集を行った（図６）。

７ 夕照橋

６

野島水路

人為的な環境改変が著しい平潟湾内に残さ

横浜市金沢区南端に位置する平潟湾と東京れた唯一の干潟。干潟面は砂質でカキ殻が散在湾とを繋ぐ水路２本のうち南側の水路。両岸にし，その地盤高は低潮位基準面から＋0.5ｍ。

存在する干潟のうち規模が大きな南岸の横須干潟の前面は浚渫工事によって低潮位基準面

賀市側の干潟を調査地点とした。1960～1990

から－3.0ｍまで掘り込まれており，急な傾斜

年代は水路の出口に土堰堤が築かれて海水ので原海底面へと落ち込んでいる（図８）

流入が止められており，水路中央部にまで浮泥が溜まって環境が劣化し，塩分低下に伴って岸

水質調査

辺にはヨシ原が発達した。1994 年に水路出口

各調査地点において魚類の採集調査時に，水が完全開削されると，年を追って干潟の泥分が温・塩分・ＤＯの鉛直プロファイルを多項目水流亡しつつ塩分が上昇してヨシ原が衰退し，現

質計（JFE アドバンテック社 製 A A Q 1 7 7 型 ）在は砂質に富んだ干潟となっている。水路解放を用いて観測した。

工藤（2014）70

図６ ポートサイド公園

図７ 野島水路(2013)に従い，資料的価値が高い標本について
は，横須賀市自然・人文博物館魚類資料（ＹＣ
Ｍ－Ｐ）として登録保管した。
発育段階の区分は，河野編（2012）に従って
次のとおりとした。稚魚：鰭条が定数に達し鱗も出はじめるが，体型や模様が成魚とは異なる
もの，未成魚：鱗の分布や模様が完成し体型も成魚に近いが，性的には成熟していないもの，
図８ 夕照橋成魚：性的に成熟しているもの。
マハゼについては国総研の耳石解析に供す

多摩川河口と東扇島については，調査員が測器を持って干潟前面に立込み，横浜技調とポートサイド公園では，隣接した垂直護岸の上から測器を降ろし，高島水際線公園では帷子川に面した垂直護岸と潮入池内（９月のみ）で観測を行った。平潟湾水域では，船上から干潟前置斜面末端（水深３ｍ前後）における観測を行った。
魚類採集調査調査地点の特性に合わせ，サーフネット採集，潜水採集，釣獲採集を単独または組み合わせて魚類を採集した。
採集された全ての魚類は，現場で 10％海水
ホルマリン溶液に浸漬して固定標本として持ち帰り，後日研究室内において種の同定を行っ
たうえ，デジタルノギスを用いて標準体長（mmSL）を測定し，体重（ｇ湿重）を計測した。
種の同定，標準和名および学名は中防編るために活かしたまま持ち帰り，当日のうちに冷凍標本として保管した。標本は，後日解凍して標準体長，全長（mmTL）と重量を計測し，測定後の標本は 90％エチルアルコール水溶液
にて保存して国総研へ提供した。
調査に用いた採集方法は次のとおりで，調査
地点・月毎の適用状況を表２に示した。
１ サーフネット採集
サーフネット（袋網：幅２ｍ×高さ 1.2ｍ×深さ２ｍで３mm メッシュ；袖網：長さ 4.5ｍ×
高さ 1.2ｍで５mm メッシュ）を用いて，水深１ｍ以浅の水深帯において２人１組の調査員によって徒歩で曳網した。
多摩川河口，東扇島，野島水路，夕照橋の４地点においては，距離 50ｍの曳網を場所を替えつつ３回行った。50ｍの曳網距離がとれない
横浜技調と高島水際線公園においては，地形条東京湾の干潟魚類71

表２ 調査地点・月毎に適用された調査方法
海域名

川崎

横浜港

平潟湾

調査地点
多摩川河口

2011年
8月

9月

10月

網

11月

網

東扇島

網

横浜技調

潜水、網

網
網

潜水

潜水、網

高島水際線公園

網

ポートサイド公園

釣り

釣り

釣り

釣り

釣り、網

釣り

野島水路

網

夕照橋

網

12月

潜水

網

網

網、釣り
網、釣り

網：サーフネット採集，潜水：潜水採集，釣り：釣獲採集

図９ サーフネットの概要

件に合わせて曳網距離を短縮し，横浜技調につの仕掛けにアオイソメを餌として使用した１

いては中段の干潟（幅約６ｍ，延長約 40ｍ）

本釣りにより，９～11 月のポートサイド公園

のみにおいて干潟全面を曳いた。

と野島水路において調査員３名が６時間，12

図９にサーフネットの概略構造を示した。
２

潜水採集
スノーケリングによって調査員が潜水し，目

月の夕照橋においては調査員３名が 30 分，12
月の野島水路と夕照橋においては調査員１名が１～３時間の採集を実施した。

視で発見した魚類を手網で採集した。サーフネ
結果および考察

ット採集の効率が悪かった横浜技調においてのみ，９～12 月に実施した。目視によって確実に同定された種については，種別個体数と発水質各調査地点において観測された表層と底層

育段階を記録した。

（B+10cm）における水温，塩分，ＤＯを表３に

３

示した。

釣獲採集
５～7 号の釣針 1～２本，ハリス１～1.5 号

工藤（2014）72

表３ 水質調査結果
海域名

調査地点

多摩川河口
川崎
東扇島
横浜技調

横浜港 高島公園

ポートサイド

野島水路
平潟湾
夕照橋

調査月日 水深(m)

水温(℃)

塩分(psu)

表層

底層

表層

DO(mg/L)

底層

表層

底層

備考

8月30日

0.8

26.5

26.6

2.6

4.0

5.5

4.1

10月24日

0.9

20.7

21.4

5.5

16.0

6.4

4.3

12月8日

1.1

13.2

15.5

8.0

24.0

7.9

5.5

9月12日

0.9

28.3

28.2

21.9

22.8

13.3

12.8

11月10日

1.2

19.0

19.1

29.4

29.4

7.4

7.6

9月13日

2.9

29.2

28.5

20.1

27.4

7.0

3.7

11月11日

1.9

18.0

20.2

23.0

30.0

6.8

4.6

9月13日

2.9

27.3

27.9

18.0

20.0

3.5

0.0 本流部

9月13日

0.6

30.2

29.3

20.2

20.6

5.2

2.4 潮入池内

10月9日

2.9

21.5

22.8

18.0

28.0

4.8

3.8 本流部

11月11日

3.2

15.6

19.8

7.0

28.0

8.2

4.0 本流部

10月9日

2.2

21.6

22.7

16.0

27.0

5.6

5.5 本流部

10月9日

1.7

21.3

22.9

16.0

27.0

4.8

4.0 湾入部

11月14日

3.0

19.3

19.5

24.0

28.0

6.1

6.5 本流部

8月29日

2.8

27.0

26.7

23.5

27.5

9.8

5.2

10月25日

3.8

21.0

20.5

30.0

31.5

5.3

4.6

11月12日

2.4

17.5

18.1

21.5

31.0

9.8

7.2

12月9日

3.3

9.9

14.3

22.0

31.0

8.5

6.1

8月29日

2.1

27.5

27.0

21.0

26.5

12.1

7.8

10月25日

3.0

20.4

21.0

22.0

31.5

5.3

4.0

注）ＤＯのうち網掛けされたセルは、貧酸素水塊の基準である4.3mg/Lを下回った観測値を示す

表層水温は，９月に最高値，12 月に最低値

ＤＯは，11 月の東扇島とポートサイド公園が観測され、30℃台から９℃台まで大きな変動を除くほぼ全調査地点・全調査期間で，底層よがみられた。最高水温は９月の高島水際線公園

り表層の方が高かった。貧酸素水塊については，の閉鎖性が高い潮入池内で観測されたもので，現状では国内で統一された濃度基準は存在し同日に観測された同公園前面の帷子川では約ない。そこで本研究では，山室ほか（2013）が３℃低い 27.3℃だった。最低水温は 12 月の野

便宜的に定めた約 4.3mg/L（＝３mL/L）以下を島水路で観測された 9.9℃だった。底層水温は

貧酸素水塊の基準に適用したところ，野島水路

表層水温と同様に９月の高島水際線公園で最と東扇島を除く５地点において，８～10 月に高値、12 月の野島水路で最低値が観測された

貧酸素水塊が観測された。特に，９月の高島水が，変動幅は 29℃台から 14℃台までと表層に際線公園では，唯一表層でも貧酸素水塊が観測

比較して小さかった。

され，底層では 0.0mg/L と無酸素状態になって塩分は，東扇島を除くほぼ全調査地点・全調

おり，厳しい貧酸素化の実態がうかがえた。

査期間で表層よりも底層の方が高かった。また，
表層・底層ともに全調査期間を通じて多摩川河

魚類採集調査口で低く，平潟湾２地点で高い傾向がみられ，

１ 確認された魚類

淡水に近い２psu 台から東京湾沖合において

本調査では、
29 科 54 種（２未同定種を含む）

一般的に観測される 32 psu 台までの幅広い値の魚類が確認された。それらの学名，標準和名，が観測された。また，夏季に低く冬季に高い傾採集された個体の発育段階，出現水域並びに調向がみられた。

査地点の干潟の種別（天然干潟か人工干潟）を

東京湾の干潟魚類73

表４ 本調査で採集・確認された魚類一覧

No.

科

学名

Dasyatis akajei
Sardinella zunasi
Engraulis japonicus
Cyprinus carpio
5
Tribolodon brandti
6
Tribolodon hakonensis
7 ヨウジウオ科
Syngnathus schlegeli
8 ボラ科
Chelon affinis
9
Mugil cephalus cephalus
10 トウゴロウイワシ科 Hypoatherina valenciennei
11 コチ科
Inegocia japonica
12
Platycephalus sp.2
Lateolabrax japonicus
13 スズキ科
14 アジ科Caranx sexfasciatus
15 ヒイラギ科
Leiognathus nuchalis
16 フエダイ科
Lutjanus russellii
17 クロサギ科
Gerres equulus
18 タイ科Acanthopagrus latus
19
A. schlegelii
20 キス科
Sillago japonica
21 チョウチョウウオ科 Chaetodon ephippium
22 ウミタナゴ科
Ditrema viride
23 シマイサキ科
Rhynopelates oxyrhynchus
24
Terapon jarbua
25 イスズミ科
Kyphosus bigibbus
26 メジナ科
Girella punctata
27 タウエガジ科
Dictyosoma burgeri
28 イソギンポ科
Omobranchus elegans
29
O. punctatus
30
Petroscirtes breviceps
31 ネズッポ科
Repomucenus valenciennei
32 ハゼ科Acanthogobius flavimanus
A. lactipes
33
34
Acentrogobius virgatulus
35
A. sp.2
36
Chasmichthys gulosus
Favonigobius gymnauchen
37
Glossogobius olivaceus
38
Gymnogobius castaneus
39
40
G. heptacanthus
Mugilogobius abei
41
Periophthalmus modestus
42
Pseudogobius masago
43
Tridentiger bifasciatus,
44
T. obscurus45
T. trigonocephalus
46
Gobioidei Gen . sp.
47
48 カマス科
Sphyraena pinguis
Ｋａｒｅｉｕｓ ｂｉｃｏｌｏｒａｔｕｓ
49 カレイ科
Ｔｒｉａｃａｎｔｈｕｓ ｂｉａｃｕｌｅａｔｕｓ
50 ギマ科
Rudarius ercodes
51 カワハギ科
Takifugu niphobles
52 フグ科
T. pardalis
53
T. sp.
54
1 アカエイ科
2 ニシン科
3 カタクチイワシ科
4 コイ科

29科

54種

標準和名

出現水域
干潟種別
備考
成魚 川崎 横浜 平潟湾 天然 人工●●● 目視確認
●
●
●
●
●
●
●

発育段階
稚魚

アカエイ
サッパ
カタクチイワシ

未成魚

●
●

コイ

●

●

マルタ

●

●

ウグイ

●

●

ヨウジウオ

●

●

セスジボラ

●

ボラ

●

トウゴロウイワシ

●

トカゲゴチ

●

マゴチ

●

スズキ
●

ヒイラギ

●

クロホシフエダイ
●

キチヌ

●

クロダイ

ダイナンギンポ

●

●

●

●

●

●
●

●

●

●

●

●

●

●

●
●

●

●
●

●

●
●

●

●
●

●

●

●

●

●

●
●
●

●
●

●
●

目視確認

●
●

●

●

●

●

●

●

●

●

●

●

●
●

●

●

目視確認

●

●

●

●

メジナ

●

●

●

●

●

ノトイスズミ

●

●

●

アオタナゴ
●

●

●

セグロチョウチョウウオ
シマイサキ

●

●

●

コトヒキ

●

●

●

シロギス

●

●

●

クロサギ

●

●
●

●

●

ギンガメアジ

●
●

●

ナベカ

●

●

●

目視確認

イダテンギンポ

●

●

●

目視確認

ニジギンポ

●

●

ハタタテヌメリ●マハゼ
アシシロハゼスジハゼ
ツマグロスジハゼ
ドロメ
ヒメハゼ
ウロハゼ
ビリンゴ

●
●
●
●

ニクハゼ
アベハゼ
トビハゼ
マサゴハゼ
シモフリシマハゼ
チチブ
アカオビシマハゼ
ハゼ亜科未同定種
アカカマス
イシガレイ
ギマ
アミメハギ
クサフグ
ヒガンフグ
タキフグ属の１種

●

●
●
●
●
●
●
●

●
●
●
●
●
●
●

●
●

●

●
●

●

●

●

●

●
●
●
●

●
●
●
●
●

●
●
●

●

●

●

●
●
●
●

●

●
●
●

●
●

●
●
●

●
●

●

●
●
●
●
●
●

●

●
●

●
●
●

●
●
●
●
●
●

●
●

●
●

●
●
●

目視確認

●
●

●
●
●
●
●
●
●
●
●
●
●
●
●
●
21種 38種 13種 29種 28種 25種 42種 29種
●
●

目視確認

工藤（2014）74
表４に示した。

確認された魚類はハゼ科 Gobiidae が 16 種と最も多く，全確認種の 30％を占めた。ハゼ科
を除くと，複数種が確認されたのは３種のコイ科 Cyprinidae，イソギンポ科 Blenniid とフグ科 Tetraodontidae，２種のボラ科 Mugildae，
コチ科 Platycephalidae，タイ科 Sparidae 及びシマイサキ科 Teraponidae で，他の 21 科は１種ずつと幅広い分類群にわたっていた。

図 10 マサゴハゼ（上が雄で下が雌）YCM-P44953

発育段階別にみると、成魚が確認されたのはハゼ科の７種をはじめとする 13 種のみで，他の 41 種は稚魚から未成魚であった。このことから，確認された魚類の多くは調査地点を育成場として利用していたことが推定される。
出現水域別にみると，川崎が 29 種と最も多く、横浜港が 28 種とこれに次ぎ，平潟湾が 25
種と最も少なかったが，水域間の差は小さかった。また，天然干潟での確認種数は 42 種と，人工干潟の 29 種を大きく上回った。

図 11 セグロチョウチョウウオ YCM-P44956

注目すべき種としては次の２種が挙げられ，それぞれの標本は横須賀市博物館魚類資料（Ｙ
７地点の中で最も多くの種数が採集されたＣＭ－Ｐ）として登録・保管された。

masagoのは，25 種が採集された多摩川河口であった。

（YCP-P44953，図 10）は環境省レッドリスト

川崎水域で採集された種の 93％がここで採集に絶滅危惧Ⅱ類（ＶＵ）として掲載されている

されており，コイ Cyprinus carpio ，マゴチ

希少種で，多摩川河口と野島水路干潟上の水た

Platycephalus sp.2 ， ツ マ グ ロ ス ジ ハ ゼ

まりや澪などの浅く狭い水域から複数個体がAcentrogobius sp.2 や シ モ フ リ シ マ ハ ゼ

採集された。

Tridentiger bifasciatus といったここのみで

マ サ ゴ ハ ゼ

Pseudogobius

セ グ ロ チ ョ ウ チ ョ ウ ウ オ Chaetodon

採集された種が多いのが特徴的だった。逆に，

ephippium(（YCM-P44956，図 11）はいわゆる最も採集種数が少なかったのは，７種の横浜技

死滅回遊魚の１種で，横浜技調の人工磯場の石調であった。同じ横浜港水域に属する高島水際

積みの間隙から１個体が採集された。横浜市磯線公園とポートサイド公園の種数は，10 種及子区地先（工藤ほか，1986）というこれまでのび８種といずれも少なかった。

東京湾における北限記録が更新された。
２

調査地点ごとの魚類の採集状況

採集個体数をみると，野島水路の 2,591 個体が最も多く，夕照橋の 938 個体がこれに次いだ。

調査を行った７地点について，採集方法，採両地点は平潟湾水域に属し，ともに８月にはク集された魚類の種数，個体数及び湿重量を表５

ロサギ Gerres equulus の稚魚が多数採集されに示した。これらの地点では、48 種、総計 4,708ており（図 12），全採集数に占める本種の割合

個体，計 12,505ｇの魚類が採集された。

は，野島水路で 77％，夕照橋で 76％と非常にク

東京湾の干潟魚類

用いて Shannon-Wiener の多様度指数Ｈ’を求表５ 調査地点ごとの魚類採集状況
海域名

調査地点
多摩川河口

採集方法

種数

8～12月計
個体数
重量（ｇ)め，天然干潟と人工干潟の魚類群集の生物多様性を比較した。

サーフネット

25

573

777.2

東扇島

サーフネット8

68

1,159.8

横浜技調

サーフネット
潜水

7

296

373.6

高島水際線公園

サーフネット10

101

1,855.9

ポートサイド公園

釣り

8

141

2,004.3

野島水路

サーフネット
釣り

22

2,591

5,787.1

夕照橋

サーフネット
釣り

17

938

546.7

天然干潟３地点において８，10，12 月の３

48

4,708

12,504.6

回，人工干潟３地点においては，９，11 月の

川崎

横浜

75

平潟湾

合計

天然・人工干潟それぞれ３地点におけるサー
フネット採集による魚類の月別採集試料から
Shannon-Wiener の多様度指数Ｈ’を算出し，その経月変化を図 13 に示した。

２回サーフネット採集を実施した。実施月が異なるため厳密な比較はできないが、多様度指数
Ｈ’の月別の変化からは，おおむね次のような傾向が読み取れた。
８，９月は天然・人工干潟とも地点間のばらつきが非常に大きく，天然干潟と人工干潟の間に差異はみられなかった。前項で述べたとおり，８月の野島水路と夕照橋ではクロサギの集中的な採集があり，その影響によって多様度指数が著しく低下した。一方の人工干潟では，９月の東扇島でマハゼ，横浜技調でクロサギの集中的な採集があり，やはり多様度指数の低下をも
図 12 クロサギの採集状況たらした。
ところが，10 月には多様な種が均等に採集高かった。一方，最も採集個体数が少なかった

され，天然干潟３地点の多様度指数はいずれものは東扇島の 68 個体であった。

2.47～2.90 の高い水準にまとまった。しかし，採集重量をみると，野島水路の 5,787ｇが最11～12 月には各地点で種数と個体数がともにも多く，ポートサイド公園の 2,004ｇがこれに減少し，多様度指数は 1.25 以下の水準に低下次いだ。両地点では，ともに９～11 月に調査し，天然・人工干潟間の差異は見出し難い状況

員３名による釣獲採集が実施されており，釣りとなった。

によって大型の魚類が選択的に採集された影

天然干潟３地点の月別多様度指数の平均は響が大きいと考えられた。一方，採集重量が最1.59 で，人工干潟の 1.13 を大きく上回った。

も少なかったのは横浜技調で，374ｇであった。

しかし，天然干潟において多様度指数の著しい

横浜技調は，干潟面積が狭いうえに石積み部分

高まりが見られた 10 月において，人工干潟でが多く，採集効率が悪かった。そのために潜水は調査が行われていない。また，８，９月期と採集を併用したが，最も少ない採集量にとどま

11，12 月期には天然・人工干潟間の差異が見った。

出せなかったことから，今回の調査から人工干

３

潟の魚類群集の生物多様性が天然干潟より低天然干潟と人工干潟の生物多様性比較
釣獲採集や潜水採集に比べて定量性が高いと考えられるサーフネット採集による試料をいと結論づけることは早計と思われた。

工藤（2014）76

多様度指数（H')

3.50

多摩川河口(天然)3.00

野島水路（天然）

2.50

夕照橋（天然）

2.00

東扇島（人工）1.50

横浜技調（人工）1.00

高島公園（人工）

0.50
0.00

8月

9月

10月

11月

12月

図 13 東京湾干潟における魚類群集の Shannon-Wiener の多様度指数（H’）の経月変化（2011 年）

横浜市南部の金沢湾内に造成された人工海

本流の河床は両岸の垂直護岸の直前まで浚浜である海の公園と隣接する天然干潟である

渫が施されており，水深は平均水位基準で約３

野島海岸の生物生産機能の比較研究では，両者ｍの平坦な泥底となっている。一方，湾入部のに差異はみられないとの結論に至った（神奈川水深は最深部でも１m 未満である。また，高島

県水産総合研究所，2001）。当時，海の公園は水際線公園の潮入池の水深は最深部で-0.6ｍ

既に造成後 20 年を経過しており，その間に時であり，帷子川と連絡する導水管は池底よりも間をかけて諸機能が徐々に天然干潟に近づい

高い潮間帯にある。

ていったものと考えられた。この様に，天然・

表６に，帷子川河口周辺における９～11 月

人工干潟間の比較の際には，造成後の経過年数のマハゼの採集状況を示した。９月は貧酸素化

をはじめとして，流入河川の有無といった地理が著しく，特に本流の底層では無酸素状態とな的条件等を加味して多角的に検討する必要がっていた。マハゼは潮入池で 10 個体が採集さある（工藤，2002）。

れたのみで，本流における調査員３名６時間の４

釣果は他の魚種を含めて皆無。また，湾入部は貧酸素化に対応したマハゼの移動の可能性

この時点では未調査であった。貧酸素水塊は本調査において厳しい貧酸素化が確認され10 月にも引き続き観測され，本流では依然とた帷子川河口に位置するポートサイド公園として魚類は全く採集されなかったが，湾入部で

高島水際線公園において，貧酸素化に対応したは 38 個体のマハゼが採集された。11 月になると考えられる示唆に富むマハゼの移動が明らと貧酸素化はほぼ解消され，本流で初めてマハかになった。

ゼが採集されるとともに，湾入部と潮入池でも帷子川河口は，右岸に高島水際線公園，左岸

引き続き採集された。

にポートサイド公園が整備されており，ポート

2012，2013 年には，湾入部において未調査

サイド公園の下流端には幅約 20ｍ、奥行き約だった９月のマハゼの分布状況を明らかにす80ｍの湾入部がある（図１中の白抜き黒丸）。

るため補足調査を実施した。その結果，両年とこの湾入部は、かつて帷子川に注いでいた小支も湾入部で多数のマハゼが釣獲された一方，本川の末端で，本流の垂直護岸化と浚渫，小支川流での釣獲は皆無であり，９月の湾入部におけのほぼ全ての埋め立ての中でかろうじて残さるマハゼの集中分布が確認された。

れた浅海域である。

これらの状況から，本流の貧酸素化が顕著と東京湾の干潟魚類77
謝辞

表６ 帷子川河口域におけるマハゼの採集状況（2011 年）

横浜国立大学の古川恵太客員教授（前国総研

マハゼの採集数

海洋環境研究室長）には，本調査の企画段階か

本流

湾入部

潮入池

9月

0

未調査

10

10月

0

38

未調査

11月

10

12

4

備考
無・貧酸素化貧酸素化

ら実施に至るまで様々な場面でご教示をいた
だいた。国総妍海洋環境研究室の岡田知也室長と吉田潤氏，神奈川県水産技術センターの櫻井繁主任研究員には現地調査でご協力をいただ
いた。また，標本の測定や試料整理では山口利恵氏のお世話になった。ここに厚く御礼申し上
げる。
引用文献
林

豊，2006：ポートサイド公園のヨシ原再生．ハマの海づくり，海をつくる会編，成山堂書店，東京，72-75．

神奈川県水産総合研究所，2001：神奈川県実態調査．平成 12 年度漁場環境修復推進調査
報告書（総合とりまとめ），水産庁，187-298．
河野博編，2011：東京湾の魚類．平凡社，東京，374p．
図 14 貧・無酸素水塊の消長に対応した
帷子川河口域におけるマハゼの移動

なる９，10 月に，マハゼは隣接した浅海域である潮入池や湾入部に入り込んでその影響を回避していた可能性が指摘される。帷子川河口域における貧・無酸素水塊の消長に対応したマ
ハゼの移動を，図 14 に模式的に示した。
人為的な環境改変が進んだ東京湾沿岸に生息する魚類にとって，夏季の貧酸素化は生活史を全うするうえで最大の問題であり（東京湾海洋環境研究会編，2011），特に移動性が乏しい
ハゼ科魚類や移動能力が乏しい仔稚魚にとって，貧酸素を回避する場の重要性は非常に大きい。今後は，人為的に造成された干潟や浅海域が有する諸機能のうち，本研究によって示唆された魚類が貧酸素を回避する場としての機能を検証していく必要がある。

工藤孝浩，2002：人工海浜と自然海浜の生物
生産機能の比較．水産業における水圏環境保全と修復機能水産学シリーズ 132，松田治ほか編，恒星社厚生閣，東京，71-85．
工藤孝浩，2012：横浜駅から徒歩 10 分の新たな干潟．神奈川水産技術センターメルマガ
VOL.392
http://www.agri-kanagawa.jp/suisoken/ma
ilmag/na392.html (2013/10/10 アクセス)
工藤孝浩・滝口直之・柵瀬信夫，2002：横浜市平潟湾流域の魚類相と人為的環境改変，神奈川県水産総合研究所研究報告，７，135-148．
工藤孝浩・鴨川宗洋・伊藤俊弘，1986：横浜
市沿岸域の魚類相．横浜の川と海の生物（第４報），横浜市公害対策局

公害試料 126，

181-225．
諸星一信・鈴木信明・今村均・古川恵太・亀山豊・木村尚，2008：自然再生・利用・防災

工藤（2014）

78

機能の向上のための都市型干潟・磯場の整備
計画．海洋開発論文集，28，759-764．

東京湾再生推進会議，2013：海域における環境改善対策．東京湾再生の取り組み

全種のhttp://www1.kaiho.mlti.go.jp/KANKYO/

同定（第三版）．東海大学出版会，神奈川県

TB_Renaissance/Marine/Reduce_Polluti

秦野市，2428p．

on_Load.htm(2013/10/10 アクセス)

中坊徹次編，2013：日本産魚類検索

東京湾海洋環境研究会編，2011：東京湾

人

山室真澄・石飛裕・中田喜三郎・中村由行，と自然とのかかわりの再生．恒星社厚生閣，

2013：貧酸素水塊

東京，389p．

社，東京，227p．

現状と対策．生物研究

79

盤洲のカイヤドリウミグモ
鳥羽光晴（千葉水総研セ）・小林
張豊（千葉水総研セ）・石井 亮（千葉水総研セ）・

成年（水総研セ）
・山本敏博（水総研セ）・良永知義（東大）
・宮崎勝巳（京大）

2007 年に木更津市地先の盤洲干潟で二枚貝時期は主として 5～7 月と 10～11 月であり，5に対する寄生性節足動物カイヤドリウミグモ～7 月に寄生したウミグモが 6～7 月のアサリ（以下ウミグモ）が大量に発生した。当該漁場の死亡をもたらすこと、10～11 月に寄生したではこの寄生によってアサリの大量死亡が発

ウミグモが翌年 5 月以降の次の世代の寄生を生し，2006 年に約 2,900t であった放流漁場でもたらすことが判明した。

のアサリ生産量は，2008 年には 170t に激減しまた、成体の分布には地域差があり、分布密た。ウミグモの発生は 2012 年現在も継続して度の濃淡の地域的パターンは毎年ほぼ同じでおり，風評被害など二次的な影響も加わって漁あることが明らかとなった。盤洲では中部域

業生産および漁家経営に深刻な問題が生じて（東京湾アクアライン周辺）で成体の分布密度いる。本発表では、これまでの調査で判明したが高かく、成体が多い場所ではウミグモの寄生

ウミグモの生態とそれを考慮したアサリの放が多かった。

流生産方法について紹介する。
生活史

対策

ウミグモの寄生盛期の前後に成体のウミグモには雌雄があり，雌が産出多い場所と少ない場所にアサリ放流して成長した卵塊を雄が抱卵してふ化させる。ふ化幼生と生き残りを比較した。その結果，寄生が多いの大きさは約 0.6ｍｍであり，ふ化直後から寄場所に寄生盛期前に放流したアサリは生き残生性を有する。アサリの殻腔に侵入した幼生はりが 20％以下に低下したのに対し、寄生が少アサリの軟体部にとりついてアサリの体液をない場所に寄生盛期後に放流したアサリは約吸引しつつ成長する。寄生生活をした幼生は胴50％の生き残りを維持した。この結果から、

長約 2mm で成体となり，アサリの外に出て自本研究で適用した方法で現場調査を行い，寄生

由生活に入り，交尾後に産卵する。

の発生しにくい時期と場所を特定した上でア

底引き型ネットを用いた周年調査によって，サリを放流することによって，ウミグモの発生

ウミグモ自由生活成体の分布密度は、盤洲干潟

条件下でもアサリ生産を行える可能性を示しでは 5～6 月と 9～10 月にピークを持つことがた。

判明した。また，アサリに対するウミグモ寄生資源減少とその要因

演者の一人である鳥

個体数調査の結果、ウミグモの寄生発生には季羽は，これまでに東京湾研究会で二枚貝の資源

節性があり、成体の分布密度変化と対応して 6減少とその要因に関して一連の報告を行って～7 月に大きなピークを有することが明らかきた。それらは，貧酸素のアサリ幼生に対するになった。

影響，強波浪による底質の不安定化のアサリにさらに，アサリの現場飼育実験結果から，ウ対する影響，原因不明のハマグリの大量死，そ

ミグモのアサリへの寄生は 5～6 月に発生する

して今回の寄生虫によるアサリの資源減少でが，寄生したウミグモが成長することによってある。東京湾の水産資源の減少に関しては環境

アサリに対する生理的負荷が増大し，6～7 月

悪化を中心に議論する傾向があるが，資源減少にアサリの死亡が発生すると推定した。

をもたらす要因は多様であり，個々の事例につ以上から，盤洲干潟ではウミグモの寄生開始

いて地道な原因究明を続ける必要がある。

平成２４年度 東京湾研究会

議事録

日時：平成２５年 ３月 １３日（水） 10:30～17:00
場所：木更津市民会館（木更津市貝渕 2-13-40）
出席者 46 名（別紙参照）
議事

１．開会，挨拶（増養殖研飯田所長）
東京湾は個人的にはなじみのある地域。多くの問題があるが，解決のために多くのみなさまの忌憚のない意見をお願いしたい。
平成 24 年度の活動報告（児玉）東京湾再生行動計画（第二期）への提言のとりまとめについて
水産分野からの発信の必要性を共通認識として，東京湾研究会第 2 次企画作業部会において提言のとりまとめを行った。第 13 回東京湾シンポジウム（国総研主催），第 6 回東京湾海洋環境シン
ポジウム（東京湾海洋環境研究委員会），2 回のシンポジウムで外部に向けて紹介した。
水産庁赤潮貧酸素水塊事業の説明（桑田部長）
平成２５年度より有明海，瀬戸内海，東京湾を対象に後継の新規事業を立ち上げ，他の海域では赤潮中心だが，東京湾は貧酸素水塊を中心に課題提案を行った。

ミニシンポジウム「江戸前の復活！東京湾の再生に踏み出すために」
趣旨説明（児玉）提言では，干潟・浅場の機能の再生，底質の改善が重要であることを指摘した。今回のシンポジ
ウムでは，次のアクションに踏み出すために，東京湾の底質環境と水産資源の現状と干潟・浅場再生に関する最新の知見・取り組みについて理解を深め，具体的な再生の方向性について議論するために企画した。
基調講演１
これからの東京湾再生の方向性とそれを支える科学技術（港湾空港技術研究所中村由行研究主監）（質疑）
鳥羽：環境改善手法の紹介，個々には分かるが，全体的には大手術が必要という意見が出ていた。
施策による効果，レスポンスについて知見あるか？
中村：三河湾では再生に必要な干潟のサイズやその効果も含めモデルで計算し，現在，必要な干潟造成をすすめ検証をしている最中。東京湾ではこれからの課題。
鳥羽：三河湾は特殊な事例で東京湾には直ちには適用できないため本当の議論はこれから。何かできることは？

中村：東京湾ですすめるにはどのような姿を目指すか検討し，たたき台をこれから示したい。モデルを使うことで，どこにどのくらい造成したら効果的かといった議論もできる。
市川：内湾は河川の影響が大きい。東京湾での河川の流量コントロールなどの議論はないのか。
中村：川の影響の一つに，栄養塩の供給がある。播磨灘への流入河川では管理されている。東京
湾では行政を動かすパワーが足りないのかもしれない。
野村（東大）：アサクサノリにとってはまだ栄養塩は多いが？
中村：対象によって適正値はかわる，合意形成が必要だろう。
児玉：提言についても，同様の作業が必要と考える。
基調講演２
東京湾の底泥の平面分布について（国土技術政策総合研究所

岡田知也室長）（質疑）
工藤（神奈川）：千葉側の泥のデータはないのか？
岡田：神奈川，東京のデータしかとっていないので，今後千葉側も取り組みたい
鳥羽：砂溜まり１６％の母数は？
岡田：運河内の海域面積である
鳥羽：砂溜まりの生物生産への活用はどうする？
岡田：いっしょに考えていただきたい。砂場はすでに生物が利用されているが，十分に活用されているかは分からない。
一色（神奈川）：田浦の砂溜まりではアサリをとっている，砂溜まりは安定していると考えてよいか？
岡田：安定するように手を加えるという方法があるかもしれない。
秋元（神奈川）：含水比は環境改善の指標となりうるか？貧酸素との関係は？覆砂により含水率を下げていこうという考え方はあるか？
岡田：含水比だけで評価はしないが，含水比 100 をひとつの区切りとして，それ以下は良いとみていい。
長谷川（千葉）：ここで区分した底質と COD など水質基準の区分との関係は？含水比は栄養塩と関係があるか？
岡田：含水比は底層 COD との関係はあるが，海域区分との関係を直接示すものではない。
話題提供2012 年の貧酸素水塊の状況および定点における底泥性状の変化（大畑）（質疑）
長崎：青潮発生後の赤潮発生は？ 過去に昨年のような事例は？ 貧酸素によるシストの死滅などは考えられないか？
大畑：日射条件によっては赤潮が発生する。2012 年は出なかったが，なぜ出なかったか条件の検討が必要。ちなみに赤潮はケイ藻赤潮であった。
東京湾奥の浅場に着底した二枚貝や甲殻類の生息状況（小泉）質疑 なし東京湾のアサリを増やすには（張）（質疑）
長崎：流速が早いと摂餌がうまくいくイガイと，うまくいかないアサリの違いは？
張：イガイ，カキは水管がない，それが原因。
市川：クロロフィルの中身の違い，季節による違いはあるか？
張：海域による違いはある。中身までは確認していない。

横浜市海の公園における漁場浄化機能（秋元）（質疑）
小林（千葉）：潮干狩で激減するのに夏以降の資源は回復する。人手によって増減するがうまく回っているということか？アサリを採捕して取り上げることにより常にアサリがいる状態になっているのか？
秋元：幼生が平潟湾由来なのか東京湾由来なのかは分からないが，他からきたものの着底・生残が良いからだと考える。
総合討論
児玉：干潟・浅場の浄化機能を沖合への波及をどう考えるか？海の公園ではそのような評価はされているか？
秋元：3m 以深には生物がいないので，3m より少し深いところの環境が良くなることで状況が変わっていくのでは？ 湾奥の浄化機能は沖合への波及は難しいかもしれない。
児玉：これまでの研究会を俯瞰すると，魚→環境，今後は？へとシフト。方向性は意見一致しており，場の修復が重要である。沿岸部の修復が沖合への正のスパイラルを起こせるか？という問題提起があった。漁獲量低下が著しいのは二枚貝なのでこれを再生の指標の一つにするのは一案である。三河湾に比べて東京湾で再生事例が少ないのはなぜか？三河湾の事
例について説明求む。
中村：三河湾は，関係者が愛知県のみなので合意形成しやすい。東京湾でも可能では。
児玉：どこに干潟つくるか，合意形成できるはず。
児玉：港湾内はデッドゾーンと思われがちであるが，そうでもないという話があった。どうやって活用していけば良いか？
小泉：港湾で生物の棲めるエリア，砂溜まりを保護する余地あるか？
岡田：こちらからアプローチすることで余地あると思う。
児玉：水産サイドに対してこんな情報があればということは？
岡田：アサリがいるという事実は 1 回だけ調査なので，データを積み重ねる必要あり。生物の場として今後どのように活用するかという関係者間の議論・合意もいる。今後，老朽化した護岸改修があるのでチャンスはある。技術的問題と制度的問題の 2 面があるが，技術的問
題は研究者サイドが必要となればすぐ出せるようにカードをもっておく必要がある。制度，

フォーラムをつくることによって民間，大学，行政の意見をとりいれ，制度に結び付けられたらいい。
工藤：チャンスであるがピンチでもある。改修後は砂を戻さない方がコスト安い。戻すとこんないいことがあるのだということを宣伝していかなければならない。東京都のあさしお運河のように地域住民を巻き込んだ活動も必要。
石井：岡田さんへのリクエストだが，運河だけでなく，東京湾全体で浅場のあるところには生物がいるということを認識・アピールしていただければありがたい。堤防の近くでも浅いところにはアマモ場があったりする。
秋元：湾央部の問題は大きい。港湾管理者が覆砂をしているが，流域からの負荷が減っている現在は効果があるのでは？ もっと積極的にしてほしい。
岡田：湾央は広大過ぎる。費用対効果が最も見込まれる沿岸からやるということになる。沖合では貧酸素水塊解消と生物回復までやるには膨大な投入がいる。
児玉：フォーラムなども活用し水産と港湾のより密な連携が必要と総括できる。また東京湾研究会として何を目指すのか議論していく必要がある。二枚貝のみで良いのか？ノリに関する問題提起もあったが。
野村：生物は大規模埋め立ての前の東京湾の地形に適応していた。護岸が出来たことによって劇的に変化，外来種も入りやすくなった。かつて赤潮少なかったのは，二枚貝の浄化作用のおかげではないか。二枚貝を対策の中心に据えるべき。
桑田：内湾においてケイ藻の赤潮があるということは無料の餌が供給されるということ。プラン
クトン食の二枚貝はそれを食べるわけで効率的。また，漁業経済からみても二枚貝が重要。
児玉：再生のための糸口として二枚貝が重要ということで今後進めたい。
鳥羽：議論・提言を見ていて危惧をいだく。水産の立ち位置が見えてこないので提言を作った。
必要なのか今後どうするかという視点。二枚貝もこれまでもいろいろやってきたが，増えてこなかった。人も予算もない中で，冷徹になってロードマップを作る必要がある。次の企画作業部会に期待する。
児玉：今後議論したい。

２．研究事例紹介
中川河口域におけるウナギの分布状況と生息環境（山本）（質疑）森岡（海上保安庁）：分布密度，CPUE などに関するデータはないのか？ 餌に関して，安定同位体ではぴったりのものがなかったが，他の餌とミックスして食べているというようなことはないか？
山本：CPUE は最盛期で筒 1 本に 1 匹くらい。 8 割がケフサイソガニ，2 割がエビ類。
梶山（千葉）：利根川河口では 20ｋｇくらい獲ったら終わりにしている。漁師の腕次第。メスが95％くらいなのは中川と同じ。海ウナギと言われている個体は深いところにいる。
釣り人から見た東京湾のマコガレイ資源（久保田）（質疑）石井：コメントだが稚魚調査では 2008，2009，2010 年は少なかったので報告と合っている。
秋元：増えている魚の中に，アイナメ，シャコとあったが，漁業の傾向とは逆。どう考えるか？
久保田：特にここ 1 年の印象として本当に増えているのは間違いない。

魚類を指標とした東京湾の干潟における生物多様性の評価（工藤）（質疑）
梶山：マハゼの湾入部への移動について調査などで直接確かめているか？
工藤：データから推測している。今後確かめたい。
柴田：貧酸素解消後の餌生物の回復状況は調査しているか？
工藤：残念ながらベントスを調査する余裕がないが，多毛類などは短期で回復して餌となるので，十分な供給があるのだろう。
盤洲のカイヤドリウミグモ（鳥羽）（質疑）
工藤：ウミグモはアサリの中で何をしている？
鳥羽：針を刺して体液を吸う，寄生虫である。
久保田：湾内の他の地域での状況は？
鳥羽：盤津，富津ののみ。浮遊しないので大きな分散はない。
瀧本：外来種なのか？
張：100 年近く前に博多湾で発見されている。その後飛び石的に発生。ヨーロッパで散発的な発生の記載はあるが大量発生した例はない。外来種としてもどこから来たのか分からない。
在来種の可能性もある。よくわからないのが現状。
その他
東京湾研究会 25 年度の活動方針案の説明（事務局山本）１．提言の宣伝，活用，展開
2．現場ニーズの掘り起こしと整理
3．イノベーション（ケアシェルによるアサリ垂下養殖など）
4．1~3 を企画推進するための作業部会を設置
桑田：来年から増養殖研中心で進めるのでよろしくお願いする。
市川：中央水研は，これからもサポートする。
鳥羽：頼もしく感じている。よろしくお願いする。
市川：来年度は神奈川で開催したい。
米山所長（神奈川）：了解した。
閉会挨拶 千葉柴田次長

平成24年度 東京湾研究会 出席者名簿

平成25年3月13日

千葉県水産総合研究センター

内水面水産研究所
種苗生産研究所 富津生産開発センター長
次長（資源研究室長事務取扱）
主席研究員
研究員
所 長
主幹
主席研究員
上席研究員
上席研究員
上席研究員
上席研究員
研究員
研究員
室長

山崎 英夫
柴田 輝和
石井 光廣
小宮 朋之
鳥羽 光晴
梶山 誠
長谷川 健一
林 俊裕
小林 豊
大畑 聡
島田 裕至
石井 亮
坂本 浩
庄司 泰雅

振興企画室

主 任

小泉 正行

資源環境部

所長
部長
主任研究員
専門研究員
主任研究員
副技幹
主任研究員

米山 健
杉浦 暁裕
工藤 孝浩
鎌滝 裕文
秋元 清治
一色 竜也
田島 良博

静岡県水産技術研究所

浜名湖分場

科長

山内 悟

国土交通省 関東地方整備局

港湾空港部

沿岸域管理官付 課長補佐

松坂 省一

海上保安庁

総務部
海洋情報部環境調査課
海洋情報部環境調査課

参事官
主任環境調査官
環境調査官付

瀧本 峰男
難波江 靖
森岡 裕詞

沿岸海洋・防災研究部

海洋環境研究室長

岡田 知也

研究主監

中村 由行

資源研究室
東京湾漁業研究所

東京都島しょ農林水産総合センター
神奈川県水産技術センター

栽培技術部
企画経営部

港湾空港技術研究所
国立環境研究所

環境リスク研究センター 生態系影響評価研究室

研究員

児玉 圭太

東京大学

大気海洋研究所

特任研究員

野村 英明

水産総合研究センター

本部

研究開発ｺｰﾃﾞｨﾈｰﾀｰ

長崎 慶三

所長
部 長
グループ長
主任研究員
研究員
グループ長
主幹研究員
主任研究員

飯田 貴次
桑田 博
張 成年
山本 敏博
丹羽 健太郎
澁野 拓郎
渡辺 一俊
黒木 洋明

所 長

馬場 徳寿

主任研究員
センター長
グループ長
グループ長
主任研究員

久保田 洋
渡邊 朝生
清水 勇吾
市川 忠史
児玉 真史

増養殖研究所
資源生産部
沿岸生態系グループ

沿岸資源グループ

中央水産研究所
資源管理研究センター
資源生態グループ
海洋・生態系研究センター
資源環境グループ
モニタリンググループ
生態系モデルグループ

本号は平成 25 年 3 月 13 日に千葉県木更津市民会館で開催された、中央ブロック
水産業関係研究開発推進会議・東京湾研究会において発表された論文・要旨・議事録を収録したものである。

編集担当者 	
  山本敏博・児玉真史
平成 26 年 3 月 1 日発行
 	  発行人 	  飯田貴次 	  発行所 	  独立行政法人 	
  水産総合研究センター 	
  増養殖研究所
 	
   	
   	
   	
   	
  〒516-0193 三重県度会郡南伊勢町中津浜浦 422-1
 	  印刷所 	  文明堂印刷株式会社