ポスターセッション

市民・ＮＰＯ
１. 羽田空港周辺を生物のゆりかごに
2. 海に森をつくろうよ！PROJECT―活き活き東京湾研究会―よこすか海の市民会議・よこすか海遊クラブ

3. 高浜運河における水質・プランクトンの24時間定点観測―東京海洋大学 海洋研究会

4. 篤志観測船「ひまわり８」による東京湾水温・塩分経年データ―特定非営利活動法人 ヴォース・ニッポン

5. 葛西臨海公園・海浜公園で記録されているカモ類の12年間の飛来個体数変動―NPO法人 生態教育センター

6. 東京湾奥千葉エリアの護岸における市民による保全活動の最近の動向 ―習志野の海を守る会（特定非営利法人さざなみ内）
7. お台場潜水調査―特定非営利活動法人日本水中科学協会

8. 多摩川河口干潟ワイズユースPT活動の紹介 ―多摩川河口生物多様性研究会

民間企業
１. 海藻を利用した資源循環―アルジェカルチャーテック合同会社

2. 海洋中で溶存態を維持する鉄資材の開発
3. 天然ウナギ資源の保護再生デザイン―ソブエクレー株式会社―鹿島建設株式会社

4. 多摩川河口にコアマモの天然群落は形成されるのか―株式会社日本海洋生物研究所

大 学・研究 機 関・官公 庁
１. 伊勢湾シミュレーターを活用した栄養塩管理とアサリ資源量の回復について
2. 東京湾奥に棲み処をもとめて集まる江戸前生物の悲喜こもごも―国土交通省 中部地方整備局 港湾空港部 海洋環境・技術課―元 東京都島しょ農林水産総合センター

3. 東京湾における貧酸素と栄養塩負荷の履歴を明らかにする地球化学的な方法の開発
4. 生き物生息場つくりPT政策提案「マコガレイ産卵場の底質改善」の効果
5. 底泥に含まれる疎水性化学物質溶出抑制のための新しい覆砂工法の提案
6. 還元条件下での海水中におけるヒ素及びリンの溶出抑制効果―東京都市大学理工学部―千葉県水産総合研究センター―国土交通省 国土技術政策総合研究所 海洋環境研究室―国土交通省 国土技術政策総合研究所 海洋環境研究室

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よこすか海の市民会議 ・ よこすか海遊クラブ〒２３７－００７２ 神奈川県横須賀長浦町３－１０７ TEL ０９０－２４５５－３４６１ E-mail ：masato-k@fa2.so-net.ne.jp- 60 -

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〔問い合わせ先〕
特定非営利活動法人 ヴォース・ニッポン〒２５０－００１１ 神奈川県小田原市栄町1-18-7 エムズタワー1001 ／ TEL ０４６５－２１－６１０５
URL : http://vos-nippon.jp ／ E-mail ： vos-npn@ vos-nippon.jp- 62 -

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0６

習志野の海を守る会

東京湾奥千葉エリアの護岸における市民による保全活動の最近の動向〔問い合わせ先〕
習志野の海を守る会 （特定非営利活動法人さざなみ内）〒２７５－００２８ 千葉県習志野市奏の杜１丁目９番３３ー１１９ TEL ０４７－４０５－２７０５
公式ホームページ ： https://sznm.org
E-mail ：contact@sznm.org- 64 -

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1 沿革①1991年 東京湾潜水探検隊
隊長 風呂田利夫 副隊長 須賀潮美
東京湾の各所を潜水探検し、当時、ドブ泥の汚い海と思われていたお台場も潜り
その生物の多様さ、豊富さに驚いた。
②１９９６年６月 お台場の海をきれいにするクリーンアップ大作戦開始 （海上保安部がバックアップ、港区キッスポート財団
主管)そのころ、現在の調査区域は、大型
ゴミの捨て場になっていた。
③２０１１年４月第７１回より月例調査になり２０２２年７月で２００回目になっている。

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2 目的①生物調査 ②生態環境の水中ライン撮影調査
ͤ港湾局に報告（２０１９年～）港湾局は、生物の棲息環境を良好化するために、覆砂を行ったが、その効果を視覚的に検証している。覆砂は、目下のところ成功の様相を示している。③研究者ダイバーのトレーニング
浅く、波浪、潮汐流が無く、限定された水域であるから、安全性が高い。
3 目標 100年継続①ラインおよび定点の撮影調査は、フォーマットを決め継続することで価値が大きくなる。②特定非営利活動法人という運営形態、東京の中心にあるという立地条件は、そして限定された環境は１００年継続の可能性を秘めている。
4 メンバー 役割 担当テーマ①多留聖典 生物調査 研究指導 ②尾島智仁 運営、海洋環境観測
ベントス研究 ③尾島雅子 運営補佐、生物撮影、ベントス研究 ④山本徹
安全管理 ライン撮影調査 ⑤小林正昭 安全管理 ライン撮影調査⑥三ツ橋千沙 海草など植物研究 ⑦清水義明 撮影調査
⑧山田康和 ベントスなど生物研究 ⑨臼島多美子ベントスなど生物研究⑩依田浩太郎 細菌研究 ⑪須賀次郎 日本水中科学協会代表理事、運営企画、報告などを統括⑫その他、年に数回くるメンバーが１０人ほど、持ち込める機材に限りがあり、安全管理の面からも、メンバーを増やせる状況ではない。潜ってみたい人は、まずは、例年６月のクリーンアップ大作戦に参加してもらいたい。

マハゼ

アカオビシマハゼ

硫黄バクテリアの膜

イシガニを撮影する須賀次郎氏〔問い合わせ先〕
特定非営利活動法人 日本水中科学協会 須賀次郎
〒135-0046 東京都江東区牡丹3-9-1 TEL 03-3820-6756 E-mail ：jaus2010@gmail.com- 65 -

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多摩川河口生物多様性研究会 会長 竹山佳奈 E-mail ：kana.a.takeyama@mail.penta-ocean.co.jp
顧問 風呂田利夫(東邦大学名誉教授) furota@env.sci.toho-u.ac.jp- 66 -

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１．カーボンニュートラル
エタノールの原料となるグルコースを高濃度に含む海藻を安全で安価な発泡ガラス製浮遊担体で省力化・低コスト化して養殖する。

高濃度のグルコースを含む海藻：ジュズモ

浮遊担体に着生したジュズモ

浮遊担体による海藻養殖の構想図

カーボンニュートラルを実現するために必要な海藻養殖面積

火力発電所の排熱を利用した化石燃料代替

２．富栄養化防止（肥料のリサイクル）
東京湾の海底には栄養塩が蓄積しており、青潮や貧酸素水塊の原因となっている。
海藻を大規模に養殖して栄養塩を回収する。回収した栄養塩は肥料としてリサイクルする。

東京湾から栄養塩を回収するために必要な海藻養殖面積

覆砂（海底からの栄養塩溶出の抑制）〔問い合わせ先〕
アルジェカルチャーテック合同会社 代表 岡本優〒２１４－００２１ 神奈川県川崎市多摩区宿河原3－16－48－402 TEL ：０９０－８１１７－２６６０
E-mail ：ma195802222@gmail.com https://ma195802222.wixsite.com/algaeculturetec/home- 67 -

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図２ アルカリ雰囲気で沈殿した硝酸鉄

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対照区（全く発芽せず）試験区（40%ソバの実が出来ている。）

図３ 中国吉林省でのアルカリ土壌ソバ畑へのG5・F-1施用試験写真（２０１８）
対照区を100とした指数ᾕᵋᵏί෩˳ὸ

8月8日

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対照区

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草丈

120

SPAD値

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対照区
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1000m2当たりの玄米重

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試験区
比率

乾物・Kg

比率

970

211

100

図４、５、６ 中国浙江省でのアルカリ土壌水田へのG5・F-1施用試験結果（２０１９～２０２０）

鉄施用区

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図６ キレートの模式図ᄑᣠᤧƸෙ൦ɶưᏵౡᣠƱǭȬȸȈǛ࢟঺ƠƳƍŵ

上：対照区
右：F-1＋新腐植酸区〔問い合わせ先〕ソブエクレー株式会社 開発部 担当：笹本〒４５５－０８１３ 名古屋市港区善進本町５６６ TEL ０５２－３８１－６１７０
E-mail ：sasamoto@sobueclay.co.jp
URL ：http://www.sobueclay.co.jp- 68 -

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〔問い合わせ先〕
さくらい
鹿島建設株式会社 環境本部 柵瀬信夫
〒１０７－８３４８ 東京都港区赤坂６－５－１１ ＴＥＬ ０３－５５４４－０７３７E-mail ：sakurano@kajima.com
http://www.kajima.co.jp- 69 -

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はじめに
2000年頃の東京湾におけるコアマモの分布は、千葉県側では盤洲干潟や富津干潟に、神奈川県側では金沢八景(野島公園)以南の内湾域に認められたが(輪島ほか，2004)、多摩川
河口干潟を含む東京湾奥での自然分布は確認されなかった。
私たちは、2015年8月に大田漁業協同組合の組合員から寄せられた情報に基づき、多摩川河口において、東京湾では希少であるコアマモが局地的に生育していること確認した。
2016年以降は、東京湾一斉調査の一環として、その生育状況を継続的に調査している。

写真1 調査エリア

多摩川河口群落①
2015年に生育を確認したコアマモ小群落は、小規模ながら定着して地下茎が維持され、地上部の現存量が季節的・経年的に変化している多年生群落であることを確認した。

写真2 調査の様子(2019年8月)

写真3 生育状況(2017年8月)

写真4 株密度計測(2016年8月)

その後、2020年2月までは小群落が確認されたが、2020年6月以降、現在まで
コアマモの生育は確認できておらず、消失したと考えられる。

図1 生育面積(8月調査時)の推移

多摩川河口群落②
2022年8月上旬、群落①が生育していた場所より上流の大田漁業協同組合地先において、0.1m2未満の範囲にコアマモ数十株が生育しているのを新たに発見した。東京湾一斉調査の対象とした2022年8月下旬には株数が大幅に減少していたが、季節的な現存量変化の可能性もあるため、今後、観察を継続する予定。

写真5 コアマモ確認地点周辺の概観

写真6 採取試料(2022年8月2日)

写真7 水中の様子(8月下旬)

写真8 生育状況(8月下旬)

おわりにブルーカーボンの貯留効果などが注目されるようになり、藻場再生の重要性は一層高まっていることから、私たちは今後も東京湾奥部のアマモ場の探索と追跡調査を実施していきたいと考えている。
近年の東京湾奥部では、今のところ大規模な天然群落の形成には至っていないものの、多摩川河口をはじめとする干潟域※にコアマモが着生し、生育と消失が繰り返されているとみられ、将来的にアマモ場が再生する可能性はある。これらのコアマモが、①どこからどのように加入してきたのか、②群落が形成・維持される条件は何か、を明らかにすることが課題である。
※船橋市、習志野市でも確認されている。
【関連情報】 「希少海草コアマモの保全に向けた生育場環境の実態調査（令和2～4年度）」
東京都環境科学研究所 石井裕一先生が、国立科学博物館 田中法生先生との共同により、東京湾・多摩川河口コアマモ場の保全・再生に向け、多摩川河口と周辺域のコアマモの生育場環境と遺伝的特性の研究に取り組んでいる。（予定した調査・分析を終了し公表準備中。）〔問い合わせ先〕株式会社 日本海洋生物研究所 (MARINE BIOLOGICAL RESEARCH INSTITUTE OF JAPAN CO.,LTD.) 担当：小海、古田、小松〒１４２-００４２ 東京都品川区豊町４-３-１６ TEL ０３-３７８７-２４７１ E-mail ：mbrij@mbrij.co.jp
http://www.mbrij.co.jp/index.html- 70 -

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1.伊勢湾環境の現状と課題① 栄養塩管理運転の効果˕‫ݳ‬য়ң࣍˕‫ݳ‬য়ң࣍

2.伊勢湾シミュレーターの活用

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図-3 常時管理運転開始から4年目の年平均値② アサリ資源量の効果回復
図-4に示すように管理運転実施後のアサリ資源量(殻長30mm以上)について、三河湾ではCASE03(T-N=20mg/L,T-P=2.0mg/L)
で管理運転後に2008～2012年頃の資源量にまで回復する可能性が示唆された。また、伊勢湾ではCASE04で2013～2015年頃の資源量に回復するが、三河湾と比較して増加量が小さかった。
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図-4
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管理運転後のアサリ資源量の変化の
予測結果
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CASE02(TN15 TP1.5)
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CASE04ʤTN30 TP3.0)③ 干潟・浅場造成と栄養塩管理

図-1 アサリ資源量モデルの概念

3.栄養塩の管理運転とアサリ資源量等の予測・評価

栄養塩管理の一事例として、図-２に示す沿岸の下水処理場より放流水の窒素・リン濃度の管理運転の実施を想定し、実施個所や運転期間のケース分け(表-1)を行った。
表-1 実施した計算の一覧

図-2
管理運転の実施を想定した下水処理場

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2020
2021
2022
2023
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の管理運転の実施時に、10箇所で0
浅場（水深3ｍ）を造成する施策に
2008
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2021
2022
2023
2024
ついて予測計算を実施した。（図-5)
この浅場造成により、アサリ資源量
はCASE03の結果から、さらに
7,380t増加すると予測された。
また、増加の寄与率を場所別にみると、三河湾での増加が顕著であった。これは餌料環境の回復程度が主要因であると考えられ、T-N
・T-Pが一定量回復していない水域に干潟・浅場を造成しても効果が乏 図-5 浅場造成の地点別アサリ資しいという重要な示唆が得られた。 源量の増加の内訳（寄与率）■ 下水処理場の放流水の管理にあたり、年間放流水濃度を常時
T-Nを20mg/L、T-Pを2mg/Lで計算したところ、特に三河湾でアサリ資源が明瞭に回復する状況が予測された。
■ 記載する値で浅場（水深３ｍ・延べ面積640ha）を造成する施策の予測計算を行ったところ、アサリ資源量が既存の結果よりさらに増加すると予測された。
※設定濃度は検討上の仮定である。

伊勢湾再生海域検討会の活動についてはHP（https://www.pa.cbr.mlit.go.jp/isewan/index.html）
より公開しています！

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4.まとめ

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伊勢湾シミュレーターでは、流動モデルと生態系モデルを導入しており、水質や流れだけでなく、底質についても再現・解析可能なのが特徴である。なかでも、微生物ループの導入により非静水圧モデルと組み合わせた世界初のモデルも兼ね備えている。
海域の窒素・リン濃度の減少により、陸域・底泥・外洋からの負荷量を解析し、2008年から2018年に至るT-N・T-Pの長期変化を再現した。これにより、近年の伊勢湾・三河湾の窒素・リン濃度の減少に最も寄与しているのは、陸域からの負荷量の減少であることが明らかとなった。
また、稚貝から成貝に成長し、さらに成貝が産卵、次世代の稚貝となるといったアサリの生活サイクル（図—1）の計算を行った。各地
点ごとのアサリ資源量を推定し、成長・産卵に対してアサリの餌となる植物プランクトンが足りているかを判断した。これにより、2013
年頃から急速にアサリが減少している状況など、実際の愛知県・三重県のアサリの漁獲量の変遷を概ね再現することができた。

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現状のC値で放水した場合(CASE01)、T-N・T-P濃度は(CASE00)から大きく変化しないが、現状の規制値上限濃度で放水を実施した場合(CASE03)は、三河湾と伊勢湾湾奥部では濃度の増加、伊勢湾西部では限定的な増加が確認された。

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伊勢湾では水質総量削減により湾内のT-N・T-Pは減少傾向を示し、環境基準の達成状況は向上している。しかしながら、貧酸素水塊の発生規模は1980年以降の縮小傾向はみられず、アサリなどの底生生物が近年著しく減少している点が喫緊の課題となっている。
今回は伊勢湾再生の実現に向け、栄養塩管理運転によるアサリ
資源量の回復の可能性について海洋環境予測モデル「伊勢湾シミュレーター」を用いた解析や再現、湾内環境への影響について検討を行った。

ΠγϨࣁ‫(ྖݱ‬ton W.W.)〔問い合わせ先〕
伊勢湾再生海域検討会 事務局（国土交通省 中部地方整備局 港湾空港部 海洋環境・技術課）
TEL ： ０５２－２０９－６３２９- 71 -

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はじめに

江戸前の魚介類で唯一復活したヤマトシジミと洪水の影響！（左図 漁獲量と水質、右図 1995年以降の水位4ｍ越えの洪水）⁺⋓㔞㸦㺢㺻㸧

東京都内湾では、プランクトンの大量発生と死滅・堆積による有機汚濁が著しく、成層が強まる夏秋期には底層環境が一段と厳しくなる。しかしながら、水質改善効果が現れやすい河口域近くの浅場ではハマグリが定着し、この10年程漁業者による漁獲もみられる。また、荒川など都内河川の下流域では、汽水性ヤマトシジミの漁獲量が著しく増加し、全国の湖沼河川の「シジミ漁獲量」の2.3～6.1％（2005～2017年）を占める。この他、生育期間が限られるが、アマモの自然活着が4年続きで確認された。その一方で、江戸前を代表するマハゼ漁業が十数年ほど途絶えて⁺⋓㔞 ‫ࡣڦ‬ὥỈᖺ㸧ⴱすᶫ௜㏆ࡢ%2'್

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左図は1954年以降の漁獲量と汚濁指標となるBOD値の推移。ただし、2019年10月12日の大洪水はヤマトシジミが棲む河床を一変させ、壊滅的被害を及ぼしたため、 2019年度漁期以降2年間は出漁を見合わせる異常事態に陥った（小島氏）。このため漁獲量はない。右図はシジミ漁が本格化した1995年以降の洪水の大きさと漁獲への影響をみるため、荒川岩淵水門上流地点における4m以上の高水位（時刻水位）の洪水のケースを抽出したものである。

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ͤ左図は1960年2月(サンデー毎日)⩚⏣✵

右図は2017年9月（Googleより)

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①荒川のシジミ漁業は、BOD値が5㎎/L以下に改善された1977年頃再開。2～3㎎/Lに改善された1995年頃に一気に増加し、2006年の518トンをピークに、その後178～296トンで推移。今回取り上げた荒川だけで全国のシジミ漁獲量の2～3％に匹敵（2005～2018年）し、江戸前の魚介類の中で唯一復活を遂げたといえる。②しかし、近年の気象変動の一つである大雨（文部科学省・
気象庁・環境省2013）による大洪水で壊滅的被害を被った。③時刻水位4mを上回ったのは、
2019年10月の7m越え、1999年8月の6m越え、2007年9月の5m越えの3回だけであった。最大の2019年を除く過去の2例は、それぞれ前年より漁獲量が低下し（左図中の黒柱 ）上向くのに数年かかるように窺えるが、中断することはなかった。このことから、荒川水域のシジミ漁業成立の分
岐点は時刻水位6ｍから７ｍの間にあると考えられ、荒川水域のシジミ漁業に限れば時刻水位
6m程度内に抑える環境整備が望まれる。

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葛西沖に数十年ぶりに芽吹いたアマモ（左 2016年7月5日小島氏撮影、右 2016年7月20日）

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2016年春期に葛西沖の東なぎさでアマモの活着が小島氏により確認されたので、7月以降に生育調査を行った。2017年以降のアマモの生育状況は、小島氏から聞き取った。一方、当該水域におけるアマモの生育と衰退時期は、既往文献（東京湾の生物誌、三番瀬検討会議、船橋市教育委員会資料）と漁業者情報（石嶋氏）を基に検討した。

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ハマグリはどの程度の水準であるのか？往時との比較 （左図
東なぎさ2008～2017年、右図 三枚洲と羽田洲1937～1957年）

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左図の東なぎさは内湾環境整備協会が網目30㎜の貝桁網で採集した密度（個体数/㎡）、右図の三枚洲と羽田洲は都水試が採泥器と1㎜目合の篩で1950年前後に採集した密度（ 全数は白印、殻長20㎜以上は黒印）。なお、前者と同様の網目30㎜の貝桁網を用いたコタマガイの殻長
別採捕率試験（金ら2005）では、殻長20㎜で60％、23㎜で80％、25㎜で90％、28㎜で100％を採捕されている。今回、往時の報告書から抽出可能な殻長20㎜以上の個体の密度との比較を行う。

①2016年春期にアマモが小規模ながらも4カ所で確認されたが、7月20日には衰退し、8月19日には消滅した。2017～2019年にも活着が確認され、4年連続でアマモが活着したことが注目されるが､いずれも初夏以降には衰退した｡②葛西水域では1950年頃にアマモ群落の存在が新たに判明したが、隣接する三番瀬の衰
退時期（1955～1960年頃）から推して、より汚濁の進む
葛西では1960年頃にアマモ群落は消滅したと考えられる｡今回、それから数十年ぶりの活着といえる。

①東なぎさでは近年ハマグリが増加しており、数人程度の漁業者が採捕している（𠮷𠮷原氏）。深場（左図〇）よりも環境が良好な干潟域（左図●）での採集密度が高く、最大0.36個体/㎡であった。②右図の1950年前後における殻長20㎜以上の個体の採集密度（均して20～30個体/㎡程度）との間に2桁近い差異がみられる。この密度差を少しでも埋めるためには、浅場と底層環境の改善は重要。

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2016年 羽田沖のアサリ稚貝は矢作川並み！
（左図 月別・地点別、右図 殻長別稚貝の推移）

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今回、その概要を紹介する。

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京浜運河内におけるマハゼの衰退年代と理由は湾奥に通ずる

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左 7月5日小島氏撮影
右 7月20日衰退期のアマモ            ղᆅⅬ             

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京浜運河港南大橋付近の船着き場付近に住居を構える漁業者（丸氏）は、17～18㎝の大型ハ
ゼが1987年頃まで毎年11月下旬～1月上旬に同水域で釣れたが、以後全くダメになったという。
そこで、都環境局の6～9月の底層DO㎎/L、底層温度、化学的酸素要求量（COD㎎/L）等を用いて本種の分布消長を検討。

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羽田空港沖の浅場3地点で月1回採泥し、目合1㎜の篩でアサリ稚貝を選別した（ただし、調査時に波が高く岸寄りの調査しかできなかった8月の採取密度は低い）。同空港沖のアサリの生息状況と推移については漁業者から情報を収集。

ͤ破線茶は大型マハゼ生息年代、破線赤は25Υ水温でマハゼ斃死率5％の酸素濃度が約1.9㎎/Lのライン（環境省、底層DO目標値について、Yamochi（1995）を引用）。

①左図より7月の稚貝は１～2万個体/㎡（殻長5㎜以上では約3～8千個体/㎡）と豊川や矢作川の2004～2005年の殻長5㎜以上の採集密度に匹敵するが、夏秋期の減少は著しい。
②漁業者（伊東氏、福石氏ほか）は、夏ぐらいから減少し翌年の操業に至らない傾向が近年続いているというが、衰退要因として夏秋期に発達する底層悪化が考えられる。③そこで、高密度で着底した稚貝を比較的環境に恵まれた浅場へ早期に移植する活用策を図ることが再生産の観点からも重要と考えられる。ちなみに、お台場の干潟では2004年に16～20ト
ンのアサリ収穫量がみられた（小泉2005）事例がある。

①マハゼ生息年代でも環境悪化の兆しがみられる（1983.7の0.5㎎/L、1983.9の0.6㎎/L） 。1986
年以降のDO低下は顕著（図上段）。この間のDOの突出はプランクトンの異常繁殖時と考えられ、有機汚泥のもと。いずれにせよ、底層環境の悪化とマハゼの分布がみられなくなった時期とが符合する。②運河だけでなく河口域の環境悪化が常態化している近年、本種にとって健全な生息域は見かけ以上に縮小していることを考慮しておくことが重要。
なお、竹脇（1986）は、有機物が堆積する酸素消費量の高い底泥は、貧酸素化を促進させて嫌気的環境下で活発になる硫酸還元菌の作用により硫化物を発生させる機構がはたらき生物の生存を脅かす、としている。

〔問い合わせ先〕
元 東京都島しょ農林水産総合センター 小泉正行

e-mail： rsf08727@nifty.com

今回発表するパネルは、以下の2点を参考にした。
●ハマグリ、アサリ、ヤマトシジミの詳細は、中央水産研究所 東京湾の漁業と環境 Fishery and Oceanography in Tokyo Bay. 第12号 2022年3月 (PDF 13.6 MB)。
●東京湾の生物全般については、地人書館 東京湾－生き物と共にみる長期的なうつりかわり 小倉・風間・小泉著（2022年12月発刊予定）- 72 -

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直接的な観測方法
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観測データ がな い
時期と 場所を 補う

時間軸
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補完的に利用水質

地球化学的な方法

アカガイ属の一種(Anadara granosa) (Mirzaei et al., 2014)૾ඥঐথफ़থ෯২
‫ق‬0Q&D‫ك‬ংজक़঒෯২
‫ق‬%D&D‫ك‬෷ಞ৊ਜ਼৬ૻ
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ఖਆ૴ো୤਷ആधවীযನ৓ᄚಞહਸ

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0Q2 ‫ ڀ‬0Q 2 ࿢‫ؾ‬ਦ೅ƷǭȣȪȖȬȸǷȧȳɤ᣻ჄǍܷ؉ჄƳƲư੔ӕƠƨ᝝൉Ʒ࿢‫ؾ‬ਦ೅Ტࣇ᣽ΨእຜࡇƱӷˮ˳ൔᲣǛЎௌƠᲦྵ‫ئ‬Ʒ൦ឋƱൔ᠋ƠƨᲢӫ‫׋‬ᲣᲨ

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東京都市大学 理工学部 自然科学科 田中健太郎〒158-8557 東京都世田谷区玉堤 1-28-1 TEL: 03-5707-0104（代表） 2405（内線）
E-mail: ktanaka@tcu.ac.jp- 73 -

生き物生息場つくりＰＴ政策提案「マコガレイ産卵場の底質改善」の効果

４

図１ 底質改善の場所

図２ 底質改善のイメージ

図５－３ R3改善箇所の産卵数

図４ 底質改善箇所と追跡調査点

最大 51 個/ｍ２

R3改善箇所

図３ 底質改善前（左）と改善後（右）図５－２ R２改善箇所の産卵数

R2改善箇所

最大 1,114 個/ｍ２

調査点

調査点
調査点

個/ｍ２

個/ｍ２

マコガレイの産卵は、主に東京湾の北部沿岸で行われています。泥質分の多い底質は、沈性粘着卵であるマコガレイ卵のふ化率を低下させ、資源の減少原因の一つになっていると推察されます。
そこで、生き物生息場つくりＰＴは、官民が連携して取り組むべき生き物生息場つくりの具体的な政策の一つとして、「東京湾北部沿岸におけるマコガレイ産卵場の底質改善」を東京湾再生推進会議に政策提案し、社会実装されました。
令和元～３年に習志野市茜浜地先のマコガレイ産卵場に、細砂主体の良質な浚渫土砂が投入され、その後の追跡調査では、毎年、マコガレイの産卵が確認されています。（図１～7）

R1改善箇所（R3調査）（R2調査）

調査点（R3調査）

図５－１ R１改善箇所の産卵数個/ｍ２

最大 523 個/ｍ２

図６ 追跡調査の様子（R1調査）（R2調査）（R3調査）

図７ マコガレイ受精卵（見やすいように染色しています）※改善箇所と比較している「周辺」とは、茜浜地先で千葉県水産総合研究センターが継続して産卵場の調査をしている９地点の平均値を用いています。

２０２２年６月に、東京湾において２００４年以降で過去最高密度のマコガレイ稚魚の出現が確認されています。

生き物生息場つくりPTは、マコガレイ産卵場の底質改善の効果を検証するため、今後も関係機関と連携して底質改善場所での底質調査及び産卵状況調査を行う予定です。
このような生き物生息場つくりの取組みが、東京湾の再生につながることを切に願っています。
東京湾再生官民連携フォーラム生き物生息場つくりプロジェクトチーム【問い合わせ先】（生き物生息場つくりＰＴに関する問い合わせ）東京大学大学院新領域創成科学研究科 社会文化環境学専攻 佐々木（ささき）〒２７７－８５６３ 千葉県柏市柏の葉５－１－５ TEL ０４－７１３６－４８１２ E-mail ：jsasaki@k.u-tokyo.ac.jp- 74 -（調査に関する問い合わせ）千葉県水産総合研究センター 資源研究室 井上（いのうえ）〒２９５－００２４ 千葉県南房総市千倉町平磯２４９２ TEL ０４７０－４３－１１１１ E-mail ：m.inue10@pref.chiba.lg.jpࡁථƴԃǇǕǔျ൦ࣱ҄‫ܖ‬ཋឋ๋Ј৮СƷƨǊƷૼƠƍᙴჿ߻ඥƷ੩కᲯӻӸӨგ૤֧ኬ࿨
疎水性化学物質の代表物質であるダイオキシン類の環境基準値を超過した底泥が複数の港湾で発見されている．
処分場の確保が困難であることなどから除去対策が進んでいない場合が多く，より実用的で経済的な対策工法として覆砂が検討されている．しかしながら従来型の覆砂工法では溶出抑制効果の持続性など，工法の課題がある．本
研究では，浚渫土砂を活用した袋構造のシートを用いる新しい覆砂工法を提案するとともに，実験及び数理モデル解
析によって新工法によるダイオキシン類の長期にわたる溶出抑制効果を評価する事を目的とする．

ӼӸӨශ֖փᆸ௱୿ሓ֭࿓ࡎ֧ၟ྇

ӾӸӨྙৼዽഞጌฑ୲ऐ֭ᅴअ
数理モデルの基礎方程式

疎水性の強いダイオキシン類は，底泥中の有機炭素に吸着しやすいC w  (1   )  s C stt
C w  Q z C w   D z  C w  (1   )  s C s 

z 
z 
z

有機炭素量の多い浚渫土を活用

・・・式１

表-1 計算ケース

生分解性透水シート

Cw:間隙水中ダイオキシン類濃度(pg-TEQ/L)

ࢣ࣮ࢫ

そ◁ᮦ

そ◁ཌ
㸦cm㸧

Cｓ:粒子態ダイオキシン類濃度(pg-TEQ/g)

1
2-1
2-2
2-3
2-4
3

࡞ࡋ
Ύί࡞◁
Ύί࡞◁
Ύί࡞◁
Ύί࡞◁
ᮍởᰁᗏἾ
ᮍởᰁᗏἾ
Ύί࡞◁
ᮍởᰁᗏἾ
Ύί࡞◁

0
15
30
50
30
30
1
30
3
30

Dz：拡散係数(mm2/s)
Qz:線流量(mm3/s) ＜圧密の影響を考慮＞
λ：分解速度定数

有機炭素量が多い浚渫土を袋構造のシートを原泥と覆砂の間に敷く工法を提案 （有害化学物質拡散防止マット＊）

ε：間隙率＊有害化学物質拡散防止マット：特願2007-244730，特許第4821010号

100

溶出フラックス比（%）

図-1 有害化学物質拡散防止マットの概念図ӽӸӨಬၾಲଫ֭ሑሓ։‫ֲׇ‬ଅऐ
ろ過海水

ろ過海水

ろ過海水
覆砂材B

汚染底泥

汚染底泥

汚染底泥

ケース2
ケース2

ケース3
ケース3

ケース4
ケース4

＜現状＞

＜従来型覆砂＞

0.8
0.7

覆砂材B

0.4

0.0
1 ࢣ࣮ࢫ12
3

4 ࢣ࣮ࢫ25
6

7 ࢣ࣮ࢫ389

10 ࢣ࣮ࢫ4
11
12

0.089

0.149

＜新工法＞
0.01

・直上水を固液分離して粒子態，溶存態に分画後して測定・覆砂後の圧密沈下量を測定
・直上水厚30㎝，覆砂厚3㎝，
汚染底泥5㎝とした
・ケース４の覆砂厚は上層2㎝，
下層1cmとした．

図-2 実験ケースおよび静置溶出実験の結果

0.003

0.002

2-1

2-2

2-3

2-4

3

4-1

4-2

・ダイオキシン類汚染対策工法として，有害化学物質拡散防止マットを汚染底泥上に敷き，その上に覆砂を行う
新しい覆砂工法を提案した．

0.5

0.1

0.149

0.1

ӿӸӨଅᎪ

汚染底泥

0.2

1.076
0.303

図-3 50年後における溶出フラックスの比較

覆砂材A

0.6

0.3

＜従来型覆砂＞

1

1

ろか海水
粒子態
溶存態

10

50᪥࡛12cmᅽᐦ

・従来型覆砂での圧密の有無による違い（ケース2-2,2-4)
ケースNo. による差異はなかった・新工法（ケース4)では他のケースより溶出フラックスが小さく海域への溶出抑制効果が高い
・有害化学物質拡散防止マットの中間層厚さの違い（4-1,4-2)による溶出フラックスの差異は殆どない＜新工法を想定＞

静置：4ヶ月後100.000

50᪥࡛12cmᅽᐦ

0.001

覆砂材A
覆砂材B

汚染底泥

0.9

4-2*

ろ過海水

ケース1
ケース1

1.0
直上水ダイオキシン類濃度 (pg-TEQ/L)

覆砂材A

4-1*

＜覆砂なし＞

ᅽᐦ࡞ࡋ
50᪥࡛6cmᅽᐦ50᪥࡛12cmᅽᐦ
50᪥࡛20cmᅽᐦ࡞ࡋ
50᪥࡛12cmᅽᐦ

・室内実験及び数理モデルにより，マット内の有機炭素によって間隙水を拡散するダイオキシン類を効果的に捕捉し，溶出を抑制する効果があることが示された．
・今後は，有機炭素量が多い浚渫土砂の有効利用に繋がる可能性が期待できる．

〔問い合わせ先〕
国土交通省 国土技術政策総合研究所 沿岸海洋・防災研究部 海洋環境研究室 内藤 了二〒２３９－０８２６ 神奈川県横須賀市長瀬３－１－１ TEL ０４６－８４４－５０２３ E-mail ：naitou-r852a@mlit.go.jp
http://www.ysk.nilim.go.jp/kakubu/engan/kaiyou/kenkyu/tokyobay-sympo.html- 75 -

ᢩΨவˑɦưƷෙ൦ɶƴƓƚǔȒእӏƼȪȳƷ๋Ј৮СјௐᲰӻӸӨგ૤֧ኬ࿨
閉鎖性海域では貧酸素水塊発生のための改善策が求められている．また循環型社会形成への貢献として建設副産物の活用も求められている．そこで，有機汚濁した底質を改善するために，建設発生土を覆砂材として利用することが検討されている．一方で，建設発生土には自然由来のヒ素が含まれる可能性があり，還元条件となった場合に，海水中にヒ素が溶出する可能性がある．本研究では，覆砂材中のヒ素および底泥中のリンの溶出を抑制するためにFeO(OH)を混合し，その溶出抑制効果を検証するために，還元条件を再現した静置溶出実験を行った．
⁐ฟᢚไᮦ 3%ࣄ㓟ࣄ㓟⁐ฟᢚไᮦ 0%
ளࣄ㓟

ࣄ㓟

0.36

0.03

0.09

0.27

0.02
0.01
0.00

溶出量 (mg・L-1)

0.12
溶出量 (mg・L-1)

溶出量 (mg・L-1)

ӼӸӨಲଫሑሓ

⁐ฟᢚไᮦ 1%
ளࣄ㓟

0.04

0.06
0.03
0.00

0

5

10

15

20

25

(日)

ளࣄ㓟

0.18
0.09
0.00

0

5

10

15

20

25

(日)

0

5

10

15

20

25

(日)

図-3 溶出抑制材量ごとのヒ酸及び亜ヒ酸の割合•

実験初期は，溶解性の高い亜ヒ酸が多く占めていたが,溶出抑制材3%では21日目に,1%では7日目以降から減少し, 21日目では 56~58%となった．
溶出抑制材0％の2日目までは,ヒ酸の溶出量が増加したが,5日目以降は定常状態となり, 85%が亜ヒ酸となった．
亜ヒ酸の溶出量,割合ともに徐々に減少する傾向にあったが,21日目でも67%が亜ヒ酸であった．

•
•

ӾӸӨணళ
図-1 静置溶出実験の概念図
図

ӽӸӨଅऐ
૱Ϩϱ

ర

ϜϱΪϱ

0.3

100

0.2

-100

0.1
5

10

15

20

༻ड़ཊ੏ࡒ 1%

૱Ϩϱ

ర

ϜϱΪϱ

0.5

25

-300
ʤೖʥ

ర

ϜϱΪϱ

0.5

0.3

100

0.2

0.3

100

0.2

-100

0.1
0

5

10

15

20

-300
25 ʤೖʥ

0

5

10

15

༻ड़ཊ੏ࡒ 0%

૱Ϩϱ

ర

20

ϜϱΪϱ

0.5

-300
25 ʤೖʥ

0.3

100

0.2

•

［溶出抑制材添加0%－溶出抑制材添加C%］溶出量［溶出抑制材添加0%］溶出量
ͤCは，実験ケースである溶出抑制材の添加量（%）を示し，5.0，3.0，1.0である

-100

0.1
0

5

10

15

20

図‐4 総ヒ素・総リンの溶出抑制効果（21日目）-300
25 ʤೖʥ

図-2 直上海水のORP及びT-As，T-P，Fe，Mn溶出量•

溶出抑制効果 % =

ORP
500
300

0.4

0.0

FeO(OH) 5.0%添加の5.0%添加の場合，溶出抑制効果が100%

ORP (mV)

300

0.4

•

-100

૱ϐો
0.6

ORP
500

溶出抑制材5％でORPが低下しなかったのは，溶出抑制材（ FeO(OH) ）の酸化力によるものと考えられる．
溶出抑制材0％では，初期にヒ酸が溶出し，溶出したヒ酸が還元状態にある液相で還元され，亜ヒ酸に変化することが分かった．
溶出抑制材FeO(OH)の添加量に対する総ヒ素の溶出量から推測すると，固相に添加した鉄化合物への再吸着が考えられる．

•

ORP
500
300

0.4

0.0

༻ड़ྖ (mgʀL-1)

0

ORP (mV)༻ड़ྖ (mgʀL-1)

૱Ϩϱ

0.1

૱ϐો
0.6

0.0

༻ड़ཊ੏ࡒ 3%

ORP (mV

300

0.4

ORP (mV)༻ड़ྖ (mgʀL-1)

0.5

0.0

૱ϐો
0.6

ORP
500
༻ड़ྖ (mgʀL-1)

૱ϐો
0.6

•

༻ड़ཊ੏ࡒ 5%

ӿӸӨଅᎪ

溶出抑制材5%ではT-As,T-P,Feが不検出であり，溶出抑制効果が確認された．3%ではFeの溶出が上昇，T-As,T-Pの溶出は抑制された．1%のケースでは，T-As,T-Pが3%のケースより溶出量が多い．0%では，T-Pは静置期間とともに増化，T-Asは7日目以降減少に転じた．
ORPは，0%から3%のケースでー200mv付近で安定していた．

 溶出抑制材5%では全期間で総ヒ素、総リンが不検出であり、溶出抑制効
果が確認された．溶出抑制材3%では、溶出抑制材0%と同程度のORPの低下が見られたが、総ヒ素、総リンの溶出抑制効果を確認できた．
 実海域で溶出抑制材を使用する際は、最も溶出抑制効果の高い5％が望ましいと考えられる．

〔問い合わせ先〕
国土交通省 国土技術政策総合研究所 沿岸海洋・防災研究部 海洋環境研究室 内藤 了二〒２３９－０８２６ 神奈川県横須賀市長瀬３－１－１ TEL ０４６－８４４－５０２３ E-mail ：naitou-r852a@mlit.go.jp
http://www.ysk.nilim.go.jp/kakubu/engan/kaiyou/kenkyu/tokyobay-sympo.html- 76 -