陸の水（Limnology in Tokai Region of Japan）43 : 37 - 44（2010）

深層曝気が行われているダム湖での水温，水質分布の観測～愛知県巴川・羽布ダム湖における事例～
吉田恭司

1)†

1)

1)

2)

・丹羽智子 ・大沼淳一 ・白金晶子 ・野崎健太郎

3)

Observation on vertical and horizontal distribution of water temperature andwater qualities in a dam impoundment operating artificial deep layer circulation：
A case study on the Habu Dam Impoundment in the Tomoe River, Aichi Prefecture, Japan
Kyoji YOSHIDA1)† , Tomoko NIWA1), Junichi OHNUMA1), Akiko SHIRAGANE2) and Kentaro NOZAKI3)

摘要

愛知県巴川の上流に位置する羽布ダム湖の水質について 2 年間にわたり調査を実施した。羽布ダム湖で実施されている空気揚水筒による深層曝気は，本来は顕著に発達する夏季の水温成層の形成を妨げていることが確認された。一方，夏季に底層水中のマンガンや鉄の濃度の上昇が認められ，ダム湖底の水・堆積物の界面では貧酸素状態であることが示唆された。ダム下流の河川中のマンガン濃度の年ごとの変動は，集水域の降水量と密接に関係しており，ダム湖内での希釈効果によるものと考えられた。ダム湖を通過することにより生じた顕著な河川水
質変化は，シリカ濃度の減少とマンガン濃度の増加であった。前者は，珪藻による取り込み，後者は嫌気条件の底泥からの溶出のためと考えられる。
キーワード：ダム湖，河川水質，マンガン，深層曝気，巴川（2008 年 10 月 9 日受付；2009 年 2 月 20 日受理）㏏

はじめに
愛知県の中央部を流れる一級河川矢作川最大の支流である
巴川は，愛知県新城市（旧作手村）を水源地とし，豊田市郊外の山間部（旧下山村，旧足助町）を流れて足助川などと合流したのちに豊田市と岡崎市の境界で矢作川と合流する（図1）。巴川の上流域に位置する羽布ダムは，かんがい用水の貯水を目的に 1963 年に湛水が開始されたダムであり，ダム湖
は三河湖と呼ばれている。流域開発等によりダム湖の富栄養化が進み，羽布ダムの放流水を水源としている簡易水道において，1970 年代後半から濾過障害およびカビ臭による水質障害が生じた。カビ臭の原因は，羽布ダム湖で発生した藍藻類の Phormidium sp. と Anabaena sp. によるものであった（（株）
日水コン，1989）。
1)

図 1．巴川水系と羽布ダム．

愛 知 県 環 境 調 査 セ ン タ ー 〒 462-0032 愛 知 県 名 古 屋 市 北 区 辻 町 字 流 7-6 Aichi Environmental Research Center, Kita-ku, Nagoya, Aichi
462-0032, Japan,
2)
豊田市矢作川研究所 〒 471-0025 愛知県豊田市西町 2-19 Toyota Yahagi River Institute, Nishi-machi 2-19, Toyota, Aichi 471-0025, Japan,
3)椙山女学園大学教育学部 〒 464-8662 愛知県名古屋市千種区星ヶ丘元町 17-3 School of Education, Sugiyama Jogakuen University, Hoshigaoka
Moto-machi 17-3, Chikusa-ku, Nagoya, Aichi 464-8662, Japan,†
現所属：愛知県西三河県民事務所 〒 444-8551 愛知県岡崎市明大寺本町 1-4 Nishi-Mikawa Citizens Affairs Office, Okazaki, Aichi 444-8551, Japan（連絡著者 吉田恭司 E-mail: kiyouji_yoshida@pref.aichi.lg.jp）37

丹��� 兒�㊂�

吉田

恭司ほか
㏏

このため愛知県では，1988 年より間欠式空気揚水筒 5 台

参浙全冢倬僻傾全冢尿傲慮将をダム湖内に設置し（2008 年現在は 7 台），カビ臭をもたら

62.5m
含栢巓
398.5m含栢枦
467m�(E.L.)濵挙匳
35m��尭栩亜
恵挙挙拂幼晤恵挙獷 17.4m3 sec�1
尋排峰
淀全冢溺忰些
含栢巓10m亜51.34�km2
猊卮炮揺
106.5�ha濵挙炮揺燐岻杣挙獷 1846�濱m3
渉姶時猛徼埴 49樹す藻類の異常増殖を抑制する対策を実施した。空気揚水筒による深層曝気は，砲丸状の気泡を間欠的に湖底で放出することにより湖水の全層循環を促し，夏季の水温の成層構造の破壊を目的とするものである。その結果，水深 1 ～ 5 m にある生産層の藻類の滞留時間が短くなり，藻類の増殖が抑制される。同時に，底層部の嫌気化を防止し硫化水素の発生や底泥からの鉄・マンガン等の溶出を抑える効果も期待される（小島，1984；関根ら，2003）。

図 2．羽布ダムおよびダム湖内の諸元および調査地点．

羽布ダム湖および巴川流域河川水の水質については，愛丹��� 兒�㊂�

知県をはじめ関係自治体が定期的に水質調査を実施しているが，ダム湖内の水環境の鉛直分布調査や，ダム下流の河川

1989）。例年４月下旬から 10 月中旬まで放流量を増加させて水質の変化などをまとめて報告した例はない。本報は，2006

西三河地方にかんがい用水を供給している。空気揚水筒によ

年 3 月から約 2 年間の調査結果を紹介し，空気揚水筒によるる深層曝気は例年 4 月中旬から 11 月中旬にかけて実施して深層曝気が実施されている人工湖の水温，水質分布の特性をいる。

記載することを目的としている。また，深層曝気が実施され

羽布ダム湖の水質については，愛知県企業庁，同農林水る以前の観測資料との比較により，水温分布等にどのような産部が継続して調査しており，それらの公開資料によれば影響を及ぼしているのかを考察する。

COD 2 ～ 5 mg L ，全窒素 0.4 ～ 0.6 mg L ，全りん 0.01 ～ 0.04

-1

-1

-1

-1

mg L ，クロロフィル a 2 ～ 20 μg L の範囲で推移している（愛知県企業庁，1990, 1991, 1992, 1993, 1994, 1995, 1996, 1997,

調査方法

1998, 1999, 2000, 2001, 2002, 2003, 2004, 2005, 2006；愛知県岡崎農地開発事務所，1999, 2000, 2001, 2002；愛知県西三河農調査地域の概要
2

巴川は全長 56.4 km，流域面積 351 km の一級河川である

林水産事務所，2003, 2004, 2005, 2006, 2007, 2008）。表 1 に東

（愛知県建設部河川課，1996）。矢作川との合流点での平均流

海地方の代表的な貯水池の水質と羽布ダム湖の水質を比較し

3-1

量は 9.4 m s ( 細川頭首工における 1998 年から 10 年間の平た。羽布ダム湖は東海地方の貯水池としては比較的栄養塩濃

均値，愛知県岡崎農地開発事務所，1999, 2000, 2001, 2002 ；度が高く，従って，浮遊藻類の現存量も大きく，時として湖

愛知県西三河農林水産事務所，2003, 2004, 2005, 2006, 2007,

面の一部にアオコの集積が目視確認されることもある。これ2008 ) であり，これは巴川流入前の矢作川本川の平均流量

は羽布ダム湖の場合，他の貯水池に比較して集水域からの流3-134 m s ( 岩津流量観測所における 1984 年から 20 年間の平入汚濁負荷が大きいためであると思われ，有害藍藻類が発生

均値，国土交通省河川局，2006) の 30％弱に相当する。図 2

しやすい環境にあると考えられる。

に羽布ダムおよびダム湖の諸元と調査地点を示す。ダム湖の3

満水面積は 106.5 ha，有効貯水量は 1846 万 m の貯水池型ダ

湖水調査

ム湖である。取水方式は堰堤水深 35 m での固定取水であり，

2006 年 3 月から 11 月にかけて原則として月１回の頻度で年間総流入水量と貯水容量に基づくダム湖の平均滞留時間は

湖内最深部（図 2, St.1）において，水質自動測定装置（HydroLab-1

49 日（回転率 7.4 回 年 ）と算定されている（( 株 ) 日水コン，

社 Quanta または DS-4）を用いて表層から湖底直上 2 m 水深

表 1．東海地方の主要なダム湖および入鹿池の水質比較（1995 ～ 2004 年度の平均値）．
調査地点
岩屋ダム
牧尾ダム
阿木川ダム
味噌川ダム
宇蓮ダム
矢作ダム
入鹿池
羽布ダム

COD

全窒素

SS

全りん
-1

（μg L-1）（mg L ）
1.3
1.9
2.6
1.1
2.3
2.2
4.8
3.6

0.26
0.18
0.63
0.18
0.51
0.40
0.55
0.60

クロロフィル a

0.008
0.014
0.023
0.005
0.007
0.016
0.025
0.030

4.9
3.2
4.4
2.1
1.6
6.1
6.3
4.0

38

3.0
1.7
8.7
1.9
－
2.6
18.3
5.2

出

典

水資源機構（2006）〃〃〃愛知県環境部（1996-2005）〃〃
愛知県企業庁（1996-2005）

深層曝気が行われているダム湖での水温，水質分布の観測まで，5 m 間隔で水温，電気伝導率（EC），pH，溶存酸素（DO）

イトにおける水温の鉛直分布については，羽布ダム管理所のを測定した。また表層，中層（水深 20 m）および底層（湖観測データ（愛知県西三河農林水産事務所，2007, 2008）を底直上 2 m）の湖水をバンドーン採水器で採水し，水質測定用いた。

およびプランクトン検鏡用試料として実験室に持ち帰った。
溶存態成分の分析用試料については，採水後ただちに現地に河川水調査て 0.2 μm 孔径のフィルター（ADVANTEC DISMIC-25cs）を2006 年 4 月から 11 月にかけては原則として月１回の頻度

用いてろ過した。2006 年 7 月には湖内最深部での定点観測

で，2007 年 5 月から 2008 年 2 月にかけては 2 ヶ月に 1 回の以外に湖内を上流部に向かって 4 地点（St.2 ～ St.5）で同様

頻度で，ダム湖上流の巴川・恵帽子橋およびダム下流 1 kmに鉛直水質調査を実施した。

の地点にある巴川・開拓橋の 2 地点において流心表層水の河水質観測項目は，濁度，色度，EC，pH，DO，SS，全窒素（TN），

川水を採取しその水質を調査した。水質測定項目は湖水の調

全りん（TP），全有機炭素（TOC），溶存有機炭素（DOC），

査と同様である（ただしクロロフィル a およびプランクトン

全鉄，溶存態鉄，全マンガン，溶存態マンガン，全アルミニ

調査を除く）。

ウム，溶存態アルミニウム，溶存態シリカ，クロロフィル a，
フェオ色素，プランクトンとした。

結果と考察

分析方法は，原則として，公共用水域水質調査（愛知県環境部，2006）で規定されている方法に従った。金属類につい

水温，水質の鉛直分布ては試料を硝酸で処理した後，ICP 発光分析装置（セイコー

図 3 に 2006 年 1 月から 2007 年 12 月までの 2 年間のダム

インスツルメンツ Vista-MPX）にて分析した。TOC および湖の水位，ダム管理事務所における降水量，およびダム湖

DOC については全有機炭素分析装置（島津製作所 TOC-V）の水温の鉛直分布の推移を示す。ここでの水温分布はダムサにて測定した。

イト（取水施設）での毎月 1 回の観測データであり，いず2006 年７月には，St. 2 ～ St. 5 において水質自動測定装置

れの観測時も水温は鉛直方向に一様で，年間を通して成層のを用い湖内上流部における水温，DO などの鉛直分布を測定

発達は見られなかった。調査期間を含む 2 年間についてはした。

豊水年であり，いわゆる異常渇水は生じてはいなかった。図

ダムの放流水水質は，2006 年 3 月から 11 月および 2007

4(a) に 2006 年 7 月に観測された湖内最深部（St.1）での水

年 5 月から 12 月にかけてほぼ 1 週間に 1 ～ 2 回の頻度で副温，pH，EC，DO の鉛直分布を示す。表層から底泥直上まで，ダムにおいて表層水を採取し，濁度および色度を濁度色度計

水温と同様に，pH，EC はほぼ一定であり，湖水が鉛直方向（笠原製作所製 TCR-30）を用いて測定した。2007 年 5 月かに混合されていることが確認された。DO は下層に進むにつら 12 月にかけて採取した試料については，上記の水質項目

れて徐々に低下していったが，底層水においても約 6 mg L

（ただしクロロフィル a 以下を除く）に加えて，主要な溶存の溶存酸素が認められた。DO 濃度に勾配が存在するのは，イオンをイオンクロマトグラフ（Dionex DX320）で測定した。

㏏
深度により異なる酸素の生産と消費速度の比を反映している

なお，調査期間中のダム湖の水位，降水量，およびダムサものと考えられる。

図 3．調査期間を含む 2 年間の水位変動と降雨量および取水施設で観測された水温の鉛直分布．
（愛知県西三河農林水産事務所矢作川利水総合管理年報のデータより作図、水温の数字は表層と底層の水温を示す）

丹��� 兒�㊂�

39

-1

吉田

恭司ほか
㏏

㏏

丹�
図 4．夏季におけるダム湖内の水質鉛直分布．
�� 兒�㊂�（ａ）2006 年 7 月 12 日（St. １）（ｂ）深層曝気開始以前の水温分布（( 株 ) 日水コン (1989）のデータをもとに作図）

丹�
図 5．湖内 St. 1 ～ St. 5 における（a）水温および（b）DO の鉛直分布．
（観測日 2006 年 7 月 12 日）

深層曝気による成層解消の効果-1

本貯水池の回転率（7.4 回 年 ）から判断すれば，本来十に少なく春季および秋季に多い傾向が見られたが，いずれの分に成層が発達しうる条件にある ( 安芸，1978)。図 4(b) に層においても SS 量としては平均で 5 mg L を下回っており，

は空気揚水筒による深層曝気が開始される 1988 年以前の 7

外見的に著しい濁りは認められなかった。TN および TP に月における湖内の水温鉛直分布を示す。いずれの年も表層か関しては，層別にも季節的にもほぼ一様で，TN で 0.5 ～ 0.6

ら中層にかけて明確な水温躍層の発達が認められ，表層と底mg L ，TP で 0.02 ～ 0.03 mg L であり，従来の観測値（表層の水温差は 20℃前後となっていた。図 3, 4(a) に示す成層

1）と同様な値であった。全鉄に関しては，図 6 に示すようの解消は深層曝気の効果と判断できる。

に 5 月下旬以降表層・中層に比べて底層の濃度が上昇してい

-1

-1

-1

深層曝気の効果は，揚水筒の設置位置付近に限定されるもたが，多くは溶存態鉄の形態で存在しており，底泥の巻き上のではなく上流部にも及ぶ。図 5 は，St. 1 から St. 5 にかけげに起因しているものではないと推測された。マンガンに関ての水温と DO の鉛直分布を示す。空気揚水筒から 1 km 以

しても同様で，夏季に底層のマンガン濃度が急激に上昇した

上離れた上流部（St. 3）では，表層と 2 m 層では，おそらくが，その多くは溶存態のマンガンが占めていた。湖沼におい一時的な日成層 ( 池田ほか，1998) が発達しているためと思て夏季に底層水の鉄やマンガンの濃度が上昇することは一般

われ，水温差が約 3℃あったが，2 m 以深から底層までの水温，的に認められていることであり，これは夏季に底層の DO がpH，EC，DO はほぼ一定で，深層曝気が空気揚水筒近傍の低下することで，底泥から鉄やマンガン（さらにアンモニア

鉛直方向だけでなく，水平方面にも及ぶものと考えられた。

やリン）が溶出してくるためである（例えば西條・三田村，

St. 1 における表層水，中層水（20 m），底層水（湖底直上

1995）。今回の調査では，底泥の巻き上げを避けるために水2 m）の採水調査結果を表 2 にまとめた。SS については夏季 ㏏

質自動測定装置による観測や底層水の採取は湖底から 2 m の位置で行ったため，貧酸素水塊を確認することはできなかったが（最低値は 8 月の DO 4.5 mg L-1

飽和度 53％），鉄やマンガンの鉛直分布や季節変化から考えて，底泥直上にごく薄い貧酸素層（酸化還元境界層）が存在し底泥から鉄やマンガンが溶出したものと推測される。溶存態シリカ（SiO2）に関しては，鉛直分布において層別に濃度が異なる傾向は認められず，一方で，春季に比較して夏季の濃度が高くなっていた。
TOC については，色の原因物質となる腐植質の指標として調査を行ったが，調査期間を通じて層別，季節別に明確な分布傾向は認められなかった。
図 6．St. 1 における深度別の全鉄、全マンガン濃度の経月変動．

丹��� 兒�㊂�40�� 兒�㊂�深層曝気が行われているダム湖での水温，水質分布の観測n=10）．

表 2．湖内 St.1 における深度別の水質（2006 年 3 月～ 11 月

平均値±標準偏差、
（

透明度
（m）

水温
（℃）

2.1 ± 1.0

表層14.7 ± 6.4（1.1 ～ 4.5）

中層

－

底層

－

（6.0 ～ 24.4）

14.6 ± 6.0（5.9 ～ 23.3）

14.4 ± 5.4

SS

濁度
（度）

色度
（度）

4.0 ± 3.3

5.6 ± 1.9

（0.1 ～ 8.5）

（3.0 ～ 8.3）

4.3 ± 3.0

5.7 ± 2.4（＜ 0.1 ～ 7.2）

（2.2 ～ 9.1）

3.8 ± 2.9

8.6 ± 4.3

pH（unit）
7.0 ± 0.3

（6.8 ～ 7.4）

6.7 ± 0.2

（6.5 ～ 7.1）

6.6 ± 0.2

）内は最小値～最大値

電気伝導率（mS m-1）
4.2 ± 0.5

（3.3 ～ 4.9）

4.2 ± 0.5

（3.3 ～ 4.8）

4.2 ± 0.4

（6.0 ～ 22.5）（＜ 0.1 ～ 7.1）

（2.9 ～ 14）（6.4 ～ 7.0）

（3.4 ～ 4.9）

DO

全窒素

全りん

TOC

溶存態 Si（mg L-1）
3.4 ± 1.5

表層

10.4 ± 1.7（＜ 1.0 ～ 5.0）

（8.9 ～ 12.8）

3.3 ± 1.6中層

9.4 ± 1.9（＜ 1.0 ～ 5.0）

（7.0 ～ 12.0）

3.6 ± 0.7底層

8.4 ± 2.3

（3.0 ～ 5.0）

（4.5 ～ 11.5）

全 Fe

0.04 ± 0.02

（0.07 ～ 0.14）（0.02 ～ 0.07）

0.12 ± 0.04

中層

0.04 ± 0.02

（0.09 ～ 0.22）（0.02 ～ 0.08）

0.21 ± 0.08

底層

0.022 ± 0.006（0.008 ～ 0.029）

0.54 ± 0.04

0.021 ± 0.005（0.49 ～ 0.61）（0.012 ～ 0.027）

0.60 ± 0.04

0.025 ± 0.003（0.54 ～ 0.65）

溶存態 Fe
全 Mn（mg L-1）

0.10 ± 0.03

表層

0.56 ± 0.04

（0.47 ～ 0.60）

0.06 ± 0.03

（0.09 ～ 0.34）（0.02 ～ 0.11）

0.02 ± 0.01
0.04 ± 0.02

溶存態 Mnクロロフィル a（μg L-1）

フェオ色素（μg L-1）

0.01 ± 0.01

0.10 ± 0.07

2.7 ± 0.8

（1.7 ～ 3.7）（＜ 0.01 ～ 0.03）

0.07 ± 0.05

（0.02 ～ 0.19）

1.8 ± 0.3

2.6 ± 0.8

（1.7 ～ 3.6）

（1.4 ～ 2.4）（＜ 0.01 ～ 0.03）（＜ 0.01 ～ 0.07）

1.8 ± 0.3

（1.3 ～ 2.2）

2.7 ± 0.8

（1.6 ～ 3.5）

（0.018 ～ 0.026）

0.01 ± 0.01（＜ 0.01 ～ 0.05）

2.0 ± 0.5

（1.1 ～ 2.8）（＜ 0.01 ～ 0.14）

15.3 ± 7.1（3.9 ～ 26.0）

10.8 ± 7.4（＜ 2.0 ～ 21.5）

7.8 ± 5.4

（2.6 ～ 15.0）

2.3 ± 3.6（＜ 2.0 ～ 10.0）

2.2 ± 0.1（＜ 2.0 ～ 2.6）

2.8 ± 0.4（＜ 2.0 ～ 3.2）

8 月には渦鞭毛藻類の Peridinium sp. が優占するなど，日本

浮遊藻類群集の特徴
図 7 に 2006 年における湖内のクロロフィル a 濃度の推移の貯水池の多くで見られる季節的な遷移 ( 小林，1977) が-1を示す。クロロフィル a 濃度は，4 月下旬に表層で 22 μg L

羽布ダム湖でも見られた。9 月から 11 月下旬には，再び A.

-1を示した後に急激に低下し，6 月には最低値の 3.9 μg L とformosa や Aulacoseira spp. などの珪藻類が増加した。St.1 になった。中層および底層のクロロフィル a 濃度も 4 月から 6

おいてはかび臭をもたらす可能性のある Phormidium sp. や月にかけては，ほぼ表層と同様な値を示したが，7 月以降はAnabaena sp. は観察されなかった。しかし，水の華を形成す

表層のクロロフィル a 濃度のみ再び上昇し，8 月下旬に 22る藍藻類としては，9 月にはダム堰堤付近の表層の一部に-1μg L となった。表層のクロロフィル a 濃度はその後低下し，Microcystis spp. が集積しているのが確認された。

-1

11 月下旬には，全層で 8 μg L 程度となった。
羽布ダム湖では，3 月から 6 月にかけて優占する植物プ

ダム放流水質の特徴

ランクトンは珪藻の Asterionella formosa であった。4 月には1) 藻類による栄養塩取り込みの効果-1

20000 細胞 ml 観測された A. formosa は，その後急激に減少

羽布ダム放流水は河川流量調整のため堰堤直下の副ダム-1

し，6 月には 100 細胞 ml 程度になった。夏季には珪藻類にに放流されている。表 3 に 2007 年における羽布ダム放流

代わって，緑藻類の Coccomonas spp. や Volvox sp. が優占し，水の水質をまとめた。無機態窒素は全窒素の 5 割ほどを占㏏

め，その大部分は硝酸態窒素であった。TN，TP，TOC およ
び DOC については夏季に若干濃度が高く，秋季以降は徐々表層
注敝に低下する傾向が見られた。逆に SiO2 については，夏季に中層机敝

低く秋季以降上昇する傾向が認められた。春から夏にかけての SiO2 濃度の増加は，A. formosa の減少と傾向を同じくして

栫敝
底層

おり，湖水中の珪藻の取り込みに関係しているものと考えられる。一方，再び A. formosa が優占する秋季には，SiO2 濃度が再び減少する傾向は観測できなかった。放流水中の鉄，マンガン，アルミニウム濃度については，調査開始時から 7 月
中旬にかけて徐々に上昇していったが，それ以降はほぼ一定の値で推移した後に，秋季以降は低下した。そのほかの主要
イオン濃度については特に明瞭な季節変動は認められなかっ図 7．St. 1 における深度別のクロロフィル a 濃度の経月変動．

丹�た。

�� 兒�㊂�

41

吉田

恭司ほか
n=34）．

表 3．羽布ダム放流水の平均水質（2007 年 5 月～ 2007 年 12 月

平均値±標準偏差、（

濁度（度）
2.3 ± 1.5色度（度）
6.8 ± 2.8

電気伝導率
（mS m-1）
4.4 ± 0.4

NO2--N

NO3--N＜ 0.01

NH4+-N（mg L-1）

0.29 ± 0.03

0.07 ± 0.04

）内は最小値～最大値

全窒素

全りん

0.61 ± 0.14

（0.1 ～ 5.3）

（2.4 ～ 13.2）（3.6 ～ 5.1）（＜ 0.01 ～ 0.04）（0.20 ～ 0.34）（＜ 0.01 ～ 0.16）（0.34 ～ 0.87）

Cl-

SO42-

Na+

K+

Mg2+

Ca2+

溶存態 Si0.016 ± 0.007（0.007 ～ 0.042）（mg L-1）
3.1 ± 0.4

2.5 ± 0.2

2.9 ± 0.3

（2.3 ～ 3.9）

（2.2 ～ 2.9）

（2.0 ～ 3.4）

全 Fe

溶存態 Fe全 Mn

0.13 ± 0.02

（0.05 ～ 0.29）

0.03 ± 0.02

（0.01 ～ 0.07）

1.2 ± 0.1

0.74 ± 0.06

（1.0 ～ 1.6）

（0.62 ～ 0.83）

溶存態 Mn
全 Al（mg L-1）

0.05 ± 0.02

（0.02 ～ 0.08）

0.01 ± 0.01（＜ 0.01 ～ 0.04）

0.09 ± 0.06

（0.04 ～ 0.36）

3.8 ± 0.3

2.8 ± 0.6

（3.1 ～ 4.6）

（1.7 ～ 3.6）

溶存態 Al

TOC

0.06 ± 0.03

（0.01 ～ 0.09）

DOC

1.7 ± 0.2

1.5 ± 0.2

� （1.0 ～ 2.0）

（1.3 ～ 2.1）

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図 8．羽布ダム放流水の濁度および色度の経月変動．

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2) 色度と濁度の季節変動

3) マンガン濃度の季節変動

図 8 には副ダムの表層で採水した放流水の濁度と色度の変

図 9 は愛知県企業庁が 1989 年度より継続調査している恵動を示す。2006 年については，濁度は空気揚水筒の稼動以

帽子橋 ( 流入地点 ) と開拓橋 ( ダム下流 ) の河川水中のマン

降夏季には低く秋季に上昇したが，色度は夏季にも稼動前とガン濃度の経年変化（愛知県企業庁，1990, 1991, 1992, 1993,

ほとんど変化はなく秋季になって低下した。2007 年につい1994, 1995, 1996, 1997, 1998, 1999, 2000, 2001, 2002, 2003,ては，同じく空気揚水筒の稼動に伴って放流水の濁度は低下

2004, 2005, 2006) に本調査結果を加えたものである。恵帽子

し，濁度の低下とともに 6 月から 7 月にかけて色度は上昇す

橋でのマンガン濃度は年々減少する傾向にあるのに対し，開る傾向が認められた。その後，8 月から 9 月には濁度が上昇

拓橋におけるマンガン濃度は常に恵帽子橋よりも高く，さするに対応して色度は低下したが，10 月以降は再び濁度がらにいずれの年も夏季にマンガン濃度が上昇する傾向にあっ低下するとともに色度は上昇し，濁度と色度は相反する増減た。これは，先の湖内水質調査結果に述べたように，夏季に傾向を示した。いずれの年も春から夏にかけて濁度が減少す

嫌気的な状態の底泥から溶出したマンガンが河川に流出してるのは，春先に増殖した A. formosa の個体数が急激に減少しくるためであると考えられる。ダム下流部のマンガン濃度のたためであると推測される。矢作川水系においては，河川水

年ごとの変動は，ダム周辺の降水量と密接に関係している。

中の A. formosa の密度が濁りの季節的な変動の重要な要素で羽布ダム管理事務所の気象統計（愛知県岡崎農地開発事務あることを野崎 (2003) が指摘している。ただし，羽布ダム

所，1990, 1991, 1992, 1993, 1994, 1995, 1996, 1997, 1998, 1999,

湖における A. formosa の減少は，深層曝気の効果というより2000, 2001, 2002 ； 愛知県西三河農林水産事務所，2003, 2004,

は季節的な優占種の変化の結果である可能性もある。

2005, 2006, 2007, 2008）によれば，羽布ダムにおける過去 19

42

深層曝気が行われているダム湖での水温，水質分布の観測
年間（1989 ～ 2007 年）の平均年降水量は 1700 mm であり，濃度が高くなることが予想される。マンガン濃度が夏季に高2004 年が 2280 mm と最も多く，逆に 2005 年が 1130 mm とく，秋季になると低下するのは，秋季にはかんがい用水の取最も小雨となっている。図 10 に羽布ダムにおける降水量の水減少と降水量の増加によって貯水量が回復するためである

経年変化を示すが，夏季にマンガン濃度が高くなった年，例と考えられる。

えば 1992 年，1994 年，1996 年，2001 年，さらに 2005 年は
特に 1 月から 6 月までの降水量が少なく，夏季のダムの貯水謝量が極端に減少した年と一致する。先に述べたように，夏季

辞には底泥からマンガンや鉄，リンやアンモニアなどが溶出し，現地調査および副ダムでの定期採水および濁度・色度の測空気揚水筒の下層部への拡散を経て湖水へと移行することが定にあたっては，愛知県西三河農林水産事務所羽布ダム管理考えられるが，渇水期には湖水中のマンガンや鉄濃度は豊水所の皆様の全面的なご協力を得ました。本調査に係るさまざ期のそれに比べて希釈効果が小さくなり，放流水のマンガン

まな調整には愛知県環境部水地盤環境課の担当者が尽力されました。ここに記して各位に感謝申し上げます。
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