Laguna (2022) 29: 35-56

ISSN 2185-2995

北海道オホーツク海側の 2 つのヤマトシジミ漁場シブノツナイ湖
及び藻琴湖の湖沼環境と水生生物の過去 75 年の変遷
1

松田烈至 ・園田

2

3

武 ・瀬戸浩二 ・香月興太

3

Changes in environment and aquatic organisms over the last 75
years in Lake Shibunotsunai and Lake Mokoto, two fishing grounds
for brackish water clams on the coast of the Sea of Okhotsk
Retsushi Matsuda1*, Takeshi Sonoda2, Koji Seto3, Kota Katsuki3
Abstract: The environment of the brackish lakes on the coast of the Sea of Okhotsk, in
Hokkaido, has changed dramatically due to increased human activities since the Meiji period.

Previous paleoenvironmental studies of these lakes have revealed historical changes in the lake

topography and ecosystems over the last 10000 years. However, few studies have focused onrecent environmental changes in these lakes, especially owing to the high economic growth in

the region from the 1960s to the present. The purpose of this study was to examine change in thelake environment and aquatic organisms in Lake Shibunotsunai and Lake Mokoto, since 1945, byconducting field surveys as well as using existing data. From 1945 to the early 1960s, there waslittle human impact on the lake environment. However, since the 1960s, the lake environment
has changed rapidly, mainly due to the progressive construction work on the inflow river channel

and outflow channel from the lakes to the sea. Furthermore, changes in land use have led toeutrophication of the lake water and an influx of large amounts of mud in the lakes, making themshallower and smaller. Such changes in the lake environment have had a strong impact on theabundance and fishery activity of the brackish water clam Corbicula japonica in both lakes. Further

studies of core samples from Lake Shibunotsunai are necessary to corroborate the results of thisstudy.

Key words: Lake Shibunotsunai, Lake Mokoto, Historical transition, Aquatic organisms
1

鳥取大学大学院連合農学研究科・The United Graduate School of Agricultural Science, Tottori University, 101, Minami 4-chome, Koyama-cho,
Tottori, 680-8553, Japan.

2

東京農業大学生物産業学部・Faculty of Bioindustry Tokyo University of Agriculture, 196, Yasaka Abashiri, Hokkaido 099-2493, Japan.

3

島根大学エスチュアリー研究センター・Estuary Research Center, Shimane University, 1060 Nishikawatsu-cho, Matsue 690-8504, Japan.

受付日：2021 年 9 月 30 日，受理日：2022 年 1 月 29 日，WEB 掲載日：2022 年 2 月 25 日

35

松田烈至・園田はじめ武・瀬戸浩二・香月興太（図 1a, b）．シブノツナイ湖は面積 2.76 km 2 ，周囲長
9.5 km，平均水 深 1.0 m，集 水 域 面積 91.0 km 2 のに汽水湖である（北海道環境科学研究センター，2005）（図 1c）．本湖ではヤマトシジミ漁業が営まれている

北海道オホーツク海側の海岸線には数多くの沿岸海跡湖が存在する．それらの海跡湖は河川流域の末端に位置し，人間活動の影響を受けやすい環境

が，2009 年に 52.6 トンあった漁 獲 量は泥の堆積にになっている．歴史的視点で見ると，それらの海跡

よる漁場面積の減少などにより減少している（湧別

湖の環境に開発による大きな影響が及ぼされる機会

漁業協同組合資料聞き取り）．またシブノツナイ湖のは二度あった．すなわち，第一に明治から大正期の特徴として挙げられるのが，農業排水事業の一環で1967 年に施工された河口閉塞処理施設である（高橋北海道への入植と開拓，第二に太平洋戦争後から昭和 40 年代にかけて急速に進められた総合開発であ・滝沢，1967）．本湖は，河口閉塞処理施設の吐口る（山崎，1987）．特に北海道オホーツク海側の地域
では昭和 40 年代の高度経済成長期に農地整備や河部から海水が侵入することで汽水環境が成立している．しかしながら，河口閉塞処理施設の吐口部は流川改修が進められ，海跡湖でも湖口の開削と護岸化（例：シブノツナイ湖 1967 年，能取湖 1974 年，サロ砂によって閉塞していることも見受けられ（松田・園田，2021），湖沼環境やヤマトシジミ漁業への影響が懸

マ湖第二湖口 1979 年）が実施されて，湖内へ流入念される．一方，河口閉塞処理施設の施工前後のシする河川水と海水のバランスが大きく変化するような

ブノツナイ湖の湖沼環境調査は，黒田・菊地（1970），

環境変化の履歴を辿ってきている．現在，それらの園田ほか（2009），紋別市による水質調査（2013–2019）

海跡湖は地域の重要な水産増養殖漁場として利用さ以外ほとんどない．したがって，河口閉塞処理施設

れ，また観光資源となる一方，その多くが日本の重の施工前後から現在までの湖沼環境の変化について

要湿地に選定されている（環境省，2019）．したがっは未解明な点が多い．
藻琴湖は，面積 1.12 km 2 ，周囲長 5.5 km，平均て，それらの海跡湖では，地球温暖化の影響を受け

水深 1.7 m，流域面積 184.1 km 2 の汽水湖である（北海道環境科学研究センター，2005；早川ほか，2007）

る中で将来を見据えた湖沼環境の保全に取り組んでいくことが喫緊の課題となっている．そうした保全策を検討する上で，過去から現在に至る湖沼環境の歴（図 1d）．現在の北海道最大のヤマトシジミ漁場は史的変遷を理解することは非常に重要である．

網走湖であるが，網走湖でのヤマトシジミ漁 業の北 海 道 オホーツク海 側 の 海 跡 湖 について歴 史

始まりは藻琴湖から移植された種苗が増加したためである（網走市，2021a）．しかしながら，移植元の的観点からの研究は，能取湖・網走湖（湊・北川，
1954），サロマ湖（大島，1971）について過去約 1 万

藻琴湖は利水や流域環境の変化などによってヤマト

年の地形や環境変化が明らかにされている．また，北海道への明治入植期前後から現在まで約 150 年

シジミの再生産に不適な環境に変化した（網走市，2021a）．そのため現在は，網走川下流部からヤマトの 環 境 変 化については， サロマ 湖（Katsuki et al.,2009）， 能 取 湖（Katsuki et al. 2012a; Katsuki et al.

シジミを移植放流することで漁業が営まれている（網走市，2021a）． 藻 琴 湖は， 中川ほか（1978） や 李・

2012b; Seto et al., 2019）， 藻 琴 湖（Katsuki et al.,2019）において，コアサンプル中の珪藻殻や有孔虫

中尾（1985）による湖沼環境や底生生物の調査結果があり，また Katsuki et al.（2019）による年縞堆積

化石，元素組成の詳細な分析が行われている．そ物を用いた明治入植期から現在までの湖沼環境変化の結果，これらの湖では湖沼生態系の構造が太平
洋十年規模振動（Pacific Decadal Oscillation: PDO）

についての詳細な研究や，早川ほか（2007）によるなど広域スケールの環境変動と，流域スケールの人

太平洋戦争後から現在までの湖沼環境の変化につい

間活動の双方の影響を受けて変化してきていることて検討した報告はない．

湖沼水質に基づく水理条件に関する研究はあるが，が明らかにされている．一方，日本の自然が特に大そこで本研究は，シブノツナイ湖及び藻琴湖に関きく変貌した太平洋戦争後，高度経済成長期から現在までに焦点を当てて北海道オホーツク海側の沿岸する基礎的研究の一環として，特に地域の環境が大きく変貌してきた 1945 年以後から現在までに焦点を海跡湖の環境変化を検討した研究は少ないのが現状

あて，両湖の湖沼環境と生息する水生生物の変遷にである．

ついて既存の資料と現地調査結果から明らかにし，本研究では，北海道オホーツク海側沿岸海跡湖

変遷過程とその要因について考察することを目的との一つであるシブノツナイ湖と藻琴湖に焦点を当てる

した．
36

北海道オホーツク海側の 2 つのヤマトシジミ漁場シブノツナイ湖及び 藻琴湖の湖沼環境と水生生物の過去 75 年の変遷

図 1 本研究における調査地点．
(a) 北海道 . (b) 調査場所 . (c) シブノツナイ湖 . (d) 藻琴湖 .
Fig. 1 Study sites in this study.

(a) Hokkaido. (b) Study area. (c) Lake Shibunotsunai. (d) Lake Mokoto.

は河口閉塞処理施設施工前後の湖面積について測定

材 料と方法した．また，藻琴湖は流入河川である藻琴川河口付1．湖沼環境近の泥が堆積した範囲の面積についても測定を行っ（1）地形

た．両湖の外海へ連絡する湖口と流入河川形態の変

シブノツナイ湖及び藻琴湖の湖沼地形の推移を検化についても写真と衛星画像データから検討した．

討するため，湖面積，水深，湖容積について田中（1911），
Ueno（1938）， 朝 比 奈（1940）， 堀 江（1956）， 黒 田・ （2）水質と底質
菊池（1970），中川ほか（1978），李・中尾（1985），今

シブノツナイ湖の水質と底質の推移は，黒田・菊田ほか（1995），北海道環境科学研究センター（2005），

池（1970）による 1969 年 10 月 20 日の調査結果，北園田ほか（2009），紋別市（2013–2019）を基に比較し海道環境科学研究センター（2005）ならびに園田ほか（2009）による 2008 年 8 月 11 日の調査結果，さらた（表１）．このうち湖の容積については，一般的に平均水深と湖面積を用いて求められている．しかしながに紋別市による水質調査結果（2013–2019），そして本研究で 2017 年 8 月から 2019 年 8 月にかけて実施しら，既往研究によっては平均水深が不明な資料がある
こと，両湖沼共に平均水深の変化は最大水深の変化た調査結果を基に比較検討した．藻琴湖の水質と底質の推移は，Ueno（1938）による 1936 年 8 月末からに伴って起こっていると推測されることから，本研究

9 月初めの調査結果，朝比奈（1940）による 1938 年

では最大水深と湖面積を用いて湖の容積を算出した．

6 月 28 日から 7 月 11 日の調査結果，中川ほか（1978）

湖全体の形態について国土地理院地図による航空
写真と Google Earth Pro による衛星画像データから画

による 1977 年 7 月 25 日の調査結果，李・中尾（1985）
による 1983 年 8 月 6 日の調査結果，安富ほか（1995）

像ソフト Image J を用いて検討した．シブノツナイ湖

37

松田烈至・園田武・瀬戸浩二・香月興太

による 1991 年 5 月から 11 月の調査結果，北海道環ではそれらの記述を整理し，園田ほか（2009）と本研究で実施した調査結果から近年 10 年間の比較を

境科学研究センター（2005）の調査結果，瀬戸ほか（2020）による 2019 年 5 月 31 日の結果，そして本研
究で 2017 年 8 月から 2019 年 8 月にかけて実施した

行った．なお現在までの変化について比較するため，
園田ほか（2009）の 55 地点の中から 2017 年以降の地点に最も近い 8 地点を比較対象とした．また藻琴湖は Ueno（1938），朝比奈（1940），中川ほか（1978）

調査結果を基に比較検討した．

本研究の野外調査はシブノツナイ湖（図 1c）と藻琴湖（図 1d）に設定した 8 地点において，シブノツナイ
湖 で 2017 年 8 月 31 日，2018 年 9 月 12 日，2019 年 8によるヤマトシジミ生息分布調査，李・中尾（1985）
による底生生物群集の調査結果と本研究で実施した調査結果から約 80 年間の比較を行った．底生生物

月 20 日，藻琴湖で 2017 年 8 月 18 日，2018 年 9 月 20
日，2019 年 8 月 29 日の計 6 回実施し，水質測定と底は，採取した底質サンプルを全て 1.0 mm メッシュふ質及び底生生物の採取を行った．
底 質の 採 取は Ekman-Birge 型 採泥 器（ 採泥面 積

るいを用いてふるい，篩上に残ったものを全て冷蔵保存し，研究室に持ち帰った．底生生物サンプルは実験室で再び1.0 mm メッシュの分析篩上ですすいだ後，1/50 m ）を用いて 1 地点 2 回採泥を行った．底質分
2

析用サンプルは，底質表層約 1 mm を CNS 元素分析
用サンプルとして，表層から約 2 cm を粒度組成及びふるいに残っている全てのものを選別採取した．その後写真撮影を行い，全ての底生生物を 10% 海水ホル

強熱減量，AVS（酸揮発性硫化物量）分析用サンプルとして採取し，-10℃ 以下で凍結保存した．

マリンで固定保存した後，種の分類同定を行い，個体数を計数し湿重量を測定した．また，汽水環境を

CNS 元 素 分 析は， 粉 末にした堆 積 物 試 料 約 10mg を銀製固体用コンテナーにとり，1N 塩酸を適量指標する生物であるヤマトシジミの両湖における漁獲量について網走市水産統計データ（網走市，2021b，
2021c）並びに湧別漁業協同組合への聞き取り調査

加えて炭 酸 塩 炭 素 を完 全 に除 去した後，110℃ に
熱したホットプレート上で 2 時間静置し，試料を蒸結果を基に検討した．

発固化させてそれをさらに錫 製固体用コンテナー
で 封 入 し，CNS 元 素 分 析 計（Thermo ELECTRON結CORPORATION 製，Flash EA 1112）により堆積物試

果料の全有機炭素濃度，全窒素濃度及び全イオウ濃度

1．湖沼地形を測定した．また，全有機炭素濃度，全窒素濃度か
ら C/N 比を算出した．標準試料には BBOT（2,5-Bis-

シブノツナイ湖及び 藻 琴湖の湖面積，最大 水 深の変化について表 1 に示す．シブノツナイ湖は 1911
年には湖面積が 3.41 km 2 ，最大水深が 5.8 m であった． そ の 後， 湖 面 積 は 1956 年 に 2.98 km 2 ，1970(5-tert.-butyl-benzoxazol-2-yl)-thiophen）を用い，最初の 5 試料で検量線を作成し，それに基づいて TOC
濃度，TN 濃度及び TS 濃度を定量した．また，10 試

年 に 2.76 km 2 ，2013 年から 2.63 km 2 に減 少した．
最大 水 深は 1956 年に 6.0 m が観測されているが，料おきに BBOT を測定し，補正を行った．粒度組成は，110℃ で 8 時間乾燥後に粒径 2.0 mm から 0.063 mm

1970 年に 2.0 m，現在は 1.2 m 前後まで浅化した．
また，黒田・菊地（1970）による 1969 年の調査では湖心 地 点の水 深は 1.5 m で，湖口に向かう地 点までの 6 段階のふるい分け法によって求めた．また，粒度組成から得られたシルト・クレイ含有量から含泥650℃ で 2 時間乾燥させ，率を算出した．強熱減量は，

では 2 m となっていた．2017 年から 2019 年の調査
では湖心の水深は平均 1.25 m，湖口部は平均 1.29

加熱後の測定重量から求めた．AVS は，凍結保存したサンプルを低温下において解凍し，検知管法（ガステック社製ヘドロテック S）により測定した．

m であった．以上のことから 1969 年から 2019 年ま2．水生生物

1.6×10 -2 km 3（84.0%）減少した．

での 50 年間で湖心部では約 0.25 m 浅化したと推定された． また湖 容 積は，1911 年から現在までに
藻 琴 湖は，1956 年から 2005 年までは 湖 面 積に大きな変化は生じていない．しかしながら，2014 年

シブノツナイ湖に生息する水生生物に関する既往公
開資料はほとんどなく，わずかに湧別町史（湧別町史編さん委員会，1982）に記述があるほか，黒田・菊以降の藻琴川流入部では土砂堆積が起こっており，
現在の湖面積は 1.12 km 2 よりも小さいことが推定

池（1970）によるプランクトン調査結果，北海道建設された．一方で最 大 水 深は 2005 年までは 5 m 以
上あったが，2018 年には 4.5 m 前後まで浅化してい部（2004）によるシブノツナイ川水系河川整備基本方
針における生息生物の記述があるのみである．本稿
38

Table 1
北海道オホーツク海側の 2 つのヤマトシジミ漁場シブノツナイ湖及び 藻琴湖の湖沼環境と水生生物の過去 75 年の変遷

表 1 1911 年から 2019 年における湖面積及び最大水深，湖容積の経時変化．
Table 1 Temporal changes of area, maximum depth and lake volume for 1911–2019.

文献：(1) 田中（1911），(2) Ueno（1938），(3) 朝比奈（1940），(4) 堀江（1956），(5) 黒田・菊地（1970），(6)中川ほか（1978），(7) 李・中尾（1985），(8) 今田ほか（1995），(9) 北海道環境科学研究センター（2005），(10) 園田ほか（2009），(11) 紋別市
（2013），(12) 紋別市
（2014），(13) 紋別市
（2015），(14) 紋別市
（2016），(15) 紋別市（2017），(16) 紋別市（2018），(17) 紋別市（2019），(18) 本研究Year Area(km2)
1911
1936
1938
1956
1969
1977
1983
1995
2005
2008
2013
2014
2015
2016
2017
2018
2019

3.41
2.98
2.76
2.76
2.63
2.63
2.63
2.63
2.63
2.63
2.63

Lake Shibunotsunai
Maximum
Lake volume(km3) Reference
depth(m)5.8(1)
1.9 × 10-2
6.0
(4)
1.7 × 10-2
2.0
(5)
0.5 × 10-2
-2
3.0
(9)
0.8 × 100.9
(10)0.2 × 10-2
(11)
(12)
(13)
(14)
1.3
(15)(18)
0.3 × 10-2
1.2
(16)(18)
0.3 × 10-2-2
1.2
(17)(18)
0.3 × 10

(1) Tanaka (1911)(2) Ueno (1938)(3) Asahina (1940)(4) Horie (1956)(5) Kuroda and Kikuchi (1970)(6) Nakagawa et al. (1978)(7) Li and Nakao (1985)(8) Imada et al. (1995)(9) Hokkaido Institute of Environmental Sciences (2005)

た．また湖容積は，1956 年から現在までに 0.1×10 -2
km 3（18.9％）減少した．

Lake Mokoto
MaximumArea(km2)
Lake volume(km3) Reference
depth(m)
5.8
(2)
5.7
(3)
1.13
5.5
(4)
0.6 × 10-2
-2
5.2
(6)
0.5 × 10
1.22
5.3
(7)
0.6 × 10-2
-2
1.10
5.8
(8)
0.6 × 10
-2
1.12
5.8
(9)
0.6 × 104.4
(18)
0.4 × 10-2
4.5
(18)
0.5 × 10-2
(10) Sonoda et al. (2009)(11) Monbetsu city (2013)(12) Monbetsu city (2014)(13) Monbetsu city (2015)(14) Monbetsu city (2016)(15) Monbetsu city (2017)(16) Monbetsu city (2018)(17) Monbetsu city (2019)(18) This study

れている面積は 1947 年が 2.14 km 2 ，1964 年が 2.03
km 2 であったが，河口閉塞 処 理 施 設が施工された
1969 年は 2.36 km 2 であった．

シブノツナイ湖における湖岸線形状は，特に海岸

一方，藻 琴湖では 1948 年と 1971 年で湖口の形に開口する湖口付近が河口閉塞処理施設の施工によって大きく変化した（ 図 2）． 河口閉 塞 処 理 施 設状に違いが見られた（図 3）．1948 年は蛇行河道によってオホーツク海と連絡していたが，1971 年は護の施工前である 1964 年以前は，砂州が開口することによってオホーツク海と連絡し，波浪などの影響

岸工事に伴って直線化した河道によってオホーツク
海と連 絡していた（図 3）．実際に湖口水 路の長さによって湖口の形態が 変化していた．河口閉塞 処
理 施 設 が施 工された 1969 年以降は，湖口の形 状は 1947 年 が 1289.6 m，1971 年 が 940.4 m であり，
約 300 m 減 少していた． また 1971 年以 降 の 湖口は現在の形に固定化された．画像データをもとに

形状は 2018 年までに大きな変化は認められなかっ測定した河口閉塞処理施設施工前の湖水が満たさ39

松田烈至・園田武・瀬戸浩二・香月興太

図 2 シブノツナイ湖の湖沼形態の経時変化 . 矢印は湖口を示す.
Fig. 2 Temporal changes of the lake shoreline and adjacent area in Lake
Shibunotsunai. Arrows indicate the mouth of lake.

た．しかしながら，流 入河川である藻 琴川による近年の堆積 物の流 入によって，2014 年頃から河川に現在と同様な土地利用状況に変化した．藻琴湖
流域は 1947 年から農地として広く利用されており，
1971 年以降に農地の拡大が起こっていた（図 4b）．

流入部付近が徐々に陸地化していることが明らかとなった． 実 際に 2014 年以 降の土砂 堆積 面 積を測定した結果，2014 年が 0.01 km 2 ，2016 年及び 2017
年が 0.03 km 2 ，2018 年が 0.08 km 2 であり，2018 年

2．水質が起こっていた．

SS の最大値は 2018 年の 92.6±98.3 mg/Lであり，す．
最小値は 1970 年の 11.0 mg/L であった．特に 2018

シブノツナイ湖 における 1970 年から 2019 年 のSS，DO，COD，pH， 塩 分 の 経 時 変化を図 5a に示には湖面積に対して約 7％の面積で堆積 物の増加

両湖の流 入河川流域は現在まで農地として利用されている．1947 年のシブノツナイ湖流域は一部が農地として利用され，森林が広がっていた（図 4a）．

年の SS 濃度は，他の年の値から 3 倍以上大きかった．DO の 最 大値は，2015 年と 2016 年 の 11.7 mg/

その 後 1951 年以 降 に土 地 開 発 が 進 行し，1964 年

L（2015 年 ±2.9 mg/L，2016 年 ±1.3 mg/L）であり，
40

北海道オホーツク海側の 2 つのヤマトシジミ漁場シブノツナイ湖及び 藻琴湖の湖沼環境と水生生物の過去 75 年の変遷

図 3 藻琴湖の湖沼形態の経時変化．矢印は河川流入部を示す．
Fig. 3 Temporal changes of the lake shoreline and adjacent area in Lake Mokoto.
Arrows indicate the inflow of the Mokoto river.

最小 値は 1979 年の 7.4 mg/L であった．また 1970年から現在にかけて DO は概ね 10 mg/L 前後で推藻 琴 湖の湖 心（ 図 1d：地 点 ML-4） における表層 水 並 び に 底 層 水 の 1938 年 から 2019 年 の DO，移した．COD の最大値は 2018 年の 24.0±13.1 mg/
L であり，最小 値は 1970 年の 4.0 mg/L であった．

COD，pH， 塩 分の経 時 変化を図 5b，c に示す． 表
層 水 の DO の 最 大 値 は 2018 年 の 11.5 mg/L で あり，1938 年 の 5.7 mg/L を 除 き，7 か ら 11 mg/L 前

また 1991 年から 2017 年は 13 mg/L 前 後で推移したが，2018 年は約 2 倍に増加した．pH の最大値は後で推移していた．底層水の DO の最大値は 2018
年 の 3.2 mg/L， 最 小 値 は 1938 年，1942 年，20191985 年の 9.4 であり， 最小 値は 2017 年の 6.9±0.1であった．1970 年から現在にかけて pH は 1985 年

年 の 0 mg/L であった． 表 層 水の COD は 1991 年に 6.8 mg/L を 示し， 概ね 5 mg/L で推 移した．pH

のみ高い値が観測されたが，概ね大きな変化は見られなかった．塩分は 1985 年に 8.4 psu で最大では表 層水 が 7.0 から 8.3 前 後で推 移し， 底 層水は7.0 から 7.6 で推移した．表層水の塩分の最大値はあり，最小 値は 2018 年の 0.8 psu であった．塩分は年によって変化 があるが，1 psu を下回ったのは1985 年の 22.2 psu，最小値は 1938 年の 0.3 psu で2018 年のみであった．

あった．一方で底層水の塩分は最大値が 2018 年の41

Fig. 4
松田烈至・園田 武・瀬戸浩二・香月興太(a) Lake Shibunotsunai(a) Lake Shibunotsunai(b) Lake Mokoto(b) Lake Mokoto

図 4 流入河川の経時変化．(a) シブノツナイ湖 . (b) 藻琴湖．
Fig. 4 Temporal changes of inflowing rivers. (a) Lake Shibunotsunai. (b) Lake Mokoto.

30.9 psu，最小値が 2017 年の 29.1 psu であり，概地 点 ML-6（ 水 深 約 0.56 m），ML-7（ 水 深 約 0.58m），ML-8（ 水 深 約 1.0 m） の 底 層 塩 分 の 平 均 値

ね 30 psu 前後で推移した．また，藻琴湖の塩分躍層は約 20 psu であることから，約 20 psu の水深をは，ML-6 が 25.4±8.8 psu，ML-7 が 18.7±11.7 psu，
ML-8 が 30.9±0.6 psu であり，1977 年から塩分躍層既往研究と比較した結果，Ueno（1938）が水深 1.5m， 朝 比 奈（1940） が 水 深 0.5 m， 中川ら（1978）の浅化が推定された．

が水深 1.3 m であり，潮汐による塩分変化によって異なるが，1938 年から 1977 年までの塩分躍層は約3．底質

0.5 から 1.5 m であったと推 測された． 一方，2017

シブノツナイ湖における 1969 年から 2019 年における地点別粒径加積曲線を図 6 に，藻琴湖におけ年から 2019 年の水深が 0.5 から 1 m 前後であった
42

Fig. 5北海道オホーツク海側の 2 つのヤマトシジミ漁場シブノツナイ湖及び 藻琴湖の湖沼環境と水生生物の過去 75 年の変遷

mm ～ 0.063 mm，2018 年以降はシルト・クレイに(a) Lake Shibunotsunai

変化しており，粒径の細粒化が起こっていた．その中で 地 点 SB-3 は， 調 査 期 間を通して分布の中央が 0.25 mm ～ 0.5 mm に位置していた．藻 琴湖の底 質 中 央 粒 径 値 は，1977 年が 地 点 ML-1，ML-6，
ML-8 に お い て 2mm ～ 0.063 mm で 砂 質， そ の他の地 点は泥質であった．2017 年は地 点 ML-1 と
ML-7，2018 年は地点 ML-1，ML-7，ML-8，2019 年

は地点 ML-1，ML-2 において 0.25 mm ～ 0.5 mm，そのほかの地点はシルト・クレイであった．
シブノツナイ湖の含泥率は，湖東の地点 SB-3 において 1969 年から 2019 年まで 含 泥率が 6% 以下と低い 値を維 持していた（ 図 8）． しかし， そのほ(b) Lake Mokoto (Surface water)

か の 地 点では 現 在までに含 泥 率 の 増 加 が 認 められた． 特 に流 入 河川 付近（ 地 点 SB-7，SB-8） は，

1969 年と 2017 年 以 降で 約 8 倍 以 上 に 増 加した．
また 2009 年は全ての地 点で 80％以下の含 泥率を示して いるが，2019 年 は 地 点 SB-3 を 除く全ての

地 点で 80％以 上と高い値を示した．シブノツナイ
湖における強熱減量は 1970 年の最大値が 32.0％，
平均 値 が 8.5％であった．2017 年から 2019 年の 最
大値は 12.9％，平均値が 10.0％であった．

(c) Lake Mokoto (Bottom water)

藻琴湖の含 泥率は，1977 年から現在にかけて湖

心で最も高く，湖口に近づくにつれて減少する傾向にあった（図 9）．1977 年は湖心で 80％台であったが，2017 年以 降は 90％以 上に変化し， 泥分の堆積 が進行していた．1983 年の湖岸部の粒径は 1 ～ 2 mmであったが（李・中尾，1985），2019 年は地点 ML-1と ML-2 を除き含 泥率が 86％以上であり，湖岸部の泥質化が起こっていた．2018 年から 2019 年の藻琴湖における強 熱 減 量は最 大値が 2019 年の地 点
ML-3 の 20.0％，最小値が 2019 年の地点 ML-1 の

図 5 1938 年から 2019 年における水質の経年変化．
(a) シブノツナイ湖 . (b) 藻琴湖 . (c) 藻琴湖の底層水 .
Fig. 5

1.8％であった．また 2018 年から 2019 年の平均値

は 14.0±7.1％であり，含泥率と同様に地点 ML-1 がTemporal changes of water quality for 1938–

低く，湖中央部が高い傾向にあった．
シブノツナイ湖の 1969 年の C/N 比は湖心部付近

2019. (a) Lake Shibunotsunai. (b) Surface water in Lake
Mokoto. (c) Bottom water in Lake Mokoto.

を除き 40 以上の値で分布していた（図 8）．2017 年
以降の C/N 比は湖東岸付近の地点 SB-3 を除き 7.5～ 9.0 前 後で推 移しており， 湖内の広 い範囲で 大きく減少していた．2017 年から 2019 年の C/S 比はる 1977 年から 2019 年における地 点別粒径 加積曲
線を図 7 に示した．なお，1969 年のシブノツナイ湖

地 点 SB-1 が 6 以下で推 移し， 地 点 SB-3 が 10 ～15 前後で推移した（図 8）．その他の地点について

は当時の調 査 全 地 点，1977 年の藻 琴湖は 2017 年
から 2019 年 の調 査 地 点（ 図 1d） に最も近い調 査

は，6 ～ 12 前後で変化した．藻琴湖の総硫化物量
は，1977 年の地点 ML-2 付近で 10.6 mg/g と最も高地 点の結 果を示している． シブノツナイ湖の 1969
年の粒度は 0.20 mm 以上が主成分であった（黒田・く，湖口や流入河川付近で 4 mg/g 以下であり，低い傾向にあった（図 9）．一方で 2017 年以降は，湖菊池，1970）．しかしながら，2017 年の分布は 0.125

43

松田烈至・園田武・瀬戸浩二・香月興太

(a)

(a)

(b)

(b)

図 6 シ ブノツナイ湖 にお ける 1969 年から2019 年の粒 径 加積曲線の経年変化．
(a) 1969

図7

藻 琴湖における 1977 年から 2019 年の粒径加積曲線の経年変化．(a) 1977 年 . (b) 2017年から 2019 年 .

年 . (b) 2017 年から 2019 年．
Fig. 6 Temporal changes of particle cumulative

Fig. 7 Temporal changes of particle cumulative

curves of Lake Shibunotsunai for 1969–2019. (a)curves of Lake Mokoto for 1977–2019. (a) 1977.

1969. (b) 2017–2019.

(b) 2017–2019.

44

北海道オホーツク海側の 2 つのヤマトシジミ漁場シブノツナイ湖及び 藻琴湖の湖沼環境と水生生物の過去 75 年の変遷

図 8 1969 年から 2019 年のシブノツナイ湖における底質の経時変化．
Fig. 8 Temporal changes in sediment quality for Lake Shibunotsunai for 1969–2019. N.D. = no data.

心の地点 ML-4 で 3.0 ～ 6.6 mg/g と最も高い傾向にあり，湖岸部が 2.0 mg/g 以下で低い傾向にあっ

設の施工後は 1972 年に内水面漁業権が設定され，同年にヤマトシジミ Corbicula japonica ，ワカサギ

上で最も高く，湖口に近い地点 ML-1 が 5.2 以下で在に至っている．漁獲 量は 1977 年にヤマトシジミとワカサギが 1.4 トン，56 万円（湧別町史 編さん 委

藻琴川流入部付近の地点 ML-6 が 13.4 以上で最も高く， 湖口に近い地 点 ML-1 が 3.1 以下で低い 傾場，2021）． 黒 田・菊 池（1970） は 1967 年 10 月に実 施したプランクトン調査で 10 種を報告し，種 数た．また 2017 年から 2019 年における藻琴湖の C/
N 比は，藻琴川流入部付近の地点 ML-6 が 11.4 以

Hypomesus nipponensis の放 流 事 業 が開始され 現低い傾向にあった（図 9）．2017 年から 2019 年における藻琴湖の C/S 比は C/N 比と同様な傾向にあり，

員会，1982），2019 年はワカサギ 2.2 トン，ヤマトシ
ジミ 5.9 トンであった（さけます・内水面水産試 験

向にあった（図 9）．

が少なく有用種に乏しいと述べている．珪藻類として Pleurosigma sp.，Navicula sp. が広く分布し，他4．水生生物にコペポーダやそのノープリウス幼生が見られたと（1）既往研究結果している．

藻琴湖は，中川ほか（1978）によると 1977 年はヤマトシジミの生 息地が 0.5 m 以浅の沿岸部に限

シブノツナイ湖は湧別町史（湧別町史編さん委員会，1982）によると，河口閉塞処理施設が施工された 1967 年以前は塩分が海水よりかなり薄く，生息られ， 稚 貝が 少ないと記 述されている． また李・中尾（1985）によると，1983 年は Macoma sp.，イ

する魚介類は限られた何種類かにとどまっていたとあり，漁獲 物としてウグイ Tribolodon hakonensis ，

トゴカ イ 科 の 一 種 Notomastus latericeus が 極 端に多く， ヤマトスピオ Prinospio japonicus やゴカ

チ カ Hypomesus japonicus ， ア サ リ Ruditapes
philippinarum と記述されている．河口閉塞処理施

イ Neanthes japonica などの多毛類，ヤマトシジミ
45松田烈至・園田武・瀬戸浩二・香月興太

図 9 1977 年から 2019 年の藻琴湖における底質の経時変化．
Fig. 9 Temporal changes in sediment quality for Lake Mokoto for 1977–2019. N.D. = no data.

た が，Chironominae sp.Ⅰ が 大 部 分を占 めて いた．

やイソシジミ Nuttallia olivacea ， ホトトギスガイ
Musculus senhousia などの二枚貝が出現頻度 60％

調 査 期 間 中の 出 現 頻 度 は， イトゴカイ 科 の 一 種
Heteromastus sp. が 96.9％で最大であったが，1 m 2を超え，比較的に個体数が多い種であると記述されている．

当たりの個体数における優占度はユスリカ亜科の一種が 47.0％で 1 位であり，次いでイトゴカイ科の一（2）2009 年以降の調査結果
シブノツナイ湖において 2009 年から 2019 年ま種が 41.3％で 2 位であった．一方で 1 m 2 当たりの湿重量における優占度はヤマトシジミが 79.0％で圧た（表 2a）．その中でユスリカ幼虫は 3 種採集され11 種，甲殻 類 4 種，その他 2 種の計 28 種であっでに採 集され た 底 生 生 物 は， 多 毛 類 3 種， 貝 類
2 種， 甲 殻 類 1 種， 昆 虫 類 3 種 の 計 9 種 で あっ

倒 的 であった． 藻 琴 湖において 2017 年から 2019年までに採集された底生生物は多毛類 11 種，貝類

46

Table 2

北海道オホーツク海側の 2 つのヤマトシジミ漁場シブノツナイ湖及び 藻琴湖の湖沼環境と水生生物の過去 75 年の変遷

表 2 採集されたベントス．(a) シブノツナイ湖 . (b) 藻琴湖 .
Table 2 Macrobenthos collected in: (a) Lake Shibunotsunai. (b) Lake Mokoto.

(a) Lake Shibunotsunai
Taxon
Annelida
Polychaeta

Mollusca
Bivalvia

Arachnida
Insecta

Crustacean

Occurrence
frequency (%)

Abundance
2

Biomass

Scientific name

Japanese name

Heteromastus sp.
Hediste cf. atoka
Prionospio (Minuspio ) japonica

イトゴカイ科
ヒメヤマトカワゴカイ
ヤマトスピオ

96.88
50.00
40.63

991.7296.88
72.50

41.300
4.034
3.019

4.024
3.580
0.060

6.999
6.227
0.105

Corbicula japonica
Arcuatula cf. senhousia

ヤマトシジミホトトギスガイ

28.13
3.13

42.50
0.78

1.770
0.033

45.3980.001

78.9580.001

Chironominae sp.Ⅰ
Chironominae sp.Ⅱ
Tanypus sp.
Neomysis awatschensis

ユスリカ亜科Ⅰユスリカ亜科Ⅱ
モンユスリカ属
イサザアミ

75.00
43.75
21.88
9.38

1129.69
57.03
7.81
2.34

47.046
2.375
0.325
0.098

4.289
0.123
0.006
0.015

7.460
0.213
0.011
0.027

ind/m

Dominance%2

g/m

Dominance%(b) Lake Mokoto
Abundance
Taxon
Annelida
Polychaeta

Mollusca
Bivalvia

Gastropoda

Arachnida
Crustacean

Scientific name

Japanese name

Heteromastus sp.
Prionospio (Minuspio ) japonica
Glycera chirori
Polydora sp.
Nereididae sp.
Eteone sp.
Arenicolidae sp.
Opheliidae sp.
Capitella sp.
Perinereis nuntia
Nephtys ciliata

イトゴカイ科
ヤマトスピオチロリ
ポリドラ属の一種
ゴカイ科の一種
サシバゴカイ科の一種
タマシキゴカイ科の一種
オフェリアゴカイ科の一種
イトゴカイ科の一種
イソゴカイ
シロガネゴカイ

Macoma takahokoensis
Arcuatula cf. senhousia
Nuttallia japonica
Theora fragilis
Macoma (Macoma) contabulata
Corbicula japonica
Nuculanidae sp.
Ruditapes philippinarum
Batillaria cumingii
Scaphandridae sp.
Iravadia (Fluviocingula) elegantula

Occurrence
frequency (%)

Biomass2

2

ind/m Dominance%

g/m

45.83
29.17
29.17
25.00
25.00
20.83
12.50
4.17
4.17
4.17
4.17

58.33
52.08
42.71
46.88
21.88
25.00
5.21
16.67
6.25
1.04
1.04

6.19
5.53
4.54
4.98
2.32
2.65
0.55
1.77
0.66
0.11
0.11

0.123
0.057
0.973
0.223
0.051
0.178
5.321
0.032
0.018
0.061
0.051

0.049
0.022
0.386
0.089
0.020
0.070
2.112
0.013
0.007
0.024
0.020

タカホコシラトリ
ホトトギスガイ
イソシジミ
シズクガイ
サビシラトリヤマトシジミフリソデガイ科の一種
アサリ
ホソウミニナ
スイフガイの一種
カワグチツボ

33.33
20.83
12.50
12.50
12.50
8.33
8.33
4.17
12.50
12.50
8.33

76.04
39.58
120.83
6.25
7.29
22.92
5.21
4.17
17.71
9.38
4.17

8.08
4.20
12.83
0.66
0.77
2.43
0.55
0.44
1.88
1.00
0.44

2.638
7.143
3.146
0.515
14.324185.899
0.437
2.208
25.960
0.045
0.240

1.047
2.835
1.249
0.204
5.686
73.7880.174
0.877
10.3040.018
0.095

Gammaridea spp.
Sphaeromatidae sp.
Varunidae sp.
Decapoda sp.

ヨコエビ類
コツブムシ
カニの一種
エビの一種

45.83
8.33
4.17
4.17

295.83
3.13
1.04
1.04

31.42
0.33
0.11
0.11

1.029
0.004
0.041
0.082

0.408
0.002
0.016
0.033

Nemertea sp.
Actiniaria sp.

紐型動物の一種
イソギンチャク

54.17
4.17

45.83
4.17

4.87
0.44

0.324
0.814

0.129
0.323

47

Dominance%松田烈至・園田武・瀬戸浩二・香月興太(a) Lake Shibunotsunai(b) Lake Mokoto

図 10 ベントス各種個体数の経時変化．(a) シブノツナイ湖 . (b) 藻琴湖 .
Fig. 10 Temporal changes in number of individuals for benthic species. (a) Lake
Shibunotsunai. (b) Lake Mokoto.

た（ 表 2b）． その中で 最も出現 頻 度 が 高かったのは紐型動物の一種で 54.2%，2 位はイトゴカイ科のNeomysis awatschensis ，ホトトギスガイ Arcuatula
cf. senhousia は，採集された個体数及び回数が少一種とヨコエビ類 Gammaridea spp. が 45.8％であった．また 1 m 2 当たりの個体数における優占度はヨなかった．

藻 琴湖（図 10b）はシブノツナイ湖と比較し，多くの種 が 採 集されたため，1 m 2 当たりの 個 体 数にコエビ類が 31.4％で 1 位であり，次いでイソシジミが 12.8％で 2 位であった．一方で 1 m 2 当たりの湿おける優占度が 高い上位 5 種について検 討を行った． その 結 果，2017 年から 2019 年 において 2017

重量における優占度は，シブノツナイ湖と同様にヤマトシジミが圧倒的であり，全体の 73.8％を占めていた．

年に最も採集されたのはタカホコシラトリ Macoma
takahokoensis であったが，2018 年以降はヨコエビ

シブノツナイ湖（ 図 10a） で 2009 年，2017 年 に 最類が最も採集された．またイトゴカイ科の一種ならびにヤマトスピオは 2017 年に最も採 集され，2019b に示す．
両湖の各年の平均採集個体数を図 10a，も採集された底 生 生物はヘテロマスタス属の一種
2018 年以降はユスリカ幼虫に変化した．
であったが，

年 にか けて減 少した． イソシジミは 2017 年から2018 年にかけて 1 m 2 当たり 130 個 体 以 上が 採集

2009 年から 2018 年にかけて徐々に減少し 2019 年

5 種について 1938 年，1983 年と比 較 すると，1938

また，ヒメヤマトカワゴカイ Hediste cf. atoka 及びヤ マ トス ピ オ Prinospio (Minuspio) japonica は，されたが，2019 年は 37.5 個体まで減少した．現在の 1 m 2 当たりの個体数における優占度が高い上位の調査では確 認されなかった．また，イサザアミ

年はイトゴカイ科の一種は採集されていなかった．
48

北海道オホーツク海側の 2 つのヤマトシジミ漁場シブノツナイ湖及び 藻琴湖の湖沼環境と水生生物の過去 75 年の変遷

図 11 藻琴湖の水深別の貝類の分布量．
Fig. 11 The abundance of shellfish species at different

図 12

シブノツナイ湖及び藻琴湖のヤマトシジミ漁獲water depths in Lake Mokoto.

量の変化．
Fig. 12 Temporal change in Corbicula japonica catch

一方で 1938 年のヤマトスピオ並びにヨコエビ類は2017 年から 2019 年よりも多くの個体が採集された．

る 40 トンが漁 獲された． その 後の漁 獲 量は 1971年から 1983 年まで 10 トン以下で推移した．1984 年

おいて同様に高い優占度であった．しかしながら1983 年に 6.7％の優占度があったヤマトシジミは，漁獲量は 1967 年の約 12％にあたる 4.7 トンまで減

for Lake Shibunotunai and Lake Mokoto.

現在の 1 m 2 当たりの個体数における優占度が高い
上位 5 種の中でヨコエビ類を除く 4 種は 1983 年にから 2005 年は概ね 13 トン 前 後で推移し，2006 年
以降は 10 トン未満が続いていた．また，2020 年の少した．

2017 年から 2019 年の調査では優占度が 2.4％まで減少し，1983 年に個 体 数 が 少なかったヨコエビ類
が 31.4％まで増加した．2017 年から 2019 年におけ考る藻琴湖の水深別の貝類生息量について図 11 に示す．2017 年以降に採集された全ての貝類の 個 体 数

察

本研究は北海道オホーツク海側沿岸海跡湖のシ
ブノツナイ湖及び藻琴湖を対象として，特に地域の環境が大きく変貌してきた 1945 年以後から現在まは 1 m 以浅で最も多かった．1 m 以 上 2 m 以浅ではタカホコシラトリが 1 m 2 当たり 41.6 個体，シズでに焦点をあて，両湖の湖沼環境と水生生物の変クガイ Theora fragilis が 1 m 2 当たり 8.3 個体採集
され，2 m 以上 3 m 以浅ではタカホコシラトリとサ化について検討を行った．その結果，両湖では外海と連絡する湖口形状の人為的な改変や泥堆積にビシラトリ Macoma (Macoma) contabulata が 1 m
当たり 5.0 個体程度採集された．また，3 m 以上の2伴う湖沼地形の変化や浅化，さらに塩分勾配の変化，そして水生 生物の生 息状況の変 遷を辿ってき

水深では貝類は採集されなかった．

たことが明らかになった．以下に本研究で得られた結果について考察する．

（3）ヤマトシジミの漁獲量の変化
両湖におけるヤマトシジミの漁 獲 量の変化を図12 に示す．シブノツナイ湖における漁獲 量は 2001

1．湖沼地形

シブノツナイ湖は，1967 年に農 業 排水事 業の一

年から 2010 年 に か け て増 加し，2010 年 には 52.6

環として河口閉塞 処理 施 設が施工された．それ 以トンが漁 獲された．しかしながら，その後の漁 獲
量は 2019 年 にかけて減 少し，2019 年 の漁 獲 量は

前は，砂州が自然開口及び閉塞することで汽 水 環境が成立していたと考えられる．この様な湖水の増2010 年 の 約 11％にあたる 5.9 トンまで 減 少した．

水に伴う砂 洲の自然閉塞により外 海と連 絡する半藻琴湖における漁獲量は，1960 年から 1967 年にかけて増加傾向にあり，1967 年に最大の漁獲 量であ陸封型の汽水湖は，現在では北海道太平洋側の十勝海岸に見られ，春季や秋季の増水時などに砂州
49

松田烈至・園田武・瀬戸浩二・香月興太

道オホーツク総合振興局網走建 設管理部，2008）．

が開口することで外 海と湖水の水交 換が行われている（ 園田ほか，2003）． 一方， 北 海 道オホーツク

以上のことから，藻琴湖湖口水路の直線化工事は1970（昭和 45）年の国土地理院地図の測量時点か

海 側海岸線に並ぶ海跡湖では，サロマ湖の第 1 湖口が 1929（ 昭 和 4） 年に， 第 2 湖口が 1978（ 昭 和ら 1971（昭和 50）年 6 月の空撮時点の間に行われたと推 測される． その 後， 藻 琴 湖では 2014 年 頃

58）年に，能取湖湖口は 1974（昭和 49）年に開削
通水している．したがって 1967 年以前のシブノツナ

から流 入河川付近の土砂 堆積 が顕 著になり，2018
年には土砂の堆積した面積が 0.08 km 2 に達し，湖

イ湖は，湖口の人為的開削と水路 化工事が行われる前の，他の北海道オホーツク海 側海岸線の海跡

面積の約 7％になった．藻 琴川流域の地質は火山

湖と同様に半陸 封 型の汽 水 湖であったと考えられる．

性 土壌であり，降雨や融雪出水による土砂流出がたびたび 起こっている（ 田中ほか，2006；JA 津 別，江，1956） に記載がないため 不 明だが， 旧湖口付降に富栄養化の進行や土砂の堆積速度の増加が起こっており，最大の堆積量が 1991 年に 2.02 g/cm 2 /シブノツナイ湖で 1911 年や 1956 年に最 大 水 深が 6 m あった地点については資料（田中，1911；堀2018）．また Katsuki et al.（ 2019）は，1960 年代以

year を示したことを報 告している． 現在の藻 琴湖

近であった可能 性がある．砂州の開口部分は洪水と波浪の作用に応じて時間的に大きく変動すると言われており（古池ほか，2006），これらの作用によっの湖心の水 深は 4.5 m であり，1938 年の最大 水 深の 5.8 m から 1.3 m 浅化した．これらのことからも，て水 深 が深くなると考えられる．実際に北 海 道十

藻 琴湖の流域からの土砂の堆積が顕著に起こって勝海岸の生花苗沼では，増水時に開口する水路で最も水深が深くなっている（園田個人観察）．また，いることがうかがえる．また，湖の容積は最大時から約 18％減少していた．近年の藻琴湖は土砂の堆

紀伊半島南東部に位置する熊野川の河口に形成される砂州の開口部分は，水深が 8 m ある
（竹林ほか，

以降の湖の容 積は推 定された容 積よりも小さい可積によって湖水部が減少していることから，2019 年

2006）．これらのことから，シブノツナイ湖の浅化能性が考えられる．

の要因として，河口閉塞 処 理 施 設の施工による湖

両湖は最大 水 深の浅化が起こっており，それに水吐き出し量の減少，流域の土地利用変化による伴い湖容積も減少している．湖容積の推定は一般

湖内への流入泥分量の増加などが推測される．こ的に平均水 深を用いて行われている．本研 究ではのうち河口閉塞処理施設の施工は，大雨で流域か

平均水深の不明な資料があったことから最大 水深

ら湖内へ流 入する泥や波浪による湖底の洗堀で生じる泥の外海への流出を減少させ，最大水深の浅を用いて湖容積の推定を行った．シブノツナイ湖は
河口閉塞 処 理 施 設が施工された後の 1969 年の最化を引き起こした可能性があると考えられる．一方で河口閉塞 処 理 施 設の施 工された 1967 年以降は大水深が 2.0 m，平均水深が 1.2 m であり，概ね近年のシブノツナイ湖よりもわずかに深い程度となっ

湖口への水路が常時存在することによって湖水量なていた．藻琴湖は湖岸部で泥堆積が見られている

どが安定したと考えられる．しかしながら，近年は湖面積が 1911 年に比べ 0.78 km 2（22.8％）減少しが，湖心に土砂が堆積することで最大 水深の浅化ており，流域から運ばれた堆積物などによって湖面ると考えられる．これらのことから両湖では，最大積の縮小が起こっていると思われる．

水深の浅化に伴って湖容積が変化していると考えら

藻 琴湖における湖口水 路は，航 空 写真から（図3）1948 年には蛇行していたのに対し，1971 年にはれ，最大水深を用いた湖容積の推定は過去から現を引き起こし，それに伴って平均水深が変化してい在までの変化を示していると考えられる．現在までの湖容 積の減少はシブノツナイ湖で約 84.2％，藻直線化が生じていた．一方，国土地理院発行の旧版地図の図歴（国土地理院，2021）によると，1970

琴湖で約 16.7％に達している． これらの違いを生（昭和 45）年測量の地図では藻琴湖湖口は砂州が挟まっている状 態であるのに対し，1975（昭和 50）

じさせている要因として，両湖の湖口形状が関係していると思われる．シブノツナイ湖は 1967 年の河年測量の地図では湖口水路右岸側が直線化して湖口閉塞処理施設の施工に伴い，湖水の吐き出し量

口は海に対して開口した状 態になっていた．また，が減少し，泥堆積が進行した．一方，藻琴湖は 洪

藻琴川の河川管理者である北海道の河川台帳によると， 藻 琴 湖 湖口水 路 の護 岸工事は 1974 年から

水対策と考えられる湖口水路の直線化が起こっており，河川水がオホーツク海に排出されやすい構造に

1979 年にかけて行われたと記 録されている（北 海

なっている． したがって， 藻 琴湖は湖内への土砂50

北海道オホーツク海側の 2 つのヤマトシジミ漁場シブノツナイ湖及び 藻琴湖の湖沼環境と水生生物の過去 75 年の変遷

堆積 量の増加が起こっている一方で，河川水の排ている可能性が考えられた．表 層水及び底 層水のpH 並びに 表 層 水の COD は 1938 年から大きな変出能力も高く，シブノツナイ湖に比べて変化が見え化が起こっていなかった．表層水の DO は 1938 年
が 5.7 mg/L で最も低かったが，1942 年以降は 7 ～にくくなっている可能性がある．

12 mg/L の間で推移しており，大きな変化が起こっ

2．水質

シブノツナイ湖の塩分の最大値は，1985 年の 8.4
psu であり，貧・中鹹性汽水域であると考えられる．
一方で最低値は 2018 年の 0.8 psu であり，河口閉ていなかった．以上のことから両湖は，オホーツク海との連絡に大きな違いがあり，それに伴って塩分や海域由来物質の流 入に大きな違いがあると考え塞処理施設の閉塞の有無が湖内塩分に反映していると思われる（ 松田・園田，2021）． また河口閉 塞られた．

処 理 施 設 が閉 塞していた 2018 年は（ 松田・園田，
2021），SS や COD が高く，河川から流 入した有機

3．底質
シブノツナイ湖は現在までに浅化とともに底質の細粒化が生じていた．シブノツナイ湖の 1969 年の物がオホーツク海に排出されず，湖内に多く留まっ調査では，湖内の広い範囲を占める水深 1 m 以深の水域の含泥率の最大値は 12.4％で中砂から極細た可能性が考えられる．
藻 琴湖は，オホーツク海に常 時開口していることから潮汐に伴って塩 分 が大きく変化する多 鹹 性
汽 水 域になっている．実際に 1938 年から 2019 年

砂 が主 成 分 の 粒 度 組 成 であったが（ 図 6a），2017年から 2019 年の調 査の含 泥率の最 大値は 95.2％

化が起こっていた．一方で流 入河川である藻 琴川
流域は藻琴湖に対して面積比で約 167 倍あるため，積が湖全体で進行していることが明らかになった．
2018 年以降のシブノツナイ湖は，河口閉塞 処理 施

湖への流 入河川水の影 響も大きい．このため湖水設の閉塞により低 塩分 環 境 が 長 期化している（松田・園田，2021）．これにより，湖とオホーツク海との表 層水の塩分は 0.3 から 22.2 psu まで大きな変と 1969 年の約 7.7 倍に達していたことから，泥堆は強固な塩分躍層を形成し，貧・中鹹性汽水の表層水と多鹹性汽 水の底 層水の 2 層構造になっていの連 絡が遮断されており，湖内に流 入した泥分はる．この塩分躍層の水深は 1938 年には水深 0.5 m～ 2 m の間にあったが（朝比 奈，1940），2017 年か

湖内に堆積したと考えられる．以上のことから，近年の底質の細粒化は，流域由来の土砂が外海へ流ら 2019 年の観測結果では 0.4 ～ 0.6 m になってお出せずに湖内に堆積したことが大きな要因であると考えられた． また，1969 年 の湖 心部（ 図 1c：地 点

り，塩分躍層水深の浅化が認められた．塩分躍層の浅化の要因として，網走市の水道事 業 拡張に伴SB-4） 付近は， 強 熱 減 量， 炭 素 量， 窒 素 量 が 現う藻 琴川からの取 水量増加が考えられる．網走市の水源は藻琴川水系上流部に設置され，1966 年か

在に比べ高い値になっていた．この原因としては，
閉塞 処 理 施 設 施工前のシブノツナイ湖は現在より

ら 1971 年にかけて実施された第 2 次拡張事業によやや水深が深く湖口は半閉鎖性で，湖水は鉛直方り計画取水量が創設時の約 2 倍に増加し，その後
第 6 次まで実施された拡張事業によって 2000 年に向に塩分躍層が形成され，成層下にある水域では
還 元的な環 境になっていたことが影 響した可能 性

は創設時の約 3 倍の計画 取 水量に達している（網走市水道部，2018）．したがって，藻琴川から藻琴が考えられる．同様な事例は湖口開削前のサロマ
湖（Katsuki et al. 2009） や 能 取 湖（Katsuki et al.

湖への流 入河川水量は 1966 年以後の取 水量の増加に伴い減少したと推測される．さらに，1970 年か2012a, 2012b；Seto et al. 2019）でも認められている．また，1969 年の湖心部において含泥率が低かっら 1979 年にかけて実施された湖口水路の直線化とた要因として河口閉塞 処 理 施 設の施工が関係していると考えられる．1969 年の粒 度 組 成は主に中砂護岸工事によって海水流入量とのバランスが崩れ，塩分躍層の浅化が引き起こされたと考えられる．また，1938 年から 2019 年までの底 層水の塩 分は 30から細砂で構成されている．松田ほか（2020）は，

3.2 mg/L と低く，1938 年及び 1942 年，2019 年は 0

処 理 施 設が施工されてから約 2 年程 度であり，河psu 前後で推移しており，DO も最も高い 2018 年で現地調査によって細砂や極細砂層の上にシルト・ク
レイ層があることを報 告した．1969 年は河口閉 塞

mg/L と貧酸素化が顕著に起こっていた．したがっ川からの流入泥分があまり堆積していなかったことて，塩分 躍 層下の底 層水は約 80 年の間，高塩分や河口閉塞処理施設の開口状態が保たれて泥分がかつ貧酸 素化が持続しており，その水 深は上昇し湖内に滞 留沈降 せず 排出されたことにより低い含51

松田烈至・園田武・瀬戸浩二・香月興太

泥率であったと考えられる．また，中砂から細砂は1967 年以前の環 境を示していると考えられ，増水されたと考えられ，藻 琴湖は流域からの土砂供 給によって不定期に湖口が開口して湖水が流出する半量の増加によって泥分の堆積が起こっていると考えられた．そしてそのような変化は 1960 年代以後に閉鎖性の環 境を指標していると推測された．一 般

加速したと考えられた．

的に有機物量や炭素量，窒素量は泥の表層を分析に用いていることから，1969 年の調 査 結 果は河口

4．水生生物

堆積物の状態を指標していると考えられる．以上のことから，1969 年の底 質分析では河口閉塞 処理 施

アサリが確認されていることから（湧別町史編さん委員会，1982），多鹹性汽水域を含む環境であった

設施工前の半閉鎖的な環境と施工後の環境の双方ことが示唆される．これらの魚介類は近年 湖内での特徴を併せ持つことでこのような値になったと推採 取されておらず， 底 生 生物も貧・中鹹 性 汽 水 種であった（表 2a）．したがって，湖内の水生生物は，閉塞処理 施 設が施工されてから約 2 年で蓄積したシブノツナイ湖では 1967 年以前にウグイ，チカ，測された．

藻 琴 湖では 1977 年の湖 心（ 図 1d：地 点 ML-4）の含 泥率が 80％であったのに対し，2017 年以降は1967 年以前と現在では大きく変化したと推 測される．湧別町史編さん委員会（1982）によれば，1967

90％を 超 えて いた． また 2017 年から 2019 年 は，

年の河口閉塞処理施設施工後は川水の流入により流入河川から湖口に向かって泥分が減少しているこ

淡 水性が進み性状が安定したためワカサギやシジとから，流域からの泥分の供 給が考えられた．全硫化物量は，近年と比較して 1977 年で高い傾向にミなどの内水面漁業振興策が取り組まれたとあり，
黒田・菊 地（1970） による 1969 年の調 査もそうしあり，湖心部ではなく地点 ML-2（図 1d）付近で最大値が観測された．中川ほか（1978）は，0.04 mg/

た地元の要望を受けて実施され，調査結果を踏まえシジミ増殖案が提案されている．したがって，シブノツナイ湖は 1967 年前後で多鹹性汽水域を含む

g 乾泥の全硫化物量を示したのは湖口水 路のみであり，底質有機 物量が多いことで総硫化物量の増環境から，貧・中鹹性汽水域へ変化してきたと言える．また 2009 年から現在にかけて底 生 生物 群 集

加や溶存酸素の減少が起こっていると述べている．
一方で 2018 年から 2019 年における有機 物量は含はユスリカ幼虫が増加し，ヒメヤマトカワゴカイや泥 率と類 似した分布パターンを 示している． した
がって 1977 年は現在と有機物の堆積量が異なってヤマトスピオなどの多毛類やヤマトシジミの個体数いる可能性があり，それに伴って全硫化物量の分布が起こった要因として，水質や底質環境の変化があパターンに変化が生じたと考えられる．
シブノツナイ湖の 2017 年から 2019 年の C/N 比げられる．近年の塩分は河口閉塞処理施設の閉塞の減少が起こっている．このような底生生物の変化によって低 塩分 環 境が 持 続し，流域から流 入したは 4.6 ～ 9.3，C/S 比は 3.0 ～ 15.5 であり， 藻 琴 湖の 2017 年から 2019 年の C/N 比は 4.2 ～ 11.9，C/S

泥や有機 物はオホーツク海に排出されず湖底に堆積した（松田・園田，2021）．その結果，中鹹性汽

比は 2.0 ～ 15.9 であった．したがって，両湖の C/
N 比，C/S 比は 類 似して いた． 底 質 有 機 物の C/N

水域を好むヒメヤマトカワゴカイやヤマトスピオが減少し，泥質底に生息するユスリカ幼虫が増加したと考えられる．したがって，1967 年以後のシブノツ

比，C/S 比は有機物の起源や堆積環境の指標となっていることから（後藤，2015），シブノツナイ湖の地

ナイ湖の水生生物は閉塞処理施設の開閉状態によ

点 SB-1 や SB-3， 藻 琴湖の地 点 ML-1 を除き， 湖

る影響を大きく受けていると考えられる．
2017 年 から 2019 年 の 藻 琴 湖 の 底 生 生 物 相と内の広い範囲で河川からの土砂供給の影響が強いことを示唆していると考えられる．また，1969 年の1938 年（朝比奈，1940）並びに 1983 年（李・中尾，C/N 比は 40 以 上の 値を 示す地 点が 多く， 最も高1985）の底生生物相を比較すると，1938 年や 1983

い値（132）はシブノツナイ川の河口付近で観測されている（黒田・菊地，1970）．したがって，現在より年に確 認された多くの種が減少 傾向にあった．その中でもヤマトシジミの減少が顕著であり，1 m 2 当たりの個体数は 1938 年が 1 m 以浅に 400 もしくは1000 個体，1983 年が 209 個体であり，2017 年からも淡水の影響がより強かった可能性が考えられる．
以上の結果から両湖では，現在までに泥分の増2019 年は 8 個体と約 80 年で大きく減少した．また，加に伴う底質環境の変化が生じていることが明らかとなった．シブノツナイ湖は，河口閉塞処理施設の2017 年から 2019 年のヤマトシジミは漁業のために施工に伴ってオホーツク海 への泥分排出量が抑制

網走湖及び網走川下流部から移植された個体であ52

北海道オホーツク海側の 2 つのヤマトシジミ漁場シブノツナイ湖及び 藻琴湖の湖沼環境と水生生物の過去 75 年の変遷

り，稚貝は採集されなかった．したがって，近年は最も多かった 2010 年前後の水質データについては

藻 琴湖 湖内ではヤマトシジミの再生 産はほとんど

既往研究より得られていないが，ヤマトシジミの漁
獲量が多かったことを考えると 2010 年前後はヤマ

起こっておらず，資源の再生は難しいと考えられる．
ヤマトシジミを除き 1983 年から 2019 年にかけて 1

トシジミに好 適な塩分 環 境が維 持されていた可能m 当たり 100 個体 程度の減少が起こった種は，タ2性が 高い．松田・園田（2021）は河口閉塞 処 理 施

カホコシラトリ，イトゴカイ科ヘテロマスタス属の設吐口部の開口状態が湖内の汽水環境やヤマトシ

一種，ヤマトスピオ，イソシジミ，ホトトギスガイ，
ゴカイ科の一種の計 7 種であった．これらの種のジミの生 息 条 件に影 響を及ぼしていると報 告しており，2010 年前後では河口閉塞処理 施 設の開口に中でタカホコシラトリ及びヘテロマスタス属の一種の減少 個体 数はそれぞれ 1133 個体，722 個体と大よる通 水でヤマトシジミの生 息に好 適な汽 水 環 境が成 立していたと考えられる．河口閉塞 処 理 施 設

きな減少を示した．また，1983 年から減少したホトの開口状 態は湖水の懸濁物の排出にも関与していると考えられ（ 松田・園田，2021），2009 年の 含 泥トギスガイやイソシジミは，しばしば個体数の増加が起こっており，海域からの幼生の加入量や湖内の率が湖内の広い範囲で 50％以下であったことも河着底量によって年変動が大きいと考えられる．一方で，1 m 2 当たり 10 個体以上の増加が起こった種は，口閉塞処理 施 設の開口状 態が保たれていたことを意味すると思われる．一方で，河口閉塞 処理 施 設の閉塞が多かった 2018 年以降の含 泥率は湖内の紐型動物の一種，チロリ，ヨコエビ類であった．また，2017 年から 2019 年に新たに採集された種は，ポリ

広い範囲で 80％以 上に変化した．ヤマトシジミの含泥率に対する生息限界は 50％以下である（中村，

ドラ属の一種，シズクガイ，サビシラトリ，スイフ
ガイの一種などであった．これらのことから，1938
年から現在までに大きな個体 数の減少が起こった

2000）．最大の漁獲量が漁獲された 2010 年前後は，生息に好適な底質の範囲が 2018 年より広く，浮遊種はヤマトシジミを含めて貧・中鹹性汽水種であり，幼生の着底場所が多かったことや生残とその後の近年の調査で採集された種は主に多鹹性汽水域や海 域に生 息する種 であることから，1938 年から現成長が良く，高水準の漁獲 量が維 持されていたと在にかけて藻琴湖の湖沼環境が中鹹性汽水域からるヤマトシジミの漁獲 量は，河口閉塞 処 理 施 設の多鹹性汽水域や海域環境に変化したと考えられる．
近年は，約 0.4 から 0.6 m の水深に塩分躍層があり，開口状 態や湖内の汽 水 環 境を反映していると考え推測された．以上のことからシブノツナイ湖におけられた．

最も水深が浅い地点 ML-1 も表層のみ塩分が薄く，一方， 藻 琴 湖におけるヤマトシジミの漁 獲 量は1967 年の 40 トンをピークとしてその 5 年後の 1972年から 1974 年は 3 トン台に急減した．この減少要

底層は高塩分である．したがって，湖水のほとんどが高塩分化しており，ヤマトシジミやヘテロマスタ
ス属の一種などの貧・中鹹性汽 水種が衰 退し，シ因としては 1966 年以降の流入河川水からの取水量

ズクガイやスイフガイの一種などの多鹹性汽水域や増加と湖口水路の護岸直線化工事に伴う湖水の高海 域に生 息する種が生 息しやすい環 境になったと
推 測される． また，1938 年と 2017 年から 2019 年

塩 分化が主な要因として考えられ，その結 果ヤマの水深別の底生 生物 相を比較すると，両年ともに
水 深 が 0.1 ～ 0.9 m の浅い 砂 地に多くの貝 類の生る．また，近年の泥堆積はヤマトシジミにとって好トシジミの再生産が抑制されて急減したと考えられ適な底質の大幅な減少を引き起こしてきたと考えら

息が認められた．一方で，1938 年は 1.7 ～ 4.0 m のれる．以 上のことから藻 琴湖は，湖水の高塩分化

泥地にもシラトリガイやホトトギスガイなどが生息していたが（朝比奈，1940），近年は 3 m 以深で貝類と土砂 堆積の影 響により，漁獲 量が減少したと考えられた．

の生息は確認されなかった．水深の深い地点で貝本研究と同様に航空写真を用いて湖沼環境など類が採集されなかった要因として，塩分躍層の浅化を評 価した研 究は数例行われている．小室・山室（2013）は 1940 年代の航空写真を用いて島根県宍に伴う底層の溶存酸素量の減少や底泥の嫌気化などにより生物が生息できない環境が形成されたことが 考えられる． また，2 m 以浅で 環 境 汚 濁指 標 種

道湖における水草の分布について検討している．その結果，沈水植物の分布やタイプ，底質の状態などを明らかにしている（小室・山室，2013）．また，のシズクガイが採集されたことも底質環境の悪化が進行していることを示していると思われる．

濱田（2011）はシブノツナイ湖からサロマ湖第一湖
口までの海岸線の変化について 1953 年以後の航空

シブノツナイ湖においてヤマトシジミの漁獲量が53松田烈至・園田武・瀬戸浩二・香月興太

写真を用いて検討している．それによると，1953 年
から 2005 年まで湧別川河口部西側からシブノツナ

同組合の湯村朋久様にはシブノツナイ湖のヤマトシジ

イ湖にかけて顕著な浸食時期がない一方で，その漁業者の皆様には湖沼環境と漁業に関する様々な情

他の海岸線は浸食や砂浜面積の増加が起こってい報を教えていただき，野外調査にご協力いただいた．

たと報 告している． 本研 究はこれらの研 究と同様

島根大学生物資源科学部生態環境工学研究室の皆様に航 空 写真によって湖岸線形状など上 空から得らにはデータ解析などについて様々なご意見をいただいれる情報を整理し，既往研究と近年の野外調査結た．東京農業大学生物産業学部水産増殖学研究室の果を合わせることで湖岸線形状や河道の直線化が千葉

湖内の環境に及ぼす影 響について考察した．本研

科学部生態環境工学研究室の山口啓子教授にはご指究と同様に他の沿岸海跡湖でも航空写真と既往研導いただいた．以上の皆様に記して感謝申し上げます．

ミの漁獲量に関する情報をご提供いただいた．現地

晋教授，髙橋潤准教授，島根大学生物資源

究並びに野外調査結果を複合的に考察することで，人為的環境改変が沿岸海跡湖の環境に与える影響

引について明らかにできると考えられる．

ま

と

用

文

献

網走市（2021a）網走のおさかな図鑑 ～シジミ～，
https://www.city.abashiri.hokkaido.jp/380suisangyo/0

め

20suisanngakusyuu/030joukyuu/040zukann/090shiji
mi.html（2021 年 12 月時点）

本研究は，北海道オホーツク海側沿岸海跡湖のシ

網走市（2021b）網走の水産統計資料（昭和 30 年からの「水産統計」データ），https://www.city.abashiri.

ブノツナイ湖及び藻琴湖を対象として，特に地域の環境が大きく変貌してきた 1945 年以後から現在までに

hokkaido.jp/380suisangyo/020suisanngakusyuu/030jo

焦点をあて，両湖の湖沼環境と水生生物の変化について検討を行った．その結果，1945 年から 1960 年代

ukyuu/020suisanntoukei.html（2021 年 12 月時点）
網 走 市（2021c） 水 産 統 計，https://www.city.abashiri.

はじめまでは比較的人為的改変が少ない湖沼環境が保たれていたが，1960 年代以後，海と連絡する湖口

hokkaido.jp/030shisei/020toukei/080suisanntoukei/

index.html（2021 年 12 月時点）
網 走市 水 道 部（2018） 平 成 30 年 度～ 平 成 39 年 度

流路の直線護岸化や河口施設の設置，流入河川流域の土地利用の変化と河川改修による河道直線化など

網 走市水 道ビジョン， https://www.city.abashiri.
hokkaido.jp/030shisei/010shisaku/suido_bijon.htmlの人為的な環境改変が急速に進んだことが分かった．
そのような変化の結果，湖の汽水環境も大きく変化し，
シブノツナイ湖では淡水化，藻琴湖では高塩分化が（2021 年 12 月時点）

進行した．また，両湖沼ともに富栄養化に加えて泥分

朝比奈英三（1940）藻琴沼の底棲動物．動物學雑誌，
52: 157–175.

流入が増大し，これらの影響により湖沼の浅化と縮小化が進んだと考えられた．このような湖沼環境の変

後藤隆嗣（2015）島根大学汽水域研究センターでの活動報告および CNS 元素分析の原理と応用．地質

化は両湖のヤマトシジミ漁業に強い影響を及ぼしてい技術，5: 187–190．

る．本研究で得られたこれらの考察についてさらに検証するためには，シブノツナイ湖での柱状堆積物分析を行って，Katsuki et al. (2019) による藻琴湖の結果と濱田誠一（2011）空中写真に見られる湧別海岸の海岸線変化．北海道地質研究所報告，82: 13–16.

対比する必要があると思われる．

早川

謝

博・本島

翼・内島邦秀（2007）オホーツク海沿岸に点在する海跡湖の湖沼環境―藻琴湖の場合―．水工学論文集，51: 1315–1320.

辞北海道環境科学研究センター（2005）北海道の湖沼

本研究は湧別漁業協同組合，紋別漁業協同組合，

改訂版．北海道環境科学研究センター環境科学部地域環境科 , 314p.

網走西部地区水産技術普及指導所，網走漁業協同組

北海道建設部（2004）シブノツナイ川水系河川整備基
本方針．北海道建設部，6p.

合の皆様にご協力いただいた．また，北海道オホー
ツク総合振興局網走建設管理部事業室治水課の青木
剛様，山崎大志様には河口閉塞処理施設吐口部の管理状況や施設に関する情報，藻琴湖湖口部の改修

北海道オホーツク総合振興局網走建設管理部（2008）
藻琴川河川現況台帳．1p.

工事に関する情報をご提供いただいた．湧別漁業協

堀江正治（1956）本邦主要湖沼の湖盆形態．陸水学
54

北海道オホーツク海側の 2 つのヤマトシジミ漁場シブノツナイ湖及び 藻琴湖の湖沼環境と水生生物の過去 75 年の変遷

雑誌，18: 1–28.

動物群集，特に群集系列と環境との関係．北海道大學水産學部研究彙報，36: 12–27.

古池 鋼・宇多高明・芹沢真澄・三波俊郎・星上幸良・
高橋

功（2006）河口砂州の変動予測モデル．海洋開発論文集，22: 899–904.

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