ISSNLAGUNA（汽水域研究）
CONTENTS

No. 12 June 2005

■ Original Articles□ Environmental features of mangrove inner part of Funaura Bay in the Iriomote Island,southwest Japan
Kensaku Nakamura, Koji Seto
1−14
□ Saline water intrusion in to Teshio and Sarobetsu Rivers

15−22

Kei Anma, Takao Tokuoka, Ayumi Fukita
and Kiyokazu Nishimura□ Observation of Lakes Shinji and Nakaumi using simultaneous visible／infrared and microwave measurements
Shingo Nonohara, Toshiaki Kozu,
23−35

汽
水
域
研
究

汽水域研究
No.12 June 2005

Toyoshi Shimomai, Ken’ichi Kurita,
Yuji Sakuno, Tuneo Matsunaga andDaisuke Nakayama□ Monitoring red tide blooms in Lake Nakaumi, using MODIS data 2004
37−44

Yuji Sakuno, Ryo Ehara and Hidenobu Kunii□ Fossil benthic foraminifera from Aso-kai Lagoon, central Japan
45−52

Hiroyuki Takata, Satoshi Tanaka,
Shun-suke Murakami, Koji Seto and
Katsumi Takayasu

Mitsuhiko Sano and Takuro Shibuno□ Ostracode assemblages of alluvium sediment cores in the western part of Izumo Plain, Shimane Prefecture.
Katsura Ishida and Katsumi Takayasu
73−79

2005

□ A comparison of fish assemblages from seagrass beds and the adjacent bare substrata
Masahiro Horinouchi
in Lake Hamana, central Japan
69−72

June

□ Priorities in seagrass bed selection for the conservation of resident fishes. Sekisei Lagoon, a case study
Masahiro Horinouchi, Yohei Nakamura,
63−67

No.12

□ Domestic wastewater treatment in the drainage areas of Lakes Shinji andNakaumi : Treatment efficiency and dissemination for ordinary citizens
Yoshiaki Tsuzuki
53−61■ Note□ Saline wedge observation by echo-sounding equipment（SC-3）and towing type water quality monitor
Takao Tokuoka, Ayumi Fukita,（TPM CLOROTEC）
81−87
Masaaki Tateishi, Kiyokazu Nishimura,
Kei Anma, Shigeo Matsuda,
Toshiharu Kawasumi and Tatsuo Seki

■ Annual Report of Research Center for Coastal Lagoon Environments
89−98■ Editorials

98

島根大学
汽水域研究センター

1340-3834

LAGUNA（汽水域研究）No.12
2005 年（平成 17 年）6 月発行●編集・発行島根大学汽水域研究センター〒690-8504 松江市西川津町 1060
TEL&FAX 0852-32-6099

編集委員
國井秀伸・瀬戸浩二・堀之内正博
倉田健吾・ヒューホ コープス

Editorial Board
Hidenobu Kunii, Koji Seto, Masahiro Horinouchi,
Kengo Kurata, Hugo Coops

●印刷
譌高浜印刷
〒690-0133 松江市東長江町 902-57
TEL
0852-36-9100

LAGUNA（汽水域研究）No.12
2005 年（平成 17 年）6 月発行●編集・発行島根大学汽水域研究センター〒690-8504 松江市西川津町 1060
TEL&FAX 0852-32-6099

編集委員
國井秀伸・瀬戸浩二・堀之内正博
倉田健吾・ヒューホ コープス

Editorial Board
Hidenobu Kunii, Koji Seto, Masahiro Horinouchi,
Kengo Kurata, Hugo Coops

●印刷
譌高浜印刷
〒690-0133 松江市東長江町 902-57
TEL
0852-36-9100

ISSN

LAGUNA（汽水域研究）
CONTENTS

No. 12 June 2005

■ Original Articles□ Environmental features of mangrove inner part of Funaura Bay in the Iriomote Island,southwest Japan
Kensaku Nakamura, Koji Seto
1−14
□ Saline water intrusion in to Teshio and Sarobetsu Rivers

15−22

Kei Anma, Takao Tokuoka, Ayumi Fukita
and Kiyokazu Nishimura□ Observation of Lakes Shinji and Nakaumi using simultaneous visible／infrared and microwave measurements
Shingo Nonohara, Toshiaki Kozu,
23−35

汽
水
域
研
究

汽水域研究
No.12 June 2005

Toyoshi Shimomai, Ken’ichi Kurita,
Yuji Sakuno, Tuneo Matsunaga andDaisuke Nakayama□ Monitoring red tide blooms in Lake Nakaumi, using MODIS data 2004
37−44

Yuji Sakuno, Ryo Ehara and Hidenobu Kunii□ Fossil benthic foraminifera from Aso-kai Lagoon, central Japan
45−52

Hiroyuki Takata, Satoshi Tanaka,
Shun-suke Murakami, Koji Seto and
Katsumi Takayasu

Mitsuhiko Sano and Takuro Shibuno□ Ostracode assemblages of alluvium sediment cores in the western part of Izumo Plain, Shimane Prefecture.
Katsura Ishida and Katsumi Takayasu
73−79

2005

□ A comparison of fish assemblages from seagrass beds and the adjacent bare substrata
Masahiro Horinouchi
in Lake Hamana, central Japan
69−72

June

□ Priorities in seagrass bed selection for the conservation of resident fishes. Sekisei Lagoon, a case study
Masahiro Horinouchi, Yohei Nakamura,
63−67

No.12

□ Domestic wastewater treatment in the drainage areas of Lakes Shinji andNakaumi : Treatment efficiency and dissemination for ordinary citizens
Yoshiaki Tsuzuki
53−61■ Note□ Saline wedge observation by echo-sounding equipment（SC-3）and towing type water quality monitor
Takao Tokuoka, Ayumi Fukita,（TPM CLOROTEC）
81−87
Masaaki Tateishi, Kiyokazu Nishimura,
Kei Anma, Shigeo Matsuda,
Toshiharu Kawasumi and Tatsuo Seki

■ Annual Report of Research Center for Coastal Lagoon Environments
89−98■ Editorials

98

島根大学
汽水域研究センター

1340-3834

LAGUNA（汽水域研究）
CONTENTS

No. 12 June 2005

■原 著 論 文□西表島船浦湾奥部におけるマングローブ環境の特徴

1−14

中村建作・瀬戸浩二□天塩川およびサロベツ川の塩水溯上15−22

安間 恵・徳岡隆夫・吹田西村清和

歩□可視・赤外およびマイクロ波同時観測による宍道湖・中海環境観測23−35

野々原伸吾・古津年章・下舞豊志
栗田賢一・作野裕司・松永恒雄
中山大介□MODIS データを用いた中海の赤潮モニタリング−2004 年
37−44

作野裕司・江原亮・國井秀伸□Fossil benthic foraminifera from Aso-kai Lagoon, central Japan
45−52

Hiroyuki Takata, Satoshi Tanaka,
Shun-suke Murakami, Koji Seto and
Katsumi Takayasu□宍道湖・中海流域の生活排水：処理効率と一般市民への情報提供
53−61

都筑良明

□沖縄県石西礁湖における海草藻場保全地域の選定に関する研究：
どの海草藻場を保全すれば魚類の種多様性が維持できるか
63−67

堀之内正博・中村洋平・佐野光彦
澁野拓郎□A comparison of fish assemblages from seagrass beds and the adjacent bare substrata
in Lake Hamana, central Japan

69−72

Masahiro Horinouchi□島根県出雲平野西部における沖積層コアの貝形虫群集
73−79

石田

桂・高安克已

■ノート□音響探査機（SC-3）と曳航式水質計（TPM CLOROTEC）を用いた
塩水くさび・塩分躍層調査■島根大学汽水域研究センター活動報告

81−87

89−98

研究活動
教育活動
国際交流
社会との連携■編 集 後 記98

徳岡隆夫・吹田 歩・立石雅昭
西村清和・安間 恵・松田滋夫
川澄敏治・関 達雄

LAGUNA（汽水域研究）12，1〜14 頁（2005 年 6 月）
LAGUNA 12，pp.1−14（2005）

西表島船浦湾奥部におけるマングローブ環境の特徴
中村建作1・瀬戸浩二2
Environmental features of mangrove inner part of Funaura Bay
in the Iriomote Island,southwest Japan
Kensaku Nakamura1, Koji Seto2

Abstract: Mangrove forests are high productivity habitats located in estuarine regions in thetropics and subtropics. The mangrove forests on Iriomote Island can be classified as
subtropical. The purpose of this study is to document the mangrove environment in innerFunaura Bay, Iriomote Island, Okinawa Prefecture. The inner part of Funaura Bay is enclosed
by an embankment, and is connected to the ocean by a small channel of about 160 m width.
A survey of water quality showed that there is a strong halocline in inner Funaua Bay due tothe input of freshwater from river. Phytoplankton abundance is high due to the input ofnutrients from the mangrove swamp. A survey of the surface sediments in the bay showed thatthe tidal flats consist of sand and carbonate with low total organic carbon（TOC）and low total
sulfur（TS）contents, which indicates an oxic environment. On the other hand, the sediments ofthe mangrove swamp consist of sand, mud, and carbonate with enriched TOC and TS contents,
which indicates an oxygen poor environment.
Key words: Funaura Bay; mangrove forest; productivity; organic carbon; surface sediments

は

じ

め

に

マングローブ形成史を議論する上で，現在のマングローブ環境を理解することは非常に重要である．
これまで西表島では，網取湾奥部（ウダラ川河口域）などのマングローブ環境において堆積物の特徴について報告が行われている（瀬戸，1995）．船浦湾奥部は，人工的な堤防によって閉鎖された湾であり，そこでもマングローブ林は発達している．本研究では，現在の船浦湾奥部から河川におけるマングロー
ブ域の水質・堆積環境の特徴を明らかにし，古環境解析に応用できる基礎資料とすることを目的としている．

亜熱帯に属する西表島には，河口域においてマングローブ林が発達する．マングローブ林は，一般的に熱帯から亜熱帯の河川河口部・潮感域に形成される生産性の高い森林であり，海洋へ供給される陸源
有機物の生産の場として重要な地域である．
マングローブの多くは，潮感域に繁茂することから，これまでに海水準変動に伴うマングローブの立
地変動について研究されてきた．西表島においても，浦内川河口や船浦湾奥部において，柱状試料を用いた海水準変動に伴うマングローブ形成発達史の研 究 が 行 わ れ て い る（藤 本 ほ か，1993；田 中，
2002）
．

1
2

島根大学総合理工学部地球資源環境学科 Department of Geoscience, Shimane University, Matsue 690-8504, Japan
島根大学汽水域研究センター Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University, Matsue 690-8504, Japan1

中村建作・瀬戸浩二

2

図 1．調査位置図．
Fig. 1. Location map.

図 2．ルート水質調査地点と採水地点．
Fig. 2. Route survey for water quality and water sampling
points.

調 査 地 概 要

場にある．
マングローブ林を構成する主な樹種は，東部ではオヒルギ（Bruguiera gymnorrhiza），西部ではヤエヤ
マヒルギ（Rhizophora stylosa）で，希にマヤプシキ（Sonnerratia alba）が見られる．またマングローブ林
内では，キバウミニナ（Terebralia palustris）
やシレナ
シジミ（Geloina coaxans）などの貝類がみられるところもある．

西表島は 八 重 山 群 島 に 属 し，総 面 積 は 271 km2（荒木・中川，1978）で，琉球列島のなかで 5 番目に大きい島である．調査地の船浦湾は西表島の北部に位置し，湾口が北に大きく開いた湾である（図 1）．
湾奥部は人工の堤防によって閉じられており，幅 2km，奥行き 1.5 km である（田中，2001）．堤防で閉ざされている湾奥部（堤防内湾奥部）は，およそ 160
m の水路によって海域と流通している．下げ潮時や上げ潮時にはその流路を通じて流入出し，干潮時には堤防内湾奥部のほとんどが干潟となり，逆に満潮時にはマングローブ林のほとんどが冠水する．船浦湾への流入河川は西田川，ヒナイ川，マーレ川，ヤシ川があり，湾内に淡水を供給している．しかし，通常時では，それら流入河川の流量は非常に少ない．マングローブ林内では幅 1〜2 m のクリークも多数存在し，主に下げ潮時にそれを通じて水が流出している．湾奥部の西部には 400 m にわたって，炭酸塩に富む砂浜が見られる．浜付近のマングローブ
は地下茎が露出しており，この浜は現在では侵食の調査および分析方法
1．
調査および試料
現地調査は，2003 年 7 月 16 日から 24 日まで行った．満潮時は主に水質調査を，干潮時は底質調査を行っている．水質調査は，堤防の水路から西田川，
ヒナイ川，マーレ川に向けて，カヌーを用いてルート状に行った．水質測定は，水中投下式クロロフィ
ル測定装置（アレックス電子製，ACL 1151-DK）を用いて水温，塩分，クロロフィル a 濃度，および照度などの項目を同時に行った．測定装置は，中山ほか（1999）に従い，手動で鉛直下向きに一定速度で投下

西表島船浦湾奥部におけるマングローブ環境の特徴

3

2．
分析方法
CNS 元素分析：実験室に持ち帰ったフィルター試
料は恒温乾燥器で 80℃・24 時間以上，乾燥させ，秤
量後，瑪瑙乳鉢を用いて粉末にした．粉末にしたフィルター試料は約 40 mg になるように秤量し，銀製のコンテナに入れた．次に 110℃ のホットプレー
ト上で銀製コンテナの中の試料に 1 N の塩酸を加え，無機炭素と反応させた．十分に反応させた後，4時間ほどホットプレート上で加熱し，試料を蒸発固化させた．次に錫製のコンテナで封入し，CHNS 元
素分析計（FISONS 社製，EA-1108 型）によりフィル
ター試料の全有機炭素（Total organic carbon contents，
以下 TOC と呼ぶ）濃度と全窒素（Total nitorogen ，以下 TN と呼ぶ）
濃度を測定した．さらにフィルター試
料の全重量と測定重量 の 比 か ら 懸 濁 態 有 機 炭 素（Particulate organic carbon ，以下 POC と呼ぶ）
濃度およ び 懸 濁 態 有 機 窒 素（Particulate organic nitorogen ，
以下 PON と呼ぶ）濃度を算出した．また，フィル
ター試料の TOC 濃度と TN 濃度から POC／PON 比を

図 3．底質のサンプリング位置．
Fig. 3. Sampling points of surface sediments.

した．測定地点は，西田川ルート（NDR）
で 27 地点，
ヒナイ川ルート（HNR）で 22 地点，マーレ川ルート（MRR）
で 21 地点である（図 2）．また，同ルートの地
点，干潮時にはマングローブ林内に点在する幅 1〜2m のクリーク，堤防外の湾沿岸で採水を行った（図2）．採水はポリタンクを用いて表層から約 10 cm のところで行った．採水後は，ポリタンクに光が入り込まないように暗箱に保管した．採水した水は，現地で Whatman 製ガラス繊維フィルター（GF／F）を用いて濾過した．フィルター試料は，後に実験室に持
ち帰り CNS 元素分析を行った．
底質調査は，満潮時にヒナイ川とマーレ川沿い
で，干潮時に湾沿岸部，干潟，マングローブ林内で，それぞれ底質の観察とサンプリングを行った（図3）．底質のサンプリングは，直径 5 cm のアクリルパ
イプを用いて，表層から 1 cm を採取した．試料は実験室に持ち帰った後，80℃ で 24 時間以上，恒温乾燥機で乾燥させた．乾燥試料は，CNS 元素分析，粒度分析，炭酸塩量の測定を行った．

算出した．CNS 元素分析は，標準試料として BBOTを用い，10 試料ごとに測定を行っている．
採集した底質試料は 80℃ で 24 時間以上，恒温乾
燥機で乾燥させ，瑪瑙乳鉢を用いて粉末にした．粉末 に し た 底 質 の 試 料 が 約 10 mg に な る よ う 秤 量し，それを銀製のコンテナに入れた．以下はフィル
ター試料と同様な手順で行った．底質試料は，TOC，
TN および全硫黄（Total sulfur ，以下 TS と呼ぶ）
濃度を測 定 し，ま た，TOC と TN か ら 底 質 の TOC／TN比を算出した．
粒度分析：粒度分析は，レーザー式粒度分析装置（島津製作所製，SALD-3000S）を用いて行った．粒度分析のための試料は，適量の底質乾燥試料を分収し，35％ の 過 酸 化 水 素 水 で 処 理 し た も の を 用 いた．処理した試料はすべて装置に入れ，超音波分解
し，測定を行った．試料測定の最初と最後に標準試料 JIS-11 を測定し，粒度分析器のチェックを行っている．得られた頻度分布測定値は，Fork and Ward
（1957）の式を用いて平均粒径と淘汰度を算出し，底質の粒度の評価を行った．
炭酸塩量：底質の乾燥試料を秤量し，12 N の塩酸を加え炭酸塩と十分に反応させた．反応が終わると試料を Whatman 製の濾紙を用いて濾過し，蒸留水で十分に塩酸を洗い流した．その後 80℃ で 24 時間以上，恒温乾燥器で乾燥させ，その残渣を秤量し次式により溶解率をもとめた．
溶解率（％）＝（試料の乾燥重量−残渣重量）／試料の中村建作・瀬戸浩二

4

乾燥重量×100
本研究では，この溶解率を炭酸塩量とした．

結

果

1．
水質
西田川（ND）ルート
ND ルートの水質調査結果を図 4 に示す．西田川の感潮域最上流部での水温は 28℃ 前後と ND ルート
内では最も低い値を示した．西田川上流から下流にかけての水温は 31〜33℃ と大きな変化は見られな
いが，河川下流から湾奥部にかけては 34℃ から 30℃前後へとわずかながら水温の低下が見られた．
西田川の感潮域最上流部での塩分は 10〜18 psuと ND ルート内では最も低い値を示している．河川
上流から表層 30 cm〜50 cm 付近で塩分躍層がみられ，その躍層は下流域まで存在している．湾奥部では塩分躍層はみられず，表層，底層ともに 34 psuと最も高い値を示す．
クロロフィル a 濃度は，河川上流から湾奥部の全域において表層から水深 50 cm の水層で高い値を示した．このクロロフィル a 濃集層の濃度は局所的に100μg／褄と非常に高い値を示す．感潮域最上流部のクロロフィル a 濃度は，比較的低い値を示している．底層は 10〜20μg／褄前後と表層水に比べて低い
が，上流側から下流方向に低くなる傾向にある．
ヒナイ川（HN）ルート
HN ルートの水質調査結果を図 4 に示す．ヒナイ
川感潮域最上流部での水温は 29℃ 前後と HN ルート
内では最も低い値を示した．ヒナイ川の上流から下流にかけて表層は 31〜32℃ で，底層は 33℃ 前後と比較的高い傾向が見られる．マーレ川との合流地点の水温は表層で 30℃ 前後と局所的に低くなるが，底層では 34℃ と高くなり，表層と底層とで弱い温度躍層が見られる．マーレ川合流地点では底層部の水温がもっとも高く，そこから下流方向に水温が徐々に低下し，湾奥部の堤防付近では 30℃ 前後まで低くなる．
ヒナイ川感潮域最上流部の塩分は 19 psu 前後とHN ルート内では最も低い．ヒナイ川の感潮域の上流から下流域まで塩分躍層が見られ，下流に向けて
塩分勾配は小さくなる．マーレ川との合流地点での塩分は局所的に低くなるが，マーレ川との合流地点
から湾奥部の堤防までは表層，底層ともに 34 psu
前後で安定している．

表 1．船 浦 湾 堤 防 外 沿 岸 部〜河 川 に お け る POC 濃
度，PON 濃度，C／N 比．
Table 1. POC concentration, PON concentration and POC／
PON ratio from inner part of Funaura Bay to river.

クロロフィル a 濃度は，ヒナイ川下流〜湾奥部間の表層から水深 50 cm の水層で高い値を示した．最も高い値を示すのはマーレ川との合流地点で，100μg／褄に達する．しかし，全体的には西田川より低い傾向にある．底層部では，ヒナイ川の感潮域の上流から堤防内湾奥部にかけてクロロフィル a 濃度が減少する傾向にある．
マーレ川（MR）ルート
MR ルートの水質調査結果を図 4 に示す．マーレ
川の感潮域最上流部の水温は 30℃ 前後で，西田川やヒナイ川の感潮域最上流部の水温と比較して高い．
マーレ川上流から下流域までは 32〜34℃ と大きな変化はみられないものの，増加する傾向にある．このルートでは，ヒナイ川との合流地点付近の底層がもっとも高い水温を示している．
マーレ川の感潮域最上流部での塩分は 19 psu 前後と MR ルート内では最も低い．マーレ川の感潮域全域において水深 50 cm 付近で塩分躍層が見られる．
塩分躍層の下層では，中央部付近の凹地に高塩分の水塊が見られる．
クロロフィル a 濃度は，マーレ川の感潮域ほぼ全域において表層から水深 50 cm の水層で高濃度を示した．感潮域最上流部のクロロフィル a 濃度は，比較的低い値を示している．表層におけるクロロフィ
ル a 濃度は，湾奥部よりもマーレ川の方が高い．それ以深の底層部のクロロフィル a 濃度は，下流方向に減少する傾向がある．

15

16

17
18

23 24 25 26 27

1 2

3
8 9 10 11

12 13

2.5

12 3 4 5 6

7 8

9 10

11

12 13 14

15

16

17

18
19

6

7

8 9 10 11

13

22

2.5 1 2 3

4

5

6

7

8 9 10 11

12 13

12

14

14

15 16

15 16

17 18

19

20 21 22

19 20 21 22

400m

17 18

図 4．ND ルート，HN ルート，MR ルートの水質調査結果．
Fig. 4. The result of water quality in ND route,HN route and MR route.

20 21

23 24 25 26 27

5

Chlorophyll-a(µg/l)

4

4

5

6

7

Funaura Bay

4

5

6

7

4

5

6

7

8 9 10 12 13 14 15 16 17 18 20 21400m

8 9 10 12 13 14 15 16 17 18 20 21

Chlorophyll-a(µg/l)

1 2 3

40 0m

8 9 10 12 13 14 15 16 17 18 20 21

400m

Mare R.

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60

25

26

27

28

29

30

31

32

33

34

35

28

29

30

31

32

33

34

35

The confluence of Hinai R.

MR Route

Salinity (psu)

1 2 3

2.5 1 2 3

2.0

400m

1 2 3

2.0

Chlorophyll-a(µg/l)

23 24 25 26 27

2.0

22

1.5

20 21

1.5

19

1.5

18

1.0

17

1.0

16

1.0

15

2.5

2.0

1.5

1.0

0.5

0

0.5

12 13 1419 20 21 22

400m

15 16 17 18

0.5

11

Salinity (psu)

14

0.5

9 10

2.5

7

0

7 8

400m

6

0

12 3 4 5 6Salinity (psu)

59CVGT 6GOR ͠

4

2.5

0

2.5

2.0

2.0

22

1.5

20 21

1.5

19

1.0

14

1.0

1213

0.5

11

0.5

9 10

0

7 8

0

123 4 56

2.5

2.0

2.0

2.0

2.5

1.5

1.5

1.5
400m

1.0

1.0

1.0

400m

0. 5

0

0.5

Hinai R.

0.5

Funaura Bay
0

Nisida R.

The confluence of Mare R.

HN Route

0

Funaura Bay

ND Route

西表島船浦湾奥部におけるマングローブ環境の特徴
5

6

中村建作・瀬戸浩二

図 5．船浦湾堤防外沿岸部〜河川における POC 濃度．
Fig. 5. POC concentration from inner part of Funaura Bay
to river.

図 6．船浦湾堤防外沿岸部〜河川における POC／PON
比．
Fig. 6. POC／PON ratio from inner part of Funaura Bay toriver.

2．
懸濁物の有機炭素濃度と POC／PON 比
今回，フィルター試料から得られた POC 濃度，
PON 濃度，POC／PON 比は表 1 に示した．また，POC
濃度の分布を図 5 に，POC／PON 比の分布を図 6 に示
した．
西田川上流
（N 1）
およびヒナイ川上流
（H 5）
の POC
濃度は，それぞれ 0.14 と 0.17 mg／褄であり，低い値を示している．POC／PON 比は逆に 10 前後と高い値を示している．西田川とヒナイ川の上流から下流か
け て の POC 濃 度 は，そ れ ぞ れ 0.30〜0.57 mg／褄，
0.25〜0.28 mg／褄の値を示し，西田川では下流方向に減少傾向にある．POC／PON 比は，西田川では 7前後，ヒナイ川では 8 前後の値を示している．それらの河川水が注ぐ湾奥部の POC 濃度は，0.2〜0.4 mg

リ ー ク の プ ー ル か ら 採 水 し た R 1〜R 4 地 点 で のPOC 濃度は，0.5〜1.3 mg／褄で最も高い値を示している．また，POC／PON 比も 10〜12 と最も高い値を示している．

／褄とやや低く，POC／PON 比も 6.4〜7.4 と低い値を示している．堤防外の沿岸部（S 1，S 3，S 4，S 5）のPOC 濃度は，0.1〜0.2 mg／褄で今回の試料群の中で最も低い値を示している．また，POC／PON 比も 6〜
7 で，同様に最も低い値を示している．
干潮時においてマングローブ林内に分布するク3．
底質の粒度分布
全調査地域内における底質の平均粒径の分析結果
は図 7 に，地域ごとの代表的な粒度頻度分布は図 8に示した．
堤防外の船浦湾沿岸部（FM 1〜FM 17，Co 1〜Co
12）の底質の平均粒径は，1.5〜2.2φで，淘汰は良い（0.3〜0.7）．粒度頻度分布では，1.5〜2.0φが最頻値で，突出した頻度分布を示している．
堤防内の湾奥部（FM 18〜FM 26，FM 31〜FM 39，
FM 45〜FM 74，FM 76〜FM 81）での底質の平均粒径は，1.4〜2.3φで，淘汰は 0.4〜0.9 とやや良い．粒
度頻度分布は，堤防外湾沿岸部と同様な分布を示しているが，4φの細粒粒子が含まれている．例外的に
FM 19 の平均粒径は，6.9φと細粒の値を示す．FM19 は，クリーク中の堆積物で干潮時でも約 0.5 m

西表島船浦湾奥部におけるマングローブ環境の特徴

7

4．
底質の炭酸塩量
熱帯域における浅海堆積物の特徴は，サンゴ，大型有孔虫，軟体動物の遺骸など生物性炭酸塩を含むことである．全調査地域内における底質の炭酸塩量の分布は図 9 に示した．堤防外湾沿岸部における炭酸塩量は 3〜8％ である．堤防内湾奥部における底質の炭酸塩量は 8％ 以内がほとんどであるが，西部に高く，東部に低い傾向がある．湾奥部西部の浜およびマングローブ林の底質の炭酸塩量は 50％ 以上を示し，それに隣接する堤防内湾奥部における底質も高い炭酸塩量を示す．湾奥部東部のマングローブ林の底質，あるいはヒナイ川やマーレ川（M 2〜M 7）の底質の炭酸塩量は 4％ 前後と低い．

図 7．船浦湾堤防外沿岸部〜マングローブ沼における底質の平均粒径．
Fig. 7. Mean grain size of surface sediments from innerFunaura Bay to mangrove swamp.

の水深をもつ地点である．
堤防内湾奥部の浜では，平均粒径が 1.1φで，淘汰は 1.0 と悪い．粒度頻度分布は堤防外湾沿岸部と類似しているが，−1.0〜0.0φの粗い粒子の占める割合
が多く，最頻値の頻度が小さい．
マングローブ林内の底質における平均粒径は，1.0〜5.7φと幅広い粒度を示した．しかし，多くの底質は 2.0〜2.5φと 4φ以下の平均粒径に集中している．淘汰も，0.4 の良いものから 2.5 の非常に悪いものまで多様である．粒度頻度分布は，1.5〜2.5φの突出した頻度分布と 4φ以下の扁平した頻度分布を持つバイモーダルをしてる．また，湾奥部東部のマングローブ林（M 16〜M 21，M 29〜M 32）では，粗粒部分の突出した頻度分布が顕著で，細粒部分の扁平
した頻度分布の最頻値の頻度が小さい値を示している．一方，西部のマングローブ林（M 11〜M 14，M
23〜M 27）では，粗粒部分の突出した頻度分布の最頻値の頻度が小さく，細粒部分の扁平した頻度分布の頻度が相対的に高い傾向を示している．

4．
底質の全有機炭素濃度・全イオウ濃度・TOC／TN 比
全調査地域内における底質の TOC 濃度，TS 濃度
および TOC／TN 比の分布を図 10，図 11，図 12 にそれぞれ示す．堤防外湾沿岸部の底質の TOC の濃度
は，多くの場合 0.3％ 以下である．堤防の流入出流路
付 近 で は，0.4〜0.5％ の 比 較 的 高 い 値 を 示 し た．
TOC／TN 比は，2〜6 と低い値を示し，TOC 濃度の比較的高いところでは，7〜8 の値を示す．TS 濃度はほとんどが 0.1％ 以下である．堤防内湾奥部の底質のTOC 濃度は，ほとんどが 0.4％ 以下を示すが，マングローブ林に隣接するところではやや高い傾向を示
す．TOC／TN 比は，7 以下と低い値を示し，TS 濃度
は 0.2％ 以下である．FM 19 は，例外的に TOC 濃度
が 1.8％ と高い値を示し，TOC／TN 比も 12.8 と高い値を示した．マングローブ林の底質の TOC 濃度は，多くの場合 0.5〜3.5％ の高い値を示した．M 12，M
24 は，それぞれ 16.9〜13.7％ と特に高い値を示している．TOC／TN 比は，4〜36 と多様な値を示すが，TOC 濃度が高いものほど，高い TOC／TN 比を示す傾向にある．TS 濃度は，多くの場合 0.4％ 以下である
が，他の地域の底質よりは高い傾向にある．TOC
濃度の高い 2 試料では，1.4 と 1.0％ の高い値を示し
た．

考

察

1．
船浦湾奥部〜河川における水塊構造と水質環境の特徴
船浦湾湾奥部では，干潮時にほとんどの地域で干潟が形成される．一方，上げ潮時には海水が湾内に侵入し，やがてマングローブ林まで水塊に浸る．このような陸域と海域の接点に位置する船浦湾奥部で

8

中村建作・瀬戸浩二

図 8．船浦湾堤防外沿岸部〜マングローブ沼における代表的な底質の粒度頻度分布図．
Fig. 8. The characteristic grain size frequency histogram of surface sediments from inner Funaura Bay to mangrove. swamp.

西表島船浦湾奥部におけるマングローブ環境の特徴

図 9．船浦湾堤防外沿岸部〜マングローブ沼における底質の炭酸塩量．
Fig. 9. Carbonate contents of surface sediments from innerFunaura Bay to mangrove swamp.

図 10．船浦湾堤防外沿岸部〜マングローブ沼における底質の TOC 濃度．
Fig. 10. TOC contents of surface sediments from innerFunaura Bay to mangrove swamp.

図 11．船浦湾堤防外沿岸部〜マングローブ沼における底質の TS 濃度．
Fig. 11. TS contents of surface sediments from innerFunaura Bay to mangrove swamp.

図 12．船浦湾堤防外沿岸部〜マングローブ沼における底質の C／N 比．
Fig. 12. C／N ratio of surface sediments from inner Funaura
Bay to mangrove swamp.

9中村建作・瀬戸浩二

10
Funaura Bay0high productivity

Nisida R.
high productivity

high productivity

NRWhigh productivity

HC

0.5

FBW
FBW

1.0
1.5

ND Route

2.0
2.5

78

12 3 4 5 6

9 101213 1411

FBW: Fun aura Bay W ater
HC: Halocline

4400
0m
0m
15

16

17

18

19 202122

23 24 2526 27

NRW: Nisida River Water

The confluence of Mare R.

Funaura Bay
0

Hinai R.
MRW high productivity

high productivity

HRW

HC

FBW

0.5

HRW

FBW

1.0
1.5

9CVGT6GOR ͠

2.0

HN Route

2.5 1 2 345

6

FBW: Fun aura Bay W ater
HC: Halocline

7440000mm
8 9 10 11

12 13 14

15 16

17 18

19 20 21 22

MRW: Mare Ri ver Water
HRW: Hinai River Water

The confluence of Hinai R.

Funaura Bay0high productivity

0.5

FBW

Mare R.
HRW
HC

HC

high productivity

MRW

FBW

1.0
1.5
2.0

MR Route

2.5 1 2 3

45

FBW: Fun aura Bay W ater
HC: Halocline

67440000mm
8 9 10 11 12 13

14

15 16

17 18 19 20 21

MRW: Mare Ri ver Water
HRW: Hinai River Water

図 13．ND ルート，HN ルート，MR ルートの水塊構造．
Fig. 13. Water mass structure in ND route, HN route andMR route.

は，河川を通して陸域から種々の物質が供給されるとともに，海域からも上げ潮にともない物質が供給されている．海域から流入する海水と陸域から流入する淡水とでは密度が異なるために，感潮域の河川では特殊な水塊構造がみられる．塩分分布から解釈された各感潮域河川から湾奥部の水塊構造は，図 13に示した．
西田川，ヒナイ川，マーレ川の感潮域の最上流部における表層の水塊は水温と塩分がともに最も低い値を示す．この水塊は，感潮域の最上流部よりさらに上流から比較的低温で淡水の河川水が流れ込んでおり，この河川水が感潮域の高塩分水塊と混合する
ことによって形成されている．これらの水塊は，それぞれ西田川水塊（NRW），ヒナイ川水塊（HRW），
マーレ川水塊（MRW）と呼ぶことにする．一方，堤防
内湾奥部の堤防側では，水温 30℃・塩分 34 psu の水塊が見られる．この水塊は，堤防の水路から船浦湾の水塊が流入したものである．この水塊を，船浦湾
奥水塊（FBW）と呼ぶことにする．FBW は，河川の河口域で NRW，HRW，MRW と接し，FBW の方の比重が大きいため河川の感潮域において河川水塊の下に潜り込んでいる．そのため，河川の感潮域では塩分躍層を境界として 2 層構造が形成されている．
このような水塊構造は，西表島網取湾のウダラ川においても見ることができる（瀬戸，1995）．
堤防内湾奥部の FBW は，堤防側から河川の河口域にかけての水温は 30℃ から 33℃ 程度まで上昇する傾向が見られる．これは，干潮時あるいは初期の上げ潮時に太陽光によって暖められた高温の水塊をその後さらに流入した船浦湾の低温の水塊が混合しながら湾奥側に押し上げた結果であると思われる．
堤防内湾奥部の干潟域で形成された高温水塊は，さらに河川河口域まで押し上げられている．河川の感潮域における FBW は，上流側ほど塩分が高い傾向にあり，水温も河川表層水塊より高い．これは，上げ潮流時に湾奥干潟で温められた高温水塊が感潮域
奥部まで流入していることを示している．さらに，
MR ルートでみれば，感潮域奥部の底層における塩分の高い水塊ではやや低い水温を示している．これは感潮域の河川の水深が湾奥部の干潟より深いこともあり，上流域にやや古い FBW が残っているためだと思われる．河川の感潮域の FBW は，河口域で河川表層水塊の下に潜り込み，河川表層水塊と混合しつつ上流域にゆっくり遡上していくものと思われる．
干潮時にクリークを除くほとんどの水域が干潟になることから，下げ潮流時は堤防内湾奥部の FBW
は，堤防側から堤防外に流出しているものと思われる．感潮域の河川の河床が干潟より約 1.5 m 程度低
いため，感潮域の河川における FBW は一部の水塊が流出するだけで多くの水塊はそのまま残る．それぞれの河川表層水塊とマングローブ林内に進入した
水塊は，下げ潮流時に FBW と混合しつつ流出していくようだ．干潮時では河川への海水の流入はない
が河川上流域から低塩分河川水が供給され続けるた
めに，クリークを通じて河川表層水塊が流出している．
2．
船 浦 湾 奥 部〜河 川 に け る 水 域 生 産 物 と マ ン グ
ローブ生産物
クロロフィル a は，植物が光合成を行うのに必要な色素で，その量から植物の現存量や潜在的な生産量を推定することが可能である．特に水域では，現場型蛍光光度計を用いることによって比較的簡便に植物プランクトンのクロロフィル a の濃度を測定す西表島船浦湾奥部におけるマングローブ環境の特徴ることができる．本調査地域の堤防内湾奥部から感潮域河川のほぼ全水域ににおいて，水深 50 cm までの表層にクロロフィル a の濃集が見られた．その濃集層は，30μg／褄以上で最大 100μg／褄に達する．これは富栄養湖である宍道湖の平均的なクロロフィル
a の濃度が 14〜41μg／褄（作野ほか，1996）より高い値である．赤潮などの植物性プランクトンの異常発
生時のクロロフィル a 濃度は，中海で 50〜270μg／褄（清家ほか，1999），網走湖で 50〜160μg／褄（Mikamiet al., 2002）であり，本地域の表層のクロロフィル a
濃度は富栄養湖の植物性プランクトンが異常発生した濃度に匹敵することになる．
堤防の水路から流入する海水はクロロフィル a 濃
度が 12μg／褄前後と低く，その流入により堤防内湾
奥部の FBW のクロロフィル a 濃度が低くなっている．感潮域河川の FBW は，堤防内湾奥部の FBWよりも高いクロロフィル a 濃度を示しており，流入した海水の停滞により栄養塩が付加され生産性が高くなっているものと思われる．一方，陸域の淡水が流入する感潮域河川の最上流部は，比較的低いクロ
ロフィル a 濃度を示している．これは陸域の淡水の栄養塩が乏しく，クロロフィル a 濃度が低いことを示唆している．
POC 濃度は，その水域で生産されたプランクトンの現地性有機物量と陸域で生産された異地性有機物
量を反映している．POC／PON 比は，それらの有機物の起源に関連して変化し，プランクトン起源の有機物では 6 前後，陸起源有機物では，15 以上を示すと い わ れ て い る（例 え ば Müler, 1977；中 井 ほ か，
1982）
．感潮域のマングローブ林で生産された有機物は，マングローブ林の底質の TOC／TN 比が 15 以上を示すことから，異地性陸起源有機物と同様な値を示しており，両者はこの値だけでは区別できな
い．
堤防外の船浦湾の POC 濃度は，今回測定した試料ではもっとも低い値を示し，POC／PON 比は 6〜7の値を示した．これは，その水域で生産されたプラ
ンクトン起源の有機物の POC／PON 比を反映しているものと思われる．一方で陸域の淡水が流入する感潮域河川の最上流部では，同様に POC 濃度が低い
が，POC／PON 比は比較的高い値（10 前後）を示している．これは，その水域で生産されたプランクトン
起源の有機物とともに陸起源高等植物の有機物を含んでいることを示している．この陸起源有機物は，さらに上流河川域から供給されたと思われるが，
POC 濃度と POC／PON 比から考えると供給量はそれ11ほど多くないものと思われる．これらのこととクロ
ロフィル a 濃度の分布から考えると堤防内船浦湾奥部〜感潮域河川に供給される異地性の有機物は比較的少ないものと思われる．
西田川及びヒナイ川の感潮域河川では，POC 濃度が比較的高く，低い POC／PON 比に特徴づけられる．
POC／PON 比から，ほとんどの POC がその水域で生産されたプランクトン起源の有機物であると考えられる．そのため，POC 濃度の分布とクロロフィル a濃度の分布に整合性が認められる．西田川とヒナイ
川の感潮域河川を比較すると，POC 濃度とクロロ
フィル a 濃度は，西田川の方が高い傾向にある．これは，西田川の方が生産性が高いことを示唆するものである．西田川は，流域のマングローブ林が大きく，そこで形成された栄養塩を用いて生産性を高めているかもしれない．
干潮時にマングローブ林内に取り残されたプールの水の POC は，非常に高い濃度を示している．これは，マングローブの高い生産性を反映したものと思われる．しかし，POC／PON 比から考えるとマング
ローブ起源の有機物の割合は比較的少なく，むしろその水域で生産された植物プランクトンの方が多い
ことを示唆している．これは，マングローブは大型高等植物であるため POC にはなりにくく，林内で分解されることによって水域に栄養塩を供給しているものと思われる．
これらのことから，堤防内船浦湾奥部〜感潮域河
川では，水域全体に太陽エネルギーを受けるとともに，マングローブ林から供給された豊富な栄養塩を利用して植物プランクトンが盛んに増殖しているものと思われる．
3．
湾沿岸部〜マングローブの底質環境の特徴
堤防外湾沿岸部の底質の平均粒径は 1.0〜2.0φ前
後で，1.0〜3.0φをピークとする極めて突出の頻度分布で代表され，淘汰は良い．炭酸塩量は 7％ 前後と堤防内湾奥部東部の干潟やマングローブ内の底質に比べ比較的多い．堤防外では，堤防内の干潟やマングローブと比較して波浪の影響を強く受ける．このような地域では，粒径の小さい泥質粒子は堆積しにくく，砂質粒子に突出した頻度分布を示すものと思われる．さらにリーフなどで生産された比重の小さい炭酸塩砕屑物が潮流と波浪によって，選択的に運ばれ堆積していると考えられる．
また，堤防外湾沿岸部の TOC 濃度は 0.2％，TOC／TN 比は 4 前後である．底質が砂の場合は，無機砕12中村建作・瀬戸浩二

屑物によって希釈されているため，一般的には有機物は少ない．湾沿岸部の底質は，中粒砂で構成されており TOC 濃度は 0.20％ 前後と少なく，TOC／TN
比も 4 と低いことから陸域から供給される有機炭素は堆積しにくく，海起源の有機炭素がわずかながら存在しているものと考えられる．TS 濃度を見てみると 0.0〜0.1％ と非常に小さく，有機炭素と同様に無機砕屑物の希釈によるものと思われる．底質は，溶存酸素濃度によって異なる色を示し，酸化的環境では一般的に赤色〜褐色，還元的環境では暗灰色〜黒色を呈すとされる．湾沿岸部の底質は，干潮時には褐色を示していたが，上げ潮になるまでに，底質のほとんどが灰色に変化する．これはミナミコメツ
キガニ（Mictyris longicarpus）などの生物擾乱によって底質が攪拌され還元的環境にあった底質が露出していることを示している．このような生物擾乱は，埋積された堆積物が表層に現れることによって酸化され，有機物が分解されやすくなるため，TOC 濃度の低下を促進することになるだろう．
堤防内湾奥部の干潟の底質堆積物は，平均粒径が1.5〜2.5φ前後で，2.0φをピークとする非常に突出した頻度分布で代表され，淘汰は良い．炭酸塩量は8％ 以内がほとんどであるが，局所的に炭酸塩量が高くなる地域が見られる．ヤシ川付近の干潟（FM25，FM 26）
，西部のマングローブに隣接する干潟（FM 58，FM 59）と旧浜に隣接する干潟（FM 32，FM
33，FM 34）では炭酸塩量が 20％〜50％ 前後と高い値を示す．干潟も湾沿岸部同様に潮汐作用の影響を受けているが，冬期の北風あるいは台風による強い波浪でも幅 160 m の水路から大量にサンゴ片などが運搬されることは考えにくい．旧浜や西部のマングローブでは，侵食されオヒルギの膝根の下面が露出している．これは堤防建設前に形成された浜が，建設後に潮汐によって浸食受けているためであり，現在みられる炭酸塩は過去に堆積した炭酸塩と考えられる．東部のマングローブ林内は炭酸塩量が少ない
ことから，堤防建設前は船浦湾西部から潮流によって炭酸塩砕屑物が運搬されたものと思われる．
ま た 干 潟 の 底 質 の TOC 濃 度 は 0.15％ 前 後，TS
濃度は 0.00〜0.15％，TOC／TN 比は 4 前後である．この値は湾沿岸部と近い値を示しており，同様な堆積環境であったことを示している．マングローブに隣接する干潟において，TOC 濃度及び TOC／TN 比が比較的高い地点がある．底質のサンプリングを行ったのは下げ潮時〜干潮時の間であり，マングローブから生産された有機物は，マングローブ林内の水が引き終わるときにマングローブ林の縁部に運ばれ，一時的に堆積する．さらに水が引き終わるときにマングローブ起源有機物は海域に運搬されているようだ．
東部マングローブ林の底質堆積物は平均粒径が1.9〜2.4φで，1.0φをピークとする突出部と細粒の扁平部の頻度分布を持つことで代表される．炭酸塩
量は 4％ 前後であり，湾沿岸部や干潟と比較して炭酸塩量が少ない．また，湾沿岸部や干潟では見られなかった 9.0φ前後の泥質物が見られ，TOC 濃度も0.5〜3.0％，TOC／TN 比は 15〜20 前後と高い値を示
す．また TS 濃度は湾沿岸部や干潟より 0.1〜0.4％ と高い．これはマングローブ内の底質が有機炭素に富むこと，表層が泥質堆積物で覆われており粒子間の水の移動が小さく，停滞しやすいために酸素供給がおきにくいこと，また局所的に底質を攪拌させるオ
キナワアナジャコ（Thalassina anomala）などの生物はいるものの，小野（1963）
でも述べられているように，マングローブ林内には干潟や湾沿岸部に無数に見られたミナミコメツキガニのような底質を広範囲にわたって攪拌させ，底質に酸素供給を促す生物がいないことなどが挙げられる．
一方，西部のマングローブ林の平均粒径は 1.0〜
5.0φ前 後 で，頻 度 分 布 も 様 々 で 淘 汰 は 非 常 に 悪い．底質の TOC 濃度も 0.5〜15.0％，TS 濃度は 0.1〜
1.4％，TOC／TN 比も 5〜35 と地域によって大きくばらつきがある．西部のマングローブ林は，潮汐作用によって侵食されオヒルギの膝根の下面が露出している．前述したように潮汐によって浸食されたためだと考えられ，過去に堆積した炭酸塩が露出することで炭酸塩に富むと考えられる．マングローブの堆積作用では河川水による営力より日常的に起こる潮汐作用による営力が大きく関っており（瀬戸ほか，
1999），水理過程で最も重要なのはマングローブの地上根による流体抵抗とされている（Wolanski et al.,
1992；松田，1993）．マングローブによって生産された有機物は，潮汐作用により水とともにマングロー
ブ林内から海域へと流出する際，場所によっては植物の地上根により流体抵抗が大きいため，有機物の流出量が制限され，TOC 濃度が高くなる．また，西部マングローブ内にはオキナワアナジャコの巣が多く見られ，地下深部の堆積物を押し上げて塚を作っているのが見られる．オキナワアナジャコの生物擾
乱によって過去の堆積物が現れることで局所的に大きく粒度組成や TOC 濃度が異なる．TOC 濃度，TS
濃度，TOC／TN 比にばらつきがみられるのは，この西表島船浦湾奥部におけるマングローブ環境の特徴

ようなマングローブ林特有の水理作用と生物作用によるものと思われる．

ま

と

め

1．
堤防内船浦湾奥部〜感潮域河川においてルート水質調査を行い，主に塩分分布から水塊構造を解釈し，水塊の特徴について議論を行った．
2．
堤防内船浦湾奥部〜感潮域河川の表層水は，高い
懸濁態有機炭素濃度とクロロフィル a 濃度を示し，水域全体に太陽エネルギーを十分に受けるとともに，マングローブ林から供給された豊富な栄養塩を利用して植物プランクトンが盛んに増殖しているものと思われる．
3．
堤防内湾奥部の干潟の底質堆積物は，局所的に炭酸塩量が高くなる地域が見られる．これは堤防建設前に形成された浜が，建設後に潮汐によって浸食受け，過去に堆積した炭酸塩が運搬されてきたものと考えられる．東部のマングローブ林は炭酸塩量が少ないことから，堤防建設前は船浦湾西部から潮流によって炭酸塩砕屑物が運搬されたものと思われる．
4．
西 部 の マ ン グ ロ ー ブ 林 は，平 均 粒 径，TOC 濃
度，TS 濃度，TOC／TN 比も 5〜35 と地域によって大きくばらつきがある．このばらつきは，マングローブ林特有の水理作用と生物作用によるものと思われる．
今回の研究から，現在の船浦湾奥部〜河川の水質
環境および底質環境を外観的ながら明らかにすることができた．水質環境は，河川水と海水とがぶつか
り合うことによって生じる水塊構造について，底質
環境は潮汐作用やマングローブおよび底生生物との関連についてそれぞれ議論された．これらの研究をふまえて，船浦湾におけるマングローブ形成史のさらなる研究が望まれる．

謝辞

現地調査では，島民の方々には船の手配や宿泊などお世話になった．また研究をすすめるにあたって，島根大学総合理工学部の木村純一教授，三瓶良和教授，入月俊明助教授には有益な助言を頂いた．
分析では，島根大学総合理工学部の大学院生や学部生をはじめ多くの方々に手伝っていただき，ここに感謝の意を示し，厚くお礼を申し上げます．

参

13

考

文

献

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付表 1．船浦湾堤防外沿岸部〜マングローブ沼における底質の分析データ．
Appendix 1. Analysis data of surface sediments from innner Funaura Bay to mangrove swamp.

LAGUNA（汽水域研究）12，15〜22 頁（2005 年 6 月）
LAGUNA 12，pp.15−22（2005）

天塩川およびサロベツ川の塩水溯上安間

恵1・徳岡隆夫2・吹田

歩2・西村清和3Saline water intrusion into the Teshio and Sarobetsu Rivers
Kei Anma1, Takao Tokuoka2, Ayumi Fukita2 and Kiyokazu Nishimura3

Abstract: Saline water intrusion into the Teshio and Sarobetsu Rivers（Japan）was measuredon July 6 and 7, 2004, using a SC-3 acoustic profiling system. This system is an improved 200kHz precision echosounder, that records the distribution of the halocline and the thickness ofthe salt−water layer as profile records. At the Teshio River, saline intrusion was observed overan area up to 20 km from the rivermouth, while the halocline boundary, located about 4 m
below the water surface, was clear. Beyond the salt-invaded area, saline water was foundtrapped in man-made deep areas to max. 22.5 km upstream of the river mouth. Measured
salinities were 33 psu at the head of the wedge, and more than 31 psu in the deep areas. The
data suggest that in the Teshio River mixing of saline and fresh water is very weak. In the
Sarobetsu River, three watermasses different in salinity（more than 30, 10〜16 and 7〜0 psu）
were demonstrated acoustically. High−salinity water can easily invade the Sarobetsu River
from the Teshio River. On the contrary, running freshwater from the Sarobetsu River isinterrupted by that of the Teshio River, yielding a watermass of intermediate salinity in thelower Sarobetsu River. At Lake Panke, the intermediate−salinity water invades periodicallybeyond the barrier at the lake mouth（less than 1 m in depth）at high flow tide.
Key word: Teshio River; Sarobetsu River; saline intrusion; SC-3 acoustic profiling system

1．は じ め にいて，天塩川もその代表例である．ここでは弱混合の江の川（徳岡ほか，1999）や強混合とされる北川および荒川（安間ほか，2003）の調査と同じく，音響をもちいた塩水くさび調査の結果について報告する．
広大な低平地をなす天塩川下流およびサロベツ川流域では地球温暖化による海面上昇では塩水溯上が進み，大きな水環境の変化が起こることは明らかで，また地下への塩水の侵入も促進されるものと考えられる．これらへの対応策を考えるためにも，現在の塩水溯上の状況を把握しておく必要がある．
調査地域を図 1 に示す．今回の調査では塩水楔音
響プロファイリングシステム（航走式，SC-3 型，徳天塩川では塩水が渇水時には最大で河口から 22km まで溯上することが知られている（建設省土木研究所河川部河川研究室，1993）．11.7 km のところで合流するサロベツ川は北に広がるサロベツ原野のなかを流れるが，ここにも塩水は溯上していて，これにつながるパンケ沼にも時に塩水が浸入する．汽水域を特徴づけるヤマトシジミは天塩川の両岸の浅場とパンケ沼に生息していて，よい漁場となっている（坂井，2000）．潮位差の小さい日本海側の大きな河
川では塩水の侵入は弱混合型であることが知られて

1
2
3

川崎地質株式会社 Kawasaki Geological Engineering Co.Ltd., Minato-Ku, Tokyo 108-8337, Japan
徳岡汽水環境研究所 Tokuoka Laboratory for Studies of Brackish Water Environments, Hizu-cho 34-1, Matsue 690-0863, Japan
産業技術総合研究所 National Institute of Advanced Industrial Science and Technology（AIST）, Tsukuba 305-8567, Japan

15

16

安間

恵・徳岡隆夫・吹田歩・西村清和写真 1．調査に使用した天塩漁協の船と儀装状況（左舷に SC-3，右舷にサイドスキャンソーナーを設置，背景は天塩川）
写真 2．サロベツ川を航行

間帯をそれぞれ図 2 および図 3 に示す．

2．天塩川の塩水溯上

図 1．調査地域．
Fig. 1. Surveyed area at the Tesho- Sarobetsu River,
Hokkaido.

岡ほか，2001）と水質計（Quanta-G，ハイドロラボ社）
を用い，また一部で西村ほか（2004）
により開発中のサイドスキャンソーナーを併用して，調査を行った．なお，この調査はヤマトシジミの生息環境と塩水溯上との関係に深い関心を持ち，独自の調査を行なっている北るもい漁業協同組合天塩支所の協力を得て行ったものである．調査は大潮時の 2004 年 7
月 6〜7 日に行った．天塩川の天塩大橋およびサロベ
ツ川の音類橋における水位データと調査を行った時

サロベツ川との出合い（11.7 km 地点）から天塩大橋（18.7 km 地点）の上流にかけて 2 回の航走調査を
7 月 7 日に行った．
2 回の観測では約 5 時間の差があるが，水位差はごくわずかであり，得られた音響記録もよく似たものであったので，ここでは第 1 回目の記録について述べる．図 4 に調査測線，図 5 にサ
ロベツ川出合いから 23 km 地点までの SC-3（および一部のサイドスキャンソーナー）の記録を示す（地点
11〜12 間は浚渫工事中で，速度を落として航走した
際のアナログ記録から復元）．図 5（上段）に示したよ
うに，サロベツ川出合い（地点 1）の塩分は水深 2m までは約 2 psu，3.5 m 以深では約 34 psu であり，音響記録と塩分の垂直分布はよく一致している．音響
境界面（便宜上，淡塩境界と呼ぶ）
は上流に向けてわ
ずかに深くなるが，ほぼ水深 4 m で連続し，その上面では長く尾を引く連行が見られる．図 5（下段）は塩水溯上の先端部付近（18 km〜21.5 km）について拡大して示している．塩水くさびの先端は天塩大橋の深みからその先の高まり（地点 10）を越え，浚渫工事
中（地点 11 から上流）の 20 km 地点（地点 13）の凹部に達している．天塩大橋の深みでは淡塩境界より下位の塩分は 33 psu である（水質測定潛）．これより上流の 21.5 km 地点までの 3 つの凹部にも音響的にみて塩水が存在している．ここでの淡塩境界の深度は，これより下流域と比べると 40 cm ほど浅いことから，前日（6 日）の高潮時（図 2 でみると 7 日より
10 cm 以上高い）にここまで侵入した塩水がトラッ

天塩川およびサロベツ川の塩水溯上17

図 2．天塩川，天塩大橋での水位変化（国土交通省河川局水文水質データベースによる）．
（1）〜（9）は観測時を示す．
Fig. 2. Water-level changes at the Teshio-ohashi, Teshio River.

図 3．サロベツ川，音類橋での水位変化（国土交通省河川局水文水質データベースによる）．
（1）〜（8）は観測時を示す．
Fig. 3. Water-level changes at the Otonrui Bridge, Sarobetsu River.

図 4．天塩川における調査測線（地形図は 2 万 5 千分の 1「音類」および「振老」による）．
Fig. 4. Surveyed routes at the Teshio River.

18

安間

恵・徳岡隆夫・吹田プされたものと判断される．このトラップされた塩
水は 31.2 psu である（水質測定濳）．これらの 2 つの塩分値からみると，海水はあまり混合することなくこの付近にまで溯上し，またトラップされた場合にも容易には混合しないことがわかる．
地点 12 から地点 14 の上流にかけては浚渫工事中
で，図 5 下段の SC-3 記録の下には併用したサイドス
キャンソーナーの記録を示している．片舷 30 m で，浚渫された河床の状況がよくわかる．左端部では浚渫くぼ地に砂漣が形成されている．図 6 では 2 つの特徴的なサイドスキャンソーナー画像を SC-3 記録と合わせて示している（位置は図 5 を参照）
．図 6
左は河床一面に広がる砂漣で，サロベツとの出合いから 16.5 km までの河床に連続して認められる．図6 右は天塩大橋の下流右岸側の記録で，左舷側では岸に沿ってはヤマトシジミの漁場として造成された
水深 1 m の棚の張り出しが，右舷側では河床に露岩が続いている．

3．サロベツ川の塩水溯上とパンケ沼への塩水の侵入
7 月 6 日および 7 日のサロベツ川〜パンケ沼の調査測線を図 7 に，7 月 6 日のサロベツ川（天塩川との出合い部を含む）からパンケ沼入り口までの記録，
およびパンケ沼への分流からパンケ沼中央部までの記録を図 8 に，7 月 7 日のサロベツ川（天塩川との出合い部を含む）から音類橋までの記録を図 9 に示す（音類橋の水位との関係は図 3 を参照）
．また，7 月6 日の記録をもとに天塩川―サロベツ川―パンケ沼にかけての塩水侵入について模式化して図 10 に示す．サロベツ川では天塩川から溯上した高塩分水塊とサロベツ川上流およびパンケ沼から流下する淡水〜低塩分水塊，およびその間に形成される中塩分
水塊の 3 つが存在している．
7 月 6 日の記録（図 8）（1）天塩川〜サロベツ川（地点 5〜8）：水深 2 mに境界があり，それより下位には 30 psu 以上の天塩川を溯上してきた海水があまり混合せずに侵入している．表層部についてみると，天塩川（05 地点）では
塩分は 6 psu（水質漓）であるのに対して，サロベツ川（08 地点）では 10 psu であり，より高い．
（2）
，
（3）
：サロベツ川上流およびパンケ沼への分流とパンケ沼（地点 12〜18）：サロベツ川上流では低塩分水塊と中塩分水塊が傾斜した境界面で接している．
14 地点では表層は淡水であるが（水質潺），12

歩・西村清和地点では 2 psu 程度で混合が進んでいる．パンケ沼
への分流では上述の中塩分水塊がパンケ沼入り口の水深 1 m の高まり（17 地点）で溯上を阻まれている．
いっぽう，パンケ沼では 2 psu 程度の低塩分水塊が拡がっているが，その下位には明瞭な躍層をもって4 psu を越える水塊が 15 cm ほどの厚さで底にへばりつくように広がっている（地点 15 および水質潸）．この水塊は前日に侵入した中塩分水塊の一部が残っているものと推定される．パンケ沼に入ったところの
水深 1 m までの水域には弧状の模様が一面に認められる（図 8 右下）．この模様は漁船によるしじみ掻き跡と判断される．
（4）サロベツ川〜パンケ沼入り口（地点 22〜35）：音響記録から 3 つの水塊が存在する．天塩川から溯上する高塩分水塊は 30 psu 以上の海水であるが（地点35，水質潯），音類橋〈地点 28，水質潯〉では混合が進んで 24 psu 程度である．その上位の中塩分水塊はサロベツ川入口では 4 psu であるが，音類橋では 10
psu と高くなっている．パンケ分流からパンケ沼にかけては（3）で得られた記録とほぼ同じであるが，パンケ入り口の高まりにぶつかる境界面の形は変化している．
7 月 7 日の記録（図 9）（8）サロベツ川入り口から音類橋（30〜37 地点）：
前日の（4）の調査時と比べると，水位が約 10 cm 下
がっていて（図 3 参照），得られた音響記録もかなり異なっている．天塩川からサロベツ川へと溯上する
高塩分水塊はオンネベツとの出合い（31，33 地点，
水質潼）
より先の深みに存在している．ただし，音響
境界面でみると，上流に向けて段差がついていることから，流下する低塩分水塊によって削られている
か，あるいは前日に溯上した高塩分水塊の一部がトラップされている可能性がある．音類橋（地点 30）の
水質測定澂では河床まで低塩分水塊からなるが，音響記録で見ると，そのすぐ下流の深みには高塩分水
塊の延長が達しているものと推定される．前日の観測では高塩分水塊と低塩分水塊の間に中塩分水塊が位置していたが，ここでは高塩分水塊と低塩分水塊が接しているものと考えられる．音響記録からみると，地点 34 に向けて下がるくさび状の反射面が中塩分水塊と低塩分水塊の境界であると考えられる．

4．考察とまとめ
・天塩川の塩水溯上はよく知られているように弱混合型の典型的な例で，SC-3 による音響調査で淡塩境

天塩川およびサロベツ川の塩水溯上

図 5．天塩川における SC-3 音響調査結果と特徴的なサイドスキャンソーナー記録．
Fig. 5. The data of the SC-3 acoustic profiling system and side-scan sonar at the Teshio River.

図 6．天塩川におけるサイドスキャンソーナーによる特徴的な河床の表面形態（左：砂漣 右：河岸近くの棚と河床の露岩）．
河床の SC-3 による地形断面を合わせて示す．位置は図 5 を参照．
Fig. 6. Two characteristic side-scan sonar images of river bottom.

19

20

安間

恵・徳岡隆夫・吹田歩・西村清和図 8．サロベツ川からパンケ沼にかけての SC-3 音響調査記録とパンケ沼のサイドスキャンソーナー画像（7 月 6 日）．
Fig. 8. The data of the SC-3 acoustic profiling system and side-scan sonar at the Sarobetsu River-Lake Panke（July 6, 2004）.

図 9．サロベツ川の SC-3 音響調査記録（7 月 7 日）．
Fig. 9. The data of the SC-3 acoustic profiling system at the Sarobetsu River-Lake Panke（July 6, 2004）.

図 7．サロベツ川からパンケ沼にかけての調査測線（地形図は 2 万 5 千分の 1「音類」および「稚咲内」による）．
Fig. 7. Surveyed routes at the Sarobetsu River-Lake Panke.

界を広域的に捉えることができる．今回の観測では
淡塩境界面はほぼ水深 4 m で，塩水くさびの先端は今回の観測では天塩大橋の上流の 20 km 地点に位置していた．なお，これより上流の 21.5 km 地点までの浚渫跡の深みには前日に溯上したと判断される高塩分水塊がトラップされていた．塩水クサビおよびトラップされた高塩分水塊とも塩分は 30 psu を超えているので，天塩川を溯上する海水は殆ど混合することなく 20 km 以上に達することがわかる．淡塩境
界より上位では表層部でみると，天塩大橋で 0.3
psu，サロベツ川との出合いで 2〜4 psu，河口近くでは 5.8 psu であった．
・サロベツ川では図 10 に示すように 3 つの塩分を異にする水塊が存在している．高塩分水塊は天塩川から溯上する海水で，低塩分水塊はサロベツ川およびパンケ沼から流下する淡水によるもので，中塩分水
塊は両者が混合したものである．
7 月 6 日および 7日の観測では水位差は約 10 cm であったが，淡塩境

21

図 10．天塩川―サロベツ川―パンケ沼の塩水溯上（模式図）．
Fig. 10. A schematic image of saline intrusion at the Teshio R.-Sarobetsu R.-Lake Panke.

天塩川およびサロベツ川の塩水溯上

安間

22

恵・徳岡隆夫・吹田

界は約 1 m の差があり，水塊の分布においても大きな違いが認められた．サロベツ川で中塩分水塊が形成されるのは，天塩川の流量のほうが大きいために
サロベツ川からの流れが阻まれることによって，下位の高塩分水塊との混合が進むことによると考えられる．このことは天塩川とサロベツ川の合流部付近の表層塩分を比較すると，前者のほうがより小さい
ことからも支持される．
・サロベツ川からパンケ沼への塩水の流入は高潮時に中塩分水塊がパンケ沼入り口の水深 1 m の高まり
を越えることによって起こる．今回の観測では中塩分水塊の上面はこの高まりまでであったが，パンケ
沼の底にはごく薄い中塩分水塊の広がりが認められた．漁協天塩支所の水質データを参考にすると，この水塊は前日に流入した水塊の名残りであると判断される．
・天塩川およびパンケ沼ではヤマトシジミの漁獲が行われている．天塩川では天塩大橋下流右岸の棚などの浅場が好適な漁場となっているが，淡塩境界付
近に形成される汽水域がそれに当たっている．いっぽう，パンケ沼ではサロベツ川で広く中塩分水塊が形成され，その一部が高潮時にパンケ沼に流入することによって好適な漁場が形成されている．
・天塩川の塩水溯上は通常は天塩大橋の上流までで，このあたりでは現在も浚渫工事による深みが造られていて，塩水が溯上しやすい状況がつくられて
いる．

謝

辞

調査にご協力いただき，また水質観測資料を利用させていただいた北るもい漁業協同組合天塩支所（支所長吉田 豊氏）にお礼申し上げます．

歩・西村清和参考文献安間 恵・徳岡隆夫・上野博芳・須崎 聡・松田滋
夫（2003）
音響を利用した河口域の塩水くさび観測―宮崎県北川および東京荒川の例―，海洋調査技術学会，第 15 回研究成果発表会要旨，44−45.
建設省土木研究所河川部河川研究室（1993）
感潮河川の塩水溯上実態と混合特性，
土木研究所資料，82 p.
西村清和・上嶋正人・徳岡隆夫・上野博芳・吹田歩・武内倶佳（2004），汽水域調査のためのローコ
スト・コンパクトな音響調査機器（サイドスキャ
ンソーナー）のシステム化，LAGUNA 11, 43−51.
坂井伸司（2000）
天塩川・パンケ沼，日本のシジミ漁業（中村幹雄編著，たたら書房），32−41.
徳岡隆夫・三瓶良和・西村清和・須崎 聡・松田滋
夫・久保田俊輔・鈴木重教・上野博芳（2001）
塩水
楔観測システムの開発（テクノオーシャン 2000
ポスター展示の紹介），LAGUNA，8, 101−110.
徳岡隆夫・三瓶良和・上野博芳・西村清和・須崎
聡・松田滋夫・久保田俊輔・鈴木重教（1999）
江の川の塩水楔−塩水溯上の長期連続観測システムの開発−（渇水期溯上例，1998 年 12 月〜1999 年 2
月），LAGUNA，6, 233−245.

LAGUNA（汽水域研究）12，23〜35 頁（2005 年 6 月）
LAGUNA 12，pp.23−35（2005）

可視・赤外およびマイクロ波同時観測による
宍道湖・中海環境観測
野々原伸吾1・古津年章1・下舞豊志1・栗田賢一1
作野裕司2・松永恒雄3・中山大介4
Observation of Lakes Shinji and Nakaumi using simultaneous visible／
infrared and microwave measurements
Shingo Nonohara1, Toshiaki Kozu1, Toyoshi Shimomai1, Ken’ichi Kurita1,
Yuji Sakuno2, Tuneo Matsunaga3 and Daisuke Nakayama4

Abstract: It is expected that visible／infrared and microwave remote sensings provide
independent information from a target of interest. We have conducted simultaneous visible／
infrared and Synthetic Aperture Radar（SAR）observations of a coastal lagoon area, specifically
Lakes Shinji and Nakaumi. On September 21, 2000, simultaneous measurements by SPOT／
HRV（visible and near-infrared）and ERS-2／AMI（SAR）were conducted. Turbidity distribution
is obtained from the SPOT／HRV, and combined with streak-like SAR signatures. Borderline oflake water flow is then clearly identified from the two images. On August 23, 2003,
simultaneous measurements by TERRA／ASTER（visible and near-infrared）and Pi-SAR（airborne SAR）were conducted. It is shown that the turbidity distribution from the ASTER and
Pi-SAR images appear to correlate with the strong westery wind field. It is also suggested fromthe Pi-SAR image that surface wind near the coast line is weaker than the center of the lakes.
Key words: coastal lagoon; remote sensing; SPOT; ASTER; SAR

1．は じ め に度やクロロフィル a 濃度を比較的精度よく推定できることが示されている（例えば作野ほか，2004）．しかし，可視・近赤外域を用いたリモートセンシング
は，太陽光の散乱を利用するものであり，夜間や悪天候時には観測出来ないことが問題点として挙げられる．それに比べマイクロ波リモートセンシングでは，時間や天候に関係なく観測できるという利点がある．また，外洋に比べ狭い汽水域では高空間分解能を有する観測が必要となるが，合成開口レーダ

日本最大の汽水域である宍道湖・中海は，水産資源の豊かな水域として知られているが，植物プラン
クトンの異常発生が起こりやすく，富栄養化や水質汚濁が問題となっている．宍道湖・中海といった広域な汽水域環境を素早く把握するには，リモートセンシング技術が有効である．
これまで衛星搭載可視・近赤外放射計により，濁
1

2
3
4

島 根 大 学 大 学 院 総 合 理 工 学 研 究 科 Interdisciplinary Graduate School of Science and Engineering, Shimane University, Matsue, 690-8504,
Japan
広島大学大学院工学研究科 Graduate school of Engineering, Hiroshima University, Higashihiroshima, 739-8527, Japan
独立行政法人国立環境研究所 Notional Institute for Environmental Studies, Tsukuba, 305-0053, Japan
島根大学汽水域研究センター Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University, Matsue, 690-8504, Japan23

野々原伸吾・古津年章・下舞豊志・栗田賢一
作野裕司・松永恒雄・中山大介

24

表 1．Pi-SAR の主な仕様．
Table 1. Major specification of Pi-SAR.
項目

X-band SAR

L-band SAR

周波数9.55 GHz

1.27 GHz

波長3.14 cm

23.6 cm

レンジ方向分解能

1.5 m／3 m

3 m／5 m／10 m／20 m（Variable）

アジマス方向分解能

1.5 m（4−look Processing）

3 m（4−look Processing）

雑音レベル等価 NRCS

−40 dB 以下−40 dB 以下

SN 比

10 dB 以上

10 dB 以上

Polarimetry

HH／HV／VH／VV

HH／HV／VH／VV

位相精度

5 deg.以下

5 deg.以下

入射角10−75 deg.

20−60 deg.

NRCS 測定精度

0.5 dB 以下

0.5 dB 以下

アンテナサイズ

105 cm（L）×19 cm（W）

155 cm（L）×65 cm（W）

アンテナタイプ

Slotted Waveguide Array

Microstrip Patch Array

送信電力

8.3 kW

3.5 kW

送信パルス長10 microsec.

10 microsec.

概要・結果及び，これまで行われていない光学セン
サ（可視・近赤外域）と SAR の同時観測データを組み合わせた汽水域観測についてまとめる．

2．宍道湖・中海 Pi-SAR 観測実験概要

図 1．Pi-SAR フライトコースと映像領域．
Fig. 1. Pi-SAR flight course and imaged areas.

（SAR）
によりそれが可能となる．SAR は仮想的に巨大アンテナを構築することで高分解能を得るレーダである（岡本，1999）．これまで汽水域を対象としたSAR による研究では，衛星 SAR を用いた風速分布推定の可能性や，航空機 SAR による周波数特性や風速特性が明らかにされている（Ichikawa et al., 2002；市川ほか，2002；古津ほか，2003；栗田ほか，2004）．
また，我々は 2001 年から 2004 年にかけて計 4 回，
独立行政法人情報通信研究機構（NICT）および宇宙航空研究開発機構（JAXA）により開発された多偏波・干渉計型合成開口レーダ（Pi-SAR）による汽水域観測を行った（市川ほか，2002；古津ほか，2003；
栗田ほか，2004）．
本論文では，2004 年に行った Pi−SAR 観測実験の2.1 Pi-SAR 観測実験概要
Pi-SAR は 2 周波（L-band; 1.27 GHz，X-band; 9.55
GHz），また水平偏波（H）および垂直偏波（V）の送信が相互に行え，受信は水平・垂直偏波同時に行える
多偏波の SAR である．さらに空間分解能は，衛星搭
載 SAR（10〜20 m）に比べ極めて高く（L-band; 3 m，X-band; 1.5 m），狭い汽水域では詳細な観測が行えるため有効である．表 1 に Pi-SAR の主な仕様を示す．
こ れ ま で 2001 年 11 月 10 日，
2002 年 9 月 12 日，
2003 年 8 月 23 日の計 3 回，Pi-SAR を用いた汽水域観測実験が行われてきた．そして新たなデータを得るため 2004 年 8 月 2 日に観測実験を行った．
2004
年度の Pi-SAR フライトコースと映像領域を図 1 に示す．Pi-SAR 観測は，
Nakaumi-N，
Shinjiko-S，
Shinjiko-E の順で観測された．表 2 に観測時のフライトパラ
メータを示す．また，付録 1 には各観測シーンの詳細を示す．
2.2 現場観測
Pi-SAR が観測を行う時刻（午前 11 時前後）に合わ
せて，湖岸では風速計を用いて風向・風速を宍道湖
4 地点，中海 6 地点で測定した．また，2 隻の小型船

可視・赤外およびマイクロ波同時観測による宍道湖・中海環境観測25

表 2．Pi-SAR フライトパラメータ（2004 年 8 月 2 日）．
Table 2. Pi-SAR flight parameters（23 August 2003）.
データ取得

パス諸元
観測パス名

飛行方向
（真方位）

アンテナ中心オフナディア角

航空機高度
（Km）

133:25.96／35:05.53_
133:17.95／35:42.61

350.0 deg

50 deg

12.19

11:02
11:06

132:42.51／35:44.05_
132:50.53／35:06.97

170.0 deg

50 deg

12.19

11:28
11:34

132:26.60／35:14.31_
133:32.24／35:23.78

80.0 deg

50 deg12.19

時刻（JST）

航空機位置（deg:min）

Nakaumi−N

10:48
10:52

Shinjiko−S
Shinjiko−E

舶を用いて水質および気象データを宍道湖・中海合
わせて 15 地点で観測した．
2004 年 8 月 2 日午前 11時前後での風向・風速は，宍道湖でほぼ無風，中海で概ね南東の風 2〜4 m／s であった．これらの観測データに宍道湖・中海湖心タワー（国土交通省）の風
データを加え作成した風向・風速（風ベクトル）
マッ
プを図 2 に示す．また，湖岸及び湖上で観測した風
データを付録 2 にまとめる．

3．同時観測データおよび濁度推定
3.1 同時観測データ
2000 年 9 月 21 日 は SPOT 1／HRV と ERS 2／AMIに よ っ て，ま た 2003 年 8 月 23 日 は ASTER／VNIRと Pi-SAR によって汽水域が観測されている．HRV
はフランスの衛星 SPOT シリーズに搭載されている
光学センサで，可視・近赤外域 3 バンドのマルチス
ペクトルモード（空間分解能 20 m）と可視域 1 バンドのパンクロマチックモード（空間分解能 15 m）の観測が行える．AMI はヨーロッパ宇宙機構が打ち上げた地球観測衛星 ERS 2 に搭載されている合成開口
レーダであり，周波数帯は C バンド（5.3 GHz）である．また ASTER は，日本とアメリカが共同開発した
衛星 Terra に搭載された可視〜熱赤外域までの 14
スペクトラムチャンネルを有する高性能光学センサである．今回の研究には，可視・近赤外域の VNIR
（空間分解能 15 m）を用いた．SPOT 1／HRV，ERS 2／AMI，ASTER／VNIR の諸元を表 3 に示す．
3.2 濁度推定
一般に可視・近赤外域において濁度が増加すれば，バンドに関係なく反射率も増加することが知られている．よって，現場の濁度データと衛星データに格納されているデジタル値（Digital Number: DN）の相関を調べることにより濁度を推定することが可

図 2．風ベクトルマップ（2004 年 8 月 2 日）．
Fig. 2. Wind vectors map（2 August 2004）.

能である．
1）SPOT 1／HRV による濁度推定
SPOT 1／HRV による濁度推定は DN と現場濁度の単回帰分析により行う．以下にモデル式を示す．
TSPOT1＝αBi＋β（1）
ここでは TSPOT1 は SPOT 1 のデータから推定した濁度，α，βは定数であり，i はバンドの番号を示す．
Bi は各バンドの DN である．
推定式作成に使用した現場データは，国土交通省
が宍道湖湖心タワー（N 35°26′50″，E 132°57′
45″），
中海湖心タワー（N 35°
27′
48″，E 133°
11′
38″
）
，米子
湾タワー（N 35°25′
51″，E 133°18′
12″）で観測している表層の濁度データを用いた．午前 11 時に観測された濁度データを表 4 に示す．また衛星データは，Ground Control Point（GCP）による精密幾何補正処理
により現場観測点と対応付けた画素の DN を使用した．なお，DN はセンサノイズなどの誤差を軽減す
る た め 3×3 ピ ク セ ル の 平 均 DN を 用 い た（作 野，2000）．図 3 に SPOT 1 各バンドの DN と濁度の関係を示す．求めた推定式はいずれも相関がよかった
が，分布図作成には最も相関のよかったバンド 1 の推定式を用いた．

野々原伸吾・古津年章・下舞豊志・栗田賢一
作野裕司・松永恒雄・中山大介

26

表 3．各センサ諸元．
（a）SPOT 1，（b）ERS 2，（c）ASTER
Table 3. Sensor parameters.
（a）SPOT 1，（b）ERS 2，（c）ASTER

（a）
軌道要素
太陽同期軌道
高度：約 822 km
傾斜角：約 99°
回帰日数：26 日

センサ名

HRV-XS

HRV-P

バンド

波長帯（μm） 空間分解能

1

緑0.50〜0.59

20 m

2

赤

0.61〜0.68

20 m

3

近赤外

0.79〜0.89

20 m

P

緑，赤

0.51〜0.73

観測幅60×60 km

10 m
*HRV: High Resolution Visible

（b）
軌道要素

センサ名

太陽同期準回帰軌道
AMI
高度：約 777 km
SAR Mode
傾斜角：約 98.5°
回帰日数：35 日

バンド

偏波

周波数

空間分解能

観測幅

−

VV

5.3 GHz

30 m×30 m

99 km*AMI: Active Microwave Instrumentation

（c）
軌道要素

センサ名／
センサ構成

1
太陽同期軌道2
高度：約 750 km
傾斜角：約 98.2° ASTER／VNIR 3 N
回帰日数：16 日
3B

バンド

波長帯（μm） 空間分解能

緑0.52〜0.60

15 m

赤0.63〜0.69

15 m

近赤外

0.78〜0.86

15 m

近赤外

0.78〜0.86

15 m

観測幅

60 km

*ASTER: Advanced Spaceborne Thermal Emission and Reflection radiometer*VNIR: Visible and Near-infrared Radiometer

表 4．表層濁度データ（2000 年 9 月 21 日）．
Table 4. Surface turbidity data obtained at operational
stations（21 September 2000）.
2004 年 8 月 2 日（11 時

図 3．SPOT 1 各バンドの DN と濁度の関係．
Fig. 3. Relationship between DN of SPOT and in-situ
turbidity.

TSPOT1＝0.37 B1−11.18（2）2）ASTER による濁度推定
ASTER による濁度推定には作野ほか（2004）の重回帰分析により求められた濁度推定式を用いた．以
下に濁度推定式を示す．

JST）

観測点

濁度（mg／l）

宍道湖湖心

11

中海湖心

13

米子湾

15

（3）
TASTER＝1.98＋1.00 B1−1.24 B2＋0.2513 B3
こ こ で TASTER は ASTER デ ー タ か ら 推 定 し た 濁
度，B1，B2，B3 は各バンドの DN である．
（3）
式が 2003
年 8 月 23 日 ASTER データを用いた濁度推定に妥当であるか検証を行った．
（3）式は国土交通省のタ
ワーデータを用いて作成された推定式である．詳し
くは作野ほか（2004）を参照されたい．推定式検証に
は小型船舶によって得られた濁度データを用いた．
図 4 に船舶観測ポイントを示し，表 5 に船舶観測濁可視・赤外およびマイクロ波同時観測による宍道湖・中海環境観測27

表 5．船舶濁度データ（2003 年 8 月 23 日）．
Table 5. In-situ turbidity data obtained from shipmeasurements（23 August 2003）.
観測点

観測時刻（JST）

濁度（mg／l）

HJ 2

9:53

45.5

HJ 1

10:21

4.2

NU 4

10:55

5.6

NU 3

11:16

4.9

NU 5

11:47

6.3

NU 2

12:10

7.0

NU 6

12:37

5.6

OH 1

9:05

1.4

S 2−3

10:14

2.1

図 4．船舶観測データ（2003 年 8 月 23 日）．
Fig. 4. In-situ turbidity data（23 August 2003）.

度データを示す．
（3）式により推定された濁度と船舶観測濁度の関係を図 5 に示す．図 5 より大きく外れている 2 点を除けば，比較的精度よく推定されて
おり，濁度推定に妥当と判断した．

4．同時観測から得られる汽水域環境情報
4.1 2000 年 9 月 21 日
（SPOT 1／HRV・ERS 2／AMI）
SPOT 1 のバンド 1 を用いて作成した濁度分布図
を図 6（a：宍道湖，b：中海）に風ベクトルと合わせて示す．この風ベクトルは，出雲空港出張所（N 35°24′
38″，E 132°53′
33″）および松 江 地 方 気 象 台（N
35°
27.4′
，E 133°
3.9′）で午前 11 時に観測されたデータを用いた．
図 6（a）
より，宍道湖では河川や北部で濁度が高い
ことがわかる．河川で濁度が高い原因として上流地
域での降雨が考えられるが，2000 年 9 月 15 日から
21 日までは松江・出雲・大東で降雨はなく，その他に原因があると思われる．さらに斐伊川から流入す
る濁度の高い水は，宍道湖北部に流れていることがわかる．そして宍道湖湖心東部では，濁度の高い北
部の水が南部に向かって流れている様子がうかがえ
る．これより宍道湖内の水は時計回りに流れていることが推測できる．また，図 6（b）
より，中海では本庄工区や湖心西部で濁度が低く，東部では全体的に高いことがわかる．
ERS 2 の NRCS＊1 画像を図 7（a：宍道湖，b：中海）に風ベクトルと合わせて示す．図 7（a）に示した風ベクトルより宍道湖では概ね東の風 3〜5 m／s が吹い＊1＊2

図 5．（3）式により推定された濁度と船舶観測濁度の関係．
Fig. 5. Relationship between turbidity estimated fromequation（3）, and in-situ turbidity.

ており，宍道湖全体で風波が励起されていたことが考えられる．そして，油などによる水面汚染によって風波の発達が抑えられる（古津ほか，1996）
ことか＊2
ら，河川から延びる筋状シグナチャ は，汚濁物質と思われるものが流出しているために生成されたと推測できる．図 7（b）では，風速は中海湖心で西風
1.3 m／s と弱く，中海ではほとんど風波は励起されていなかったと考えられる．また，中海南西部や東部には筋状シグナチャが現れており，航跡や汚濁物
質などによるものと推測されるが，今のところその成因は解明できていない．
図 8 に SPOT 1 の 濁 度 分 布 図（図 6（a））と ERS 2の NRCS 画像（図 7（a））を合成したイメージを示す．
図 6（a）より推測した宍道湖内の水が時計回りに流Normalized Radar Cross-Section（単位面積当たりの後方散乱断面積）
本論文ではシグナチャを「画像中に見られる比較的一様な NRCS 値とは異なる特異な NRCS 低下領域」と定義する（栗田ほか，2004）．

28

野々原伸吾・古津年章・下舞豊志・栗田賢一
作野裕司・松永恒雄・中山大介

（a）

（a）

（b）

（b）

図 6 ．SPOT 1 濁度分布図（2000 年 9 月 21 日）．
（a）宍道湖，（b）中海Fig. 6. Turbidity map obtained from SPOT 1（21 September
2000）
（a）
.
Lake Shinji（b）Lake Nakaumi

図 7．ERS 2 の NRCS 画像（2000 年 9 月 21 日）．
（a）宍道湖，（b）中海Fig. 7. NRCS image obtained from ERS 2（21 September
2000）
（a）
.
Lake Shinji（b）Lake Nakaumi

できる．

図 8．可視・近赤外とマイクロ波合成イメージ（2000
年 9 月 21 日）．
Fig. 8. Synthesi Visible／infrared and microwave image（21September 2000）.

れるという情報から，宍道湖内の水の流れは北部と南部で逆となっており，さらに図 8 の宍道湖中央部に見える曲がったスリックは水の流れに沿ったものと考えられる．これらの情報より宍道湖中央部では，流れの違いにより潮目が形成されていると推測

4.2 2003 年 8 月 23 日（ASTER・Pi-SAR）
ASTER データより作成した濁度分布図を図 9（a：宍道湖，b：中海）に風ベクトルと合わせて示す．
2003 年 8 月 23 日は概ね西風 7 m／s 以上であった．また，宍道湖・中海付近では 21 日から 23 日まで降雨は観測されなかった．よって宍道湖・中海とも水深の浅い湖岸で濁度が高いが，これは風波によって生じる湖底泥の攪乱の影響を受けやすいからと考えられる．また中海では，2000 年 9 月 21 日と同様に本庄工区や中海湖心西部で濁度が低く，東部で高いという結果が得られた．
次に Pi-SAR による NRCS 画像を図 10（a：宍道湖
X-band，b：宍道湖 L-band，c：中海 X-band，d：中
海：L-band）に示す．なお，2003 年 Pi-SAR 観測についての詳細は栗田ほか（2004）を参照されたい．得られた NRCS 画像より，X-band では風向・風速に対応

可視・赤外およびマイクロ波同時観測による宍道湖・中海環境観測

（a）

（b）

図 9．ASTER 濁度分布図（2003 年 8 月 23 日）．
（a）宍道湖，（b）中海Fig. 9. Turbidity map obtained from ASTER（23 August 2003）.
（a）Lake Shinji（b）Lake Nakaumi

a

b

c

d

図 10．Pi-SAR の NRCS 画像．
Fig. 10. NRCS image of Pi-SAR（23 August 2003）.

29野々原伸吾・古津年章・下舞豊志・栗田賢一
作野裕司・松永恒雄・中山大介

30が高かった．また濁度分布図では湖岸で濁度が高かったのに対し，Pi-SAR の X-band 画像では湖岸でNRCS 値が小さくなる傾向があった．これは湖岸および湖上の風観測データから，陸地の影響により風が弱まったためだと思われる．本論文で述べた結果
は，異なった情報の得られる光とマイクロ波を用いることで，より詳しい汽水域の環境情報を得られる
ことを示唆している．今後，同時観測されたデータを組み合わせることで，更に有用な情報を抽出するための検討が必要である．

謝図 11 船舶風データ（2003 年 8 月 23 日）
Fig.11.In-situ wind data（23 August 2003）．

し た 筋 が 見 ら れ る が，L-band で は 見 ら れ な か った．また，X-band の画像では湖岸で NRCS が小さくなっている様子がうかがえる．ここで，2003 年 8月 23 日に船舶観測によって得られた湖上の風ベク
トルを図 11 に示す．これより，中海での風速は湖岸より湖上で強いことがわかる．単純に陸地の影響とは言えないが，その風速の差が図 10（c）に示した X-band SAR 映像の湖心部と湖岸の NRCS 値の差に表れているものと考えられる．

5．ま

と

め

2004 年度に行った宍道湖・中海 Pi-SAR 観測実験の概要および現場観測データを報告した．また，
2000 年および 2003 年の光とマイクロ波同時観測
データを用いて汽水域環境情報を調べた．
2000 年では，光学センサ（可視・近赤外域）
を用いて濁度推定を行い，分布図を作成することにより汽水湖全体の濁度分布状況を把握した．さらにその濁度分布図と，光学センサでは得られないシグナチャや風の情報が得られる SAR 画像を組み合わせることにより，宍道湖では潮目の情報が得られた．
2003 年は，濁度分布と風向・風速に対応がうかがえた．宍道湖では約 7 m／s の西風が吹いており，湖岸や宍道湖東部で濁度が高かった．中海では約 6 m／s の西風が吹いており，東部の湖岸や米子湾で濁度

辞本研究で使用した Pi-SAR データは宇宙航空研究開発機構（JAXA）および独立行政法人情報通信研究機構（NICT）から提供された．ERS 2／AMI データはヨーロッパ宇宙機構（ESA）所有し，宇宙航空研究開発機構（JAXA）から提供された．SPOT 1 データはフランス国立宇宙研究センター（CNES）が所有し，宇宙 航 空 研 究 開 発 機 構（JAXA）か ら 提 供 さ れ た．
ASTER データは「ASTER データ利用に関する共同研究」
により提供された．また，気象および水質デー
タは国土交通省中国地方整備局出雲河川事務所，気象庁出雲空港主張所ならびに美保空港主張所から提供された．これら関係機関に深謝する．

参

考

文

献

Ichikawa, K., Kozu, T., Shimomai, T., Sakuno, Y.,
Matsunaga, T., Takayasu, K.
（2002）Feasibility ofspaceborne SAR monitoring of coastal lagoon
environments, 23rd International Symp. on SpaceTechnology and Science, Matsue, May 26-June 2.
市川啓祐・古津年章・下舞豊志・高安克已・作野祐
司・松永恒雄（2002）
衛星搭載合成開口レーダによる汽水域の環境観測：湖上風速分布推定可能性の予備検討，LAGUNA, 9, 63−75.
古津年章・浦塚清峰・中村健治・尾嶋武之（1996）
改
良型航空機搭載映像レーダによる海洋油汚染観測，日本リモートセンシング学会誌，16, 23−35.
古津年章・池内伸行・市川啓祐・下舞豊志・作野祐
司・中山大介・高安克已（2003）
高分解能航空機搭
載合成開口レーダによる汽水域観測：初期解析結果，LAGUNA, 10, 73−86.
栗田賢一・古津年章・下舞豊志・作野裕司・松永恒雄・中山大介・高安克已（2004）
航空機搭載合成開可視・赤外およびマイクロ波同時観測による宍道湖・中海環境観測

口レーダによる宍道湖・中海観測：散乱係数の風速依存性とシグナチャ解析，LAGUNA, 11, 155−169.
岡本謙一（編）（1999）地球環境計測，オーム社，東京，324 pp.
作野裕司（2000）
衛星リモートセンシングによる宍道湖のクロロフィル a 濃度及び一次生産量のモニタ

31

リングに関する研究，博士（工）論文，東京大学，
190 pp.
作野祐司・山本正智・吉田武史・松永恒雄・古津年
章・下 舞 豊 志・高 安 克 已（2004）多 時 期 ASTER
データを用いた宍道湖・中海の濁度・クロロフィ
ル a 濃度推定，LAGUNA, 11, 147−153.

野々原伸吾・古津年章・下舞豊志・栗田賢一
作野裕司・松永恒雄・中山大介

32

付録 1．Pi-SAR 映像データ X-band（2004）（CRL 提供データの“info ファイル 抜粋．L-band では，IMAGE_SIZE が 2400となる以外ほぼ同じ．
）
2004 年 8 月 2 日

SNA7801E

SNA7803E

SCENE_START_TIME= 2004/08/02/01:50:39

SCENE_START_TIME= 2004/08/02/02:32:11

SCENE_END_TIME= 2004/08/02/01:51:11

SCENE_END_TIME= 2004/08/02/02:32:45

LATE_NEAR_LAT= +035:29:44.367

LATE_NEAR_LAT= +035:26:35.806

LATE_NEAR_LONG= +133:14:32.213

LATE_NEAR_LONG= +133:15:07.445

LATE_FAR_LAT= +035:29:18.627

LATE_FAR_LAT= +035:29:47.589

LATE_FAR_LONG= +133:10:36.311

LATE_FAR_LONG= +133:14:26.691

EARLY_NEAR_LAT= +035:26:31.373

EARLY_NEAR_LAT= +035:26:02.411

EARLY_NEAR_LONG= +133:15:03.689

EARLY_NEAR_LONG= +133:11:13.309

EARLY_FAR_LAT= +035:26:05.633

EARLY_FAR_LAT= +035:29:14.194

EARLY_FAR_LONG= +133:11:07.787

EARLY_FAR_LONG= +133:10:32.555

GROUND_RG_NEAR= 9.2485603E+03

GROUND_RG_NEAR= 9.9984880E+03

GROUND_RG_CENTER= 1.2247935E+04

GROUND_RG_CENTER= 1.2997863E+04

GROUND_RG_FAR= 1.5247310E+04

GROUND_RG_FAR= 1.5997238E+04

INC_ANGLE_NEAR= 3.5906479E+01

INC_ANGLE_NEAR= 3.7999723E+01

INC_ANGLE_CENTER= 4.3797054E+01

INC_ANGLE_CENTER= 4.5444787E+01

INC_ANGLE_FAR= 5.0045608E+01

INC_ANGLE_FAR= 5.1340589E+01

SCENE_SIZE_AZ= 6.0000000E+03

SCENE_SIZE_AZ= 6.0000000E+03

SCENE_SIZE_GR= 6.0000000E+03

SCENE_SIZE_GR= 6.0000000E+03

IMAGE_SIZE_AZ= 4800IMAGE_SIZE_AZ= 4800IMAGE_SIZE_GR= 4800IMAGE_SIZE_GR= 48002004 年 8 月 2 日

SHI7802W

SSI7803W

SCENE_START_TIME= 2004/08/02/02:03:44

SCENE_START_TIME= 2004/08/02/02:29:57

SCENE_END_TIME= 2004/08/02/02:04:18

SCENE_END_TIME= 2004/08/02/02:30:31

LATE_NEAR_LAT= +035:24:06.879

LATE_NEAR_LAT= +035:24:40.992

LATE_NEAR_LONG= +132:53:04.166

LATE_NEAR_LONG= +132:56:57.531

LATE_FAR_LAT= +035:24:41.522

LATE_FAR_LAT= +035:27:52.721

LATE_FAR_LONG= +132:56:58.160

LATE_FAR_LONG= +132:56:16.413

EARLY_NEAR_LAT= +035:27:18.478

EARLY_NEAR_LAT= +035:24:07.279

EARLY_NEAR_LONG= +132:52:21.840

EARLY_NEAR_LONG= +132:53:03.587

EARLY_FAR_LAT= +035:27:53.121

EARLY_FAR_LAT= +035:27:19.008

EARLY_FAR_LONG= +132:56:15.834

EARLY_FAR_LONG= +132:52:22.469

GROUND_RG_NEAR= 9.27E+03

GROUND_RG_NEAR= 1.12E+04

GROUND_RG_CENTER= 1.23E+04

GROUND_RG_CENTER= 1.42E+04

GROUND_RG_FAR= 1.53E+04

GROUND_RG_FAR= 1.72E+04

INC_ANGLE_NEAR= 3.60E+01

INC_ANGLE_NEAR= 4.13E+01

INC_ANGLE_CENTER= 4.38E+01

INC_ANGLE_CENTER= 4.81E+01

INC_ANGLE_FAR= 5.01E+01

INC_ANGLE_FAR= 5.34E+01

SCENE_SIZE_AZ= 6.00E+03

SCENE_SIZE_AZ= 6.00E+03

SCENE_SIZE_GR= 6.00E+03

SCENE_SIZE_GR= 6.00E+03

IMAGE_SIZE_AZ= 4800IMAGE_SIZE_AZ= 4800IMAGE_SIZE_GR= 4800IMAGE_SIZE_GR= 4800可視・赤外およびマイクロ波同時観測による宍道湖・中海環境観測2004 年 8 月 2 日

SSI7803E
SCENE_START_TIME= 2004/08/02/02:30:21

SNA7803W
SCENE_START_TIME= 2004/08/02/02:32:11

SCENE_END_TIME= 2004/08/02/02:30:56

SCENE_END_TIME= 2004/08/02/02:32:45

LATE_NEAR_LAT= +035:25:36.041

LATE_NEAR_LAT= +035:26:35.806

LATE_NEAR_LONG= +133:00:07.586

LATE_NEAR_LONG= +133:15:07.445

LATE_FAR_LAT= +035:28:47.755

LATE_FAR_LAT= +035:29:47.589

LATE_FAR_LONG= +132:59:26.363

LATE_FAR_LONG= +133:14:26.691

EARLY_NEAR_LAT= +035:25:02.245

EARLY_NEAR_LAT= +035:26:02.411

EARLY_NEAR_LONG= +132:56:13.637

EARLY_NEAR_LONG= +133:11:13.309

EARLY_FAR_LAT= +035:28:13.959

EARLY_FAR_LAT= +035:29:14.194

EARLY_FAR_LONG= +132:55:32.414

EARLY_FAR_LONG= +133:10:32.555

GROUND_RG_NEAR= 1.21E+04

GROUND_RG_NEAR= 1.00E+04

GROUND_RG_CENTER= 1.51E+04

GROUND_RG_CENTER= 1.30E+04

GROUND_RG_FAR= 1.81E+04

GROUND_RG_FAR= 1.60E+04

INC_ANGLE_NEAR= 4.34E+01

INC_ANGLE_NEAR= 3.80E+01

INC_ANGLE_CENTER= 4.97E+01

INC_ANGLE_CENTER= 4.54E+01

INC_ANGLE_FAR= 5.47E+01

INC_ANGLE_FAR= 5.13E+01

SCENE_SIZE_AZ= 6.00E+03

SCENE_SIZE_AZ= 6.00E+03

SCENE_SIZE_GR= 6.00E+03

SCENE_SIZE_GR= 6.00E+03

IMAGE_SIZE_AZ= 4800IMAGE_SIZE_AZ= 4800IMAGE_SIZE_GR= 4800IMAGE_SIZE_GR= 480033

野々原伸吾・古津年章・下舞豊志・栗田賢一
作野裕司・松永恒雄・中山大介

34

付録 2．風観測データ（a）宍道湖・中海湖上風観測データ
2004 年 8 月 2 日 宍道湖

ᤨೞ㧔JST㧕 ᷹ⷰὐ
10:42
S2-4
11:13
S0-5
11:30
S1-5
11:45
S1-1
12:05
S2-1
12:38
OH 1
12:53
NU 7
2004 年 8 月 2 日

ർ✲35°26′30″
35°24′59″
35°25′23″
35°27′20″
35°28′00″
35°27′10″
35°27′03″

᧲⚻
132°59′58″
132°53′50″
132°55′18″132°54′57″
132°59′38″
133°06′10″133°08′21″᳇᷷ [͠] 㘑ะ [deg] 㘑ㅦ [m/s]
27
20
2.2
27
318
0.4
27
170
0.4
27
292
0.7
27
270
0.2
29
162
0.6
29
80
1.8

ർ✲
35°30′30″
35°30′20″
35°28′22″
35°27′32″
35°27′48″
35°27′30″
35°29′20″
35°30′21″᧲⚻
133°10′28″
133°09′01″
133°09′09″
133°09′28″
133°11′37″
133°14′01″
133°12′22″133°12′31″

᳇᷷ [͠] 㘑ะ [deg] 㘑ㅦ [m/s]
25
250
1.8
25
214
1.1
25
130
2.7
25
114
3.6
25
110
3.6
26
162
4.5
26
160
3.1
27
160
1.8

中海

ᤨೞ㧔JST㧕 ᷹ⷰὐ
8:49
HJ 2
9:03
HJ 1
9:28
NU 4
9:42
NU 3
9:58
NU 5
11:09
NU 1
11:26
NU 2
11:35
NU 6

（b）定常観測点の風観測データ（2004 年 8 月 2 日）㩷㧔a㧕⟤଻ⓨ᷼಴ᒛᚲ

㧔b㧕಴㔕ⓨ᷼಴ᒛᚲ

ᤨೞ [hour:min]

10:00

11:00

12:00

10:00

11:00

12:00

㘑ะ [deg]

160

170

190

290

Variable180㘑ㅦ [m/s]

3.6

4.1

2.6

2.0

1.0

2.0

᳇᷷ [͠]

25.0

26.0

27.0

25.5

26.9

27.3

Ḩᐲ [%]

94

94

89

86

79

81

᳇࿶ [hPa]

1007.01006.01006.01007.21007.01007.0㧔c㧕ਛᶏḓᔃ㩷㧔d㧕ባ㆏ḓḓᔃᤨೞ [hour:min]

10:00

11:00

12:00

10:00

11:00

12:00

㘑ะ [deg]

135

158

158

293

225

203

㘑ㅦ [m/s]

4.9

3.0

2.7

2.4

2.8

1.1

可視・赤外およびマイクロ波同時観測による宍道湖・中海環境観測（c）湖岸の風観測データ（2004 年 8 月 2 日）

ᤨೞ
(JST)
10:40
10:42
10:44
10:46
10:48
10:50
10:52
10:54
10:56
10:58
11:00
11:02
11:04
11:06
11:08
11:10
11:12
11:14
11:16
11:18
11:20
11:22
11:24
11:26

ᤨೞ
(JST)
10:40
10:42
10:44
10:46
10:48
10:50
10:52
10:54
10:56
10:58
11:00
11:02
11:04
11:06
11:08
11:10
11:12
11:14
11:16
11:18
11:20
11:22
11:24
11:26


(a)᫪ጊႇ㒐
㘑ะ
㘑ㅦ
SSE
3.7
SSE
3.8
SSE
4.1
SSW
4.1
SW
3.8
SSW
3.7
S
3.2
S
3.3
SW
3.0
S
2.8
S
2.0
S
2.0
SW
2.1
S
1.1
SSE
0.5
SSE
0.1
S
1.4
SSW
1.2
SSW
0.4
S
1.3
S
0.1
SSW
0.9
SSW
0.1
0.0
(㜞ߐ 1.5m)(f)ਅᗧ᧲
㘑ะ
㘑ㅦ
WSW
1.5
SSE
0.2
SSW
0.6
SE
1.5
SE
0.7
WSW
1.4
WNW
1.0
SW
1.2
SW
0.5
SW
0.1
WNW
1.0
WNW
0.8
WNW
1.6
SW
1.0
W
0.1
SW
0.4
SW
0.4
ESE
0.1
SSE
1.5
SSE
2.5
S
2.0
SE
2.2
SSE
3.0
SSE
1.5
(㜞ߐ 3.0m)(b)ᄢᩮፉർ
㘑ะ
㘑ㅦ
ESE
2.1
SE
2.8
SSE
3.0
SSE
2.9
ESE
1.5
SE
2.1
SE
1.1
SSE
2.0
SSE
0.8
SSE
1.0
SE
1.1
S
1.2
SSE
2.3
S
0.9
SSE
0.1
SSW
1.5
SSW
1.2
SSW
0.8
0.0
0.0
SE
0.9
S
0.1
SSW
0.2
SSW
1.1
(㜞ߐ 2.0m)
(g)⑺㣮
㘑ะ
㘑ㅦ
W
2.0
WNW
1.2
WSW
1.8
WSW
1.6
WSW
1.6
W
1.8
W
1.7
WSW
1.4
WSW
2.1
SW
2.0
SW
1.8
SW
2.1
SW
1.8
SW
1.6
SW
1.8
SW
1.1
SW
0.1
WSW
0.9
WSW
2.3
WSW
1.8
WSW
1.7
W
2.0
WNW
1.8
W
1.1
(㜞ߐ 1.8m)(c)ᄢᩮፉධ
㘑ะ
㘑ㅦ
SE
2.2
SSE
3.1
SSE
3.5
SSE
3.1
SSE
3.0
SSE
1.5
SSE
2.5
SSE
1.9
ESE
1.0
S
2.1
S
1.5
S
2.3
S
1.4
S
1.1
S
1.9
S
2.1
S
2.0
SSE
1.2
SSE
1.1
SSE
1.9
S
2.0
SSE
2.2
SE
2.7
SE
2.5
(㜞ߐ 1.8m)
(h)᧪ᓙ
㘑ะ
㘑ㅦ
0.0
0.0
0.0
0.0
ENE
0.1
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
E
1.2
E
2.2
E
0.3
0.0
E
0.3
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
(㜞ߐ 3.0m)(d)ᒾฬ
(e)㘵᪸Ꮉᴡญ
㘑ะ
㘑ㅦ
㘑ะ
㘑ㅦ
SSE
5.9
SSE
2.6
S
4.6
S
2.5
SSE
4.9
SSW
3.2
S
5.1
SSW
2.4
SSE
5.4
S
2.7
SSE
4.9
SSE
3.1
SSE
4.7
S
3.5
SSE
4.8
S
2.6
SSE
5.2
S
1.9
SE
5.2
SSW
2.2
SE
5.0
S
2.6
SSE
4.4
S
2.1
SSE
4.5
SSW
1.9
SSE
4.4
S
3.0
SE
4.4
SSW
2.9
SSE
4.1
S
2.8
SE
4.3
SSW
2.8
SSE
4.7
S
2.4
SSW
1.4
S
2.0
SE
4.0
SSW
2.1
SSE
3.8
SW
1.0
SE
3.5
SSW
1.0
SSE
3.9
SSW
1.0
(㜞ߐ 3.5m)(㜞ߐ 4.0m)(i)NHK ᧻ᳯ᡼ㅍᚲ(j)ḓㆆ㙚
㘑ะ
㘑ㅦ
㘑ะ
㘑ㅦ
NW
1.0
E
1.2
0.0
ENE
0.9
N
0.6
NE
0.6
NW
0.5
0.0
ESE
1.0
NE
0.1
NNW
0.9
ENE
0.3
N
0.1
E
0.3
N
1.2
0.0
0.0
0.0
NW
1.9
0.0
NW
2.0
S
0.1
NW
0.5
S
0.3
NW
1.0
0.0
WNW
0.4
0.0
WNW
0.8
WSW
0.2
WNW
0.6
W
0.5
NW
0.5
W
0.1
NW
0.4
WNW
0.3
0.0
0.0
NW
0.5
WNW
0.1
NW
0.8
NW
0.2
WNW
0.1
WNW
0.2
0.0
(㜞ߐ 4.0m)(㜞ߐ 3.0m)
̪㘑ㅦߩන૏ߪ m/s

35

LAGUNA（汽水域研究）12，37〜44 頁（2005 年 6 月）
LAGUNA 12，pp.37−44（2005）

MODIS データを用いた中海の赤潮モニタリング−2004 年
作野裕司1・江原亮2・國井秀伸2

Monitoring red tide blooms in Lake Nakaumi, using MODIS data 2004
Yuji Sakuno1, Ryo Ehara2 and Hidenobu Kunii2

Abstract: The MODIS satellite ocean-color sensor, launched in 1999 and again in 2002, has
observed the ocean color twice a day. Originally designed to examine plankton and terrestrial
vegetation, this sensor is highly sensitive（Quantization: 12 bits）. In addition, the sensor has amaximum resolution of 250 m, exceeding the resolution of other, conventional, ocean-color
sensors. For Lake Nakaumi, it was assumed that outlines of a red tide would be discernablewith a maximum resolution of 250 m. The research incorporated daily MODIS data from April
to June 2004, mainly acquired from the Institute of Industrial Science, the University of Tokyo.
The red-tide distribution within the lake was determined by comparing the image data with insitu data. As a result, the radiance of MODIS Band 1（620-670 nm）and surface concentrationof chlorophyll-a（Chl-a）during the red tide in the lake were strongly correlated（r2＝0.84）.
Moreover, the area of water where MODIS Chl-a was very high（more than 40μg／l,
overlapped the area of red tide as observed from a research vessel. We suggest that MODIS
data（250 m resolution mode）are effective to investigate the distribution of future red tides in
the lake.
Key words: Red tide bloom; Lake Nakaumi; MODIS

は

じ

め

に

可視センサデータを用いて宍道湖・中海の水質モニ
タリング手法を検討してきた（作野ほか，1996；作野ほか，1999；作野ほか，2004）．しかし，このような高解像度衛星データはコストがかかり，観測周期が 2 週間程度で，雲や大気の影響を受けやすく，赤潮の即時把握は現実的ではない等問題があった．
従って行政などが赤潮の対策を練るためには赤潮分
布をより素早く，広域的に，かつ正確に把握する方法が求められている．そこで，我々は毎日の観測
データが無料で入手でき，かつ解像度が比較的高い
衛星 Terra 又は Aqua に搭載される MODIS センサの250 m 解像度データと実測のクロロフィル a 濃度
（以下 Chl-a と略す）
データを用いて中海の赤潮分布推定

中海は島根県東部に位置する汽水湖である．2002
年 12 月に中海北部の本庄工区の干拓中止が決定され，現在今後の同水域のあり方について様々な議論がなされている．このような状況にある中海だが，近年赤潮の発生が頻繁となり，富栄養化の進行が懸念されている．赤潮の対策には赤潮分布の把握が重要であることはいうまでもないが，中海の赤潮把握には岸から又は調査船からの目視に頼っているのが現状である．このような広域的・瞬時的な現象の把握は一般にリモートセンシング手法が有効である．
筆者らは，これまで SPOT，Landsat，Terra 等の衛星

12

広島大学大学院工学研究科 Graduate school of Engineering, Hiroshima University, Higashihiroshima, 739-8527, Japan
島根大学汽水域研究センター Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University, Matsue, 690-0823, Japan37

作野裕司・江原38

表 1．MODIS の性能．
Table 1. MODIS technical specifications.
Band

Bandwidth（nm）

1620 − 6702841 − 8763459 − 4794545 − 565

51230 − 1250

61628 − 1652

72105 − 2155

8405 − 4209438 − 44810483 − 493

11526 − 53612

546 − 556

13

662 − 672

14

673 − 683

15

743 − 753

16862 − 877

Spatial resolution
250 m

500 m

色センサに入射した全放射輝度の 90％ 以上が大気散乱光で占められている．センサが受光した放射輝度，LT は一般に以下の式で表される．
LT＝
（λ）
＝L（λ）
＋LAS（λ）＋tL（λ）
M
W（1）

ここで，LM は分子散乱光成分，LAS はエアロゾル散乱
光成分である．t は「海面−センサ間の大気の拡散透過率」であり，さらに以下の式で求められる．
（λ）
t
＝t（λ）
tOZ（λ）
t（λ）
M
A
τ（λ）
M
＝exp − ――――＋τOZ（λ）
2

［（

1

）―――
（
］
cosθ ）（2）

1000 mを試みた．

方亮・國井秀伸法

1．
MODIS センサについて
MODIS は Terra 及 び Aqua（1999 年 12 月 と 2002
年 5 月にそれぞれ打ち上げ）と呼ばれる衛星に搭載された中分解能分光放射計である．このセンサは2330 km の観測幅を持ち，観測周期は 1 日に 1〜2回程度（Terra／Aqua を合わせて 2〜4 回程度）で午前
11 時 頃（Terra）と 午 後 1 時 頃（Aqua）に 観 測 す る．
MODIS の観測波長は，解像度の異なる 36 バンドにより構成されている．このうち，海色の指標である
クロロフィル a 濃度（以下「Chl-a」と略す）の推定に使用されるのは 1 km 解像度のデータである．しかし中海のような狭い水域において 1 km 解像度のデータでは水域内の Chl-a 分布を把握することは困難である．そこで本研究では MODIS センサで最も解像度の良い 250 m 解像度の MODIS データを対象とする．同センサの観測バンドと量子化レベルは表1 に示すとおりである．
2．
MODIS データの大気補正法
海色センサデータを使って Chl-a 推定を行う場合の最近の大気補正法については，岸野ほか（2002）の方法を参考とする．一般に可視・近赤外域では，海

ここで，tM はレーリー散乱による透過率，toz は大気上層（高度 20 km 付近）のオゾン層の吸収を考慮した
透過率，tA はエアロゾルの透過率，τM，τoz はそれぞ
れ大気分子及びオゾンの光学的厚さ，θは衛星天頂角である．実際の大気補正を行う場合，τM は経験式
等による比較的簡単な計算で，τoz は観測値等の参照テーブル等で与えられる．
また式（1）のうち，Chl-a 等の水質と関係がある Lw
について解くと，以下の式となる．
L（λ）−［LAS（λ）
＋L（λ）
］
T
a
L（λ）
＝―――――――――――――
W
（λ）
t

（1’）

＋L（λ）
］
海色センサにおける式（1’）中の［LAS（λ）
Mは，通常「LM は放射伝達計算により算出し，LAS は近赤外の Lw を 0 と仮定して，他の波長の LAS を次々に求める」という方法が用いられている．また，簡便な方法としては「1 シーン内の大気状態を一様」と仮定
し て，清 浄 な 水 域 の 輝 度 値 を 差 し 引 く 暗 画 素 法（MacFarlane, 1984）がある．
式（1’）
で計算される Lw は，水中の情報だけではな
く太陽高度や大気の状態によっても変化するので，
海色センサの水質推定アルゴリズムには，以下のよう な 正 規 化 海 水 射 出 輝 度（normalized water-leving
radiance）nLw が使われる．
L（λ）
w
nL（λ）
＝―――――
w
t（λ）
cosθ0
0

（3）

ここで，t0 は「太陽−海面間の透過率」，θ0 は「太陽天頂角」である．このうち，t0 は式（2）のθをθ0 に置
き換えれば求めることができる．
式（3）で示した海水射出輝度は，外洋では主に植物プランクトンの持つ Chl-a や懸濁物濃度によって

MODIS データを用いた中海の赤潮モニタリング―2004 年

Sakaiminato

6

39

Japan

10

6

10

N

Daikon Is. 6

6

10

St-1
4

6

0

St-1a
St-1b 104km

St-2
YonagoR.Ohashi
R.Iinashi

St-2a St-3

St-3a

St-4

図 1．中海における実測調査測点．
Fig. 1. Field survey points in Lake Nakaumi, Shimane Prefecture, Japan.

分光反射率特性が大きく変る．この分光反射率特性を利用して，Chl-a や懸濁物の濃度を推定する．

る回帰分析法を適用する．ただし，［Chl-a］
は外洋で一般的に用いられる対数型も試した．

3．
Chl-a 推定アルゴリズム
一般に外洋において海色センサによる Chl-a 推定を行う場合には，Chl-a の強い吸収帯である可視の青バンド（443 nm 付近）と植物プランクトン体の反射が大きい緑バンド（560 nm 付近）の放射輝度比又は反射率比が有効であることが知られている（岡見ほか，1982）．
一方，沿岸水のように植物プランクトンだけでな
く無機懸濁物質や溶存有機物によっても海色が大きく変えられる場合は，Chl-a の推定が難しいと言われ，以下のような形の経験的な Chl-a 推定式が作成される場合が多い．

使用データ

＋β
Chl −a＝α［di］（4）

ここでα，βは定数である．また di には式（3）で定義される単バンドの「nLw」の他，複数バンドによる加算，減算，比演算，植生指数等が用いられる場合が多い（岡見ほか，1982；沖・安岡，1996；牧ほか，
2004）．本研究でも式（4）のモデルを適用し，［di］には，MODIS 各バンドの［nLw］値を使用する．また式（4）の定数の決定には，衛星／実測データセットによ筆者らは 2004 年 4 月〜6 月にかけて中海で赤潮が発生する時期に船舶による水質調査（Chl-a の鉛直分
布）を図 1 に示す測点で行った．鉛直 Chl-a の測定には，水中投下式クロロフィル測定装置（アレック電子製，島根大学汽水域センター所有）を用いて，水深0.1 m 毎の Chl-a を測定した。ただし，Chl-a 測定装置
により観測された N 値（Chl-a の値に比例する）から
Chl-a の値への変換は中山ほか（1999）の方法に従った．また，本研究で衛星データとの比較として用いる表層 Chl-a は，本来透明度相当とされているが，今回は透明度の値が得られなかったので便宜的に水深0.1 m の値と定義した。現地観測は計 7 回行われ，そのうち比較的良好な MODIS データが得られた 2004
年 4 月 29 日，5 月 8 日，6 月 3 日における，衛星／実測データセット 21 点（7 点×3 日）を使って相関解析が行われた．
研究に使用した MODIS データは東京大学生産技術研究所が提供しているレベル 1 b の Radiance デー
タである．データが取得された期間は 2004 年 4 月 1

作野裕司・江原40

亮・國井秀伸表 2．相関解析に使用した MODIS／実測 Chl-a データセットの概要．
Table 2. Satellite／Chl-a data set in Lake Nakaumi.
Date
Stations
St 1

2004／4／29
B1

2004／6／3

Chl.a（μg／l）

B1

B2

Chl.a（μg／l）

14.5

4316 2364

14.5

2134

710

24.4

Chl.a（μg／l）

B2

3833 1737

2004／5／8
B1

B2

St 1 a3946 1808

22.3

4237 2275

17.4

2238

673

44.6

St 1 b3952 1932

24.4

4168 2250

13.0

2219

708

39.7

St 2

4047 2144

24.0

4518 2657

64.3

2222

775

44.4

St 2 a4086 2355

33.54139 2304

13.8

2259

846

65.1

St 3

4332 3106

342.8

4221 2372

26.8

2384 1352

94.6

St 3 a4400 5075

209.3

4256 2494

49.4

2408 1079

97.3

表 3．大気補正入出力パラメータ．
Table 3. I／O parameters of atmospheric correction.
2004／4／29

2004／5／8

2004／6／3

Input

645 nm859 nm645 nm859 nm645 nm859 nm

τm

0.057

0.018

0.056

0.018

0.056

0.018

τoz

0.014

0.000

0.014

0.000

0.014

0.000

θ

0.000

0.000

0.000

0.000

0.000

0.000

θ0（°
）

33.21433.21418.87318.87322.68922.689Output645 nm859 nm645 nm859 nm645 nm859 nm2004／4／29

2004／5／8

2004／6／3

1／cosθ

1.000

1.000

1.000

1.000

1.000

1.000

1／cosθ0

1.195

1.195

1.057

1.057

1.084

1.084

t

0.958

0.991

0.959

0.991

0.959

0.991

t0

0.950

0.989

0.957

0.991

0.955

0.990

日〜6 月 30 日である．MODIS データの大気補正は，
まず「620 nm 以上の長波長における清浄な海域の Lw（水中放射輝度）は 0」と仮定して，島根半島北部の日本海の最暗値を各バンドの放射輝度値から差し引
く，前述した「暗画素法」で行った．これにより式（1’）の［LAS（λ）＋L（λ）］を求めた．次に式（2）より，M
観測日当日の t 及び t0 を算出した．そしてこれらの値を式（3）に入力することにより，バンド 1，バンド
2 の［nLw］を求めた．相関解析に使用した MODIS／
実測 Chl-a データセットの概要を表 2 に示す．

高濃度
（3.6×108Cell／L）の赤潮が発生し，1 週間後には赤潮が消失した．さらに 6 月 1 日に再び赤潮が St-2 付近で発生し，6 月 7 日に湖心まで拡大したが，1週間後には消失した．このように今回発生した中海の赤潮は 1 週間程度のサイクルで消沈を繰り返した．赤潮発生時の優占種は図 2 に示すような渦鞭毛藻 Prorocentrum minimum であった．
4〜5 月は，ほぼ
P.minimum 単一種による赤潮であり，6 月の St-3，4に関しては珪藻 Cylindrotheca closterium との混合赤潮であった．

結果及び考察2．
MODIS データと実測 Chl-a の関係
表 3 は，今回の大気補正（大気透過率の推定）に使った入出力パラメータの例である．いずれの日・
バンドとも大気透過率は 0.95 以上と非常に高かった．また，表 4 は，大気補正前後（大気透過率，パス
ラジアンス両方の補正前後）の MODIS データと Chl-a の相関係数を表している．これより，大気補正前に比べて，大気補正後の各バンドと実測 Chl−a の相1．
中海の赤潮発生状況と赤潮種
現地調査中における中海の赤潮発生状況は採水による顕微鏡観察と目視観察から判断して以下のようであったと考えられる．即ち 4 月 18 日に中海南東部の安来港において高濃度で発生し，St-2 付近（図 1参照）まで発生した．それ以降は，St-3 付近で非常に

MODIS データを用いた中海の赤潮モニタリング―2004 年

41

表 4．大気補正前後の MODIS データと Chl−a の相関係数．
Table 4. Correlation coefficients between MODIS［nLw］at
250 m resolution data before and after atmosphericcorrection, and measured Chl-a data
Before correction

After correction

Lt B 1

Lt B 2nLw B 1nLw B 2

Chl-a

0.11

0.47

0.75

0.71

LOG10 Chl-a

−0.15

0.28

0.84

0.64
n＝21

図 2．中海の赤潮優占種 Prorocentrum minimum の顕微
鏡写真．
Fig. 2. Photomicrograph of the red tide dominant species
Prorocentrum minimum in Lake Nakaumi.

関が高くなることがわかった．さらに，バンド 2 よりもバンド 1 の方が，実測 Ch-a との相関が良かった．これは，赤潮発生により「赤潮プランクトン自身の散乱やそれに付随するデトリタスの散乱の効果」（小林ほか，1999）がバンド 1（620〜670 nm）の放射輝度に反映されたためと考えられる．だが，岡見ほか（1982）は，霞ヶ浦において MODIS バンド 1 の波
長帯に近い 626 nm，656 nm，672 nm の水面直上上向
き分光反射率と Chl-a の関係を調べ，いずれも弱い
正方向のトレンドはあるものの，有意な相関は得られなかったとしている．このような MODIS データと現場実測データとの結果の違いは，250 m 解像度の MODIS のバンド幅が 50 nm と，数 nm 範囲で計測可能な現場型の分光計とは波長幅が異なること，大気補正が簡易的なものである（画素ごとの補正をしていない）こと等が原因として考えられる．ただし，今回は検証データが不足しており，原因の特定には至らなかった．
図 3 に大気補正前後の［MODIS バンド 1］と［Log10
Chl-a］の関係を示す．これより，大気補正前は各時期のデータの値が大きくずれていたのに対し，大気補正後の 3 時期のデータはほぼ一直線上にプロットされた．これは前述した大気補正の効果があったためと思われるが，大気補正過程で実測 Chl-a との相関向上に最も寄与したパラメータは［LAS（λ）＋LM（λ）］成分であり，大気透過率の影響はほとんどな
かった．これより中海の赤潮分布が特にパスラジア
ンス成分の大気補正を行った後の MODIS バンド 1で常時マッピングできる可能性が高いことが示唆された．
3．
MODIS Chl-a から見た中海の赤潮分布特性
図 4 は図 3 で得られた回帰式を使って推定した250 m 解像度 MODIS の Chl-a 分布図と目視データを比較したものである．これより MODIS の Chl-a 分布

図 3．大気補正前後の MODIS Band 1 nLw と実測 Chl-a の関係．（a）補正前，（b）補正後．
Fig. 3. Relationships between MODIS［nLw］at 250 m resolution data before（a）and after（b）atmospheric correction, andmeasured Chl-a data.

作野裕司・江原42

亮・國井秀伸(a)15 Apr.2004(b)24 Apr.2004
Chl-a(µg/l)

Chl-a(µg/l)㪇㪇㪉㪇 㪋㪇 㪍㪇 㪏㪇 㪈㪇㪇㪉㪇 㪋㪇 㪍㪇 㪏㪇 㪈㪇㪇

MODIS
Chl-a image(a')18 Apr.2004(b')22 Apr.2004(c)29 Apr.2004(d)8 May 2004

Red tide distribution
by visible observation

Chl-a(µg/l)

Chl-a(µg/l)㪇㪇㪉㪇 㪋㪇 㪍㪇 㪏㪇 㪈㪇㪇㪉㪇 㪋㪇 㪍㪇 㪏㪇 㪈㪇㪇

MODIS
Chl-a image(c')29 Apr.2004(d')8 May 2004(e)3 Jun.2004(f)7 Jun.2004

Red tide distribution
by visible observation

Chl-a(µg/l)

Chl-a(µg/l)㪇㪇㪉㪇 㪋㪇 㪍㪇 㪏㪇 㪈㪇㪇㪉㪇 㪋㪇 㪍㪇 㪏㪇 㪈㪇㪇

MODIS
Chl-a image(e')3 Jun.2004(f')7 Jun.2004

Red tide distribution
by visible observation

図 4．中海において MODIS データから推定された Chl-a 分布と目視で観察された赤潮分布の関係．
Fig. 4. Maps of surface chlorophyll.a concentration estimated from MODIS at 250 m resolution and red tide bloom distribution
observed by the naked eye from ship in Lake Nakaumi.

MODIS データを用いた中海の赤潮モニタリング―2004 年

図から今回中海で発生した赤潮の多くは，中海南東部の米子湾から中海南岸に沿って帯状に分布していることがわかり，船舶からの目視による赤潮推定分
布水域と非常によく一致していた．
6 月 3 日や 6 月 7日のデータは特にその分布パターンをよく表している．中 海 の 赤 潮 発 生 海 域 と し て は，古 く は 岸 岡（1975）が「意東鼻（中海南岸）から大根島西端を結んだ線の東側の海域に発生し，最も多発するのは錦海湾（米 子 湾 奥 部）で あ る」と，ま た 最 近 で は 大 谷（1997）が「中海主湖盆，境水道域に珪藻の赤潮が大量発生することが多い」等とそれぞれ報告している．
さらに，島根県内水面水産試験場は 2003 年 4 月に「中海西部や本庄工区」
において P.minimum の赤潮が発 生 し た と ホ ー ム ペ ー ジ 上（http://www2.pref.
shimane.jp/naisuisi/topic/030415 akasio.html）で発表している．これらの過去の報告と今回の MODIS Chl-a
分布図から，中海の赤潮分布域は，水域全体で大規模に変化し，その分布域の変化周期も早い（少なくとも今回の調査時では 1 週間以内で変化していた）
ことがわかった．

まとめ2004 年の中海の赤潮発生時（4 月から 6 月）に観測された，250 m 解像度の MODIS データと実測水質データを使って，中海の赤潮モニタリングを試みた．その結果，以下の事項が明らかになった．
1）現地調査の結果，今回発生した中海の赤潮の優先
種は Prorosentrum minimum で，1 週間程度のサイ
クルで消沈を繰り返した．
2）
暗画素法による大気補正後の MODIS バンド 1 のnLw と実測 Chl-a（対数型）は高い相関があった．
3）
MODIS データから推定した高 Chl-a 分布域と目視観測による赤潮分布域の位置はほぼ一致していた．
4）
MODIS データから推定した Chl-a 分布から，2004
年 4 月から 6 月に発生した赤潮の多くは，中海南
東部の米子湾から中海南岸に沿って帯状に分布し
ていた．

謝

辞

本研究で使用した MODIS データは東京大学生産技術研究所安岡研究室から提供されたものである．
関係機関に深く感謝する．

引

用

43

文

献

1）Clark, D.K.（1997）MODIS algorithm theoretical basis
document bio-optical algorithms-case 1 waters,
NOAA.
2）岸野元彰・福島甫・虎谷充浩・陳文忠・田中昭彦（2002）連載講義 海洋リモートセンシング，第 3
回海色リモートセンシング，日本リモートセンシ
ング学会誌，22（3）: 336−354.
3）岸岡務（1975）
潟湖の汚濁−中海の生態学的長期研
究−，技研出版，237.
4）小林 拓・太田幸雄・村尾直人・橘治国（1999）
衛
星リモートセンシングによる沿岸海域汚濁解析のための放射伝達モデルの開発，日本リモートセン
シング学会第 26 回学術講演会論文集，697−700.
5）
MacFarlane, N. and Robinson, I., S.
（1984）
Atmosphericcorrection of LANDSAT MSS data for a multidate
suspended sediment algorithm. International Journal of
Remote Sensing, 5: 561−576.
6）牧雅康・沖一雄・椿広計・安岡善文（2004）
潜在要因の影響を考慮した水質計測の因果モデリング，
日本リモートセンシング学会誌，24（2）: 153−162.
7）中山大介・作野裕司・松永恒雄・高安克已・國井
秀伸（1999）宍道湖・中海の鉛直クロロフィル a
濃度分布特性，LAGUNA（汽水域研究），6: 217−222.
8）岡見登・岸野元彰・宮崎忠国（1982）
霞ヶ浦湖水の
分光反射率と水質，日本リモートセンシング学会
誌，2（1）: 21−31.
9）大谷修司（1997）
宍道湖・中海水系の植物プランク
トンの種類組成と経年変化，沿岸海洋研究，35（1）: 35−47.
10）沖一雄・安岡善文（1996）高濃度水域における近赤外を含む二波長によるクロロフィル a 推定モデルの作成，日本リモートセンシング学会誌，16（4）: 1−9.
11）作野裕司・松永恒雄・中山大介・六川修一・高安克已・國井秀伸・中村幹雄・山室真澄（1999）
SPOT／HRV データによるアオコ発生時の宍道湖
表層クロロフィル a 濃度分布の推定．日本リモー
トセンシング学会誌，19: 20−36.
12）作野裕司・吉田武史・松永恒雄・中山大介・高安克已（2003）多時期 Landsat／TM データを用いた
宍道湖・中海のクロロフィル a 濃度分布推定，海岸工学論文集，50: 1011−1015.
13）作野裕司・山本正智・吉田武史・松永恒雄・高44

作野裕司・江原安克已・古津年章・下舞豊志（2004）多時期 ASTER
データを用いた宍道湖・中海の濁度・クロロフィ
ル a 濃度推定，LAGUNA（汽水域研究），11: 147−
153.
14）Thiemann, S. and Kaufmann, H.
（2002）Lake water

亮・國井秀伸quality monitoring using hyperspectral airborne data a semiempirical multisensor and multitemporalapproach for the Mecklenburg Lake District,
Germany, Remote Sensing of Environment, 81: 228−
237.

LAGUNA（汽水域研究）12，45〜52 頁（2005 年 6 月）
LAGUNA 12，pp.45−52（2005）

Fossil benthic foraminifera from Aso-kai Lagoon,
central Japan
Hiroyuki Takata1, Satoshi Tanaka2, Shun-suke Murakami3,
Koji Seto1 and Katsumi Takayasu4
Abstract: Fossil benthic foraminifera were investigated in the 4 m length core ASC 2 takenfrom Aso-kai Lagoon, central Japan, to understand paleoenvironmental changes that occurredin the lagoon during the last 1200 years. Based on the presence of foraminiferal taxa, analternation between relatively oxic (221-241 cm and 301-381 cm sediment core intervals) andseasonally oxygen-poor (281-301 and 161-201 cm intervals) conditions repeated twice in thelower part of the core. Year-round anoxia was established in the upper part of the core (1-121
cm interval) with occasional periods of improved oxygen level (71-81 cm interval). Thechanges in the oxygen concentration at the lagoonal bottom probably correspond to the opening/closure of the channel between the lagoon and Miyazu Bay.
Key words: Aso-kai Lagoon; benthic foraminifera; paleoenvironment
paper, we report the occurrence of fossil foraminifera incore ASC 2. Detail discussion about environmental
change of the lagoon will be presented in another paper(Takata et al., in prep.).

Introduction
Aso-kai Lagoon is an isolated lagoon separated from
Miyazu Bay (Japan Sea coast) by a sand-bar (named
Amano-hashidate) (Fig. 1). The lagoon is connected tothe bay by a narrow channel at its southeastern corner
only and the hypolimnion is in an oxygen-poor condition
almost year-round (Nakanishi et al., 1979; Takata et al.,in press). During the last millennium, the sand-bar has
occasionally been damaged due to extreme storms andthe conditions within the lagoon have changed
dramatically, according to the historical archive of thislagoon (Naito, pers. comm.). However, the paleoenvironment of Aso-kai lagoon is still poorly understoodsince there is a limited sedimentological study.
A sediment-core ASC 2 was collected from the centreof Aso-kai Lagoon to improve the understanding of its
paleoenvironement, in particular because it was expectedthat a paleoenvironmental analysis of this core could
provide useful insight in the environmental changes ofthe lagoon and the Amano-hashidate sand-bar. In this
1
2
3
4

N42
Sea of
Japan
12.5m

E144

ASC2

Northwest Pacific10m

N oda R .

Amanohashidate

5m

MiyazuBay
1km

Fig. 1. Map of Aso-kai Lagoon, showing the coring site ofcore ASC 2 as an fixed circle.

Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University, 1060 Nishikawatsu, Matsue 690-8504, Japan
Kyoto University of Education, 1 Fujinomori, Fukakusa, Kyoto 612-8522, Japan
Department of Geoscience, Faculty of Science and Engineering disciplinary, Shimane University, 1060 Nishikawatsu, Matsue 690-8504, Japan
Shimane University, 1060 Nishikawatsu, Matsue 690-8504, Japan

45

46

Hiroyuki Takata, Satoshi Tanaka, Shun-suke Murakami, Koji Seto and Katsumi Takayasu

Depth Columnar(m)section0

Lithology
Mud with lamination
black (N0/1.5) with gray (N4/0) lamina

Mud with lamination
dark olive gray (2.5GY3/1)
with gray (N4/0) and black (N0/1.5) laminas

Mud with bioturbation
dark olive gray (5GY3/1)

1
Mud with lamination
dark olive gray (2.5GY3/1)
with gray (N4/0) and black (7.5YR2/1) laminas

Muddark olive gray (5GY3/1)

2
Mud with shelldark olive gray (5GY3/1)

Mud with lamination
olive black (2.5GY3/1)
with gray (N4/0) and dark gray (N3/0) laminas

Mud with shell3

dark olive gray (5GY3/1)

Mud with lamination
brownish black (2.5Y3/1)

790 - 960
cal. yr B.P.

Mud with shellolive black (5Y3/1)

4

Mud with lamination(distinct)
Mud with lamination(obscure)Mud(massive)

Molluscan fossil
Wood fossil
Echinoid fossil

Fig. 2. Columnar section of core ASC 2.

Materials and Method
Core ASC 2 was collected from the central part of Aso-kai Lagoon (N 35°
33.785’, E 135°
10.557’, 11.4 m
water depth) on July 25, 2002 (Fig. 1). Total length ofthe core was 399 cm. The lithologies of the core consistof black- to dark gray-colored mud with parallel
laminations at 0−75 cm, 90−125 cm, 130−160 cm, 260−
290 cm and 302−313 cm (Fig. 2). AMS 14C date (1350 ±40 yrB.P.) was measured using molluscan fossil found at
327 cm (Laboratory number: Beta−198725) byGeoscience Laboratory Inc., Japan. After conversion ofFossil benthic foraminifera from Aso-kai Lagoon, central Japan

radiocarbon age to calendar age, using age calibration
curve INTCAL 98 (Stuiver et al., 1998), 910 (790−960)
cal. yrB.P. was obtained for this horizon. Given that 0
and 327 cm imply present time and 910 cal. yrB.P.,
respectively, the average sedimentation rate of the core
was estimated at 3.4 mm/yr. Hence, core ASC 2 hasrecorded the past 1200 years of paleoenvironmental
changes in the central part of Aso-kai Lagoon.
The core was sampled for further analysis at each 1
cm. The samples were subdivided into separate parts for
sedimentological and foraminiferal analyses, respectively. Weight of these subsamples was measured
immediately after separation. Water content of eachhorizon was calculated by the difference in weight before
and after drying at 70℃ of the subsamples for
sedimentological analysis. Dry weights of subsamples forforaminiferal analysis were calculated based on its wet
weight and water content of the other subsample.
Subsamples for foraminiferal analysis were washed on
a 74μm-mesh sieve immediately after collection. The
residues were dried at 70℃. Approximately 200 benthic
foraminiferal specimens were picked from each of 39
samples corresponding to each ten centimeter
stratigraphic interval. These foraminiferal specimens
were identified and counted.

Results and Discussion
The occurrence of benthic foraminifera as observed incore ASC 2 is shown in Table 1. Benthic foraminifera
show a continuous occurrence, although they are rare at
91, 141 and 241 cm depth. Trochammina cf. japonica,
Virgulinella fragilis and Elphidium somaense arecommon, and Eggerelloides advena, Quinqueloculina
sp. A, Miliolinella sp. A, Ammonia japonica, Ammonia
sp. A, Elphidium excavatum forma excavata and E.
excavatum forma selseyensis subordinate. Stratigraphic
distributions of the major species are shown in Fig. 3. E.
somaense is common in the 221−241 cm and 301−381
cm intervals. Ammonia japonica and Ammonia sp. A
show similar downcore distributions. On the other hand,T. cf. japonica dominates three horizons (281−301 cm,
161−201 cm and 71−81 cm intervals). V. fragilis
dominates the 1−121 cm interval, with the exception of
the 71−81 cm interval. Quinqueloculina sp. A occurs
abundantly in the 131-231 cm interval, and is particularly
abundant at 131 cm and 151 cm depth in combination
with Miliolinella sp. A.
Based on the knowledge of modern benthic
foraminiferal distribution in Aso-kai Lagoon (Takata etal., in press) and previous literature on other brackish
regions (Kosugi et al., 1991; Matsushita and Kitazato,1990), the paleoenvironmetal changes inferred from coreASC 2 may be as follows. The oxygen level of the47

lagoonal bottom in the lower sediment core interval (161−381 cm interval) has fluctuated between relatively
oxygen-rich and seasonally oxygen-poor conditions
several times, as indicated by the alternating dominanceof Elphidium spp., a common taxon in littoral or outerbay environments (e.g., Kosugi et al., 1991), and T. cf.
japonica, which tolerates seasonal oxygen deficiency(Matsushita and Kitazato, 1990). In the upper sedimentcore interval (0−161 cm interval), an almost year-roundoxygen deficiency in the bottom environment was
indicated by V. fragilis, which is characteristic in anoxic
or near-anoxic conditions (Bernhard, 2004; Takata et al.,in press). Seasonally oxygen-poor conditions wereapparent in the 71−81 cm interval, based on a highabundance of T. cf. japonica. It is suggested that theoxygen-level at the bottom in the central part of the Asokai Lagoon has changed dramatically during the last1200 years. A detail discussion about paleoenvironmental change will be presented in another paper (Takata
et al., in prep.).
Archives dealing with Aso-kai Lagoon (Naitou, pers.
com.) show the opening/closure of the channel between
the lagoon and the Miyazu Bay, which is closely related
to exchange of lagoonal water, has changed during thelast millennium. A wider channel at the southeastern partof the lagoon than in the present time is shown in a
picture “Amano-hashidate zu” (AD 1501?−AD 1506?)
drawn by Sessyu during Muromachi-era. Such wider
opening of the channel is likely to correspond to
relatively oxic or seasonally oxygen-depleted bottom
condition below 130 cm depth in core ASC 2 (before
approx. 390 cal. yrB.P.). Additionally, the sand-bar
Amano-hashidate was damaged by extreme storms
during the Ten-wa period (AD 1681 to AD 1684), theTen-mei period (AD 1781 to AD 1788) and AD 1871
and the environment of this lagoon changed dramatically
due to new channels that emerged due to these storms,
based on the archive of Mizoshiri fishery, Kyoto
Prefecture, Japan (Naitou, pers. comm.). One of these
events probably corresponds to the sudden appearance of
foraminifera
reflecting
seasonallyoxygen-poor
conditions between the 71 cm and the 81 cm interval(approx. 210−240 cal. yrB.P.). In conclusion, the oxygen-level of lagoonal bottom was probably affected by
opening/closure events of the channel between the
lagoon and the bay.

Acknowledgements
We thank Dr. Kazuyoshi Yamada (Shimane
University) for providing an opportunity of radiocarbon
dating. Thanks are due to Dr. Hugo Coops (Institute ofInland Water Management and Waste Treatment,
Netherlands / Shimane University) for improving the

48

Hiroyuki Takata, Satoshi Tanaka, Shun-suke Murakami, Koji Seto and Katsumi Takayasu
Table 1. Benthic foraminifera present per sample (counted numbers of each sample) from core ASC 2 (sample dry weight isshown below)
Interval (cm)Agglutinated Foraminifera
Cribrostomoides sp. A
Eggerelloides advena
Tiphotrocha kelettae
Trochammina cf. japonica
Trochammina pacifica
Agg. Foram. gen. et sp. indet.
Calcareous Porcelaneous Foraminifera
Massilina inaequaris
Massilina secans
Miliolinella sidebottomi
Miliolinella sp. indet.
Miliolinella sp. A
Quinqueloculina elongata
Quinqueloculina sp. A
Quinqueloculina sp. B
Quinqueloculina sp. C
Quinqueloculina sp. D
Quinqueloculina sp. indet.
Triloculina sp.
Calc. Porcelaneous Foram. gen. et sp. indet.
Calcareous Hyaline Foraminifera
Ammonia beccarii forma 1
Ammonia beccarii forma 2
Ammonia japonica
Ammonia sp. A (compact type)
Ammonia sp. A (inflate type)
Ammonia sp. B
Bolivina sp. A
Bolivina sp. B
Bolivina sp. C
Bolivina sp. D
Bolivina sp. E
Bolivina sp. F
Bolivina sp. indet.
Buccella frigida
Buccella sp. indet.
Buccella tenerrima
Bulimina sp. A
Bulimina sp. B
Bulimina sp. C
Buliminella elegantissima
Cymbaloporetta sp.
Elphidium advenum
Elphidium excavatum forma excavata
Elphidium excavatum forma selseyensis
Elphidium jenseni
Elphidium kushiroense
Elphidium reticulosum
Elphidium somaense
Elphidium sp. A
Elphidium sp. B
Elphidium sp. C
Elphidium sp. D
Elphidium sp. indet.
Glabratella sp. A
Glabratella sp. B
Guttulina spp.
Gyroidinoides sp.
Neoconorbina stachi
Nonionella stella
Planograbratella subopercularis
Pseudononion japonicum
Pseudoparrella naraensis
Pseudoparrella tamana
Reussella pacifica
Rosalina bulloides
Rosalina sp. A
Rosalina sp. B
Rosalina sp. C
Rosalina sp. indet.
Stainforthia sp.
Uvigerinella glabra
Valvulineria hamanakoensis
Virgulinella fragilis
Calc. Hyaline Foram. gen. et sp. indet.
Total
Dry sample weight (g)
Split

0
1

10
11

20
22

30
32

40
43

50
52

61
63

70
72

80
81

90
92

101
103

8

1

1
7

21

26

2

2

110
111

120
122

130
131

1

2

140
141

150
151

160
161

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2

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1

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1

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38
1.95
1

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1

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1

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1.31
1

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1.09
1

1
1

1
2

33

1
56

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1

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0.62
1

77
1.10
1

29
1.54
1

41
2.79
1

English of this manuscript. We also thank Dr. Saburo
Sakai (Institute for Frontier Research on Earth Evolution,
Japan Agency for Marine-Earth Science andTechnology) and Mr. Dai Kadota (Shimane University)
for the help during field survey. We are indebted to
Associated Professor Toshiaki Irizuki ( Shimane
University ) for kind assistance with electron
micrographs. We appreciate the help by Mr. Ju-zou
Naitou (Miyazu Fishery Cooperative) during fieldwork

6
2.23
1

19

15

34

5

25
3.85
1

27
2.54
1

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2.42
1

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1.26
1

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1.31
1

25

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3

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2
6

1

4

191
1.48
1

605
1.25
1

297
0.94
1

257
1.53
1

115
1.28
1

and suggestions about the history of Aso-kai Lagoon.

References
Bernhard, J. M. (2003) Potential Symbionts in Bathyal
Foraminifera. Science, 299: 861.
Kosugi, M., Kataoka, H. and Hasegawa, S. (1991)
Classification of foraminifer communities as indicatorsof environments in an inner bay and its application toFossil benthic foraminifera from Aso-kai Lagoon, central Japan

49

Table 1. continued
200
201

210
211

220
221

230
231

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1

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1.32
1

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1.46
1

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1.52
1

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1.73
2

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1.42
2

162
1.55
2

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1.27
1

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2

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2

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1.28
1

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1

1

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1.26
1

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1.32
1

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1.57
1

116
1.70
1

11
1.24
1

2

76
1.55
1

reconstruction paleoenvironment. Fossil, (50): 37−55(in Japanese with English abstract).
Matsushita, S. and Kitazato, H. (1990) Seasonality in thebenthic foraminiferal community and the life historyof Trochammina hadai Uchio in Hamana lake, Japan.
In: Paleoecology, Biostratigraphy, Paleoceanography
and Taxonomy of Agglutinated Foraminifera, (eds)
Hemeleben, Ch., Kaminski, M. A., Kuhnt, W. andScott, D. B. pp. 695−715, Kluwer Academic

2
257
1.57
1

441
1.19
1

22
1
1
359
1.42
1

26
1.60
1

Publishers, Netherlands.
Nakanishi, M., Sugiyama, M., Nishioka, J. and Tanaka,
S. (1979) On the annual changes of anoxic water andhydrogen sulfide in the Asokai. Bulletin of the Kyoto
Institute of Oceanic and Fishery Science, 3: 103−110(in Japanese).
Stuiver, M. S., Reimer, P. J., Bard, E., Beckm J. W.,
Burr, G. S., Hughen, K. A., Kromer, B., McCormac,
G., van der Plicht, J. and Spurk, M., (1998), INTCAL

50

Hiroyuki Takata, Satoshi Tanaka, Shun-suke Murakami, Koji Seto and Katsumi Takayasu

0

Depth (cm)

100

200

300

400
0

25 50 75 100

0

25 50

Trochammina
cf. japonica (%)

Eggerelloides
advena (%)

0

25 50 75 100
Virgulinellafragilis (%)

0

25 50

Quinqueloculina
sp. A (%)

0

25 50

Miliolinella
sp. A (%)

0Depth (cm)

100

200

300
Rare

400
0

25 50

0

25 50

ElphidiumE. excavatum
somaense (%) f. excavata (%)

0

25 50

Ammoniajaponica (%)

0

25 50

Ammonia
sp. A (%)

Fig. 3. Stratigraphic changes of major species of benthic foraminifera in core ASC 2. Shaded symbol shows rare (< twenty)
foraminiferal presence.

98 radiocarbon age calibration, 24000-0 cal BP.
Radiocarbon, 40 (3): 1041−1083.
Takata, H., Seto, K., Sakai, S., Tanaka, S. and Takayasu,
K. Correlation of Virgulinella fragilis Grindell &Collen (benthic foraminiferid) with near-anoxia in Aso-kaiLagoon ,centralJapan .
JournalofMicropalaeontology: in press.

Fossil benthic foraminifera from Aso-kai Lagoon, central Japan

Plate 1. Scanning electron micrographs of foraminiferal fossil from core ASC 2. Scale bar = 100 ．
1 a-c. Trochammina cf. japonica
2. Virgulinella fragilis
3 a-c. Ammonia sp. A (compact type)4 a, b. Eggerelloides advena
5 a, b. Uvigerinella glabra
6 a-c. Ammonia sp. A (inflate type)7 a-c. Ammonia sp. B
8 a, b. Buliminella elegantissima
9. Bulimina sp. A

51

52

Hiroyuki Takata, Satoshi Tanaka, Shun-suke Murakami, Koji Seto and Katsumi Takayasu

Plate 2. Scanning electron micrographs of foraminiferal fossil from core ASC 2. Scale bar = 100 ．
1 a-c. Ammonia japonica
2 a-c. Nonionella stella
3 a, b. Quinqueloculina sp. A
4 a, b. Elphidium excavatum forma excacvata
5 a, b. Elphidium reticulosum
6 a, b. Elphidium excavatum forma selseyensis
7 a, b. Elphidium somaense

LAGUNA（汽水域研究）12，53〜61 頁（2005 年 6 月）
LAGUNA 12，pp.53−61（2005）

宍道湖・中海流域の生活排水：
処理効率と一般市民への情報提供
都筑良明1
Domestic wastewater treatment in the drainage areas of Lakes Shinji andNakaumi: Treatment efficiency and dissemination for ordinary citizens
Yoshiaki Tsuzuki1

Abstract: Pollutant loads per capita flowing into public water body were calculated fordrainage areas of inner city rivers in the drainage areas of Lakes Shinji and Nakaumi in order toprepare environmental accounting housekeeping（EAH）books of domestic wastewater. Study
areas of this research are four drainage areas of inner city rivers in Matsue City. Pollutant loads
per capita flowing into public water body were calculated as 0.08〜2.32 g-BOD person−1 day−1,
0.21〜1.76 g-COD person−1 day−1, 0.19〜1.85 g-TN person−1 day−1,0.02〜0.08 g-TP person−1
day−1, respectively. The reasons for smaller values comparing to those calculated for drainage
areas of inner city rivers in urban districts of Chiba Prefecture were considered as larger natural
purification might effct in the study area of this paper ; pollutant loads estimation errors at theriver mouths; high performance of treatment facilities in the study area ; and underestimation ofbusiness sector contribution to pollutant loads in the previous results of Chiba Prefecture.
Quantitative dissemination including environmental accounting housekeeping（EAH）books
would be desirable for improvement of water quality and quantity management in the studyarea.
Key words: ollutant load per capita flowing into public water body; Lakes Shinji andNakaumi; environmental accounting housekeeping（EAH）book, domestic wastewater

1 はじめに（例えば環境省，2002）．
生活排水由来の汚濁負荷量の削減対策として，下水道，農業集落排水処理施設，合併浄化槽等の生活排水処理施設の整備と並行して，家庭での生活排水
由来の汚濁負荷量の削減対策についての情報提供が行われている（例えば松江市，2002）．
著者は，海老川（千葉県船橋市）
流域の生活排水由来の汚濁負荷量について検討し，生活排水処理種類
別，流域別の 1 人あたり汚濁負荷量の算定結果を元に，生活排水の環境家計簿を作成することを提案し国際国際海域の水質汚濁分野のプログラムとして，Global Programme of Action（GPA）, GlobalInternational Waters Assessment（GIWA）等があり，これらのプログラムでは陸域からの汚濁負荷が海域の
水質汚濁の原因の 1 つとして指摘されている（UNEP／GPA, 2002; UNEP／GIWA, 2004）．東 京 湾 を 含 む 先
進国の特に都市域沿岸においては，生活排水が陸域からの汚濁負荷量のうちの大きな割合を占めている1

島根大学汽水域研究センター

Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University, Matsue 690-8504, Japan

53

都筑良明

54

表 1．本研究で用いた主なデータおよび情報源．
Table 1. Information and data sources for the analyses in this paper.

Targeted items

Data and Information Sources (in Japanese)- Matsue City (2002)- Shimane Pref. (2003)- Shimane Pref. and Office for Shiji Lake Drainage Area Wastewater Treatment (2003)
Population by wastewater- Matsue City Environmenal Department (1999)
treatment methods- Matsue City Environmental Department Environmental Preservation Section (2001)- Shimane Pref. and Office for Shiji Lake Drainage Area Wastewater Treatment (2003)
Pollutant removal rates at a
Wastewater Treatment Plant and - Shimane Pref. and Office for Shiji Lake Drainage Area Wastewater Treatment (2002)
an Agriculture Village- Shimane Pref. and Western Shinji Lake Wastewater Treatment Center (2002)
Wastewater Treatment Facility- Matsue City Economic Department Agriculture Village Development Section (1992)- Matsue City (2000a)
Water pollution reduction- Matsue City (2000b)
dissemination- Matsue City (2002)
Pollutant loads through the rivers

Asakumigawa River DA

Sankyogawa
River DA2 方

Lake Nakaumi

Lake Shinji

Mabashigawa River DA

River
Imbegawa
River DA

2 km

宍道湖・中海流域においては，例えば，相崎ら（1999）が本庄工区へ流入する汚濁負荷量の算定を行っている．今回の対象地域は，宍道湖および大橋
川に面した都市内中小河川流域を選定した．

DA
WTP area
DA: Drainage area
WTP: wastewater treatment

図 1．本研究の対象流域．朝酌川，馬橋川，山居川，忌部川（いずれも島根県松江市）．
Fig. 1. Subjected drainage areas in this study: Asakumigawa
River DA（drainage area）, Mabashigawa River DA,
Sankyogawa River DA and Inbegawa River DA, which are
all in Matsue City, Shimane Pref.

た（都筑，2005a）．
本報では，宍道湖・中海流域のいくつかの都市内
河川等を中心に，同様の検討を行った結果を報告する．

法宍道湖・中海流域の中小河川のうち，松江市内を流域とする朝酌川，馬橋川，山居川，忌部川の 4 河川の流域を検討対象とした．本研究においては，図1 に示すように河川の汚濁負荷量を算定地点の最も河口部に近い水質測定地点から上流のみを対象とし，河口部の水質測定地点から下流の地域は対象としなかった．生活排水処理種類は，下水道，農業集
落排水処理施設，コミュニティプラント，合併処理
浄化槽，単独処理浄化槽，し尿処理の 6 種類とした．
農業集落排水処理施設については処理水の負荷量を流域の負荷量に加算して，河口部での流達率の算定を行った．コミュニティプラントの処理効率については合併処理浄化槽と同様とした．
山居川流域の松江市総合運動公園内に、生活排水
流入汚濁水路浄化施設が平成 5 年 3 月に設置しされている。今回の解析ではこの水路浄化施設の効果は考慮しなかった．
1 人あたり汚濁負荷量の算定方法および解析の全体フローを図 2 に示す．
流域ごとの生活排水処理種類別人口は，各河川流域の町丁別人口を，下水道供用開始区域図，松江市
全体の生活排水処理種類別人口，流域内の農業集落
排水処理施設の処理対象地域と処理対象人口から算定した．算定に用いたデータ，資料等を表 1 に示す．

宍道湖・中海流域の生活排水：処理効率と一般市民への情報提供

55

表 2．生活排水の汚濁負荷原単位と排水処理種類別の 1 人あたりの排出負荷量（藤村・中島（1998），藤本（1988），藤村（1996）を元に筆者が作成）．
Table 2. Pollutant emissions of pollutant loads per capita by domestic wastewater treatment methods.
（Prepared byauthor based on Fujimura and Nakajima, 1998, Fujimoto, 1988 and Fujimura, 1996）.
Emissions ofWastewater
treatment plants㩷

Removal rate at wastewater treatment plants㩷

Agriculture village
wastewater
treatment facilities㩷

Basic unit of PE 㩷

Combined jokaso㩷

Basic unit of PE 㩷

Community plants㩷

Basic unit of PE 㩷

Simple jokaso㩷

Basic unit of PE 㩷

Nightsoil treatment㩷

Basic unit of PE 㩷

PL per capita bydomestic wastewater
treatment methods㩷

Removal rate at nightsoil treatment plant㩷
Total PE from the drainage area 㩷

Reaching ratio㩷

PL at the measurement points㩷
Information and data on pollutant reduction activities in the household㩷

Environment accounting
housekeeping (EAH) books ofdomestic wastewater㩷
PE: Pollutant emission; PL: pollutant load

図 2．公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量解析のフロー図（都筑，2005a から改変．漓生
活排水処理種類に農業集落排水処理施設，コミュニティプラントを追加した．滷流達率は生活排水以外を含む汚濁負荷排出量の既存の集計値と公共用水域流入部付近での河川汚濁負荷量を用いて算定した．澆公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量の算定フロー図と生活排水の環境家計簿作成のフロー図を 1 枚のフロー図にまとめた．）
Fig. 2. Flow chart of pollutant loads per capita analysis.
（Modified from Tsuzuki, 2005 a. 1）Agriculture
village wastewater treatment facilities and community plants have been added to domestic wastewater
treatment methods, 2）Reaching ratios have been calculated using existed values of total pollutant
emissions from the drainage area and pollutant loads at the measurement points near the concurrent
points with the public water bodies and 3）flow chart of pollutant loads per capita flowing into public
water bodies and that of environmental accounting housekeeping（EAH）books have been combined to aflow chart.）.

対象とした 4 河川の河口部での汚濁負荷量については，公共用水域水質調査結果等を検討したが河川流量の値が得られなかったため，本研究では次のよ
うな算定を行った．初めに，水文水質データベース（国土交通省，2005）を用いて斐伊川の大津における1993〜96 年および 1998 年の合計 5 年間の日流量の平均値を求め，この値と流域面積（建設省中国地方

建設局出雲工事事務所，1995）から比流量を算定した．次に，この比流量の値と流域面積から各流域のベースとなる流量を算定し，この値に 1 人 1 日あたり水使用量 0.3 m3 人−1 日−1 を用いて流域の人口を乗じた水量を生活用水量として加え，各流域の河口部における流量の値とした．さらに，この流量の値と公共用水域水質調査結果の平均的な水質濃度とを用い

都筑良明

56

表 3．河口部における平均的な水質と流量の計算値から算定した河口部における汚濁負荷量．
Table 3. Pollutant loads at the mouth of rivers calculated from representative water quality and calculated flow rate.

（1）wastewater treatment plants;（2）agriculture village
wastewater treatment facilities;（3）community plants;（4）night soil treatment facilities.
図 3．各流域の生活排水処理種類別人口の算定結果．
Fig. 3. Populations by domestic wastewater treatment
methods in each drainage area（calculated by author）.

て，各流域の汚濁負荷量を算定した．
排水処理種類別の公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量は，次のように算定した．
排出汚濁負荷量の原単位は表 2 に示す藤村ら（1998）の値を用いた．
下水道人口については，処理水が公共用水域に直接放流されているため，排出汚濁負荷量の原単位（表 2）と下水処理場の処理率から算定した．なお，
下水道人口についての公共用水域とは，東部浄化センターの放流水放流先である中海を，下水道人口以外については朝酌川流域および馬橋川流域は大橋川，山居川流域および忌部川流域は宍道湖を，それぞれ想定している．
忌部川流域中流に設置されている忌部地区農業集
落排水処理施設は，処理人口 2,160 人，日平均汚水処
理量 584 m3 d−1（いずれも計画値）で，処理水は忌部川に放流されている．汚濁負荷原単位と除去率（計画値）から忌部川への放流地点における汚濁負荷量を算定した．別途，忌部川流域における生活排水以外のノンポイントソース等を含む汚濁負荷量の合計値（松江市，2002）と宍道湖合流地点における流入汚
濁負荷量の算定値から流達率を算定した．宍道湖へ流入する地点での生活排水由来の 1 人あたり汚濁負荷量をこれらの算定結果を用いて算定した．
コミュニティプラント人口については，処理率等のデータを入手できなかったので，農業集落排水処
理施設と同様の処理率を用いた．
合併処理浄化槽人口については，藤本（1988），藤村（1996）の排出負荷原単位の値を用いた．各流域について，他の汚濁負荷量と合わせて算定した流達率を用いて，河口部で公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量を算定した．
し尿処理処理場は中海沿岸の川向クリーンセン
ターがあり，この処理水は下水処理場（宍道湖東部
浄化センター）の流入水と混合されている．したがって，し尿処理人口の汚濁負荷量のし尿部分については，し尿の汚濁負荷原単位と川向クリーンセン
ターおよび宍道湖東部浄化センターでの除去率を用
いて，公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量を算定した．し尿処理人口の汚濁負荷量の雑排水部分については，雑排水の汚濁負荷原単位と各流域の流達率から公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量を算定した．

3 結果

3.1 流達率
各流域ごとの生活排水処理種類別人口の算定結果
を図 3 に示す．生活排水処理種類のうち，農業集落
排水処理施設，コミュニティプラント，合併処理浄化槽は下水道レベルの処理効果があると考えられる．これらの処理方法および下水道を第 1 グループ，
その他の単独浄化槽，し尿処理施設を第 2 グループとすると，第 1 グループの人口の割合は，山居川，忌部川流域では約 88％，馬橋川流域では約 71％，朝酌
川流域では約 67％ であった．

宍道湖・中海流域の生活排水：処理効率と一般市民への情報提供

57

表 4．各流域の生活排水以外を含む汚濁負荷排出量（松江市，2002）と流達率．
Table 4. Pollutant emissions of each drainage area（Matsue City, 2002）and reaching ratios.
Total

3)

Note 1) Matsue City (2002);
2) Inner city rivers in Chiba City, All drainage area; and3) Inner city rivers in Chiba City, only the drainage area of which the calculation of the pollutant load per capita
flowing into public water bodies could be conducted.

表 5．下水処理場人口の 1 人あたり排出負荷量，下水処理場の除去率，公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量．
Table 5. Pollutant load per capita and other parameters for WTP population.

Parameters for WTP population
Water quality BOD
45Pollutant emission per capita (g person-1 day-1)
Removal rate at WTP (%)
99.5
1)
-1
-1
0.23
PL per capita flowing into public water body (g person day )

COD
23
92.3
1.76

TN
8.5
78.2
1.85

TP
1.0
95.2
0.048

Note: 1) PL: pollutant load

斐伊川（大津）の流量の 5 年間の観測値から日平均
3 −1
流 量 39.1 m s ，流 域 面 積 911 km2 か ら 比 流 量 を
0.0428 m3 s−1 km−2 と算定した．この比流量の値と 4河川の流域面積から，各河川の河口部における流量を算定し，これらの流量と各河口部における平均的な水質から河川部における汚濁負荷量を算定した（表 4）．
松江市生活排水対策推進計画（松江市，2002）における各流域の汚濁負荷排出量（表 4）と表 3 に示す河口部における汚濁負荷量から，各河川流域の流達率
を算定した
（表 5）
．対象とした 4 河川の流達率は，表5 に示す船橋市，千葉市（以上，千葉県）の海老川，都
川等の都市内中小河川において算定した値よりも小さな値であった．
3.2 公共用水域に流入する排水処理種類別の 1 人あたり汚濁負荷量
下水道人口の公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁 負 荷 量 は，0.23 g-BOD person−1 day−1，1.76 g-COD
person−1 day−1，1.85 g-TN person−1 day−1，0.048 g-TP
person−1 day−1 と算定された（表 5）．
その他の生活排水の処理種類を含めた算定結果を

図 4-1〜4 に示す．例えば，朝酌川流域の BOD 汚濁負
荷量は，処理種類別に，コミュニティプラント 0.34
g-BOD person−1 day−1，合 併 処 理 浄 化 槽 0.24 g-BOD
person−1 day−1，単 独 処 理 浄 化 槽 2.44 g-BOD person−1
day−1，し尿処理施設 2.28 g-BOD person−1 day−1 と算定された．
4 河川流域をまとめてみると，BOD 負荷量は，下水道，農業集落排水処理施設，コミュニティプラン
ト，合併処理浄化槽の第 1 グループで 0.4 g person−1
day−1 未満，単独処理浄化槽，し尿処理施設の第 2グループで 1.0 g person−1 day−1 以上となった．
4 河川流域の COD 負荷量は，農業集落排水処理施設，コミュニティプラント，合併処理浄化槽で 0.4
g person−1 day−1 未満，下水道，単独処理浄化槽，し尿処理施設で 0.9 g person−1 day−1 以上となった．
同じく TN 負荷量は，農業集落排水処理施設，コミュニティプラント，合併処理浄化槽，単独処理浄化槽で 0.7 g person−1 day−1 未満，下水道，し尿処理施設で 1.6 g person−1 day−1 以上となった．
同じく TP 負荷量は，流域による傾向の違いが見られ，朝酌川流域では，農業集落排水処理施設，コミュニティプラント，合併処理浄化槽，単独処理浄

58

都筑良明

図 4-1．流域別，排水処理種類別の公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量：BOD.
Fig. 4-1. Pollutant loads per capita flowing into public
water bodies by drainage area and domestic wastewater
treatment methods; BOD.

図 4-2．流域別，排水処理種類別の公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量：COD.
Fig. 4-2. Pollutant loads per capita flowing into public
water bodies by drainage area and domestic wastewater
treatment methods; COD.

図 4-3．流域別，排水処理種類別の公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量：TN.
Fig. 4-3. Pollutant loads per capita flowing into public
water bodies by drainage area and domestic wastewater
treatment methods; TN.

図 4-4．流域別，排水処理種類別の公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量：TP.
Fig. 4-4. Pollutant loads per capita flowing into public
water bodies by drainage area and domestic wastewater
treatment methods; TP.

化槽で，馬橋川流域では農業集落排水処理施設，コミ ュ ニ テ ィ プ ラ ン ト で 0.04 g person−1 day−1 未 満 となった．すべての流域および処理種類で，0.022〜
0.082 g person−1 day−1 の範囲にあった．
図 4-1〜4 には，海老川および千葉市都市内中小河川流域の公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量の算定結果を併せて示してある．本研究の対象流
域の公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量
は，海老川および千葉市都市内中小河川流域の値と比較した場合に，おおむね小さい値となっていることが分かった．

の単独処理浄化槽人口を対象としたものを示す（表6）．この表を用いることにより，自治体，NGO 等で提唱されているような風呂での洗剤の量を少なくする，台所でろ紙を使う等の行動について，流域および生活排水処理種類別に 1 日あるいは 1 か月の 1 人
あたり，さらには 4 人家族等の BOD，COD，TN，TPの公共用水域流入部における汚濁負荷削減量を算定することが可能となる（都筑，2005a）．

3.3 生活排水の環境家計簿
生活排水の環境家計簿の一例として，朝酌川流域

4 考

察

4.1 宍道湖・中海流域の都市用水
宍道湖・中海流域における森林域，田畑を含む流域の流出解析は，既に多くの研究が行われている宍道湖・中海流域の生活排水：処理効率と一般市民への情報提供

59

表 6．生活排水の環境家計簿：朝酌川流域，単独処理浄化槽人口．1）
Table 6. Environmental accounting housekeeping（EAH）books of domestic wastewater: Asakumigawa River drainage
area, simple jokaso population.1）
Simple jokasoNightsoil
BathDecrease shampoo and soap
KitchenPollutant looads flowing into
Today's decrease
coastal zone
BOD COD T-N T-P BOD COD T-N T-P
mg
mg
mg
mg
mg
mg
mg mg
380
300
160 17.4
380
13060
2.3 114
39
0 0.7
114
39
0
0.7 114
39
0 0.7
1130
600
100
6.8
79
42
21 0.3

No use of detergent

180

43

1

Decrease detergent

90

22

1

0.0

Do not drain rice washing water

240

170

0

0.0

Use paper filter for kitchen
Use net for kitchen
Treatment during and after cooking
Do not drain residual liquid
Dressing 5ml
Chinese noodle soup 50ml
Used edible oil 10ml
Washing clothes

79
34
565

42
18
300

21
15
50

0.3
0.1
3.4

390
150
2000
380

280
110
1400
130

6
2
28
40

8.0
3.0
0.0
13.6

150

110

0

0.0

Decrease detergent

Decrease in this month
BOD COD T-N
g
g
g
3.4
3.4
2.4

1.2
1.2
1.3

2.4

1.3

0.0

79

42

21

0.3

T-P
g

Estimation for calcualtion

0.0 0.02
0.0 0.02 The decrease effect to be 30%
0.6 0.01
The previous used amount to be 5ml person-1 day-1 (2gCOD person-1 day-1)
Decrease to half
Pollutant loads of rice washing water to be 2g-COD
person-1 day-1, 24mg-TN person-1 day-1 and 2mg-TP
person-1 day-1
0.6 0.01 The removal rate to be 7(COD), 21(TN), 4(TP)䋦
The removal rate to be 3(COD), 15(TN), 2(TP)䋦
The removal rate to be 50%

The decrease to be 5g person-1 day-1 (1.3g-COD person-1
day-1)

Total of pollutant load per capita
2270 1160
360 40.0 2077 1079 339 39.0
62.3 32.4 10.2 1.17
Decrese of pollutant load per capita
䋭
䋭
䋭
193
81
21 1.05.8 2.4 0.6 0.03
䋭
䋭
䋭
䋭
䋭
䋭
Decrese of pollutant load for a family of four
23.2 9.7 2.5 0.12
Note: 1) Source of pollutant loads (PL) ratio is derived from Chiba Prefectural Water Preservation Institute (1980).

（例えば，福島ら（1993）；福島ら（2000））．ここでは，
都市用水について若干の考察を行う．
松江市の上水道は，市内南部の千本貯水池を水源として，忌部浄水場から市内各地に配水されている．一方，市内中心部の生活排水および事業系排水は主に宍道湖流域下水道により東部浄化センターに送られ，その処理水は中海に放流されている．宍道
湖沿岸西部地区においては，宍道湖流域下水道の西部地区幹線が設置されており，西部地区の排水は日
本海沿岸の西部浄化センターに送られ，処理水は日本海に放流されている．平成 14 年度の日平均処理量
は，東部浄化センターで 41,300 m3 d−1，西部浄化セン
ターで 15,600 m3 d−1 であった．本研究で用いた斐伊
川の流量は 3,377,000 m3 d−1 に相当し，対象 4 河川流域の流量の合計は 216,000 m3 d−1 と算定した．宍道湖
流域下水道は東部地区は宍道湖流域から中海へ，西部地区は宍道湖流域から日本海へ排水を排出しているため，洪水緩和の機能も持つと考えられる．その大きさは，斐伊川の流量の約 2％，本研究の対象とした 4 河川の流量合計の約 26％ に相当する．
4.2 流域別，生活排水処理種類別の 1 人あたり汚濁
負荷量
松江市内の 4 河川について，流域別，生活排水処
理種類別の 1 人あたり汚濁負荷量を算定したところ，Tsuzuki（2005b）が千葉市の都市内中小河川流域
で明らかにしたように，生活排水の処理方法が同じでも，公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量

は，流域によって異なることが再確認された．
また，農業集落排水処理施設，コミュニティプラ
ント，合併処理浄化槽は下水道レベルの処理効果があると考えられたため，これらの処理方法および下水道を第 1 グループ，その他の単独浄化槽，し尿処
理施設を第 2 グループとして公共用水域に流入する
1 人あたり汚濁負荷量を比較検討することを試みた
ところ，本研究の対象流域の場合には，必ずしも仮定した 2 つのグループには区分されずに，水質項目ごとに異なる結果となった．特に，COD，TN，TP
で下水道人口の公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量が大きくなる傾向が見られた．この原因の1 つとして，流達率が小さいことが考えられる．流
達率の算定には，河口部における汚濁負荷量の算定が必要であり．この値の精度が増すことにより，計算の全体の精度を向上させることが可能である．
海老川および千葉市都市内中小河川流域で算定した公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量の値を本研究の値と比較すると，下水道，下水道以外とも，全体的に本研究の対象流域とした宍道湖・中海流域の方が小さい値となっていることが分かる．この原因としては，下水道については，漓設計上の処理性能が優れている，滷維持管理が安定している，
等が考えられる．他の活排水処理種類については，
漓検討対象とした河川の自浄作用が実際に大きいまたは過大に算定された，滷宍道湖・中海流域の個々の処理施設の設計上の性能が優れている，澆海老川
および千葉市都市内河川流域において事業系等の生

60

都筑良明

活排水以外の負荷量を過小評価したために，公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量の値が実際の値よりも過大に算定された，等が考えられる．
ここで，漓については，先述の流達率と関連するものである．滷については，農業集落排水処理施設，
コミュニティプラントが対象となり，本研究においては忌部地区農業集落排水処理施設の値を用いた．
本研究においては，公共用水域の水質データに関して，河川流量のデータの入手が困難であった．宍
道湖・中海流域では，流量と汚濁負荷量について，
L（河川流量）−Q（汚濁負荷量）式，原単位による積み 上 げ 方 式 の 比 較 検 討 が 行 な わ れ て い る（相 崎（編），2005）．これらの点については今後の検討課題としたい．
4.3 一般市民への情報提供：生活排水の環境家計簿の活用等
水質汚濁に関する一般市民への啓発活動として
は，下水道，農業集落排水処理施設への接続を啓発する水洗化に関するパンフレット（松江市，2000a,b）があり，接続後の注意事項として，野菜くずや残飯を流さない，天ぷら油などの廃油を流さない，洗剤の使用を自粛する等が示されている．また，松江市生活排水対策推進計画（松江市，2002）によると，10 年程前から生活排水対策普及啓発活動を行うための研修会，市民参加による水質浄化実践活動，生活排水対策推進事業補助金（平成 7 年度で廃止），小学生を対象とする水辺の教室，環境にやさしい料理
教室，廃油からの粉石けんづくりの支援と肥料作りの実施，生活排水処理施設未整備地区を対象とする
細目ストレーナーの配布等を行っている．
本研究で提案している環境家計簿は，日々の汚濁負荷削減を目的とする活動を記載，入力することにより，流域別，排水処理種類別の公共用水域への 1人あたり汚濁負荷量の算定を行うことができる．松江市でも行われている身近な水辺環境の体験活動等に加えて，排水処理の環境家計簿を用いることにより，自分たちの生活と宍道湖・中海の水質汚濁との関係が以前よりも明確になり，市民の水質への関心も増すであろう．
また，河川を中心とする水質関連データの入手に際して，千葉県の海老川，千葉市内の河川の水質関連データの入手の際には，HP から詳細データを入手することができるようになっていたり，CD-R 等の電子媒体によるデータの提供が制度化されていたりした．これに対して，宍道湖・中海流域の水質関連データはほとんどが印刷媒体によるものであった．水質等のデータの提供について，両湖の湖沼水質保全計画（島根県，2005；島根県・鳥取県，2005）
においても環境データの整備を進めることが方針とされており，行政区や流域の人口規模等の差も考慮する必要があるだろうが，今後のデータ公開の整備の進展を望みたい．

5 結論

松江市内 4 河川の流域の流域別，処理種類別の公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量を算定した結果，全体的に，千葉県都市部の中小河川で算定した値よりも小さい値となった．この原因として
は，下水道人口以外については，漓河川の自浄作用が実際に大きいあるいは過大に算定された，滷本研
究の対象流域の個々の処理施設の設計上の性能が優れているか維持管理が安定している，澆海老川および千葉市都市内河川において，その算定条件よりも事業系等の負荷量の影響が実際には大きく，これらの流域における公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量が実際の値よりも過大に算定された，等が考えられ，これらの点については今後の検討課題としたい．
宍道湖・中海流域の都市用水について検討した結果，宍道湖流域下水道は，斐伊川の流量の約 2％，松江市内 4 河川の流量の約 26％ に相当する洪水緩和機能があると考えられた．
公共用水域の水質データを含めて，水質汚濁削減のための定量的なデータの提供が，今回のような解析を行うには不足しており，これまで検討を行った
千葉県のいくつかの都市に比べても少ないと考えられた．水質等のデータの提供については，今後の整備の進展に期待したい．

参考文献・資料
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61

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版，54 pp.
島根県・宍道湖流域下水道管理事務所（2003）
宍道湖
流域下水道維持管理年報（東部処理区）平成 15 年
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DRAFT, 60 pp.

LAGUNA（汽水域研究）12，63〜67 頁（2005 年 6 月）
LAGUNA 12，pp.63−67（2005）

沖縄県石西礁湖における海草藻場保全地域の選定に関する研究：
どの海草藻場を保全すれば魚類の種多様性が維持できるか
堀之内正博1・中村洋平2・佐野光彦3・澁野拓郎4
Priorities in seagrass bed selection for the conservation of resident fishes.
Sekisei Lagoon, a case study
Masahiro Horinouchi1, Yohei Nakamura2, Mitsuhiko Sano3 and Takuro Shibuno4

Abstract: Seagrass habitats on coral reefs support unique fish assemblages. Accordingly,
preservation of both coral areas and associated seagrass habitats is essential for maintaining
high levels of biodiversity of coral reefs. This study aimed to clarify the fish assemblage
structures in six extensive seagrass beds in the Sekisei Lagoon, viz. east of Iriomote Island,
north of Kuro Island, east and west of Kohama Island and east and west of Taketomi Island,and determine which beds were most suitable for preservation, thereby conserving the resident
fish species. Six combinations of the seagrass beds covered all of the seagrass-specific species,
with the partial exception of Halichoeres melanurus. However, preservation of coral areas,
where both juveniles and adults of that species are abundant, should suffice, thereby making
each of the combinations tenable. However, the combinations including the seagrass bed northof Kuro Island supported relatively fewer fish individuals, therefore being less cost effective
than the other combinations. In conclusion, in the case that not all of the seagrass beds are able
to be preserved for some reason, a combination of those east of Iriomote Island, east and westof Kohama Island and west of Taketomi Island, or the alternative combination of those beds
plus that east of Taketomi Island, should be preserved, in order to provide permanent habitats
for the overall seagrass fish community.
Key words: fish-species diversity; reservation; seagrass bed; Sekisei Lagoon

1

2

3

4

島 根 大 学 汽 水 域 研 究 セ ン タ ー Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University, 1060 Nishikawatsu-cho, Matsue,
Shimane 690-8504, Japan（e-mail address: hori@soc.shimane-u.ac.jp）
琉球大学大学院理工学研究科 Department of Marine and Environmental Sciences, Graduate School of Engineering and Science, University of
the Ryukyus, 1 Senbaru, Nishihara, Okinawa 903-0213, Japan
東 京 大 学 大 学 院 農 学 生 命 科 学 研 究 科 Department of Global Agricultural Sciences, Graduate School of Agricultural and Life Sciences, The
University of Tokyo, 1-1-1 Yayoi, Bunkyo-ku, Tokyo 113-8657, Japan
水産総合研究センター西海区水産研究所石垣支所 Ishigaki Tropical Station, Seikai National Fisheries Research Institute, 148-446 FukaiOhta, Ishigaki, Okinawa 907-0451, Japan63

堀之内正博・中村洋平・佐野光彦・澁野拓郎

64

は

じ

め

に

沖縄県八重山諸島の石垣島と西表島の間には石西礁湖と呼ばれるわが国最大規模のサンゴ礁地帯がある．この海域では 360 種以上のサンゴが確認されており（西平・Veron, 1995），世界的にも貴重なサンゴ
礁の一つといえる．しかし，1970 年代以降，八重山
諸島のサンゴ礁は陸域からの赤土の流入やオニヒト
デによる食害，さらにはサンゴの白化現象などにより大きな被害を受けてきた．さらに近年，石西礁湖
でオニヒトデが再度大発生することを示唆する調査
結 果 も 報 告 さ れ て お り（例 え ば 上 野，2004；與，
2004），この海域のサンゴ礁の保全対策をたてることは緊急の課題となっている．
八重山諸島などの熱帯域では，サンゴ礁の内側の砂泥地などに，被子植物のアマモ類が形成する大規模な群落，すなわち海草藻場がしばしばみられる．
サンゴ礁域に存在する海草藻場には，サンゴ域（造礁サンゴが繁茂している場所）ではみられない魚類
がかなり生息しており，また，サンゴ域を主な生息場所とする魚類の一部が，このような海草藻場を索餌場所や稚魚期の成育場などとして利用していることがわかっている（例えば Nagelkerken et al., 2000；
澁 野，2004; Nakamura et al., in press）．し た が っ て，
海草藻場はサンゴ礁の高い生物多様性の維持に大きく貢献しており，石西礁湖の生物多様性を保全しようという際には，保全の対象に海草藻場も含める必要があると考えられる．しかし，この海域内には，海草藻場が散在しており，それらすべてを保全することは現実的に難しいことも考えられる．そのような場合，保全すべき海草藻場を選ぶ必要がある．その際，すべての魚種をとりこぼすことなく保全する
ように場所を選ぶのか，それとも，種数の多い場所を選ぶのか，という大きな二つの選択肢がある（辻・椿，2004）．そこで，本研究では，前者の立場をとった場合，石西礁湖の海草藻場の魚類を保全するには，どのように海草藻場を選べばよいのか，一つの具体例を示すことを目的とした．すなわち，石西礁
湖に存在する主要な 6 つの海草藻場を対象に魚類群
集構造調査を行い，これら 6 つの海草藻場の中からいくつかを選んで保全しなければならない場合，どの海草藻場を選べば実質的に海草藻場の魚類をすべて保全することができるのか，明らかにすることを目的とした．

図 1． 調査を行った海草藻場の位置（●）．破線は礁縁を示す．IE，西表東；KN，黒島北；KW，小浜西；
KE，小浜東；TW，竹富西；TE，竹富東．
Fig. 1. Location of Sekisei Lagoon and studied seagrassbeds（●）. Dotted line, reef margin. IE, bed east of Iriomote
Island; KN, bed north of Kuro Island; KW, bed west of
Kohama Island; KE, bed east of Kohama Island; TW, bed
west of Taketomi Island; TE, bed east of Taketomi Island.

方法

調査は，2004 年 7 月に沖縄県八重山諸島の石西礁
湖内に点在する 6 つの海草藻場（西表島東岸，黒島北岸，小浜島の西岸と東岸，および，竹富島の西岸と東岸．以下，これらの海草藻場をそれぞれ，西表東，
黒島北，小浜西，小浜東，竹富西，竹富東と呼ぶことにする）で行った（図 1）．各海草藻場において，1m×20 m のトランセクトを 5 本設置し，トランセク
ト内に出現した各魚種の個体数を SCUBA 潜水で目視計数することによって，各海草藻場における魚類群集の構造を明らかにした．なお，本論文では，この調査によって記録された種のみを便宜的に石西礁
湖の海草藻場の魚類とみなし，以降の解析を行った．
まず，各海草藻場に出現した魚類の種組成をもとに，これら 6 地点の海草藻場をさまざまに組み合わせることによって表現される種の集合を求めた．各組み合わせにおいて出現しなかった種があった場合には，その種が海草藻場にのみ生息する魚類なのか，それともサンゴ域でもみられるものなのかを調べた．なお，サンゴ域に出現する魚類の種組成については，澁野ほかが 2002 年と 2003 年の 9 月にそれぞれ石垣島宮良湾と石西礁湖シモビシのサンゴ域において行った目視観察調査の結果（澁野ほか，未発沖縄県石西礁湖における海草藻場保全地域の選定に関する研究：
どの海草藻場を保全すれば魚類の種多様性が維持できるか65

図 3．海草藻場特有の種をすべて表現する海草藻場の組み合わせにおける多様度指数およびトランセクトあたりの個体数．縦線は標準偏差．
Fig. 3. Shannon-Wiener index values and mean number ofindividuals obtained from each combination of seagrassbeds covering all seagrass-specific fish species. Bars
indicate standard deviation. Abbreviations given in Fig. 1.

図 2．各海草藻場におけるトランセクトあたりの種数（a）と個体数（b）および多様度指数（c）．縦線は標準偏差．
Fig. 2. Mean numbers of species（a）and individuals（b）, andspecies diversity（c）of the fish assemblage in each seagrassbed. Bars indicate standard deviation. Abbreviations given
in Fig. 1.

表データ）を用いた．さらに，各組み合わせにおける各種の密度の相対的な 割 合 を も と に 多 様 度 指 数（Shannon-Wiener index）も算出し（Krebs,1998），海草
藻場の魚類を実質的にすべて網羅して，かつ多様性も高く維持するには，どのように海草藻場を組み合
わせればよいのか，検討した．

結

果調査を行った 6 つの海草藻場には合わせて 15 科
46 種の魚類が出現した（表 1）．このうち，シロクラ
ベ ラ（Choerodon shoenleinii）や ク サ ギ ン ポ（Enneapterygius minutus）などの 30 種は，調査地のサンゴ域にはまったく出現しないか，あるいは出現した場合でも個体密度は相対的に低い，いわば海草藻
場特有の種であった．
トランセクトあたりの種数や個体数には，海草藻場間で有意な差がみられた（一元配置分散分析，種数，F5,24＝8.3，P ＜0.001，個 体 数，F5,24＝12.5，P ＜0.001）（図 2）．すなわち，黒島北以外の海草藻場の間では種数や個体数に 違 い は み ら れ な か っ た が（Tukey-Kramer test，いずれの組み合わせにおいてもP ＞0.47），黒島北の海草藻場では他の海草藻場と比べて有意に少なくなっていた（Tukey-Kramer test，いずれの組み合わせにおいても P ＜0.01）．同様の傾向は総種数にもみられ（表 1），また多様度指数についても黒島北で顕著に低くなっていた（図 2）．
これらの海草藻場を様々に組み合わせてみたところ，西表東―黒島北―小浜東―竹富西や，西表東―
小浜西―小浜東―竹富西など，6 つの組み合わせで，海草藻場特有の種をすべて網羅することができた（表 2）．これらの各組み合わせにおける多様度指数
は 3.48 から 3.89 の値をとった（図 3）．海草藻場の数が同数の組み合わせの間で個体数を比べたところ，
統計的には有意でないものの，いずれも黒島北を含
まない組み合わせで多くなっていた（図 3）．

66

堀之内正博・中村洋平・佐野光彦・澁野拓郎
表 1．各海草藻場に出現した魚種とそれらの観察個体数．＊，石垣島宮良湾と石西礁湖シモビシのサンゴ域に 10 本ずつ設定したトランセクト内（一本あたり 40 m2）には出現しなかった種a．IE，
西表東；KN，黒島北；KW，小浜西；KE，小浜東；TW，竹富西；TE，竹富東．
Table 1. Numbers of individuals recorded of each fish species observed in the seagrass beds in Sekisei
Lagoon. ＊, species not observed in coral area transectsa. Abbreviations given in Fig. 1.

a, including species observed outside coral area transects.

沖縄県石西礁湖における海草藻場保全地域の選定に関する研究：
どの海草藻場を保全すれば魚類の種多様性が維持できるか
表 2．海草藻場のみに出現する種をすべて表現できる
海草藻場の組み合わせと、それらの各組み合わせにおいて表現できなかった種数．
Table 2. Combinations of seagrass beds covering all
seagrass-specific fish species, and numbers of species
missed by these combinations. Abbreviations given in
Fig.1.

とができることが明らかになった．

謝

考

察

石西礁湖において，海草藻場特有の種をすべて網羅するには，調査を行った 6 つの海草藻場のなかから少なくとも 4 つを選んで組み合わせることが必要であり，そのような組み合わせは 6 通りあることがわかった．ただし，これらの組み合わせでは，ベラ科のカザリキュウセン（Halichoeres melanurus）を表現できない場合があった．しかし，この種はサンゴ域に稚魚から成魚まで様々な個体が多数出現するため（澁野ら，未発表データ），サンゴ域が保全されるのであれば，海草藻場保全の際には考慮に入れなくてもほとんど問題にはならないと思われた．さらに，多様度指数の値にあまり違いがなかったことから，海草藻場保全に際して，これらの組み合わせのいずれを選んでも，実質的に海草藻場魚類をすべて網羅し，かつ魚類の多様性を高く維持することは基本的に可能であると考えられた．ただし，黒島北岸の海草藻場における魚類の種数と個体数は非常に少ないので，保全する海草藻場が同数の場合，この場
所を含めない組み合わせのほうが，相対的により多くの海草藻場魚類を保全できることがわかった．すなわち，何らかの制約によって海草藻場をすべて保全することができない場合には，次善の策として，
西表東―小浜西―小浜東―竹富西，あるいは西表東―小浜西―小浜東―竹富西―竹富東の組み合わせで海草藻場を保全すれば，効率的に海草藻場の魚類をすべて保全し，かつ魚類の多様性を高く維持するこ辞本研究は環境省地球環境研究総合推進費（F−5 サンゴ礁生物多様性保全地域選定に関する研究）により行われたものである．また研究を行うにあたって
甚大なご協力をいただいた，本プロジェクトのメン
バーおよび水産総合研究センター西海区水産研究所
石垣支所亜熱帯生態系研究室および自然環境研究センターの皆様，グラハム・ハーディー博士に深謝する．

参*, Halichoeres melanurus

67

考

文

献

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LAGUNA（汽水域研究）12，69〜72 頁（2005 年 6 月）
LAGUNA 12，pp.69−72（2005）

A comparison of fish assemblages from seagrass beds andthe adjacent bare substrata in Lake Hamana, central Japan
Masahiro Horinouchi1
Abstract: The fish species richness and abundances were compared between the seagrass beds
and the neighoboring bare sand substrata at two sites i.e. Megaura and Yokoyama in Lake
Hamana, central Japan from March to May each year in 1998, 1999 and 2000. The species
richness in seagrass beds were higher than those in the bare substrata and the species
composition and the relative abundance of each species differed between them. The mean
numbers of individuals and the species diversity, however, did not differ between the two
habitat types. Such phenomena may be due to the seasonal changes in habitat structure of thestudied seagrass beds.
Key words: Seagrass bed; sand flat; species richness; fish abundancefish species and individuals than adjacent unvegetatedareas, was examined.

Introduction
It is widely accepted that seagrass beds support large
numbers of fish species and individuals, and provide
nursery habitat for juveniles of many species, comparedto adjacent unvegetated areas which have different fish
assemblages, usually characterized by fewer species andfewer individuals (e.g., Kikuchi, 1974; Adams, 1976;
Weinstein and Heck, 1979; Beckley, 1983; Pollard,
1984; ; Sogard, 1989; Connolly, 1994; Edgar and Shaw,
1995). The structural complexity composed by seagrassleaves is considered one of the major factors responsible
for such differences in habitat use, because it provides
varied microhabitats and protection from predators, andenables food to be supplied in ways not available in theabsence of seagrass. Some workers have shown,however, that seagrass may not necessarily support alarger number of fish individuals than adjacent baresubstrata (e.g., Heck and Thoman, 1984; Howard et al.,
1989; Ferrell and Bell, 1991). To date, there have beenfew studies which have compared the relative importancefor fishes of seagrass and adjacent sand habitats inJapanese coastal systems.
In this study, the hypothesis that seagrass beds in Lake
Hamana, Japan, supported a relatively larger number of1Materials and Methods
The study was carried out over seagrass beds (Zostera
marina) and adjacent shallow sand substrata at Megaura
and Yokoyama bordering Lake Hamana in the westernpart of Shizuoka Prefecture (Fig. 1). The study period
was from March to May each year in 1998, 1999 and2000. At the study sites, the seagrass which constituted
the beds was annual, growing heavily during Marchthrough May, but dying back in other months. The areasof seagrass beds at Megaura and Yokoyama were ca. 1.5
ha and 16 ha, respectively, being in 2−5 m depth. The
adjacent sand flats studied were 0.5−2 m depth.
Visual censuses using SCUBA were made monthly
between 10:00 and 16:00. At each site, five transects 10
m long and 1 m wide were randomly established in boththe seagrass bed and adjacent sand flat, using a scaled
tape. The transect width was estimated visually, thesetransects being at least 10 m apart from each other. Allfish individuals within each transect were counted and, if
possible, the total length (TL) of each individual
estimated to the nearest 5 mm with a transparent ruler.

Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University 1060 Nishikawatsu, Matsue, Shimane 690-8504, Japan(e-mail address: hori@soc.shimane-u.ac.jp)

69

70

Masahiro Horinouchi

Table 1. List of fish species occurring over Zostera beds
and adjacent sand flats at Megaura and Yokoyama study
sites and size ranges (mm TL) of individuals of each month.
Data were pooled for sites and years because of the lack ofany significant differences in size ranges of individuals ofeach species.
-, no individuals observed; + size not measured.

Fig. 1. Map of the study sites. a: census area at Megaura;
b: census area at Yokoyama.

To evaluate the species diversity of fish assemblages, theShannon-Wiener diversity index (H’) was calculatedusing the relative abundance of each species in each
assemblage.
A four-way ANOVA was employed to test whether or
not fish species richness and total fish abundance
differed between the seagrass habitat and adjacent sandflat, with habitat type, site, month and year as fixedfactors . All data were log-transformed . Suchtransformation, however, did not produce homogeneous
variances. Therefore, in order to compensate for theincreased likelihood of Type 1 error, the significancelevel was set atα＝0.01 (Underwood, 1981).
To examine the overall patterns in similarities of
species composition in these habitats, the Bray-Curtis
similarities were calculated based on the mean density
data of each species, and were applied to a cluster
analysis with group-average linking. As a basis forgrouping the assemblages, a level of similarity value of
60 (relatively high overlap value) was arbitrarily
adopted, so as to avoid grouping assemblages by chance.
In these analyses, Chaenogobius spp. or Gymnogobius
spp. were regarded as single species, because they often
occurred as mixed species schools.
All of these analyses were carried out on SPSS for
Windows, Release 12.0 J.

Results
Fish species richness and abundance. A total ofnineteen species were recorded, most of the individuals
being juveniles of relatively small body size (Table 1).
Eighteen species occurred in the seagrass habitat, and 9
in the bare habitat. Ten species were restricted to theseagrass beds, and 1 species to the sand flats, theremainder occurring in both habitats.
Four-way ANOVA revealed that the mean number offish species in the seagrass beds was significantly higher
than that in a bare habitat overall (P <0.01) (Fig. 2a).
Interactions among fixed factors, in all cases except thepair of months and sites, were significant (all P <0.01).
Four-way ANOVA detected no significant differencein the mean number of fish individuals between theseagrass and bare habitats overall (P >0.8), but foundsignificant interactions between habitat type and otherfixed factors (all P <0.001) (Fig. 2b).
Species diversity of fish assemblages. H’ value ranged
from 0 to 1.93 for seagrass fish assemblages, and from 0
to 1.50 for sand-flat fish assemblages, the mean values
not differing between the two habitat types (0.88±0.64 S.
D. for seagrass fish assemblages and 0.51±0.44 S.D. forsand-flat fish assemblages; t-test, P >0.07) (Fig. 3).
Similarities among assemblages. At the similarity
value of 60, fish assemblages were divided into 21
groups (Fig. 3). Of them, only five groups contained
plural members. The rests were grouped separately fromeach other.

A comparison of fish assemblages from seagrass beds and the adjacent bare substrata in Lake Hamana, central Japan

Fig. 2. Mean numbers of fish species (a) and individuals (b)per 10 m2 in the seagrass and sand habitats. Data werepooled for months, sites and years, because the main
purpose of the present study was a comparison of fish
species richness and abundance between the two habitat
types. Bars indicate standard deviation.

Discussion
The results of the present study afforded no evidence
for the hypothesis that the seagrass beds support larger
number of fish individuals compared to the adjacentunvegetated areas.
While the three-years total and the mean fish species
numbers in the seagrass beds were surely higher thanthose in the sand flats, the mean numbers of individuals
and the species diversity index values did not differ
between the two habitats overall. The strong interactions
suggested that fluctuation patterns of fish specie richness
and abundance of the assemblages were highly variable
among habitat types, sites, months and years. In addition,
few groups containing plural members in thedendorogram indicated the assemblage structures werehighly variable in both habitat types at the present study
sites. These may have been partly due to seasonal

71

Fig. 3. Dendrogram showing the clustering of the species
composition obtained from each habitat at each site in eachmonth of each year based on density data. M, Megaura; Y,
Yokoyama. H’, Shannon−Wiener index.

changes in habitat complexity of the studied seagrassbeds. At the present study sites, seagrass flourishes
almost entirely during March through May each year
dying back in other months (M. Horinouchi, per. obs.).
Seagrass fish which newly-recruited to the beds, may
have to leave them as the seagrass died back. If, on theother hand, the above-ground seagrass biomass
maintained a consistent level all year round, such fishes
may be able to complete the remainder of their life cyclein such beds. As a result, individuals belonging tovarious year classes could become permanent residents,
contributing to a relatively rich seagrass fish faunacompared to adjacent bare substrata. Such a phenomenon
was observed in a Zostera marina bed at Aburatsubo,
Kanagawa Prefecture, central Japan, where seagrassflourishes all year round (M. Horinouchi, unpubl. data).
On the contrary, most individuals seen in the present
seagrass beds were new recruits, resulting in a relatively
poor fish fauna overall.
The general conclusion provided by the present study

72

Masahiro Horinouchi

was that seagrass beds do not always support larger
numbers of fish individuals, or be characterized bygreater fish species diversity, compared to the adjacentunvegetated areas.

Acknowledgements
I am grateful to Akinori Hino, Yuzuru Suzuki, Ken
Okamoto, Shigeru Aoki, Naoki Mizuno, Takuhiko
Takase, Masuo Iida and the staff of the Fisheries
Laboratory, University of Tokyo, for their generous
assistance in the field work. Constructive comments on
the manuscript from Mitsuhiko Sano and Graham Hardy
were much appreciated. I thank the fishermen’s Unionsin Lake Hamana for their permission to dive using
SCUBA. This paper was supported by Mikimoto Fundfor Marine Ecology and Grants-in Aid for Young
Scientist (B) from the Ministry of Education, Science,Sports and Culture of Japan (No 15780134), and is acontribution from the Fisheries Laboratory.

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107.

LAGUNA（汽水域研究）12，73〜79 頁（2005 年 6 月）
LAGUNA 12，pp.73−79（2005）

島根県出雲平野西部における沖積層コアの貝形虫群集
石田

桂1・高安克已2

Ostracode assemblages of alluvium sediment coresin the western part of Izumo Plain, Shimane Prefecture.
Katsura Ishida1 and Katsumi Takayasu2

Abstract: Fossil ostracode assemblages of alluvium sediments are investigated in the westernpart of Izumo Plain to discuss detailed paleoenvironments of the “paleo Shinji Bay”. Four
samples from core in Lake Jinzai and seven samples from core in Hishine-Ike were selected forthis study. Thirty-four genera and 71 species fossil ostracodes are recognized. Fossil ostracodeassemblages in this study are close to those of the recent Lake Nakaumi. Two ostracodespecies, Bicornucythere bisanensis and Spinileberis quadriaculeata, are mostly dominated inboth core. It indicates that Lake Jinzai and Hishine-Ike were located in central part of the“paleo Shinji Bay” in 2-9 water depth between 9500-8000 yr. BP. The bay mouth ostracodefauna in mud bottom in the recent Nakaumi occurred in the middle part of the core from
Hishine-ike. It shows that the reduction of the “paleo Shinji Bay” occurred at lease one time.
Spinileberis quadriaculeata shows very low percentage in core from Hishine-Ike, though it
represents relatively high in core from Lake Jinzai. This suggests that southwestern part of the“paleo Shinji Bay” was more oxic conditions compared with northwestern part.
Key words: fossil ostracode; Izumo Plain; Lake Jinzai; the Holocene

は

じ

め

に

が分かっている（山田ほか，2003）．また，有孔虫化石を用いた生物学的検討も行われており，暖水塊や外洋水の影響などが議論されている（高田・高安，
2003；山田ほか，投稿中）．本研究では，これら 2本のコアに含まれる貝形虫化石を検討し，古宍道湾のより詳細な古環境を議論する．

出雲平野西部地域は，縄文海進時には現在の宍道湖東岸を含めた大きな古宍道湾（徳岡ほか，1990）を形成していたと考えられ，出雲平野の形成史を解明するだけでなく，歴史的にも非常に興味深い地域である．近年，これまで報告が少なかった出雲平野西部において数本の柱状試料が掘削され，堆積相および堆積物の化学分析などを複合した古環境の復元が行われた（山田ほか，2003；山田ほか，投稿中）．こ
れらの柱状試料のうち，神西湖湖心部および菱根池で採取された 2 本（JZ-01，HS-02）については，詳細な堆積年代が決定されほぼ連続した試料であること

12

試料および処理方法
出雲平野西部に位置する神西湖中央部（JZ-01）および菱根池（HS-02）において掘削された柱状試料を用いて，貝形虫化石の検討を行った（図 1）．
1．
JZ-01 コア

信州大学理学部地質科学科 Department of Geology, Faculty of Science, Shinshu University, 3-1-1, Asahi, Matsumoto 390-8621, Japan
島根大学 Shimane University 1060, Nishikawatsu, Matsue 690-8504, Japan

73

74

石田

桂・高安克已

図 1．島根県出雲平野西部および JZ-01,HS-02 両コアの採取位置．
Fig. 1. Maps showing western part of Izumo Plain and sampling site of JZ-01 and HS-02 cores.

神西湖は面積 1.35 km2，平均水深 1.1 m の小さな湖であり，本コアは神西湖中央部の水深 1.55 m の地点
でシンウォールコアサンプラーによって採取された．全長は 24.3 m で，下位より暗灰色砂礫砂，有機質粘土層を含む暗灰色シルト層，灰色シルト〜細砂層，下位を削り混んだ細〜中砂層，平行葉理が顕著な黒灰色泥層，シルト〜粘土層が重なる（山田ほか，
2003）．採取した柱状試料は約 1 cm の層厚に区分し，高田・高安（2003）に示される手順で処理された．本
コアは常温で保管されていたため大部分の石灰質が溶解していると推定される（高田・高安，2003）
ことから，計 73 試料のうち，泥質石灰質砂からなり有孔虫化石が産出した 4 試料
（JZ-01 23-27，22-88，22-49，
22-20）について検討を行った．
2．
HS-02 コア島根県簸川郡大社町遥堪地区，高浜川右岸の地点（北緯 35°23’，東経 132°
43’，標高 1.56 m）
において，
シンウォールコアサンプラーを用いて採取された．
全長は約 40.0 m で，11 試料について14C 年代測定が行われた（山田ほか，投稿中）．本コアの岩相は 7
つのユニットに区分され，下位より中〜細粒砂層，
貝化石が散在する暗灰色粘土および砂泥互層，平行葉理の発達する暗灰色シルト〜泥層，生物擾乱が認められる塊状灰色泥層，暗灰色泥層，逆級化を示す
砂質シルト〜礫層，植物片を含む灰褐色泥層が重なる．
10 cm ご と に 分 割 さ れ た 柱 状 コ ア 試 料 に つ いて，堆積物の全硫黄量の層位分布から塩水の影響下で堆積したと推定される層準から約 10−40 cm の層
位間隔になるように 53 試料を採取し，山田ほか（投稿中）に示す方法で処理を行った．そのうち，貝化石が散在する暗灰色粘土および砂泥互層の有孔虫化石が産出した 7 試料（HS-02 41-35，39-13，38-61，3842，38-23，38-02，36-03）
について（山田ほか，投稿
中），貝形虫化石を検討した．
両コア試料の残差は貝形虫化石が 200 個体程度になるように適宜分割し．そこから 115μm 以上の大きさのすべての個体を実体顕微鏡下で拾い出し，同定した．個体数については左右片殻をそれぞれ 1 個
体と数え，合弁については合わせて 1 個体とした．

結果

検討した 11 試料すべてから，34 属 71 種の貝形虫化石が産出した（表 1，図 2）．得られた貝形虫化石の結果から，Shannon-Weaver 関数により種多様度および均衡度を，
また，各試料の種数，
1 g あたりの個体数を求めた．種多様度・均衡度については，
25 個体以上産出した試料を対象とした．両地域の 11 試料については，Bicornucythere bisanensis および Spinileberis
quadriaculeata が全産出個体の 41.7％ と 15.17％ をそれぞれ示し，大部分がこの 2 種で占められる（表1）．これらの種は現在の内湾泥底に優占する（例えば池谷・塩野，1993）．
神西湖の全 4 試料は 70％ 以上が先述の 2 種で占め
ら れ て い る．中 部 層 準 の 2 試 料 は Loxoconcha
tosaensis や Loxoconcha uranouchiensis に代表される
湾沿岸浅海域を示す Loxoconcha 属，湾中央部泥底に生息する Pistocythereis bradyi が割合は低いが共産する．種数は貝形虫化石が産出した層準の最上部及び最下部で低く，中部の 2 試料で 8-13 種と高くなる傾島根県出雲平野西部における沖積層コアの貝形虫群集
表 1．神西湖（JZ-01）および菱根池（HS-02）のコアから産出した貝形虫化石のリスト．
Table 1. List of fossil ostracodes from the JZ-01 and HS-02 cores.

75

76

石田

桂・高安克已

図 2．神西湖（JZ-01）および菱根池（HS-02）コアから得られた貝形虫化石の電子顕微鏡写真．スケールバーは 100μm.
Fig. 2. Scanning electron micrographs of fossil ostracodes from Cores JZ-01 and HS-02. Scale bar＝100μm.
1. Aurila cymba（Brady）, adult, right valve, HS-02 38-42. 2. Australimoosella tomokoae（Ishizaki）, adult, right valve, HS-02 38-42. 3. Amphileberis nipponica（Yajima）, adult, left valve, HS-02 38-42. 4. Bicornucythere bisanensis（Okubo）, adult, male,right valve, JZ-01 23-27. 5. Bicornucythere bisanensis（Okubo）, adult, female, right valve, HS-02 38-61. 6. Cythereomotenipponica Hanai, adult, right valve, HS-02 38-23. 7. Cythere nishinipponica Okubo, adult, right valve, HS-02 38-42.
8. Loxoconcha optima Ishizaki, adult, left valve, HS-02 38-42. 9. Loxoconcha tosaensis Ishizaki, adult, right valve, JZ-01 2288. 10. Neonesidea oligodentata（Kajiyama）, adult, right valve, HS-02 38-61. 11. Pistocythereis bradyi（Ishizaki）, adult, left
valve, JZ-01 22-88. 12. Spinileberis quadriaculeata（Brady）, adult, right valve, JZ-01 22-88. 13. Xestoleberis hanaii Ishizaki,
adult, left valve, HS-02 38-41.

島根県出雲平野西部における沖積層コアの貝形虫群集

77

図 3．神西湖（JZ-01）および菱根池（HS-02）のコアから得られた試料における貝形虫優占種の産出頻度，1 g あたりの個体数，種数，種多様度および均衡度．
Fig. 3. Diagram showing relative abundance of dominant ostracode taxa, number of specimens per 1 g of sediment sample,
number of species, diversity and equitability in each samples from cores JZ-01 and HS-02.

向にある（図 3）．種多様度は 1.0 前後と極めて低く，最上部および最下部の試料は 0.67−0.70，中部の 2
試料は約 1.34 である．均衡度は試料によって 0.2−0.9
と異なる．
一方，
菱根池の試料では，優占する内湾泥底 種 の 2 種 が 占 め る 割 合 は，18.6−58.6％ と 変 化
し，最上部および最下部の試料では B. bisanensis が約 50％ を占めるのに対し，中部の 4 試料は 30％ 程
度とやや低い．試料 39-13 は Loxoconcha 属が最も高い割合を示し，ついで S. quadriaculeata，X. hanaii，B.
bisanensis，Munseyella sp., Nipponocythere bicarinata
が高い割合 を 占 め る．試 料 38-61 は，B. bisanensis
が全体の約 30％ を占め，N. bicarinata（11.6％），X.
hanaii（7.0％）が続いて産出する．試料 38-42 は B.
bisanensis が 全 体 の 30％ を 占 め，つ い で Cythere
nishinipponica （ 15.3％ ），Neonesidea oligodentata（14.1％），S. quadriaculeata（8.2％）が高い割合を占める．試料 38-23 では，B. bisanensis の割 合 は 18.6％になり，Loxoconcha 属や Cythere uranipponica，N.
oligodentata，Trachyleberis niitsumai などの沿岸種が比較的高い割合で産出する．種数は中部の 1 試料
（38-61）
で最大で 41 を示し，他は 20−25 である．種多様度は約 2.0 前後で変動し，中部層準で比較的高く

2.89 を示し，最上部および最下部の試料では 1.78
である．均衡度は 0.3−0.93 の範囲で変動する．

考

察

1．
堆積環境
現 在 の 日 本 周 辺 の 内 湾 は B. bisanensis，S.
quadriaculeata および Cytheromorpha acupunctata の 3種が優占し，種多様性の低い貝形虫群集によって特徴づけられる（池谷・塩野，1993）．また，これらの3 種は水深と底質によって生息場所が異なり，B.
bisanensis は主に水深 5−9 m の泥底，S. quadriaculeataは 2−7 m の泥底，C. acupunctata は水深 2 m 前後の砂底に優占して生息している（池谷・塩野，1993）．神西湖の JZ-01 コアから得られた貝形虫化石群集は，各 試 料 の 約 70％ 以 上 が B. bisanensis と S.
quadriaculeata によって占められており，その堆積環
境はおおむね水深 2−9 m 前後の内湾中央部泥底であったと推察される．同コアの堆積物（山田ほか，
2004）および有孔虫化石（高田・高安，2004）によると，これらの試料が堆積した時期は内湾的環境であったと結論づけており，貝形虫化石に基づく解釈

78

石田

桂・高安克已

と調和的である．しかしながら，中部層準の 2 試料
は種多様度もやや高く種数も増加する．これらの層
準では沿岸浅海域に生息する種が産出することから，その堆積場はおおむね湾中央部であるが，やや陸に近い沿岸の影響を受ける場であったと推察される．高田・高安（2004）
は貝形虫化石が産出した最も下位の試料（JZ-01 23-27）は，底生有孔虫の Ammonia
beccarri forma 1 が他層準よりも高い割合を占めることから，より閉鎖的であった可能性を指摘している．B. bisanensis は現在の中海で貧酸素水塊が発達するような低酸素の環境下でも生息できるが，一方S. quadriaculeata は低酸素環境に弱いと言われている（入月ほか，2004）．本試料の貝形虫は B. bisanensisの 割 合 が 他 層 準 と 比 べ て 高 い も の の，S.
quadriaculeata が 20％ を占める．また試料 1 g 中の産出個体数も 236 個でありそれほど低くはないことから，貧酸素水塊が発達した証拠は認められなかった．
神西湖に比べ，菱根池の群集は大きく変化する（図 3）．先述のように，最下部および最上部は B.
bisanensis が高い割合を示し，その堆積場は内湾中央部泥底の水深約 5−7 m であると推定される．
しかし，中部層準の 4 試料は B. bisanensis と S. quadriaculeataに加えて，Loxoconcha 属や Pontocythere 属など沿岸
浅海種が比較的高い割合で産出し，種多様度も高い．現在の中海ではこれらの特徴を持つ群集は，中海湖口部泥底に認められる（入月ほか，2003）．従って，菱根池の堆積環境は少なくとも，下位より水深5−7 m 程度の湾中央部，湖口部泥底になり，最後に水深 5−7 m 程度の湾中央部泥底に変化したと推察される．
山田ほか（投稿中）は菱根池で掘削された同コアの底生有孔虫化石を検討し，最上部の試料は貧酸素環境を好む A. beccari forma 1 で特徴づけられることから，沿岸潟湖深部の酸素に乏しい環境であったと指摘している．貝形虫化石によると湾中央部を示唆する B. bisanensis が多産するものの，他の試料では 5％以上を占める S. quadriaculeata はわずか 0.6％ しか産出しなかった．先述のようにこれら 2 種の生息水
深は類似するものの，S. quadriaculeata は低い溶存酸
素 の 環 境 下 で は 生 息 で き な い．従 っ て，S.
quadriaculeata が低い産出割合を示すことは，無酸素環境に至ったことに起因している可能性がある．
2．
古宍道湾の復元
両地域のコアは14C 年代によって堆積曲線が求められている（山田ほか，2003；山田ほか，投稿中）．
それらに基づくと，本研究で用いた試料はいずれも
約 9500−8000 年前に堆積し，両地域の最上部の試料はほぼ同時代を示すと考えられる．両コアの堆積相
および化学組成分析に基づくと，貝形虫化石を検討した約 9500−8000 年前はエスチュアリーから内湾環境が推定されており，本研究はこれらの結果と一致する．また今回新たに湾の水深は約 2−9 m 程度であり，現在の中海の中央部と類似した水深であったと推定される．当時の古宍道湾は現在の宍道湖東岸までつながった一つの大きな湖を形成しており，その湾口部は現在の神戸川河口付近に存在したと考えら
れている（徳岡ほか，1990；高安編，2001）．これらの古地理図では，調査地域は当時の湾口部近くに位置し，特に菱根池の掘削地点は開いた湾口部から流入する水の影響を強く受けるような場所である．しかしながら今回検討した貝形虫化石はいずれも湾中
央部泥底あるいはより浅い沿岸域，湖口部泥底の群集が推定され，外洋水が流入し，泥を運び去るような湾口部砂底に特徴的な群集はどちらにも認められなかった．加えて，堆積物も泥であった．これらのことは当時の古宍道湾が非常に閉鎖的であり，現在の中海に認められるような湾口部は浅い，あるいは
外海と通じる水路が狭いなど外洋水との交換が容易に行われない環境であったと推察される．また，菱根池の中部層準の試料で湖口部泥底を示す群集が観察されたことは，少なくとも 1 度古宍道湾が縮小し，湖口部が東に移動した可能性を示唆する．
今回得られた貝形虫群集のうち，神西湖の試料に認められた群集は，B. bisanensis と S. quadriaculeataが優占し，干拓事業が開始される以前の 1963 年および 1967 年に調査を行った際に，中海中央部泥底において特徴的な群集であった（Ishizaki, 1969）．一方，
菱 根 池 の 試 料 に 認 め ら れ た Pontocythere 属 やLoxoconcha 属 を 伴 う 多 様 性 の 高 い 群 集 お よ び B.
bisanensis のみが高い割合を占める群集は，現在の中海湖口部および湖央部泥底に認められる．これら
菱根池の群集は 1968 年ごろから開始された中海の干拓事業以前には見られず，より閉鎖的環境になってから現れた群集である（入月ほか，2003）．従って，最上部の試料はほぼ同時期に堆積したと推定されることから，当時の古宍道湾は北西沿岸（菱根池）
より
南西沿岸（神西湖）の方が酸素に富む環境であったと推察される．

島根県出雲平野西部における沖積層コアの貝形虫群集

結論

島根県出雲半島西部の神西湖（JZ-01）および菱根池（HS-02）で掘削されたコア中の貝形虫化石を検討した結果，以下の結論が導かれた．
1．
34 属 71 種の貝形虫化石が産出した．
2．
神西湖および菱根池において掘削した地点は，
約 9500−8000 年前には水深 2−9 m の湾中央部であったと考えられる．また，一部沿岸浅海域や湖口部泥底の環境に至ったと推定される．
3．
菱根池のコアから得られた最上部の試料は，他に比べ Bicornucythere bisanensis の割合は変わらない
ものの，Spinileberis quadriaculeata の割合が低いことから，貧酸素環境下で堆積した可能性がある．
4．
約 9500−8000 年前の古宍道湾は非常に閉鎖的で，容易には外洋水が流入しなかったと推定される．加えてこの時期に少なくとも一度，古宍道湾が縮小した可能性がある．また当時，南西沿岸より北
西沿岸の方が貧酸素の環境であったと推察される．

謝辞

島根大学汽水域研究センターの山田和芳さん，高田裕行さんには試料採取および処理を行って頂き，
未公表データを提供して頂いた．この場を借りて感謝の意を示す．

引

79

用

文

献

池谷仙之・塩野正道（1993）
日本沿岸内湾性介形虫の特性―古環境解析の指標として―．地質論，39:
15−32.
入月俊明・中村雄三・高安克已・坂井三郎（2003）
中海における過去約 40 年間の貝形虫（甲殻類）の群
集変化．島根大学地球資源環境学研究報告，22:
149−160.
Ishizaki, K.
（1969）Ostracodes from Shinjiko andNakanoumi, Shimane Prefecture, western Honshu,
Japan. Sci. Rep. Tohoku Univ., 2 nd Ser.
（Geol.）, 41:
197−224.
高田裕行・高安克已（2004）
神西湖より採取された柱状 試 料 JZ-01 よ り 産 出 し た 有 孔 虫 化 石（予 報）．
LAGUNA（汽水域研究），11: 131−134.
高安克已（2001 編）汽水域の科学 中海・宍道湖を例として．たたら書房，183 pp.
田中源吾・瀬戸浩二・高安克已（1998）美保湾・中海・宍道湖に至る環境と介形虫群集との関係．
LAGUNA（汽水域研究），5: 81−91.
徳岡隆夫・大西郁夫・高安克已・三梨 濶（1990）
中海・宍道湖の地史と環境変化．地質論，36: 15−34.
山田和芳・高田裕行・高安克已（2004）島根県神西湖
堆積物の層序と完新世環境変遷．LAGUNA（汽水域研究），11: 135−145.
山田和芳・高田裕行・高安克已（投稿中）島根県出雲平野西部における完新世の古環境変遷．第四紀研
究．

LAGUNA（汽水域研究）12，81〜87 頁（2005 年 6 月）
LAGUNA 12，pp.81−87（2005）

ノート

音響探査機（SC-3）と曳航式水質計（TPM CLOROTEC）を用いた塩水くさび・塩分躍層調査
徳岡隆夫1・吹田 歩1・立石雅昭2・西村清和3
安間 恵4・松田滋夫5・川澄敏治6・関 達雄6
Saline wedge observation by echo-sounding equipment（SC-3）
and towing type water quality monitor（TPM CLOROTEC）
Takao Tokuoka1, Ayumi Fukita1, Masaaki Tateishi2, Kiyokazu Nishimura3,
Kei Anma4, Shigeo Matsuda5, Toshiharu Kawasumi5 and Tatsuo Seki6
Key words: SC-3 acoustic profiling system; towing type water quality monitor; saline wedge
observation

1．は じ め にで，その結果について報告する．なお，船上でのナ
ビゲーションはフリーソフトの Kashmir 3 D を用いて行った．

河口域の塩水くさびや汽水湖の塩分躍層の調査では躍層面の動きとその上下の水質の変化を時空的に捉える必要がある．前者については塩水くさび音響
プロファイリングシステム（航走式，SC-3 型）が開発され，これまでに中海や江の川において調査が行われ，塩水くさび・塩分躍層の時空的な変化を可視化して捉えられるようになっ た（例 え ば 徳 岡 ほ か，
2001）
．しかしながら，音響探査では水中の音響イン
ピーダンス（密度と音速の積）の異なる境界を捉える
ので，塩分の違いが大きく効いてくることになるが（西村ほか，1994），塩分などの水質については別途測定する必要があり，これまでは停船して測定するなどの方法に拠っていたために，調査に機動性を欠い て い た．今 回，ア レ ッ ク 電 子 株 式 会 社 の TPM
CLOROTEC を上記の音響探査機とともに曳航して調査を行い，効率的な調査を行うことができたの

1
2
3
4
5
6

使用した機器は以下のとおりである．
・塩水くさび音響プロファイリングシステム SC-3型（千本電機株式会社製）（写真 1）
航走しながら 200 kHz の超音波を水面から水底に向かって発信し，塩分躍層で生じる反射波を受信し，塩分躍層の分布，形状を記録断面として捉えることができる．また，反射信号はデジタル化されデータ収録器に記録される（徳岡ほか，2001）．本シ
ステムは，受信部を改良した水中音響探査機本体とデジタル収録装置から構成される．音響探査機本体
は発信部，受信部および感熱式記録部から構成され，従来の装置に比べ，小型軽量化，低消費電力化が図られている．一方デジタル収録装置は，A／D
変換器，シングルボードマイクロコンピュータ，液

徳岡汽水環境研究所 Tokuoka Laboratory for Studies of Brackish Water Environments, Hizu-cho 34-1, Matsue 690-0863, Japan
新潟大学理学部地質科学教室 Department of Geoscience, Faculty of Science, Niigata Univ. Igarashi, Niigata City, 950-2181, Japan
産業技術総合研究所 National Institute of Advanced Industrial Science and Technology（AIST）, Tsukuba 305-8567, Japan
川崎地質株式会社 Kawasaki Geological Engineering Co.Ltd., Minato-Ku, Tokyo 108-8337, Japan
クローバテック株式会社 Clovertech Inc.
アレック電子株式会社 Alec-elctronics, Co. Ltd., Nishi-Ku, Kobe City, 651-2242, Japan

81

82

徳岡隆夫・吹田歩・立石雅昭・西村清和・安間恵・松田滋夫・川澄敏治・関達雄

写真
1．船上に設置した塩水楔音響プロファイリングシステム SC-3（右：デジタル記録器，中央：アナログ記録器； 送
受波器は舷側に固定している．阿賀野川での調査）
2．曳航する TPM CLOROTEC（翼の中央先端から出ているケーブルは船上でのリアルタイム観測用ケーブルで，パソコンに接続；阿賀野川での調査）
3．舷側に固定した塩水楔音響プロファイリングシステム SC-3 と曳航する TPM CLOROTEC よる中海での観測状況
4．船上で音響，水質記録をリアルタイムでチェック，ウインチで TPM CLOROTEC の深度を調節する．阿賀野川での調査）

晶ディスプレー等から構成されており，音響探査機で得たアナログの反射信号をデジタル化しハードディスク等に収録する．同時に液晶ディスプレーに記録をカラー表示し，モニタすることができる．また，GPS 受信機を備えていて，測位データが同時に記録される．
塩水くさび音響プロファイリング
システム SC−3 の仕様概要
水中音響探査機本体
送受波器 周波数 200 kHz 電歪式，指向角 半
減全角 6 度
発信回数 5 回／1 秒
レンジ幅 10 m または 20 m

可測深度 送受波器下 0.4 m−125 m
記録方式 感熱記録方式
アナログ出力 ±5 V オペアンプ出力，5 V 正論理
トリガ出力
デジタル収録装置
12 bit A／D 変換器，シングルボードコンピュータ，
カラー液晶モニタ
外部データストレージ（1 GB フラッシュメモリ）・TPM CLOROTEC（アレック電子株式会社製）（写
真 2）
温度・塩分・クロロフィル a・濁度・深度の各センサを搭載していて，水平分布を求める曳航観測，
鉛直分布を求めるプロファイル観測，時系列変化を音響探査機（SC-3）と曳航式水質計（TPM CLOROTEC）を用いた塩水くさび・塩分躍層調査

83

求める定点連続観測が変更を加えることなく実施できる．データは本体内蔵のメモリーに記録されるが，曳航用強力ケーブルを使用して，船上のパソコ
ンに収録できる．この場合は GPS 位置データの同時記録も可能である．
センサ

タイプ

測定レンジ

分解能

精度

水温

白金抵抗体

−5〜40℃

0.001℃±0.05℃

0.1 秒

電気伝導度 電磁誘導セル 0〜60 mS／cm 0.001 mS／cm ±0.05 mS

0.1 秒

クロロフィル 蛍光散乱光 0〜200μg／l 0.005μg／l±2％ FS

0.2 秒

±2％

0.2 秒

±0.3％ FS

0.1 秒

濁度

後方散乱光 0〜200 ppm 0.005 ppm

深度

半導体水圧

0〜200 m0.3 cm

時定数2．阿賀野川での調査例
2004 年 11 月 19〜20 日に SC-3 と TPM CLOROTECを用いた観測を行った（写真 1，2，4；なお，全体の結果については立石ほかにより別途報告される）．
船速は 3〜4 ノット，後者の測定インターバルは 1秒とした．11 月 20 日の調査例について紹介する．測線 を 図 1 に 示 す．SC-3 に よ る 観 測 結 果 に TPM
CLOROTEC による深度および塩分のデータを重ねて図 2 に，また TPM CLOROTEC による深度・温度・
塩分・濁度・クロロフィル a を図 3 に示す．なお，阿賀野川では塩水遡上は最大で河口から 14 km 上流に至るとされているが，観測時には流量が大きかった
ために，河口から 2 km までであった．この観測は阿賀野川大橋の少し下流から河口までで，舷側に固定した SC-3 および舳先で TPM CLOROTEC を深度調節しながら曳航して行われた．塩水くさびの先端を越えた位置から下流に向けて航走したためにまずTPM CLOROTEC を水深 1.5 m で曳航し，くさび先端

図 1．阿賀野川での調査測線（地形図は 2.5 万分の 1「松浜」による）．
Fig. 1. Test route at R. Aganogawa, Niigata Pref.

図 3．阿賀野川調査における TPM CLOROTEC による
深度・温度・塩分・濁度・クロロフィル a の時系列変化（測定は 1 秒ごと）．
Fig. 3. Time-series data of Depth, Temperature, Salinity,
Turbidity and Clorophyll-a by TPM CLOROTEC at R.
Aganogawa.

歩・立石雅昭・西村清和・安間恵・松田滋夫・川澄敏治・関図 7．大橋川における塩水楔音響プロファイリングシステム SC-3 の音響記録と TPM CLOROTEC による水深・塩分デー
タの比較（上部の数字は地点番号で，図 4 と対応）．
Fig. 7. The record of SC-3 acoustic profiling system at R. Oohasi. Depth and salinity data obtained by towing type water quality
monitor（TPM CLOROTEC）are shown in the figure.

徳岡隆夫・吹田

図 2．阿賀野川における塩水楔音響プロファイリングシステム SC-3 の音響記録と TPM CLOROTEC による水深・塩分データの比較（上部の数字 17〜22 は地点番号で図 1 と対応）．
Fig. 2. The record of SC-3 acoustic profiling system at R. Aganogawa. Depth and salinity data obtained by towing type water
quality monitor（TPM CLOROTEC）are shown in the figure.

84
達雄

音響探査機（SC-3）と曳航式水質計（TPM CLOROTEC）を用いた塩水くさび・塩分躍層調査

85

図 4．中海―大橋川での調査測線（大橋川の部分のみを示す．数字は地点番号，丸数字は COMPACT-CTDTD による
水質測定地点．地形図は 2.5 万分の 1「揖屋」および「松江」による．）
Fig. 4. Test route at Lake Nakaumi-R. Oohasi, Shimane Pref.

が確認されたところで水深 2 m とし，松浜橋より下流で淡塩境界よりも深い 2.4 m とした．図 2 に示す
ように，淡塩境界面より上に TPM CLOROTEC のセンサ部がある場合には塩分はゼロ，境界面より下にある場合には塩分は 32 psu 程度であるが，境界面付
近にセンサが位置すると，塩分値が変化することがよくわかる．なお，図 3 には TPM CLOROTEC による全測定項目を示しているが，温度・濁度・クロロ
フィル a についても塩分同様に淡塩境界面の上下で変化していることがわかる．TPM CLOROTEC による測定項目は船上においてリアルタイムで数値およびグラフで見ることができるので（写真 4，ただし塩分については電気伝導度で示される），音響データを参考にしながら上げ下げの操作を行うことによって船上で水塊の分布状況と水質を知ることができる．

3．大橋川での調査例
2004 年 8 月 31 日に中海の中浦水門―湖心観測塔―馬潟―大橋川（くにびき大橋まで）にかけて SC-3と TPM CLOROTEC を用いた観測を行った．馬潟沖から大橋川くにびき大橋までの測線を図 4 に示す．
SC-3 を 舷 側 に 固 定 し，船 尾 近 く か ら TPM
CLOROTEC を曳航した（写真 3）．船速は 5〜7 ノッ
ト，TPM CLOROTEC の測定インターバルは 1 秒とした．なお，両機を用いての観測は初めてのことであったので，水質データのチェックのためにコンパ

ク ト CTD（ア レ ッ ク 電 子 株 式 会 社 製，TPM
CLOROTEC と同じ深度・水温・塩分・濁度・クロ
ロフィル a の各センサを搭載，一定間隔の深度ピッチのプロファイル観測を連続的に容易に実施できる）を用いていくつかの地点で停船して水質測定を行った．前日が台風で大荒れの天候となり，この日も通常は認められる中海の塩分躍層は乱れていて全体として混合が進んでいるという悪条件下での観測となった．中浦水門からくにびき大橋までの全区間の TPM CLOROTEC による深度および塩分データを
図 5 に，停船して測定した水質データ（塩分のみ）を
図 6 に示す．TPM CLOROTEC は測定開始時には水深 4 m を越える深さから終了時には 2 m 以浅まで操作をしている．音響記録では，中海では通常は水深3 m 程度に存在する塩分躍層が認められなかったが，これは前日の台風の影響によって成層が大きく乱され，全体として混合が進んでいたことによる（図 6 の水質データ滷澆潺を参照）．しかしながら，
中海と大橋川の接合部に近くなるあたりからは表層近くに音響的に躍層が認められるようになり，大橋川に入ると図 7 に示したように躍層が明瞭になり（図 6 の水質データ潸澁澀を参照），多賀神社（地点
26）のあたりにくさびの先端が位置していることがわかる．これは宍道湖側から流下する表層近くの低塩分水塊と中海側から河床にそって遡上する中塩分
水塊（ここでは約 20 psu）の境界である．図 7 の音響
記録はノイズが強く出ているが，台風による風の影
響が残っているためである．図 7（上段）では TPM

86

徳岡隆夫・吹田歩・立石雅昭・西村清和・安間恵・松田滋夫・川澄敏治・関達雄

図 6．COMPACT-CTD による地点ごとの水質（塩分のみを示す）の深度変化（地点については図 4 を参照）．
Fig. 6. Vertical distributions of salinity by COMPACT
CTD at Lake Nakaumi-R. Oohasi.

図 5．中海―大橋川調査における TPM CLOROTEC による深度・温度・塩分・濁度・クロロフィル a の時系
列変化（測定は 1 秒ごと）．
Fig. 5. Time-series data of Depth, Temperature, Salinity,
Turbidity and Clorophyll-a by TPM CLOROTEC at Lake
Nakaumi-R. Oohasi.

CLOROTEC のセンサ位置が常に躍層より下位にあり，塩分もほぼ 23 psu 程度で一定している．これに対して図 7（下段）では，躍層面が凹凸を繰り返しな
がらしだいに深くなり，多賀神社を越えた辺りにく
さびの 先 端 が 位 置 し て い る が，こ の 間 で は TPM
CLOROTEC のセンサ部が躍層面の上にあるか，あるいはその下に位置しているかで塩分の値が変化しているのがわかる．図 7（下段）の音響記録と TPM
CLOROTEC のセンサ位置（深度）・塩分の変化を模式化して図 8 に示す．すなわち，音響記録と TPM
CLOROTEC の塩分値の変化はよく対応していることがわかる．
コンパクト CTD で水質測定を行った地点について，TPM CLOROTEC で得られた水質データについて比較して表 1 に示す．後者は曳航していることにより深度に変動があるが，安定した深度帯のデータについて前者の同じ深度のデータと比較したもので
あ る．濁 度 に 関 し て は，検 定 を TPM COLORTEC
はカオリン，COMPACT-CTD はホルマジンで実施しているためにほぼ倍の差が出た．また，クロロ
フィル a はセンサ形状の問題でややばらつきがある音響探査機（SC-3）と曳航式水質計（TPM CLOROTEC）を用いた塩水くさび・塩分躍層調査

87

TPMクロロ水深

塩分模式化した音楽反射面

図 8．大橋川における音響記録と TPM CLOROTEC による深度・塩分データとの対応（地点 24〜26 間の模式図）．
Fig. 8. Schematic illustration of the relation between saline-wedge obtained by SC-3 and Depth／Salinity data by TPM
CLOROTEC.

表 1．TPM CLOROTEC と COMPACT-CTD に よ る 温
度・塩分データの比較（後者の安定した深度の温度・塩分値を前者の同深度のそれぞれの値と比較）．
Table 1. The comparison of Temperature／Salinity dataobtained by TPM CLOROTEC with those by COMPACT
CTD.

川での塩水くさびを曳航式の音響探査機・水質測定
機器を用いてリアルタイムで観測した例について紹介した．このような観測方法は汽水域の水環境の研究と保全にとって有効である．

謝が（精皮内），温度および塩分についてはよい一致が得 ら れ て い る．こ の 観 測 で は 5〜7 ノ ッ ト，TPM
CLOROTEC の測定は 1 秒ごととしたが，このような曳航で精度良く測定ができたということができる．

4．ま

と

め

潮汐，河川流量，風・気圧などの気象条件によって汽水環境はさまざまに変化することから，その時空的変化を迅速に，可視化して捉えることは重要である．阿賀野川河口域と中海と宍道湖をつなぐ大橋辞

この調査を行うにあたり島根大学汽水域研究セン
ターには江島分室および船の利用でお世話になった．同センターの松本定夫氏には操船を，大学院の中村健作氏には調査に協力いただいた．阿賀野川の調査では松浜漁業協同組合に船の利用と操船でお世話になり，伊藤健作氏には調査に協力いただいた．
これらの機関と各氏にお礼申し上げます．

参

考

文

献

徳岡隆夫・三瓶良和・西村清和・須崎 聡・松田滋
夫・久保田俊輔・鈴木重教・上野博芳（2001）
塩水
楔観測システムの開発（テクノオーシャン 2000
ポスター展示の紹介），LAGUNA，8, 101−110.
西村清和・安間 恵・土屋洋一・松田滋夫・徳岡隆
夫・井内美郎（1994）
塩水楔調査のための水中音響探査機の開発，LAGUNA，1, 1−9.

89

汽水域研究センター活動報告
平成 16（2004）年 12 月現在 48 名．

（2004 年 1 月〜12 月）
研究支援組織

1．
研究組織
専任教員
センター長
教 授
副センター長 助教授
助教授
助教授
外国人研究員
教 授

國井秀伸（保全生態学）
瀬戸浩二（同位体地球科学）
堀之内正博（魚類生態学）
倉田健悟（応用生態工学）
David L. Dettman（同位体地球化学）
平成 15（2003）年 7 月〜
平成 16（2004）年 7 月

研究機関研究員
宮本 康（群集生態学）
平成 14（2002）年 11 月〜
平成 16（2004）年 3 月
山田和芳（自然地理学）
平成 15（2003）年 11 月〜
平成 17（2005）年 3 月
日本学術振興会特別研究員
石田 桂（古生物学）
平成 16（2004）年 4 月〜
平成 17（2005）年 3 月
非常勤研究員都筑良明（環境工学）
平成 16（2004）年 12 月〜
平成 17（2005）年 3 月
宮本 康（群集生態学）
平成 16（2004）年 12 月〜
平成 17（2005）年 3 月
高田裕行（微古生物学）
平成 16（2004）年 12 月〜
平成 17（2005）年 3 月
リサーチアシスタント（RA）
川合達也（広島大学大学院理学研究科地球惑星システム学専攻）
客員研究員
荒木 悟（国立松江工業高等専門学校非常勤講師）中山大介（島根県中山間地域研究センター非常勤研究員）
坂井三郎（（独）海洋研究開発機構）
協力研究員

事務補佐員 福原千晴
技術補佐員 船来桂子
技能補佐員 松本貞夫
（平成 16（2004）年 3 月
31 日までは松本雅夫）

2．
平成 16 年度活動報告
2-1．研究活動
2-1-1．
研究資金（競争的資金・外部資金）○政策的配分経費（重点プロジェクト経費）「汽水域の自然・環境再生研究拠点形成プロジェク
ト」10,000 千円（センターの専任教員 4 名を含む
今年度 12 名のプロジェクト推進担当者で配分）○科学研究費補助金（研究代表者分）
基盤研究（A）（2）「宍道湖・中海の自然再生事業に適したモニタリング法の確立」（研究代表者：國井秀伸）11,000 千円（間接経費：3,300 千円）（平成 16（2004）年度〜平成 18（2006）年度，総額25,600 千円）
基盤研究（C）（2）「汽水環境における塩分躍層付近の生物生産システムとその地質記録に関する研究」（研究代表者：瀬戸浩二）800 千円（平成 15（2003）年度〜平成 17（2005）年度，総額 3,600 千円）
若手研究（B）「魚類群集に対するコアマモ場の機能の解明−環境修復（海草藻場造成）を視野に入れて−」（研究代表者：堀之内正博）500 千円（平成15（2003）年度〜平成 17（2005）年度，総額 2,200千円）
若手研究（B）「斐伊川水系における岸辺インターフェイスの物質動態」（研究代表者：倉田健悟）
3,100 千円（平成 16（2004）年〜平成 17（2005）年度，総額 3,800 千円）
若手研究（B）「浅海性炭酸塩堆積物を用いた北西太
平洋の環境変動と第四紀サンゴ礁の形成過程の解明」（研究代表者：坂井三郎）600 千円（平成 15（2003）年度〜平成 17（2005）年度，総額 3,010 千円）
特別研究員奨励費 「貝形虫殻中の同位体比・化学
組成分析を用いた沿岸域の人為的環境変化の定量

90的評価」（研究代表者：石田 桂）1,200 千円（平成 16（2004）
年度〜平成 18（2006）
年度，総額 3,400千円）（研究分担者分）
基盤研究（A）（1）「ケニアリフトにおける新第三紀
環境変遷史：類人猿から初期人類に至る進化史への貢献」（研究代表者：島根大学
澤田順弘，研究分担者：瀬戸浩二）
基盤研究（A）（2）「タイ国におけるエビ養殖業と沿岸環境の実態に関する調査研究」（研究代表者：
東京大学 黒倉壽，研究分担者：堀之内正博）
基盤研究（B）（2）「熱帯地方のアマモ場とマングローブ域は稚魚の成育場として重要か？」（研究代表者：東京大学 佐野光彦，研究分担者：堀之
内正博）
○受託研究
「オニバスの生態及び保全対策に関する調査研究」（委託者：島根県，受託者：國井秀伸）700 千円「宍道湖・中海に生息する水草類の分子系統解析」（委託者：（財）ホシザキグリーン財団，受託者：
國井秀伸）300 千円「鳥取大学連合大学院受託事業費（連合農学研究科
経費）」（委託者：鳥取大学，受託者：國井秀伸）
研究経費 329 千円，教育経費 19 千円「サンゴ礁生物多様性保全地域の選定に関する研究（1）保全すべきサンゴ礁生物多様性の探索」（委託者：環境省地球環境研究総合推進費 再委託者：（独）水産総合研究センター西海区水産研究所，受託者：堀之内正博）1,140 千円○寄付金「湖再生のための環境修復についての調査」（寄付者：（財）宍道湖・中海汽水湖研究所，受入者：國井秀伸）（平成 16（2004）年 10 月）100 千円「沿岸生態系におけるヨシ帯の役割」（研究代表者：
堀之内正博（住友財団研究助成平成 15（2003）年
10 月〜平成 16（2004）年 9 月）1,200 千円「高度に利用された汽水性潟湖の岸辺における物質
循環−緩傾斜護岸と復元湿地の生物群集−」（研究代表者：倉田健悟，ニッセイ財団一般研究助成
平成 15（2003）年 10 月〜平成 16（2004）年 9 月）
1,500 千円
「斐伊川水系の沿岸生態系を特徴づける生物群集の役割」（研究代表者：倉田健悟，河川環境管理財
団河川整備基金助成 平成 15（2003）年 6 月〜平成 16（2004）年 5 月）1,000 千円「河口域の「栄養塩負荷−透明度−藻場」の関係を探る」（研究代表者：宮本 康，河川環境管理財団
河川整備基金助成 平成 16（2004）年 6 月〜平成
17（2005）年 5 月）850 千円○その他外部資金「生活排水の環境家計簿−三番瀬（東京湾のケース
スタディ）−」下水道振興基金海外研究発表助成金（寄付者：都筑良明（公益信託下水道振興基金），受入者；都筑良明）100 千円○共同研究「南極海の海底堆積物を用いた氷床変動と海洋変動に関する研究」（国立極地研究所一般共同研究）（研究代表者：静岡大学理学部 和田秀樹，相手方：汽水域研究センター 瀬戸浩二）「微小領域分析および微小環境観測手法に基づく白亜紀温暖地球における有機物生産と埋没過程の研究」（研究代表者：（独）海洋研究開発機構 北里洋，相手方：汽水域研究センター 國井秀伸）100
千円 平成 16（2004）年 8 月〜平成 17（2005）年
3月
2-1-2．
研究成果の公表
國井秀伸（論文等）
Kunii, H., Sunanisari, S., Fukuhara, H., Nakajima, T. andWidjaja, F.
（2004）Leaf expansion rate and life span of
floating leaves in Victoria amazonica（ Poepp . ）Sowerby growing in Kebun Raya, Bogor. p.457−460.
Proceedings of the International Symposium on theLand Management and Biodiversity in Southeast Asia,
17−20 September 2002, Bali, Indonesia.
Ohtaka, A., Hartoto, D . I . , Sudarso , Y . , Buchar , T . ,Widjaja, F., Iwakuma, T. and Kunii, H.（2004）Faunalcomposition of meio- and macroinvertebrates
associated with aquatic macrophytes in Central
Kalimantan and West Java , Indonesia , with specialreference to Oligochaetes. p.433−438. Proceedings ofthe International Symposium on the Land
Management and Biodiversity in Southeast Asia, 17−
20 September 2002, Bali, Indonesia.
Kunii , H （. 2004 ）Characteristics of a coastal lakeecosystem and its wise use and restoration. p.10−14.
Proceedings of the International Workshop on Wise91

Use of Lagoon Wetlands, 24−25 July 2003, Kushiro,
Japan.
荒木 悟・國井秀伸（2004）アロザイム分析による
カワツルモ（絶滅危惧 IB 類）の繁殖生態の検討．
ホシザキグリーン財団研究報告，7 : 151−154.
荒木 悟・國井秀伸（2004）汽水域の水生植物とその保全．関西自然保護機構会誌，26（2）：89−96.
安藤義範・山本孝洋・笹田直樹・國井秀伸（2004）
ツルヨシ除去によるバイカモ群落復元までの観察記録．水草研究会誌，81 : 1−9.
（報告書・その他）
國井秀伸（2004）島根のオニバス．p.57 島根県立
宍道湖自然館ゴビウス・（財）ホシザキグリーン
財団編「絶滅のおそれのある島根の水辺の生きもの」．
國井秀伸（2004）宍道湖・中海のグランドデザイン．
Ship & Ocean Newsletter, 98 : 2−3.
國井秀伸（2004）宍道湖・中海の自然再生−再生の鍵を握る水生植物−」p.1−15．環境リーダー研修
基礎講座資料．
國井秀伸（2004）生物多様性から見たため池．緑の読本，70 : 21−25.
（国際シンポジウム・招待講演発表）
Kunii, H.（2004）What is the grand design for Lakes
Nakaumi and Shinji? −Towards the designation of thelakes as new Ramsar sites. International Seminar on
Restoration of Damaged Lagoon environments, 10−11
January 2004, Matsue, Japan.
荒木 悟・國井秀伸（2004）汽水域の水生植物とその保全．関西自然保護機構（KONC）公開セミナー「河川汽水域生態系のありよう −淀川汽水域の自然再生に向けて−」招待講演．
2004 年 2 月 1 日．
Kunii, H. and Araki, S.（2004）Restoration of lakeshore
environment of a coastal lagoon system , Lakes
Nakaumi and shinji . 7th INTECOL International
Wetlands Conference, 25−30 July 2004, Utrecht, The
Netherlands.
國井秀伸（2004）「日本のウェットランドの自然再生は可能か−故きを温ねて新しきを知る湿地生態学−」日本生態学会第 51 回大会公募シンポジウ
ム．コメンテータ．2004 年 8 月 26 日．
國井秀伸（2004）「宍道湖・中海の自然再生−再生の鍵を握る水生植物−」環境省環境教育リーダー
研修．基調講演．2004 年 11 月 15 日．

瀬戸浩二
（論文等）
入月俊明・瀬戸浩二（2004）中期更新世の古浜名湾
における古環境の時間的・空間的変化−貝形虫化
石群集と全有機炭素・全窒素・全イオウ分析結果−．地質学雑誌，110（5）：309−324.
野村律夫・瀬戸浩二（2004）有孔虫の産状からみた2003 年春季の赤潮発生期の中海の状況．LAGUNA（汽水域研究），（11）：125−130.
（国際シンポジウム・招待講演発表）
Dettman, D. L. and Seto, K.,（2004）Organic matter in
Lake Shinji and Nakaumi sediments : Source inferredfrom nitrogen and carbon geochemistry. International
Seminar on Restoration of Damaged Lagoon
Environments, 10−11 January 2004, Matsue, Japan.
Nakamura , K . and Seto , K .（, 2004 ）Features of themangrove environment and the runoff of its produced
material in the Funaura Bay, Iriomote Island, Okinawa
Prefecture . International Seminar on Restoration of
Damaged Lagoon Environments, 10−11 January 2004,
Matsue, Japan.
Nakatake , M . , Seto , K . and Sato , T .（ 2004 ）Paleoenvironmental change in a low saline brackish
water lake during past 5000 years as recorded in
sediment of Lake Shinji . International Seminar on
Restoration of Damaged Lagoon Environments, 10−11
January 2004, Matsue, Japan.
Nomura, R., Seto, K., Kuwamura, T. and Yamasaki, K.
（2004）Acoustic signals of the aquatic environment of
Lake Nakaumi. International Seminar on Restorationof Damaged Lagoon Environments, 10−11 January ,Matsue 2004, Japan.
Nomura, R., Seto, K., and Mizoyama, I.（2004）Photo
documentation of the bottom environment of Lake
Nakaumi . International Seminar on Restoration of
Damaged Lagoon Environments , 10 − 11 January ,Matsue 2004, Japan.
Sato, T., Ohkawa, M., Endo, M., Hamamoto, Y., Seto,
K., and Funaki, M.（2004）Paleoenvironmental change
based on magnetic characteristics in sediments from
Lake Nakaumi and Lake Shinji. International Seminaron Restoration of Damaged Lagoon Environments, 10−11 January 2004, Matsue, Japan.
Seto, K., Kishiba, S., Sato, T. and Tanaka, H.（2004）

92

Paleoenvironmental change in Lake Nakaumi during
past 3000 years as recorded in sediment cores .
International Seminar on Restoration of Damaged
Lagoon Environments, 10−11 January 2004, Matsue,
Japan.
Takata, H., Seto, K., Sakai, S., Tanaka, S. and Takayasu,
K（. 2004 ）Specific ecology of Virgulinella fragilis
Grindell and Collen（benthic foraminifer）under yearround oxygen deficiency in Aso-kai Lagoon, central
Japan . International Seminar on Restoration of
Damaged Lagoon Environments, 10−11 January 2004,
Matsue, Japan.
Tanaka, H., Seto, K., and Sato, T.（2004）The impact ofenvironmental change on mollusk assemblages inbrackish Lake Nakaumi . International Seminar on
Restoration of Damaged Lagoon Environments, 10−11
January 2004, Matsue, Japan.
Uchiyama, T. and Seto, K.（2004）The distribution ofprimary producer and biomass in the brackish-waterlake . International Seminar on Restoration of
Damaged Lagoon Environments, 10−11 January 2004,
Matsue, Japan.
Yasui, D. and Seto, K.（2004）The seasonal change ofbrackish environment and biomass of primary
producer in the estuary of Hii River water system .
International Seminar on Restoration of Damaged
Lagoon Environments, 10−11 January 2004, Matsue,
Japan.
堀之内正博（論文等）
Yohei Nakamura, Masahiro Horinouchi, and Mitsuhiko
Sano（2004）. Influence of seagrass leaf density andheight on recruitment of the cardinalfish
Cheilodipterus quinquelineatus in tropical seagrassbeds : an experimental study using artificial seagrass
units. La mer, 41 : 192−198.
Yohei Nakamura , Masahiro Horinouchi , Hiroyuki
Kawasaki, Takuro Shibuno and Mitsuhiko Sano（ Inpress ）A comparison of seagrass-fish assemblage
structures in open oceanic and coastal bay areas in the
Ryukyu Islands , Japan . Proceedings of the 10 thInternational Coral Reef Symposium（ Okinawa ,Japan）.

（国際シンポジウム・招待講演発表）
Yohei Nakamura , Masahiro Horinouchi , Hiroyuki
Kawasaki , Takuro Shibuno and Mitsuhiko Sano
（ 2004 ）A comparison of seagrass-fish assemblage
structures in open oceanic and coastal bay areas in the
Ryukyu Islands . 10 th International Coral Reef
Symposium. 28 June −2 July 2004, Okinawa.
Masahiro Horinouchi , Gen Kume and Atsuko
Yamaguchi . A comparison of fish assemblage
structures associated with a reedgrass bed, a natural
sand beach, an upright concrete wall and a restored
sand beach with replanted reedgrasses . International
Seminar on the Sustainability of the Precious Water
Environment, 10−11 January 2004, Matsue, Japan.
堀之内正博（2004）「海の現状を考える：宍道湖湖
岸域の現状と魚類―ヨシ帯と自然再生湖岸における魚類群集構造の比較―」動物学会シンポジウム．
招待講演．
2004 年 9 月 10〜12 日．
倉田健悟
（論文等）
倉田健悟・上月康則・村上仁士・水谷雅裕・森正
次・北野倫生・岩村俊平（2004）港湾における生態系の修復技術〜徳島県小松島港で行われた実証
実験を例に〜．土木学会論文集，No.755/VII−30 :95−104.
（国際シンポジウム・招待講演発表）
Kurata , K . & Rogers , K . M （. 2004 ）Relationships
between local landuse and tidal flat communities in the
Pauahatanui Estuary and Porirua Harbour, Wellington,
New Zealand. International Symposium on Long−termvariations in the coastal environments and ecosystems.
27−28 September, Matsuyama, Japan.
Kurata, K.（2004）Diverse shore environments of Lake
Shinji . International Seminar on Restoration of
Damaged Lagoon Environments. 10−11 January 2004,
Matsue, Japan.
倉田健悟（2004）「宍道湖・中海の岸辺環境の保全および修復の指標は何か」琉球大学理工学部
公開セミナー招待講演．
2004 年 7 月 26 日．
David L. Dettman（論文等）
Dettman, D.L., K.W. Flessa, P.D. Roopnarine, B.R.

93

Schöne, D.H. Goodwin （2004）The use of oxygenisotope variation in the shells of estuarine mollusks asa quantitative record of seasonal and annual Colorado
River discharge. Geochimica et Cosmochimica Acta,
68 : 1253−1263.
Garzione, C.N., D.L. Dettman and B.K. Horton（2004）
Carbonate oxygen isotope paleoaltimetry : evaluating
the effect of diagenesis on estimates of paleoelevationin Tibetan plateau basins . Palaeogeography ,Palaeoclimatology, Palaeoecology, 212 : 119−140.
Goodwin, D.H., K.W. Flessa, M.A. Tellez Duarte, D.L.
Dettman, B.R. Schöne, and G.A. Avila-Serrano（2004）
Detecting time-averaging and spatial mixing using
oxygen isotope variation : A case study .
Palaeogeography, Palaeoclimatology, Palaeoecology,
205 : 1−21.
Schöne, B.R., W. Oschmann, K. Tanabe, D.L. Dettman,
J. Fiebig and S.D. Houk（2004）Holocene seasonalenvironmental trends at Tokyo Bay , Japan ,reconstructed from bivalve mollusk
shellsimplications for changes in the East Asian monsoon
and latitudinal shifts of the Polar Front . Quaternary
Science Reviews, 23 : 1137−1150.
（国際シンポジウム・招待講演）
Tanabe, K., N. Hayashida, D.L. Dettman（2004）Long
life span as an anti-predatory life history strategy in anarcoid bivalve Glycymeris yessoensis from thenorthwestern Pacific . 32nd International Geological
Congress（IGC）, August 2004, Italy.
Kring, D.A., F. Horz, R.J. Walker, L. Zurcher, D.L.
Dettman, M. Rollog, J. Urrutia, O. Abramov（2004）
The Chicxulub Impact Crater of the K / T Boundary
Interval . Keynote talk at the 32nd International
Geological Congress（IGC）, August 2004, Italy.
Zurcher , L . , D . A . Kring , D . L . Dettman , M . Rollog（2004）Stable isotopes and hydrothermal fluid sourcein the Yaxcopoil-1 borehole , Chicxulub impact
structure, Mexico. 35th Lunar and Planetary Sciences
Conference. March 2004, Texas.
Dettman, D.L., K. Seto（2004）Organic matter in Lake
Shinji and Nakaumi sediments : Sources inferred from
nitrogen and carbon isotope geochemistry .
International seminar on restoration of damaged
lagoon environments, 10−11 January 2004, Matsue,

Japan.
Dettman , D . L （. 2004 ）Promoting internationalization
through educational and research collaboration .
Invited speech at the International Partnerships in the
Sciences, April 2004, International programs office ofHiroshima University.
Dettman, D.L.（2004）A long stable isotope record fromthe Linxia basin : Uplift driven climate change at 12
Ma.Invited speech at the Workshop on Holocene andCenozoic climate records in Asia . June 2004,
University of Tokyo.
山田和芳
（論文等）
山田和芳・福澤仁之（印刷中）レス・湖沼堆積物記録からみたアジアモンスーンと氷期−間氷期サイクルの関係．地質学雑誌．
Yamada , K （. 2004 ）Last 40 ka climate changes as
deduced from the lacustrine sediments of Lake Biwa,
central Japan. Quaternary International, 123/125 : 43−50.
山田和芳・高田裕行・高安克已（2004）島根県神西湖堆積物の地球化学分析に基づく完新世気候変
動．LAGUNA（汽水域研究），11 : 135−145.
（国際シンポジウム・招待講演発表）
Yamada, K., Takayasu, K., Kato, M. and Fukusawa, H.
2004. Multi proxy paleoenvironmental reconstruction
procedure of the lacustrine sediments − the cases of
Lake Erhai and Lake Togo-ike − . International
Seminar on the Restoration of Damaged Lagoon
Environments. 10−11 January 2004, Matsue, Japan.
Yamada , K （. 2004 ）Paleo-Asian summer monsoon
instability in the western margin of Chinese Loess
Plateau since the late Pleistocene − the geochemical
approach to high resolution analysis of loess deposits.
International Seminar on the Present Status and Future
Problems of Quaternary Age Dating −Understandingof Past Environmental Changes Survived by ourAncestors : Formation of the Asian Monsoon − .
Okayama, Japan.
石田 桂
（論文等）
Irizuki, T., Yamada, K., Maruyama, T. and Tamada, H．

94（2004）Paleoecology and taxonomy of Early Miocene
Ostracoda from the eastern Setouchi Province, central
Japan. Micropaleontology, 50 : 105−147.
Yamada , K . , Tanaka , Y . and Irizuki , T（
. In press ）Paleoceanographic shifts and global events recorded in
the shallow marine deposits of the Sea of Japanbetween 2.80 and 2.55 Ma . Palaeogeography ,Palaeoclimatology, Palaeoecology.
三輪美智子・柳沢幸夫・山田 桂・入月俊明・庄司
真弓・田中裕一郎（2004）新潟県北蒲原郡胎内川
における鮮新統鍬江層の浮遊性有孔虫化石層序−No. 3 Globorotalia inflata bed 下限の年代について−．石油技術協会誌，69（3）：272−283.
三輪美智子・渡辺真人・山田 桂・柳沢幸夫（2004）
富山県氷見市灘浦地域の藪田層（鮮新統）の浮遊
性 有 孔 虫 化 石 群 集 − と く に No . 3 Globorotalia
inflata bed 下限の年代について−．石油技術協会
誌．
69（6）：669−678
都筑良明
（論文等）
都筑良明（2005）三番瀬（東京湾）へ流入する排水種
類別 1 人あたり水質汚濁負荷量と生活排水の環境
家計簿．水環境学会誌，28 : 49−54.
宮本 康
（論文等）
Miyamoto, Y. and Noda, T.（2004）Mussel effects oncompetitive inferior species varying from competitive
exclusion to facilitation . Marine Ecology Progress
Series, 276 : 293−298.
Miyamoto, Y. and Nakamura, M.（2004）Plant phenology
mediated indirect effects : the gall midge opens thephenological window wider for a leaf beetle .
Entomological Science, 7 : 315−322.
宮本 康（2004）汽水湖の生物相：塩分による直接・間接的な生物相の維持．LAGUNA 11 : 97−107.
（国際シンポジウム・招待講演発表）
Miyamoto , Y .（ 2004 ）Spatial variation of algal
assemblage in response to variation of transparency :A case study in the Lake Nakaumi during summer .
International Seminar on Restoration of Damaged
Lagoon Environments.10−11 January 2004, Matsue,
Japan.

高田裕行（論文等）
高田裕行・高安克已（2004）神西湖より採取された
柱 状 試 料 JZ − 01 よ り 産 出 し た 有 孔 虫 化 石（ 予報）
．LAGUNA（汽水域研究），10 : 131−134.
山田和芳・高田裕行・高安克已（2004）島根県神西湖堆積物の層序と完新世環境変遷史．LAGUNA（汽水域研究）10 : 134−145.
（国際シンポジウム・招待講演発表）
Takata, H., Seto, K., Sakai, S., Tanaka, S. and Takayasu,
K（. 2004 ）Specific ecology of Virgulinella fragilis
Grindell and Collen（benthic foraminifer）under yearround oxygen deficiency in Aso-kai Lagoon, central
Japan . International Seminar on Restoration of
Damaged Lagoon Environments. 10−11 January 2004,
Matsue, Japan.
Takata, H. and Nomura, R.（2004）, Oligocene to early
Miocene benthic foraminifers and deep-sea circulationin the Eastern Equatorial Pacific sites of ODP Leg 199,8 th International Conference on Paleoceanography. 5−10 September 2004, Bairritz, France.
荒木 悟
（論文等）
荒木 悟・國井秀伸（2004）汽水域の水生植物とその保全．関西自然保護機構会誌 26 : 89−96.
（国際シンポジウム・招待講演発表）
Araki, S. and Kunii, H.（2004）Reproductive ecology ofsalt-marsh sedge（ Carex rugulosa ）, an importantcomponent of estuary meadows. International Seminaron Restoration of Damaged Lagoon Environments. 10−11 January 2004, Matsue, Japan.
荒木 悟・國井秀伸（2004）汽水域の水生植物とその保全．関西自然保護機構（KONC）公開セミナー「河川汽水域生態系のありよう −淀川汽水域の自然再生に向けて−」招待講演．
2004 年 2 月 1 日．
（報告書・その他）
荒木 悟・國井秀伸（2004）アロザイム解析による
カワツルモ（絶滅危惧 IB 類）の繁殖生態の検討．
ホシザキグリーン財団研究報告，7 : 151−154.
中山大介
（論文等）
栗田賢一・古津年章・下舞豊志・作野裕司・松永恒95

雄・中山大介・高安克已（2004）航空機搭載合成開口レーダーによる宍道湖・中海観測：散乱係数の風速依存性．
LAGUNA（汽水域研究．
11.155−169.
（報告書・その他）
作野広和・中山大介・上口一郎・笠松浩樹（2004）
耕作放棄の現状と農地の総合的な管理に向けた一筆マップの提案．中山間地域における土地利用総合研究成果発表会〜GIS の活用を軸として〜『羽須美村プロジェクト』フォーラム．島根県中山間地域研究センター．
坂井三郎
（論文等）
Sakai, S., Nakaya, M., Takayasu, K..（2004）Hydrogensulfide distribution in bottom and pore waters during
an anoxic period in Lake Nakaumi, Japan. LAGUNA,
11 : 65−68.
Sakai, S. and Sagawa N.（2004）Mid-Quaternary Sealevel fluctuations and Reef Development in Shallowwater Carbonates , Northwestern Pacific : Examples
from Pleistocene Ryukyu Group. Proceedings of the 9th International Coral Reef Symposium, Okinawa.
（国際シンポジウム・招待講演発表）
Sakai, S., Oguri, K., Hirano, S., and Kitazato,H.（2004）
Aquatic environments and the origin of sediments inmeromictic Lake Kaiike, Japan. International Seminaron Restoration of Damaged Lagoon Environments. 10−11 January 2004, Matsue, Japan.
Takata, H., Seto, K., Sakai, S., Tanaka, S., and Takayasu,
K．（2004）Specific ecology of Virgulinella fragilis
Grindell and Collen（benthic foraminifer）under yearround oxygen deficiency in Aso-kai Lagoon, central
Japan . International Seminar on Restoration of
Damaged Lagoon Environments. 10−11 January 2004,
Matsue, Japan.
Sakai, S.（2004）Biogenic Magnetite and Magnetostratigraphic Dating of Shallow-Water Carbonates from the
Ryukyu Islands , Northwestern Pacific . Eos Trans .
AGU, Fall Meet.
○LAGUNA（汽水域研究）の発行
表紙を一新した第 11 号を，平成 16（2004）年 6月に発行した．例年に比べてページ数が多く（169＋11 ページ），原著論文 15 編を掲載した（添付資料参照）．なお，センターの中期計画に，研究者ごとの研究成果や外部資金の導入状況等を年次報告としてまとめることとしているので，LAGUNA 11 号からは，巻末にセンターの活動として所属するスタッフの業績等を，本協議会資料を元として，個人別に掲載することとした．
○研究発表会
汽水域研究センターでは，1994（平成 6）年から毎年，年明けにセンターの教員・研究員の発表を中心とした「汽水域（・山陰地域）研究発表会」を開催している．2004 年 1 月には，4 名の外国人研究者を招待して行った国際セミナー「汽水環境の修復と保全に向けて」と同時開催とし，企業展示，ポスター展示を行った．
この発表会には約 250 名が参加した．
2-1-3．
学内委員会・懇談会等記録
1月5日
教員会議
1 月 10−11 日 国際セミナー「汽水環境の修復と保全に向けて」（く に び き メ ッ セ 約
250 名参加）
1 月 29 日
第 7 回汽水域セミナー
1 月 31 日
大学博物館協議会（名古屋大）
2月2日
教員会議
2月3日
省令施設等連絡協議会
2 月 16 日
運営委員会
2 月 23 日
管理委員会
3月1日
教員会議，第 8 回汽水域セミナー
3月5日
研究推進協議会，省令施設等連絡協議会
3 月 18 日
教員会議
3 月 19 日
省令施設等連絡協議会
3 月 26 日
教員会議，第 54 回汽水域懇談会
3 月 31 日
高安センター長離任
4月1日
國井センター長就任，山田桂氏（日本
4月6日
4 月 19 日
4 月 20 日
4 月 22 日
5 月 12 日
5 月 18 日
5 月 24 日
6月1日

学術振興会奨励研究員）着任
教員会議
教員会議
第 55 回汽水域懇談会
監事監査
教員会議
運営委員会
管理委員会
教員会議

96

6月7日
教員会議
6 月 18 日
共同施設連絡協議会
7月2日
教員会議
7 月 16 日
中海分室環境整備＆親睦会
8月2日
教員会議
9月6日
教員会議
9 月 13 日
運営委員会
9 月 27 日
共同施設連絡協議会
10 月 4 日
教員会議
10 月 9−10 日 大学祭研究室公開
10 月 14 日 管理委員会
10 月 25 日 共同施設連絡協議会
10 月 28 日 大学博物館協議会（農工大）11 月 8 日
教員会議
11 月 18 日 第 56 回汽水域懇談会
11 月 25 日 管理委員会・拡大管理委員会，第 57
回汽水域懇談会
11 月 29 日 共同施設等連絡協議会
12 月 6 日
教員会議
12 月 10 日 都筑良明・宮本康・高田裕行氏（非常勤研究員）着任
12 月 24 日 大学評価研修会，第 58 回汽水域懇談会

2-2．教育活動
2-2-1．
学部教育○総合科目「汽水域の科学」前期 2 単位（受講生 38 名），後期 2
単位（受講生 11 名）．
「公開授業」として一般市民にも開放．
○学内講師としての教育活動
國井秀伸 留 学 生 用 一 般 教 育 科 目「 日 本 の 自 然（B）」Nature in Japan（B）：Discover San’in（一部担当）國井秀伸 生物資源科学部専門教育科目「水圏生態工学特論 A」（隔年開講）David Dettman STABLE ISOTOPES IN ECOLOGY
seminar− This seminar is for faculty and researchers in
the Center . It meets every 2 weeks and focuses on
stable isotope chemistry and ecology . Started in
November 2003 and continued through June 2004.
Attendance 〜10.
○他大学での講師の併任など
國井秀伸 松江工業高等専門学校非常勤講師 平成7（1995）年〜平成 17（2005）年 3 月
放送大学非常勤講師 平成 16（2004）年 8 月〜平成 17（2005）年 3 月
倉田健悟 徳島大学大学院工学研究科エコシステム
工学専攻非常勤講師（平成 16 年度）
山田和芳 中 央 大 学 経 済 学 部 兼 任 講 師 平 成 15
（2003）年 4 月〜平成 16（2004）年 3 月
荒木 悟 松江工業高等専門学校非常勤講師 平成
13（2001）年〜現在
2-2-2．
大学院・留学生など○大学院生の研究テーマと指導中村雅子「水鳥の多く飛来する池沼の水質保全に関する研究」（鳥取大学大学院連合農学研究科博士課程後期 1 年）（副指導教員：國井）江原 亮「 中 海 に お け る 赤 潮 藻 類 Prorocentrum
minimum の現存量，栄養細胞の形態及び細胞内
デンプン粒の蓄積の季節変化」（生物資源科学研
究科修士 2 年）（主指導教員：國井）東井 啓「宍道湖・中海周辺のため池における 1984年から 2004 年の水生植物相の違い−人為的要因としてため池改修が水生植物相に及ぼす影響−」（生物資源科学研究科修士 2 年）
（主指導教員：國井）○他大学の大学院生の研究指導
Majie Fan , Nathan English , Carlos Cintra-Buenrostro ,Kirsten Rowell , Ta-Shana Taylor : University of
Arizona , PhD Program advisees −（ 主 指 導 教 員 ：David Dettman）
Mark Rollog : University of Arizona, MS Program−（主指導教員：David Dettman）
Thanuchai Silaratana and Bantita Udomcan. : Changmai
University, Thailand, PhD program advisees−（主指導教員：David Dettman）

2-3．国際交流○海外調査・共同研究など
ニュージーランド：「汽水域の環境保全の現状と問題点に関する調査研究」平成 15（2003）年 12 月 15日〜平成 16（2004）年 2 月 25 日（平成 15 年度在外研究員（創造開発研究）による海外派遣，Instituteof Geological and Nuclear Sciences）（倉田）
オーストラリア：河川環境目標設定委員会視察．平
成 16（2004）年 1 月 25 日〜2 月 1 日（國井）97

ケニア：乾燥気候における塩湖および淡水湖の湖沼環境調査．平成 16（2004）年 8 月 8 日〜8 月 24 日
（科研費基盤研究（A）（1）「ケニアリフトにおける新第三紀環境変遷史：類人猿から初期人類に至る進化史への貢献」（代表：島根大学総合理工学部教授澤田順弘）の分担者として出張）（瀬戸）
南極：第 46 次南極地域観測隊．平成 16（2004）
年 11
月 31 日〜平成 17（2005）年 3 月 31 日（瀬戸）タイ王国：マングローブ域の魚類生態調査．平成 16（2004）年 4 月 29〜5 月 10 日（科研費基盤研究（A）（2）「タイ国におけるエビ養殖業と沿岸環境の実態に関する調査研究」（代表：東京大学大学院農学生命科学研究科教授黒倉壽）の研究分担者とし
て出張）
（堀之内）
汽水湖の魚類形態・生態調査．平成 16（2004）年 11
月 22 〜 28 日 ． Ecosystem lagunaire , Universite
Montpellier 2（フランス）の Dr. David Mouillot,Mr.
Marc Spiekermann（来セ，担当：堀之内）．

2-4．社会との連携
2-4-1．
公開講座・招待講演・市民講座など○公開講座「宍道湖・中海フィールド研究紹介」平成 16（2004）
年 7 月（主催：島根大学，共催：松江市）（担当：
國井，瀬戸，堀之内，倉田） 受講者数 46 名（募集人員 50 名）．
○招待講演・市民講座その他
1 月 21 日：鹿島中学校総合的な学習課外授業「明るい未来をめざして」（堀之内）
2 月 1 日：関西自然保護機構（KONC）主催セミナー「汽水域生態系のありよう−淀川汽水域の自然再生に向けて−」（大阪市）において「汽水域の水生植物とその保全」招待講演（荒木・國井）
2 月 10 日：松江市環境大学村講演（國井）3 月 6 日：島根県「おもしろ環境フェスティバル」（益田市）出展（瀬戸・倉田）
3 月 19 日：松江市環境大学村勉強会「宍道湖・中海
再生の指標としての水生植物」（國井）
4 月 16 日：（財）宍道湖・中海汽水湖研究所「水生植物は中海再生の鍵となるか−汽水域の再生事業の現状と課題−」（國井）
6 月 3 日：開成高等学校湖上セミナー（國井）5 月 13 日〜6 月 6 日：三原市教育委員会企画展「ナウマンゾウと広島の化石」企画・監修（瀬戸）7 月 26 日：「宍道湖・中海の岸辺環境の保全および修復の指標は何か」琉球大学理工学部公開セミ
ナー（倉田）
8 月 14〜15 日：出雲市松井カヌー店「海の楽しみ」（日御碕）（堀之内・倉田）
8 月 23 日：八束町教職員地域研修「中海を取りまく
環境について」講習及び湖上研修（中山・高田）
8 月 26 日：「日本のウェットランドの自然再生は可能か−故きを温ねて新しきを知る湿地生態学−」
日本生態学会第 51 回大会公募シンポジウム．コ
メンテータ（國井）
9 月 4 日：松江市環境大学村講演（國井）
9 月 10〜12 日：「海の現状を考える：宍道湖湖岸域の現状と魚類―ヨシ帯と自然再生湖岸における魚類群集構造の比較―」動物学会シンポジウム（堀之内）
9 月 22 日：城北アカデミー公開講座「バス回遊−湖
沼の環境修復・保全生態学−」（國井）
10 月 9〜10 日：大学祭の研究室公開企画に参加し，「山陰地域資料展示室」を一般に開放．
10 月 22 日：日本科学者会議島根支部 JSA フォーラ
ム「宍道湖・中海の再生事業計画と保全生態学」（國井）
11 月 15 日：環境省環境教育リーダー研修「宍道湖・中海の自然再生−再生の鍵を握る水生植物−」（國井）
11 月 20−21 日：（社）日本水環境学会九州支部・応用生態工学会主催，島根大学汽水域重点プロジェ
クト共催「水域生態系保全−蠱・現地説明会」（國
井）11 月 22 日：出雲健康福祉センター神西湖水環境セ
ミナー「水生植物は中海再生の鍵となるか−汽水域の再生事業の現状と課題−」（國井）
2-4-2．
学会の活動など
國井秀伸
水草研究会副会長：平成 15（2003）年〜現在
日本生態学会中国四国地区会幹事：平成 4（1992）
年 4 月〜現在
日本生態学会全国委員：平成 15（2003）年 4 月〜
現在
日本生態学会生態系管理専門委員会委員：平成
15（2003）年 10 月〜現在
応用生態工学会パートナーシップ委員会委員長：

98

平成 14（2002）年〜現在
陸水学雑誌編集委員会委員：平成 15（2003）4 月〜
平成 17（2005）3 月
瀬戸浩二
地学団体研究会全国運営委員：平成 16（2004）
年〜現在
倉田健悟
日本水環境学会中四国支部幹事：平成 16（2004）
年〜現在
日本水環境学会平成 16 年度水環境文化賞選考委
員会委員：平成 16（2004）年〜現在
David Dettman
Editorial Board for Geology（Journal of the GeologicalSociety of America）.
山田和芳
日本第四紀学会選挙管理委員会委員：平 成 15
（2003）年〜平成 17（2005）年 3 月
都筑良明（社）土木学会地球環境委員会副幹事長
高田裕行
統合国際深海掘削計画，船上データベース・ワー
キンググループ，古生物サブワーキンググルー
プ委員：平成 13 年 6 月〜現在
2-4-3．
学外の委員会など
國井秀伸
滋賀県琵琶湖研究所研究協力員：昭和 57（1982）
年 4 月〜現在
東南アジア諸国学術交流事業における拠点大学方式学術交流に係る研究協力者：平成 10（1998）

年〜現在（財）日本自然保護協会河口堰問題小委員会委員：
平成 11（1999）年 4 月〜現在
京都大学生態学研究センター協力研究員：平成
14（2002）年 4 月〜現在（財）リバーフロント整備センター河川環境目標
検討委員会委員：平成 14（2002）年 11 月〜現在
しまねレッドデータブック改訂委員会委員：平成
15（2003）年 4 月〜平成 16（2004）年 3 月
宍道湖・中海都市エリア産学官連携促進事業推進委員会委員：平成 16（2004）年 4 月〜現在
島根県立宍道湖自然館管理運営協議会委員：平成
16（2004）年 5 月〜現在
米子市環境審議会委員：平成 16（2004）年 9 月〜
平成 18（2006）年 9 月
平成 16 年度環境教育リーダー研修基礎講座実施のための中国ブロック検討 会 委 員 ： 平 成 16
（2004）年 9 月〜平成 17（2005）年 3 月
太田川生態調査検討会委員：平成 16（2004）年 11月〜平成 18（2006）年 3 月
島根県三瓶自然館指定管理候補者選定委員会委員
長：平成 16（2004）年
堀之内正博
島根県立宍道湖自然館指定管理候補者選定委員会
委員：平成 16（2004）年
山田和芳
島根県古代文化センター客員研究員 平 成 16
（2003）年〜現在

編集後記
LAGUNA（汽水域研究）の第 12 号がようやく完成しました．編集者の不手際等により発刊が大幅に遅れてしまったことを，この場をお借りして著者の方々にお詫び申し上げます．
汽水域は高い生物生産性を持つ場所であり，我々はその豊かな恵みを受けて暮らしていますが，近年，環境の劣悪化が懸念されており，今後も我々が汽水域の資源を持続的に利用していくにはどのようにすれば良いのか，その方策を建てることが緊急の課題となっています．LAGUNA は汽水域の環境や生物相などの調査・観測・研究に関する情報を提供・共有する場であり，汽水域の賢明な利用を探る上でも重要な役割を果たすことが出来ると思います．そのためには皆様のご指導・ご協力が不可欠です．今後ともよろしくお願いします．

編集要項
1．
LAGUNA（汽水域研究）は，島根大学汽水域研究センターにおいて，年 1 回発行する．
2．本誌には，本センターの教員，研究員，客員研究員，協力研究員および編集委員会が特に認めた者が投稿することができる．
3．
編集委員には本センターの専任教官があたる．
4．本誌の内容は，論説（article），研究短報文（short note），資料・解説（review）など，広く汽水域に関わるもの，および本センターの活動に関わるものとする．
5．
執筆者は次項の執筆要項に従うものとする．
6．投稿原稿の掲載の可否については，関連する研究者の査読を経た後に，編集委貝会が決定
する．

執筆要項
1．
投稿原稿の本文の用語は日本話または英語

1 枚目は表紙とし，その上半部には表題かとする．原稿の長さについては特に規定しら英文所属までを書く．原稿第 2 枚目にはないが，大部の場合は編集委員が縮小を要摘要とキーワードを書き，本文は第 3 枚目

求する場合がある．

から始める．表紙を含め，通しページ番号2．
原稿はワープロを使用することとする．そを打つこと．

の場合，1 行 23 文字（半角 46 字），1 ペー

5．
本文中での文献の引用は次の例に従う．まジ 23 行，上下左右のマージンを 2.5 cm 以

た，3 名以上のものについては，「・・ほ上空けること．また，文字指定はプリントか」または「・・et al.」とする．

アウトした原稿に行い，ワープロ原稿には・・・山田・松井（1993）は宍道湖・中海の魚類

特殊文字を用いないこと．なお，刷り上がについて・・・

り 1 ページは，横書き 1 行 23 字，46 行の・・・and Avise et al．
（1987）
speculate that this may

2 段組（約 2,100 字）を基本とする．

have arisen from・・・

3．
数字はアラビア数字，生物和名はカタカナを用い，学名はイタリック指定のこと．時間，濃度，速度などを表す場合には，SI単位を用いること．
4．
報文の構成は以下の通りとする．

・・・植物生態学分野について記述している（吉田，1992；佐藤，1993）．

6．
引用文献は謝辞の次にアルファベット順にまとめ，各文献は次の例に従う．
（論文）

日本語原稿の場合：表題，著者名所属，英Andrew, N. L. and Jones, G.P.（1990）Patch formation

文表題，英文著者名・所属，英文摘要

by herbivorous fish in a temperate Australian kelp

（Abstract,200 語以内程度），英文キーワー

forest. Oecologia, 85 : 57−68.

ド（5 語以内），本文，謝辞，引用文献．
英語原稿の場合：表題，著者名所属，キーワード，本文，謝辞，引用文献．原稿の第樋口利雄（1971）東北地方の風穴地における鮮類
植生．鮮苔地衣雑報，5 : 174−178.
Iwakuma, T., Shibata, K. and Hanazato, T.（1989）

Production ecology of phyto- and zooplankton in a

立した写真図版とする場合には，横 17 cm，eutrophic pond dominated by Chaoborus flavicans

縦 27 cm の版面にバランス良く配置し，な（Diptera : Chaoboridae）. Ecol. Res., 4 : 31−53.

るべく原寸大の印刷指定とする．図版中の八木正一（1984）水道におけるかび臭障害の現状．

図を本文中で引用するときには，（図版 I，用水と廃水，26 : 813−822.
山本進一（1984）森林の更新−そのバターンとプ
ロセス−，遺伝，38 : 43−50.

（単行本）
北村四郎・村田源（1971）原色日本植物図鑑・木本編 I．保育社，大阪，453 pp.

図 1），または（Plate I，Fig. 1）のようにする．
過大な図表およびカラー図版については，その印刷実費を著者が負担する．
8 ．ワ ー プ ロ 原 稿 は ， 原 則 と し て Microsoft
Word のファイル（テキストファイルでもParsons, T. R., Maita, Y. and Lalli, C. M.（1984）A可）とし，フロッピーディスク，MO ディ

manual of chemical and biological methods of

スク，CD などの電子媒体に保存して提出

sewate analysis. Pergamon Press, New York, 173のこと．また，プリントアウトした原稿 1

pp.

部，および図表原稿とそのコピー 1 部も同（章）

時に提出すること．プリントアウトした原Dayton , P . K . and Tegner , M . J （. 1984 ）The

稿には，字体の指定と図表の挿入位置を赤

importance of scale in community ecology : a kelp

色で印すこと．

forest example with terrestrial analogs. In : A new

本文原稿には字体の指定と図の挿入位置

ecology : novel approaches to interactive systems.

を赤色で印すこと．字体の指定は，本文の（eds.）Price, P. W., SIobodchikoff, C. N. and Gaud,

見出し項目（たとえば「はじめに」，「材料

W. S. pp. 457−481. Wiley, New York.

と方法」，「結果」，「考察」，または「結果7．図（写真を含む）と表は 1 つずつ別紙に書と考察」）などは波下線でゴシック指定，学き，右上端に図・表の番号と著者名を鉛筆

名など，イタリックの指定は下線を引いて書きすること．また，日本語原稿の場合で行う．

も，図・表中の言語は，なるべく英文を用

9．
本文を補足するための図表および数値デーいることとし，説明文は英語と日本語の 2タは，島根大学汽水域研究センターのホー通りで書くこと．なお，説明文は別紙にまムページによって公開することができる．

とめて書き，本文に続くページ番号を打っ

ホームページによってダウンロードできるておくこと．

表および数値データは，原則として

図と表は原則としてそのまま製版できる

Microsoft Excel のファイル（テキストファ

状態とし，縮小率または縮小した場合の横イルでも可）とし，図は，原則として jpegの長さを指定すること．なお，刷り上がり形式（PICT 形式でも可）とする．これらのの図・表の大きさは，原則として横 17 cm，ファイルは，MO ディスク，CD などの電または 8 cm，縦は 24 cm 以内となるので，

子媒体に保存して提出のこと．

これを考慮して製図，および縮小率の指定を行うこと．

10．原稿は必要事項を記入した原稿整理カードとともに提出すること．

表は，縦の罫線は使わず，横罫線も最小提出された原稿は原則として返却しない

限にとどめること．写真は本文中に掲載すので，返却希望者はその旨申し出ること．

る場合は図と同様な番号を用いてよい．独