・

・

さけ・ます
ふ 所報，SCi Rep

HOkkaidoSalmon

HatChery: 39‑51 (1989)， (43)

温泉廃水による 環境破壊― 1I
川陽温泉の廃水汚染が 釧路川水系の 魚類に及ぼす 影響
橋本進。

Environmental Disruption by Waste Water from a HOt Spring‑II
Effect Of Waste

Water

POllution Of the "Kawayu‑0nsen"

On

Fish fn the "Kusirogawa‑River Systems"
SusumuHASHIMOTO*

Abstract
tn the previus report, ;t became

clear that the death accident 0f chum

Kusirogawa‑river was occurred by the toxicity 0f mononuclear
resulted fromflowing hot spring waste

A1‑ion under acidic conditions

0f the Kawayu‑0nsen

water

figerling fn thewhich flows into Lake

Kussharok0.
1n this study, the writer examined when wastewater

Of the Kawayu‑0nsen

acidified Lake

Kussharoko and the Kusirogawa‑river and affected the ecosystem Of the Kusirogawa‑river,and also where ;t reached fn the Kushirogawa‑river
1. rt is known

from the literature that manyk0 at least tillthe end 0f ww
2. The pH of the Yukawa‑river

system.

animals and plants had lived ru Lake Kusshar0‑

II although its productivity was
was

very

po0r.

almost equal t0 the caluculated value Of the [H@‑ion

produced from the hydrosysis 0f the salufate of the iron and aluminum

fn the river.

It wascalculated that tL would not be able to decrease the density 0f the [H@J‑ion bo the saftey
level by dilution with inflow 0f the calutivating river 0f Lake Kussharok0.
acidification 0f Lake Kussharoko
Originated in hot spring waste

was

water

Therefore, theresulted from the salufate 0f the iron and aluminume
0f the Kawayu‑0nsen.

3. The halt 0f the bi0‑productivity Of the Lake Kussharoko was caused by the large‑scale
developmentof the hot spring conducted together with three times Of the Japan's economic

development

after WWI1. The halt contrarily occured at the same time 0f firstdevelop‑

ment in 1954.
4.

The remarkable acidification fn the upper part 0f the Kusirogawa‑river and simultaneous

北海道さけ，ますノ 、 化場研究業績第
317 号
ふイヒ士易
" 水産庁北海道さけ・ます(HOkkaidosa@monHatChery

TOyohira‑ku,Sappor0, 062JAPAN)
39， FiSherieSARenCyofJapan， 2‑ 2NakanoShima，

橋

outflow Of the toxicic mononuclear

本

A1‑ion into the river began after the third exploitation

Of the hot spring tn 1965

5. The quantity 0f mononuclear
after the watermust

sampling.

be separately done

A1‑ion fn river water
after the water

A1‑ion in the river

relate not only to the amountof use Of hot spring Watertn a year

the chumreasons,

samplegoes

A1‑ion@s colected

to change by the year.

seems

fluctuation of density may
these

the timeasAcordingly, the quantitative analysis of mononuclear
immediately

6. The density Of mononuclear

7. FOrrapidly decreased

And the0f rainfall but also to the amountfingerlings t0 be stockedfrom

Kusiro Hatcheryweretransported tU the safety area determined by the pH measurementt0 avoid the toxicity of

A1‑ion.

and 14km

fromThat place was

the Kusiro

25km

downstream

fromthe outlet Of lakedownstream

Hatchery

8. Als0, it ts considered that the biggest cause
the fish death

Of the inanimation uf Lake Kussharoko andaccident in the Kusirogawa‑river

Therefore, if the acidity 0f Kawayu‑0nsen's
possible that not

only

the environment

improved

Lake

Kussharoko

but also

is waste
waste

water

Of the upper

revives and

new

water

the Kawayu‑0nsen

be neutralized, it would

can

part

from

be

uf the Kusirogawa‑river issight‑seeing resouces

developedare

川湯温泉の廃水については，古くは五十嵐彦仁L により。"河川を汚濁する天然廃水" として，屈斜路湖の増養殖価値を低下させていることに 憂えられていたものであ る。 かつてこの湖 では，田中日によると，昭和3年の漁業組合の設立と共に， ウグイを主体に，アメマス・ オべライべなどの漁業生産があ り，昭和 4 年よりは士要点属 としてオべライべの 人エふ化が進められると共に，ワカサギ，ニジマス，べ二マスの移植が計られていたと報告されている。
この屈斜路湖は，わが国の淡水湖としては 第 4 位という大きな湖であ る。 もしこの湖に，漁業が営まれるほど魚が棲むなら，明媚な風光と相まって，自然の大きな恵みを子々孫々 まで享受することができよう。

しかしながら，この湖 では，酸， 庄 化が進んで栄養源 もほとんどなくなり， l,3‑。)近時には 1968 年にウグイの 放流が行われたものの， 却 i I 時過ぎて，漁業はおろかいつしか魚の姿すら見ることができなくなった。
ケそして19fi8年 3 月にはこの湖 を起源にする釧路川において放流サケ稚魚の大量死亡が発見され，道上衛生研究所及び北海道大学工学部などへの 依頼調査の結果，勾 &2 河川水の酸性化 或は高アルミニュウム 含量のいずれかに起因したものと推論された。 図 I は死亡魚が発見された付近の釧路川の景観を 1972 ヰに写したもの
であ るが，川水はアルミニュウムイヒ 合物の析出により薄緑色を呈‑し， 極めて凄惨な様相を呈． していた。

この事件は，川湯温泉の汚染が今では湖水のみにとどまらず流出河川にまで及んでいることを示唆する。
とともに，この川を母川にしているさけ・ます資源に対してまで影響しかねないことを示唆するものであ る。
この釧路川 起源のさけ資源は，北海道にとどまもず 日本のさけ・ます資源にとって。質・

量 ともに最も重要なものの―つであ る。
したがって，その毒，件を調べたところ
先の報告7) のとおり，モノマー
態アルミニュウム イオンにきわめて5@ い

毒性のあ ることが明らかになり，これを契機に河川水申のアルミニュウム(以下 Al} の濃度を継続して調べた。
これらの結果にっいては，既報の結果を参考に，この釧路川での Al 汚染の影響が いつごろからサケ稚魚、・を 死亡させるほどになったか，

また生物試験の結果を基にどの 地点にまで及んできたか， またその将来は，

脚注 □ 昭和43 年度事業成績
書 u969) : 北海道止水産
脳化場， 62p ， 28‑29 。

脚注 2) 後藤克己，田村紘基，岩瀬
政古 (1968) : 釧路 @上流部水質調査報告 (プリント)，北海道大学工学部。
ハ40

温泉廃水による
環境破壊―1I

図 @サケ稚魚が死んでいた付近の釧路川の景観．美濃里橋 (Lt.7) か
美留和川の合流点を臨んだ所．川水の色はアルミニュウム化合物の析出のために，薄緑色を帯びて
濁り ， 極めて凄惨な景観を呈してらいた

図 2

観測点並ぴに資料を引用した場所・
観測点 : 1 ，湖水出口; 2 ， 美豊@ll合流前 ; 3 ， 美豊川 l ; 4 ，英留和僑 : 5,
美留和川 l合流前 ; 6 ，英留和川
l ; 7 ，美濃里僑 : 8 ， 札友内橋; 9 ，弟子屈病院前 ; 10 ，弟子屈駅前 ; H ， 鎧別Nl ; 12 ，放流点
引用個所: a, JJll
湯温泉 : b ， 湯)ll)lla ; c ， 仁伏温泉 : d ， 砂湯 , e ，赤湯;
f ，池の湯 ; g ，和琴温泉; h ，和琴火山前', i，和琴温泉cc ， 仁伏沖 ;dd,
砂湯沖 : fl ，湖心
41

橋

本

などを検討し， 1972 年の日本陸水学会で 口頭報告した。しかし，別報同様に報分記載が行われていなかったた

め，湖水の酸性 原因及び毒性 Al の湖水からの流出時期など再考察し，再度の調査前に報告するものである。
イヒ

なお，この調査を進めるに当たっては，当時の北海道さけ・ますふ化場釧路事業場鴨川肇場長はじめ，辻弘技官 (現渡島支場長) 及び山谷邦夫技官 (現北見支場次長) らに多大な協ヵ を得た。ここに記して感謝の意を表します。

調

査

方

法

湖水の化学的及び生物学的な変遷状況については，過去の資料として高安 ・近藤 6 の屈斜路湖調査は 933),
五十嵐他'リの屈斜路湖震災調査概要 u938)

を，近時のものとして北川。
)およびその他の資料拘屯 " を 比較・

1968 年から 1972 年にかけて行った調査結果から検討検討した。 また湖水流出後の状況及び予測については，した。図 2 はこの報告で引用並びに観測した場所を示したものであ る。

A@ の定量はオキシン塩 の抽出比色法川によったが，濃度が著しく低くなるところでは検水量を多くすのと共に，波長を385nmにして検出感度を上げた。 また1972 年には，毒性の強い Al イオンが採水から定量までの間に消失する恐れがあ ったので，採木地点で抽出分離したものも定量 し 。
の定量は・0‑ フェナンスロリン比色法を，pH定量法を検討した。鉄 (以下 Fe)の測定にぼ主に 口上期揚製の U‑ 5pH

メータを用い， 時には

比色紙をイ井 用した。

結果及び考察l ．屈斜路湖への温泉廃水の影竿
l ) 屈斜路湖の水賀
表 1 ― 表 3 は，過去に行われた湖水及ぴ湖水の環境に関係する諸条件の調査資料の結果を示したものである 。 すなわち強酸性の水を湖水に排出していた湯川の pH

表l

湖水の主な水質の変遷状況

a， 23‑26

湯 JIUI □ * (b)2.I

沖 (cc@

4． 6

P

伏

2 I
5 0 4 3
5 5
5 5
・

．

揚 沖 (dd)
(ff)

5． I

湖水出口

(I@

4． 8

・

@

(ff)

0 ． 004< 0.002

湖水出口

(I)

0 03I

湯川 川口

(b)

伏

仁

伏

沖 (cC@

5.4

I 8
3 3
4 0
4 0

0 II@

5 g

5 2
・

・

9 6
2 0
，

・

・

・

0.002

0.004

0 002

0.003

12.94

25.2

・

・

・

・

47

I 75
・

3.08

湖

* 図 2 の観測地点参照

2.O・

沖 (cc)

湖水出口

．

7， @@

4 I
0‑048

湯川 川口 (b)
湖

，

1968

7， 23‑ 3 土

・

，山

仁

Fe

10 ， 3‑10

・

仁
砂

1938

1929

年
月

PH

は ， ]929 年と 1938 年とでは． 同じか下降傾向が見

(I)

0 16
・

湖沼人エ湖の陸水学的性状調査資料u970) ; 北海道立水産職化場， 155p ，
脚注 3) 北海道に於ける
42

46 。

温泉廃水による
環境破壊―1I
られるのに，湖水の pHはむしろ高くなる傾向が見られる。 しかしながら，この湖水の pH

それ以前の値に比べて著しく低い (表 I し。 すなわち 19.W8年以後に，急激な pH

は， 1968 年にはの下降が生じたことがうかがわれる。
この湖の pHが著しく低い原因については，この川湯温泉の温泉水には， Fe 及び AI の硫酸塩が多量に含まれ，これが加水分解して生じる多量の水素イオンを， 湯川を介して湖水に流出するためと言われている。
。
ちなみに，19fi@年 9H6は [H・を算出すると， 鉄]:23g イオンの水素

525X10‑ ，g イオン，Al イオンの77ppm

・

イオン濃度に各 々 相当する。 これらの水素イオンに相当する pH

柄養河川の性質及ぴ
流量 (m'/SeC)

Al

92<@年丼 l

ェ

及び

強酸水

河川名

排出河川(A)

セセクべ川(湯川)オサッぺハl

8 ， 22

非排出河川
l

エントコマツプハ l

8 ， 22
8 ， 22月

1968 年;tZ

流 量

日

pH
22
h6
58
69

0 @07

月

7.28

0.21

7 ， 2@
7,28
7.28
7.28

0 2I
0 0g5
0 07
0 058

7,28
7,28

0 13
0 ． 07

6 7
6 6
・

7,28

0 65

4 @

9, 6

I 495
6 7l

トイコイハ l
8， 22

0 220

7 0

シケレべンべツHl

8 ， 22

0.240

7.0

・

・

オンネナイ 川トコク ンカレナイ )ll
アメ マスW
トオバオマツプWl、計 (B)ノ0 ． 028
0 773

・

・

・

2.728

.738

7.80
m'/sec に換算

屈斜路湖岸の温泉群の主な性質

1938 佼 @loss"2

1938s31968"

川揚温泉 仁伏温泉 砂湯温泉 赤湯温泉和琴火山前和琴温泉 和琴温泉 砂湯温泉

<d>

<h>

<d>

6 8

7 3.@0

7 30

7 3l

T .3I

で

40

44.0

52.5‑f60.5

48.5

90.0

7

76

56 66

586 6
．

56
．

3 I4
44 ． 55 2 5g

珪酸塩(Sio ， )ppm

528.6

52.O

47.16

49.66

41.75

44.0

PH

土

燐酸塩(p ，O ， )ppm

・

・

・

温

・

・

545

詐 1 及ぴ註 2 : それぞれ高安，近藤
引 ，及び長内 ・田中川より 転記; 註 I では個を

水

69

・

・

月

・

・

14 3II

年

・

・

・

II

(A+B)/(A)

温泉群淡

72
7o

・

I 3g4
8， 22

表3

7.2

・

.063

・

釧路W

7.6

・

・

・

8 ， 24
7

10 ，

7.6

・

．

8， 23

pH
I@

・

・

オンネシレトW

ポントウ沼 川口

0 86

流 量

日

7,28

・

・

オランコシW

希釈倍数

円二 1 ． 9f すは観測値 pH2 ． 0 と―致する (表□ 。
表2(B)

562X10‑・． 525 十 8 ． 562)X10‑

・

なわち計算された pHは [H ・ ]:8

は ― 1og[(2

．

.27

.296

・

．

，

・

．

.457

．

，

・

.175

・

．

，

．

96
・

9G
・

イオンの47ppm

日の湯川の鉄及び Al の硫酸塩 (表 5) が加水分解したとして pH

50

ノ 50

6 8
．

6 6
・

.0067

2850

91.9

塩化物(Cl)ppm

1256.7

fi4 3

97

・

硫化物(S0.)ppm

0 ． 37"2
0 g7 。 2
0 0?3
tr
7.15"'バン上(Al ， O ， )ppm
2 7L300
註 1‑ 4 は出典元を表す．
註 I ． 高安・近藤;註 2 ，五十嵐，木村．川内;註 3 ，五十嵐， 註 4 ，後藤・田村・ 岩瀬幻 G@.2; 註 5
図 2 参照。 * 1 ，単位@MVal. * 2 ，単位二 m eqivaret; * 3 ，それぞれ
塩に 換算
酸度

0.362"l鉄塩(Fe,0 ， )Ppm

I2
I0 2

・

・

・

・

・

引

ハ

43

山

・

橋

本

いずれにしても，この湖の酸性化の最大原因は，湯川には硫酸塩の加水分解に生じている pHI ． ?( 表 2)という強酸性の川湯温泉の廃水が流入するため， 湯川の vRがI ． 8‑2.1と極めて低く(表□ ，この揚川の水が湖水に流入することが原因と推測される。
そこで，pH2・0の水素イオン濃度の湯川の水が，湖水を出るまで単純に希釈されたとして湖水出口での水素 イオン濃度，pHを計算してみた。すなわち，湯川の水が湖水を出るまでの希釈倍数は， 表 3 のデータを用いるとIれ4 3‑1/7． 8倍であ る。 したがって，

・

湖水出口の pH 二湯川の pHX
pH2

・

0 二一1Og[H+]

湖水出口の [H+]
湖水出□の pH

希釈倍数 :pH2

0 十 (14 3‑7

・

・

・

8)

二 10‑ 2g 水素イオン /4
二 10‑2/(14． 3‑7.8)

二一1og [6.99x10‑

二 6.99X10‑

4‑1 ． 282X10‑

4‑1.282X10‑
， ]:3

． 2‑2

3

． 9

が得られる。すなわち，湯川から流人する水素イオン量は， 極養水やその他の水による希釈からでは pH改善が不可能なほどに多いことが知られる。なお湖水出口の pHのは計算値 より実測値の方が少し高いため，

当吠ながら湖水内でいくらか中和されていることがうかがわれる。
また，表 3 に示したように湖水の油養水量に占める湯川の流景の割合は，1929 年36.7%,

1968 年36.5%とほとんど変わらない。このことは降水などによって川湯の温泉水の希釈率が―時的に変わっても，経年的な変化への影響は少ないものと考えられる。
したがって近時における湖水の pH 減少は，湯川の水に含まれる川 湯温泉の廃水量か，温泉の成分に変化のあったためと推察される。
昭和初期の屈斜路湖では ， 湯川の水と湖岸に 見られるようなアルカリ 性の温泉水竿と 微妙なバランスがあ って， 魚が棲める最低の条件が維持されていたものと推察される。
なお，栄養塩 として重要な燐酸塩は生成した水酸化鉄に吸着されて沈澱する。 このため屈斜路湖は， 表 Iに示したように酸栄養化が著しく進んで今では生産性をほとんど失い， そのうえ酸性イヒによりあらわれるア
ルミニュウム イオンの強い毒， 性刀との相乗作用から，ほとんど無機イヒの状態にあ るものと推察される。

2) 屈斜路湖の生物生産
1973 年には 99 2% が S力 0 れ fo めWd

生物相にっいては底上には 1931 年に 12 種類の底棲動物が見られたのに，
sp ・で占められ，測定箇所14 のうちの三箇所で僅 かに Chi 斤womぬ仇佑ゆ mflMが見られたに過ぎないとい

極めて単純な生物相になっていることが報告されている。
。l
またプランクトンについても1929 年に多数の D ゆんれれや BOsmin

表4

頁円
ウグイ
(kg)

1928

2,800(10,500)

200 250

1929

2,200( 8,350)

170 118 180,000

1930

2,400( 9,000)
2,700(10,125)
2,500( 9,375)
2,000( ?,500)
2,000( ?,500)
2,300( 8,859)

200 204 160,000

1932
1933
1934
1935

平均 2 ， 368( 8， 859)*

表 5

湯川 より屈斜路湖に増殖(人工牌化放流)

年

1931

酸性 湖特有と思われる 輪虫類の Bracmo

昭和初期の屈斜路湖に於U る 代表的生物生産
"
漁 獲

イトウ
尾

180 170

97,000150 138

28,000180 20255,800200 155 160,000

ヒメマス

年
n

ワカサギ

Fe

15.00050,000250,000

Cyc 化が等もかなり 棲忘、 していたの

u

流入する

1938

10,7

?,31

と

Al の推移O ． 807129 ． 425 ． 2

流出量 e/sec

104.4

19.5‑l6.4'
44

流出量 g/SeC

1

1968
0.65

流量 m'/SeC

濃度 mg/L

Fe

200,000

Fe1929

Al 濃度 mg/4
28,000乃応， 枝 角類の47
30 ． 6I

77

35 ． 6‑ 28.7*

50.

0 ． 19‑ 0 ． 16"

0 ． 2g上流出量@..............................L....1@1;9'
Al
I
I 4‑ 1 ?"250 280
191 197

・*1929 年及び19fiR年の流量を用いて菟出田中 幻 より転記

44・に， 6' 1968 年 7 月には，動物性のものとしては

ば，

・

う

・

温泉廃水による
環境破壊―1I
C 竹小 rus p 肋 ericns が見られる以外は極めて希 であると言われている。
川なお植物性のものは 1929 年の調査時から極めて希で， 611968年においても珪藻の Me ． 1O7. 研 Sunrel 妨 を検出したに過ぎないと報告されてい・

る，0)

しかしながらこの湖では。かっては種々の動植物が生存し 6)1928年から 1935 年の間には漁業生産の記録もあ り， 表 4 に示したとおりウグイのみでも7， 500kg から10,500kg もの漁業生産を支えるほどの生産力があ った。 幻 また現在幻の魚 となってしまったイトウも捕れ，再生産のために人エ僻化もなされ，またとメ マスやべ
二マスの人エ増殖も行われて， '， 引 1937 年にはI， 500 尾 ものとメ マスがとれたという記述も見られる。
のすなわち，1938 年までの湖水の環境は，前述のとおり少なくとも柄養河川からの流入水 (表 3) 及び湖水周辺にあ る 仁伏温泉に代表されるアルカリ性泉源及びその他の非酸性泉源の湧出水 (表 2) などと平衡が保たれて。生産性は著しく劣 ってはいるものの魚の棲める状態であったことがうかがわれる。
また，五 t‑嵐引も試みているように。もし川湯温泉からのアルミニュウム排出がいくらかでも少なくなれ
ば， その分だけ湖水の生産性は増すものと推測され，べ二マス湖上の夢 も夢ではなくなるであろう。
すなわち魚がまったく棲めなくなるほどの，毒性の強いアルミニュウムを伴ったこの湖の酸性イヒは，地球科学的テンポでの 白然現象とは考えに くく，極めて近時に起きた現象と推測される。
・

3) 近時における酸性化促進の原因並びに l938 年 4 月 29 日に起きた大所戸地農 との関係について
前述の通り，湖水の著しい酸性化は近時における温泉廃水のなんらかの変化によるところと推察されるが，その原因については，魚のいなくなったことをも含めて，19．W8 ヰ 4 月 29 日に発生した屈斜路湖地域での犬断層地震による誘因説から，なお現在も時々 発生‑している地震に至るまで，地震との関係説が聞かれる。
しかしながら， 衷 5 に示したように。湯川 より湖水に流入し pHに影響するとされている Fe 分は，地震前の1929 年に比べて19?38 年の地震後に著しく減少している。 したがって，川湯温泉からの影響は，

この断層地震によってむしろ緩和された可能性すらみられる。
なお，地震時激しい噴湯が見られたという和琴温泉地区の地震後の調査では，火山前の噴湯に Fe, Al の存在が見もれるが，湯川での濃度及び流量を考えると，

この噴湯の湖水への影響はそれほど大きくはなかったものと推測される (表 2) 。
またこの温泉群の pHにいたっては地震以前の湖水の pHと同じかむしろ高い(表 2) 。 従って，この地震の影響が湖岸の温泉群及び湖盆 の噴湯にあ ったとしても極めて―時的なものであ ったろうと推察される。
しかるに，1968 年に湯川から湖水に流入する Fe および Al の量は。 表 5 に示したように1938 に比べて前者がI ． 6‑1． 9倍，後者でI ． 4‑1． 7倍も増加している。

開発許可件数

印刃仙叩刀

xI02
35
湧

25
出

甘 15

m

卜

5

ヨノコ

,50
図3

'55

'60

'65

'50

70

1¥l湯温泉の温泉開発許可件数の推移
上段，全許可件数; 中段， 自噴或いは動力等によ

図 4

'55

'60

'65

70

川陽温泉で開発許可された
温泉湧出量の推移

上段，全湧出量 ; 中段， 自噴或いは動カ 等によりり人 エ的に湧出;下段，天然泉

人エ的に湧出;下段，
45

天然泉

橋

本

年以後に起きた湯川からの Fe 及び Al の硫酸塩，その他の以上のことから，湖水の著しい酸性イヒは ， lm93i@

溶存物を含む温泉水の流出量の増加と推察され，湖水に 魚が見られなくなった原因は，前述のとおり主にモハマー態 Al イオンの毒性によるものと推察される。

4) 湯川からの Fe イオン及び Al イオンが亡えた理由及ぴ湖外への流出時期
図 3 は温泉法の施行により新しい温泉の開発使用の願いが出されて許可された件数の推移を。 また図 4 は1970 年に測定された温泉水量を許可年次毎にまとめてその推移を，浦上山らの調査結果をもとにそれぞれ示したものである。
すなわち，図から知られるように 1954 年， 1958 年及びW96Fi年の 3 度大きな温泉開発があ り，これによる湧出量の増加は， w97w 年時の全湧出量のそれぞれ 15%,

19% 及び 12% ， 両 3 年を合わせると46 ． 4%

いる (図 4) 。 そこで，何時頃から湖水の外にまで pHを低下させたか，またAl を流出させるようになったにも達してかを以下のように推算してみた。
すなわち，釧路川 まで影響がおよんだ時期はその時期に温泉が排出する [H ] (AA)が，湖水で沈澱した・Fe 及び Al に見合う [H ，1 (BB) より多くなったと考えられる。なお天然温泉の湧出量については，開発利用の年次に関係なく湧出していたものと考えられるため， 全湧出量を計算の基礎としまた泉質は変わらないものと仮定して計算することにする。
そこで，湯川の流量を v 1 (Q/min)，湖水出口の流量を v 2 (0/min)，温泉の全湧出量を v 3 (min),

あ る年次 (x) までに開発された温泉湧出量のなかで人エ的に湧出するものの累計と開発されたすべての天然
泉の湧出量の合計を v 3 (X@ ， 湯川および湖水出口の河水に含まれる Al[H ， ] 濃度 (g/&)

を各々 a および b ，その [H・湯川から湖水に流入する [H"] 量および温泉水 i L が排出する [H5619x10‑3

および B‑bXv2,の時の温泉湧出量 vX・・[H ] g/g,
・Fe のそれぞれの塩 に起源する] 排出量を各々 A:aXvI

温泉水が毎分排出する [H ] 量を C とし，AA:BB

Al の77ppm:8

と

Fe

・

] 量C はの47ppm=2.6246X10‑3.".A(g/min)=(8.5619+2.5246)x10‑3xv1,

C(e/min)

1 Lのを以下のとおり試算した。

二 A/V3[H+] g/L
二 12.556x10‑，

湖水田 n から流出する [H"] 量 B は
Al の2.93ppm=0.3258x10‑・・・

B(g/min)3 [H+]

二 (0.3258+8.5407XI0‑

湖水で中和される [H ] 量 RR・AA

Fe の0.159ppm[H・

二 8.5467xi0‑． 0865Xl0‑3XvD
二 CxvX,― (0 ． 3343X10‑3Xv2).".VX:BB/C:297.8/12.556xl0‑

二 297 ． 8

，開発年次不明のものを含めると 2693.24 ，

じく不明を含めると3108.9L

である。
と

g/L

2:2372(L4/min)

なお，1964 年の v3 は 2349.4$

したがって，このv3 が VX

6 [H4+]]XV2

は

BB(K/min):A‑B:(l1AA:BB,g/&@,， )XI0‑3

また1965 年の v3 は2765‑14。 同

等しいかあ るいは少なくなるような年次 X は。 1964 年となる。

すなわち釧路川上流部における河川水の酸性化と死亡事件は，19fi5年に行われた第 3 次の開発とも言える
温泉源の最後の大開発 (図 3 ， 4) により，湖水での緩衝能方を越えた川温泉起源の [H"L 及ぴ毒性の強い A@
イオンが．湖水から釧路川 へと流出するようになったためと推察される。
このようにして，温泉の開発は酸性水の排出量を増加させて湖水の酸性化を促進し， FR 塩ゃ Al 塩の排出量をも増加させて湖水の生産性をそこなわせるとともに，

AI イオンの毒性により直接的に湖水の 魚を死滅させ，ついには毒 ， 注の強いモハマー態 AI イオンを釧路川に流出させるまでになったものと推察される。
この開発はちょうどくしくも戦後経済の高度成長期に現れた神武，岩戸，イザナギの 3 大景気に―致して行われたことが知られる。すなわち公害はいっにエ 場からの汚染のみならず，破壊が起こり得ることを示唆する事例になるものと思われる。

46

自然開発からも，環境の巨大

温泉廃水による環境破壊

釧路川上流部での温泉廃水の影半l ) 釧路川への鉄 イオンおよび Al イオンの排出表 6 は 1%68 年 9 月 湯川の水に含まれた Fe および A1 が，湖水を経て釧路川にどれだけ 排出されているかを示したものである。 すなわち，湯川から湖水に流入する Fe は，湖水の中でほとんど沈澱する (96.5%) が，

Al イオンは39 ． 4% も湖水から釧路川へ排出される。そしてそのうちの88.6 光が毒性の強いモハマー態 AIイオンであることが計算される。
また上記のモハマー態 Al イオンの湖水出口での 溶存可能量を後藤らの 溶解度の 式9) から推算すると ，1929 年 (pH4・8) に 3 65ppm

であったものが，1968 年 (pH4.l)

・には91.8ppmと著しく増加していることが知られる。
すなわち，Fe イオンは水酸化鉄となって燐酸を吸着し 湖水の栄養を奪いながらほとんど沈澱する。同様に AI イオンも，湖水中の非酸性の湧出水などと反応して湖底に沈澱する。
しかし19fi8年の湖水出口での酸性度は，湯川からのすべての Al をモハマーの状態で湖水の 外へ排出することが可能なほどにまで進んでいることを示唆するものであ る。

2) 湖水から釧路川に排出された Fe イオン及ぴ Al イオンのその後の劫向
表 6 は湖水で沈澱しないで釧路川 へ出てきた Fe および AI のその後の動向をも 示したものであ る。 すな
わち，FP 分及び AI 分 は流下につれて流下量が増減するため，これらは時々 の河川の状況に応じて，支流から流入するもの，あるいは河床に沈澱しているものを巻き上げるなどして流下することがうかがわれる。
このため，1968 年の 9 月には，湖水出口より約 lIkm

下流のさけ・ますふ
化場釧路事業場のサケ稚魚が当時放流されていた英留和川が，合流した直後の美濃里橋において，なお大量の Fe 分及び AI 分が流下し特に毒性の強いモハマー態 Al イオンは，この美濃里橋において湖水出口の 通過量のなお 19 ． 2%( 表 6) も含まれるという結果になったものと推察される。
湯川から流人するAl,

表6

Fe の 量と 湖水から流出する量との関係及ぴ
河川流下中における変化量

観測年月口1%68 ． 9 ． 5
TOtal Fe(km) (mVsec) g/sec
・

0

6.71

6． 6

0． 46

7． 2

10 ． 40(5)

10 ． II ． 96

美浪里橋 (?@

10 ． 912 ． 36

美浪里Ll

30

・

g/sec

(%)

g/sec

6

50

I 07
・

MOnonuclear

Al

流人量 流下量 残存率" 流人量 流下屋残存 率"

35
・

tr

・

g/sec

(%)

g/sec

(%)

39.4

I7 45

34

5

9 92

56

3

3 35

19

I

g/sec
50

19.7

G 14
20 9
0 I6
Ig @

・

I
・

・

9

・

0 65

I 57

I47

.61

127

・

湯
湖水出口 (I@美 豊川(3)英留和橋 (4)TOtal Al

流入量 流下量 残存率。

0． 2

・

充量

え

I05

・

・

・

@

・

湖水出口か

観測場所(N0.) らの距離

・

g6

・

・

・

@

0 72 57
7.2
36.I
弟子屈駅前(I0)22.2
9． 0* 残存率 :湖水出口の値は
湯川 排出量に対して，他は湖水出口での而下 呈 及び湖水
出 n 通過後 それぞれの観測地点までの間に立Jllから流入するものの合計量に対しての値であ る。 観測地点は図2 参照
・

3) 釧路川上流部における河水中の Al イオンの毒性と pH
河水中のモハマー態 Al は，河川を流下中に pHなど時時刻刻に変化する河水条件に規制されて溶有量が変わる。同様にその変化の速度も諸条件によって影響される。すなわち，河水中では共存する物質の影響を受け，採水から測定までの間にモハマー態の濃度が変化することも予想される。 このため測定方法の如何によっては，その場所での正確な溶有量のデータが得られず， また安全地点の選定も困難と考えられる。
以上の理由から，

図 5 はモハマー態 Ml の採水から抽出までの時間と濃度との関係を調べ 図示したものであ る。 この結果によると，河水中のモハマー態 Al は，採集時にあたかも過飽和の状態にあ ったかのように，
採水後直ちに重合し濃度を減じることが判った。 またこの減少の度合は，濃度の高い上流部の水ほど大き
47

橋

本

いことが知られた。

Ppm

表 ? は河川に流出してきた AI イオンがどの辺り

0 5

トヰ

・

まで流下したとき毒性を失うか，また濃度がどのよ

―

トヰ +ム

0． 4

DH の状況から安全を 確認するため ，河川流下によって pH.止 ． 5

トトト

うに変化するかを示したものであ る。 同様に表 8 は去合がどのように変わるか，また毒性がなく

1 上t.5トト

存 0． 3

トト

なった時点での pH 値を示したものであ る。
これらの結果，モノマー態 Al イオンの濃度は，河ト、>@A Lt.7

! 0． 2

床に沈澱しているものからの影響はないはずなのに年によって変化しo t@t ． 7

またいくらか増加する傾向にあ

0． I

‑‑

すL

濃度変化が考慮されていないため，前述の理由によりもう少し多いものと思われる。

0
図5という極めて低い濃度なのに， H3 が死亡する

(km)

1968

4 19
・

2
66
72

5

6

7

R

9 5

1969

3 25

4 I1

5 f7

1.89

1.54

1.75

・

・

1972

1970
4.20

I97I
57

4 27
・

・

28

2 93
(2.60)
2 62

英留和川 l合

10.7

・ 上

・

・

20
(0.95)

・・i． 6

流 前 (5)
美留和川 l(6@10 ． 70． H

O ． 08美浪里橋台

10 ． 91． 6

1.55

流 後 (7)
札友内橋(8@13 ． 2

病院 前 (9@20 ． 8

1 5
・

1.89

1.66

22 ． 2

1.58

1.90

2.32

(0.17)(0.30) 2.04(

1.25

1.82

(0.04)
1.17(0.05)

1.98(0.5I@0.34)‑@0.41)2.04(0.34@0.15)

I 16

0.60

0 80

(tr)
I 01
(0.01)(0.11) 2.10(‑@0.21)1.65
1.96(0.16‑@0.11)(0.06) 1.84(‑@0.17)1.50
1.84(0.06j0.02)(0.02) 1.83(‑@0.02)
I 52(0.02) 1.84(0.07j0.03)

1.02

1.02

・

・

駅 前 仰
鎧 g Jll(ll)

・

・

0 36
・

24 ． 7
― 24

04

0 37
(tr)
・

・

・

放流 点凹

4

・

美 豊川 (3)美智和橋(4)子 屈

3アルミニュウム イオン濃度の流下にともなう変イヒ

・

湖水出口(L弟

2

モハマー熊川イオンの採水から測定までの
経らの距離

観測場所湖水出口か

1

上

過時間と溶存量との関係
H28 日にそれぞれ測定
実線は4 月 27 日，破線は4 刀
し図 中の番号は測定場所を示す (図 2 を参照)

験 w 庄 。 において，モノマー
態 AI イオンの濃度が0 ． 04

表?

十 ．

・

七市

したがって，美濃里橋 (Lt ． ?) で行った簡易生物試ppm

日， 二ヰヰトご， 卜二10@@Lt
9L 2

ることも認められる。なおここに示した1972 年以外のモハマー態 Al イオンの濃度は， 採水後に生じる

Lt.8

g

(0)

芙浪里橋に於ける簡易試験での

5fi

5 時間 52 ． 2%

5U
16 時間 76 ． 3%

死亡率&

24 時間 Inn お

24 時間 100%参照

脚注 4) 表 ? の註を参照。

48

U4 時間

1/3

2.03(0.03@ tr)
24 時間 60 ． 9%

温泉廃水による
環境破壊―1TpH

表8の 流下にともなう
変化

1968

1969

4 I1

9.5

5.7

・

I97n

1971

4.20

5.7

1972
4.27

19

28

湖水出口(1)
・

4 T
4 4

・

7.2

・

美留和僑(4)

?.2

英留和川
l合
流 前 (5)
英留和Jl16)

10 ?

美浪里橋台

10 9

札友内檎(8@13 ． 2

病院 前 (9@

20 8

弟

22 上

・

10.7
・

・

・

・

L4 ． 6‑ 4 ． 9)

75

・
(5 5)

・

5 @5
MR5.3
5 90
M 。 5.3
6 ． 25MR5.5
6 @0
BT"6 ． 7
6 36

5.62

4.9
5 ． @(5 ． 5)

5.74

5.1(5.5)

6.20

5 ． 3(5 ． 6)
5.3(5.8)
5.7(5.9)

・

(5 6)

h.4

59
・

駅 前 00)$富 3U Hl@ll)

・(5 ． 4‑ 5 ． 3)

72・

24 ． 7‑24.9

4.7(5.1)
50

・

・

放流 点個

5.35

・

(4.6)

6 15

子 屈

56

(4 8)

(6.7@

・

2 l
G6

(2)

・

美 豊川 (3)6.28

5.7(5.9)・

6.3(6.2‑ 6.5)

6.7

6.6(6.4){ )内 及ぴ文字を添えた
値は比色法による。
観測地点は図i、 参照。

* ，確化用水という結果には，前記理由により見かけ上モノマー態 Al イオンの濃度が少し低くなっていることも 考えられる。すなわち，先の毒性試験の結果刀 によれば，0 049ppm
・ことをも考慮すると，の濃度において。20% ものサケ稚魚が死亡した

ほぼ妥当な結果と言えそうであ る。

次に，河水中のモハマー態 Al 濃度のヰ変動の原因については，河水量の多かった1970 年に低く，河水量が少なかった1971 年に多くなったことから，河水量の増加によって pHが上昇しポリマーに変 としたり，直接
イ

希釈されたりするためと考えられる。
しかし 1972 年の結果では，

この年の河水量は前 2 年に比べて極めて 多かったにもかかわらずモハマー態

Al イオンの濃度が高く，湖水出口かも24kmほど下流の鋪ガ I川が合流したのち，ようやく安全濃度にまで減少した。したがって，AI イオンの川 揚からの排出量はなお年によって変動する可能性のあ ることが考えられる。
その変動原因については，

川湯温泉における湯の使用量が。 年によって変わることも考えられ，そのため湖水よりのモハマー態 Al の流出量に変動の生‑じていることも考えられる。
いずれにしても，このモハマー態 A@

イオンの毒性は， 年によって湖水出口より 22kmの弟子屈市街において，なお安全な状況にないことが推察される。
このため前述のさけ・ますふ
化場では，稚魚の放流を錨 @11川の合流 東 以降までトラック輸送によって行い，
また放流前に Al の濃度を測定した @, pHとAl の溶有量が―定の関係にあ るため，Dti の測定によって安全地点の確 % 、 を行っている。

なお pH

からみた安全地点については．モハマー態 A@ イオンの溶存量が比較的正確に定量できたと 思われる1972 年のデータから推定すると，少なくとも放流 占 で得られた値であ る pH6 ． 6 近くまで中札されているところと言えそうである。

4) l970 年頃の釧路川上流部 (さけ・ます.i、化場釧路事業場周辺) の魚類
ふ化場から放流されたさけ稚魚の死亡事件が発生したのは1968 年 3 月であるが，ちようどこの事件の起き
49

橋

本

る前から赴任していた臓イヒ場 職員辻弘氏 (現渡島支場長) より当時有力な釣情報を得ていたので，温泉廃水が釧路川のその他の魚類への影響として以下に記録する。
すなわち。 1969 年にはふ化 場構内の小川で I 年魚 と思われる ヤマべを I， 000 尾 以上，同じく 2 年魚を200‑300 尾，ニジマス200‑300 尾。 その他イ ワナ，アメマス なども多数釣 った。 しかしヤマべの釣穫は 1970
年には 40‑50 尾，同じく 1971 年20 尾位と， 年と共に極端に少なくなった。 しかし美留和川より上流にあ る イ
シカリべツ川では1971 年になお二ジマス及び ヤマべを込みにしてInn 尾位釣 った。
これらの釣獲魚はほとんどが天然産卵により再生産されていたと思われるものであ る。 したがって前述の情報は，立川によって多少生き残り時期に差があ るにしても，1968 年には多数のサクラマスが美智相川など支川で天然産卵 し ， 1969 年以後それが激減したことを示唆する。
すなわち，19fi8 年に放流サケ稚魚を死亡させた温泉廃水による河川への汚染は，

1969 年には，立川で天然産卵しようとしたヤマべ，ニジマス，
イワナなどにも著しい障害を与える程のものであ ったことが推察される。
以上のことから。川陽温泉起源の Al イオンの影響は，釧路川の魚類相を含む生態系へも生じており，その影響は最近の温泉開発により急速に進んだものと推察される。

要
I，

約

前報から，釧路川でのサケ稚魚の死亡事件は， 川湯温泉の廃水が原因による河川水の酸， 性イ乙と ，そのために起きる Al イオンの毒，件により発生したことが明らかになった。
この報告は，川陽温泉の廃水が，何時頃 から屈斜路湖及び流出河川であ る釧路川の水を酸性化させ，生態系にまで影響を 及ぼすようになったか，

またその影響は釧路川水系のどの辺りまで及んできたかを調べたものである。
2 ，屈斜路湖には ，少なくとも第 2 次世界大戦の終わりまで，生産性が著しく劣 っていたものの，種々の動植物が棲息していたことが文献からも知られた。
3．

湯川の pHについてはその河川水に含まれる Ff 及び AI の硫酸塩が加水分解して生じる [H濃度にほほ等しく，

・

] イオン

この l@HL 量は湖水の湖養河川の流入水量では希釈不可能な程に多いことが推算された。 このため湖水の酸性化は，湯川 より流人する温泉廃水中の Fe 及び AI の硫酸塩に起因するものと思われた。
4 ・屈斜路湖における生物生産の停止は，川湯温泉の犬開発が，第二次大戦後の経済発展に連動して 3 次にわたって行われたことに起因し，その時期は1954 年の第 I 次の開発に始まったものと推測された。
5 ・釧路川上流の 著しい酸性 イヒ ，それに伴う 湖水から河川への 毒性 AI イオン (モノマー 態 AI イオン :mononuclearaluminumion)の流出は，1965 年の第 3 次の温泉開発以降に発生したことが推測された。

6 ・河水中のモハマー態 AI イオン量は採水役時間の経過につれて急激に減少する。このため当該物質の河水中における溶存量の測定には，試料の採取時に抽出しなければならないことが知られた。
7 ・河川における前記 AI イオンの濃度は年によって違うため，降水量のみならず温泉使用量等湧出量が，年によって変動することも推察された。
8 ・このため釧路事業場のさけ稚魚の放流は，湖水出口から25km( 釧路事業場から 14km) 下流の毒性がまっ
たくなくなる鋪 5¥@Nl合流後の地点まで輸送し，pHの測定によって安全性を確認しながら 行われることになった。
9 ．屈斜路湖の無機質化及び釧路川での魚の死亡事件は，川陽温泉の温泉廃水が最大の原因と考えられる。
このため温泉廃水を中和処理することができれば，釧路川上流部の河川環境の改善はもとより，屈斜路湖の蘇生と新たな観光資源の開発をも可能にするものと考えられる。
50

温泉廃水による
環境破壊―TI

文

献口五十嵐 彦仁 (1949) : 河川 lを汚濁する天然廃水，鮭鱒彙報，48

・

49, 11‑15

2) 田中林蔵 は 937) : 塘路湖屈斜路湖の養殖事業，鮭鱒彙報，31, 19‑24.
3) 五十嵐彦仁 ・木村鎚郎

・ハl内 滋 は 938) : 屈斜路湖震災調査 (其―)， 北水試旬報。第399 号，

4) 五十嵐彦仁 ・木村鎚郎 ・川内 滋 (t938 : 屈斜路湖震災調査 (英二)， 北水試旬報，第400 号．
5) 五十嵐彦仁 (1956) : 北海道に於ける鉱エ業廃水と水産被害，421P. 229‑ 237 ，北海道鮭鱒保護協会連合会

6) 高安三次・近藤賢蔵 (1933) : 屈斜路湖調査，北海道水産試験場水産調査報告第28 冊，

I．

?) 橋本 進 (1989) : 温泉廃水による環境破壊― 1 ．川陽温泉に起源するアルミニュウ ム イオンの魚毒性について， さけ・ますふ所報， (43), 29‑38.

8) 北JII@M
し澄 (1976) : 北海道東部 4 湖 ―屈斜路湖，阿寒湖，塘路湖，然別湖 ― の底生動物相の研究。 日本陸水学雑誌，37 Q

9@ GOto，37‑41， K ．， H ． OCht ， andthe

preSenCe

・

T Okura・(1958) :De ermination Ofthe

OfcoIIoIdalhydrated

亡

a@umina ， BuH

・

Chem

・

alumInum
SOC・In true SO@ution in

Jap ・， 31 (6)， 783‑784・

10@ 長内 稔 ・田中寿雄 u969) : 湖沼環境調査及びと メ マス移植並ぴに屈斜路湖魚類棲息状況調査復命菩，
北海道立水産嫡化場．

11) 浦上晃―・ 大槻 栄 ・田上竜―，小泊重能 ・瀬川良明・高含裕―・市川泰男 ・内田和隆 ・浦野慎―
井子安和は 971)

: 川湯温泉・仁伏温泉の調査，北海道大学地球物理学研究報告， (26),51

33‑ 60太