陸の水（Limnology in Tokai Region of Japan）43 : 83 - 89（2010）

藤前干潟の潮だまりにおける溶存有機態炭素とメタンの動態
梅村麻希 1)
Dynamics of dissolved organic carbon and methane in tide pools of Fujimae tidal flat
Maki UMEMURA1)
摘要

藤前干潟には，干潮時に表面積のおよそ 30% を占める複数の潮だまりが形成されるが，これまで干潟内に形成される潮だまり内の物質循環に注目した研究は少ない。そこで，
本研究は潮だまり内の溶存有機態炭素（DOC）とメタンの干潮時間帯における濃度変化について長期に観測を行った。潮だまりでは，最大干潮前後の 4 時間で塩化物イオンが増加しており，海水の混入が認められた。DOC 濃度と塩化物イオン濃度との間に相関は認められず，潮だまりにおける河川水と海水の混合比率は DOC 濃度の変動要因ではないと考えられた。また，時期ごとの濃度の変動が場所ごとの変化に比べて大きい傾向が認められた。DOC 濃度は，干潮時に増加する（最大で 2.2倍）場合，減少する（最大で 0.7 倍）場合，ほとんど変化がない場合とそれぞれ観察されたが，一定の傾向は認�
められなかった。溶存メタンはほとんどの場合減少したが，干潮後の濃度は常に大気平衡濃度に対して過飽和で�あった。干潮時における潮だまり内の有機物及びメタンの挙動の一端が明らかとなり，河口域や干潟域を評価する上で，今後の調査研究の足がかりとなる基礎的な知見を示すことができた。
�
キーワード：藤前干潟，メタン，潮だまり，有機物���
（2008 年 10 月 1 日受付；2009 年 9 月 12 日受理） �

はじめに干潟において，堆積物中およびその直上では，酸化還元境界層は潮汐による間隙水の浸透などによって変動する。すな
わち，下げ潮時には好気的表層水が下向きに浸透し，上げ潮時には嫌気的な間隙水が表層へ移動する（ライゼ，2000）。藤前干潟には底生生物が多く生息しているために，上層部から下層部へ酸素が行き渡りやすく，酸化還元境界層は堆積物の深度約 20cm と報告され，酸化・脱窒作用，さらに有機物分解が活発に生じている（八木ほか，1996）。メタンは酸化還
元境界層以深でその一部の生成物として生成され，また下げ潮時にメタン酸化が生じる。メタン菌には，メタン生成菌とメタン酸化菌があり，前者は嫌気性古細菌，後者は好気性の真正細菌である。干潟に存在しながら水域である潮だまりでは，メタンは生成すると同時に消費もされる。
藤前干潟（北緯 35°04′，東経 136°50′）は，愛知県名古屋市港区に位置し新川と日光川の河口に挟まれた干潟である

図 1.

（図 1）。藤前干潟における干満差は約 2.5m である。1994 年
�1)

調査地点（黒塗りは藤前干潟を示し、白丸は複数の調査地点の区域を示す）．

愛知工業大学大学院工学研究科 〒 470-0392 愛知県豊田市八草町八千草1247 Graduate School of Engineering, Aichi Institute of Technology,
�Yachigusa 1247, Yakusa, Toyota, Aichi 470-0392, Japan（E-mail: makiumemura@hotmail.co.jp）������

83�梅村麻希に名古屋市のゴミ処理処分場として 46.5 ha を埋め立てる環100 ｍあたりに位置する潮だまり（0.5 m2））。なお，干潮時境影響評価手続きが開始された。しかし，根強い住民運動に形成されたこの潮だまりは，上げ潮時，下げ潮時ともに表（松浦，1999）や鳥類についてはシギ・チドリなどの渡り鳥面水の流出入は無い。の飛来地として重要な拠点であることや，水質浄化の観点か濾過操作は濾紙（Whatman, GF/F）を使用し現地で行い，ら底泥間隙水中の溶存有機炭素 (DOC) と有機物分解などの濾液は冷暗所保存にて研究室に持ち帰り，速やかに処理をし報告（寺井・八木，1996）があり，藤前干潟の存在意義が明た。調査は 2004 年，2007 年に大潮の日の前後 2 日の 5 日間確にされたため（名古屋市環境影響評価審査委員会

答申，のうちの 1 日を選んでおおむね月一回調査をおこなった。冬1998），1999 年に名古屋市は埋め立てを断念した。そして，季（11 月～ 2 月）は夜間にのみ干潟が干出するために夜間

藤前干潟一帯は 2002 年 11 月に面積 323 ha（藤前干潟は 90調査を行った。採水は，上げ潮の影響を受けないように，最ha）が，多数の鳥の飛来と高い浄化能力が認められラムサー

大干潮の 2 時間前（以下，干潮前とする）と 2 時間後（以下，ル条約に登録された。

干潮後とする）に潮だまりで行った。また，底泥からの影響

藤前干潟の物質循環に関する研究としては，一次生産との有無をみるために，対照実験（Blank）として，干潮前に浄化機構（Yagi and Terai, 2001），海水と間隙水中の塩素イオ

ステンレスカップ（直径 11.5 cm，深さ 12 cm，容量 500 ml）

ン濃度変動（八木ほか，1999）がある。また，海水と海水で潮だまり内の水を汲み，潮だまりの環境と同様にするため中・底泥付着藻類の一次生産（八木ほか，2001a；八木ほか，密封せず，現場に静置し干潮後に採水した。

2001b）や酸化還元作用を及ぼす藤前底泥間隙水中の無機態窒素と各態のマンガン・鉄の挙動（八木，2001）などがある。

分析項目及び分析方法
溶存酸素（DO）は投入式溶存酸素メーター OM-14（K.K

これまで，この干潟ではメタンガスについて取り上げたのは梅村ほか（2005）のみである。

堀場製作所）を用い，現場にて測定を行った。濾過操作後

藤前干潟には，10 m 四方（100 m2）に，約 60 個の潮だまのサンプルを溶存有機炭素（DOC）として，TOC メーターりが存在している。潮だまり一つの大きさは約 0.5 m2 であ(Shimadzu TOC-VE) で測定した。塩化物イオン（Cl － ）はることから，100 m2 で，0.5 m2 × 60 個＝ 30 m2 を潮だまりMohr 法（水の分析，2005）により定量した。

が占めている。すなわち，藤前干潟（90 ha）の約 30 %（約メタンガス (CH4) は，ガラスシリンジで空気に触れない27 ha）を潮だまりが占めている。以上のように，潮だまりように採取して密閉した。その後，現場でヘッドスペース法は干潮時の干潟のかなりの割合を占めているが，これまでのを用いて水試料よりガスを採取した。すなわち，潮だまりか研究はもっぱら干潟底泥を対象としており，潮だまりの物質

らガラスシリンジ（10 ml）で採水した試水 20 ml と He ガス循環については明らかにされていない。そこで，本研究では，10 ml（試水：He ＝ 2：1）をガラスシリンジ（30 ml）で 300

干潟内の特異的環境としての潮だまりに注目し，その炭素循回よく振とうし，水試料中のメタンを気相に追い出した。気環に関する基礎的知見を得ることを目的として，干潮時にお相は別のガラスシリンジ（10 ml）に入れて密閉し，水中保ける潮だまり内の溶存有機体炭素（DOC）およびメタン濃存にて外気に触れることのないように研究室へ持ち帰り，メ度の変動を複数年にわたって調査した。

タンアナライザー（Semi Conductor Detector, Sensortec GS-15)によって測定した。溶存メタン濃度の計算は，アナライザー

方で得られた気液平衡後の気相中のメタン濃度から，気相中と法液相中の溶存メタン濃度を求め，算出した。なお，海水の溶解度は，気液平衡時の水温から Bunsen 吸収係数（Yamamoto

調査地点及び採水方法
藤前干潟には，10 m 四方（100 m2）に，約 60 個の潮だまet al., 1976）を使って求めた。

2りが存在している。潮だまり一つの大きさは約 0.5 m である
ことから，100 m2 で，0.5 m2 × 60 個＝ 30 m2 を潮だまりが結果及び考察占めている。すなわち，藤前干潟（90 ha）の約 30 %（約 27潮だまり内の塩化物イオン（Cl-）ha）を潮だまりが占めている。藤前干潟の新川寄りの堤防から南へ 10 m ～ 200 m までの範囲（図 1）に干潮時に現れる

2004 年と 2007 年の全調査，全地点について，縦軸に干潮2潮だまり（大きさ 0.25 ～ 1 m ，深さ約 15 cm の自然現象か前の値，横軸に干潮後の潮だまりと Blank の値をそれぞれプらなる窪地）を 3 地点～ 5 地点選び，ポリ瓶で採水した。潮ロットした（図 2）。干潮前の潮だまり内の塩化物イオン濃だまりは，波浪により形状や場所が毎回異なるため，ランダ度は最大値 17800 mg L-1，最小値 1800 mg L-1 であった。底泥ムに地点選択を行った。しかし，毎回同じ場所に存在する 2の影響を排除するために干潮前の水をステンレスカップに汲地点については定点観測地点とした（St.1：堤防から南へ 10みとった対照（Blank）では，静置後 4 時間で塩化物イオンm あたりに位置する潮だまり（1.5 m2），St. 5：堤防から南へ濃度の変化は小さかった。一方，干潮後の潮だまりの塩化物

84藤前干潟の潮だまりにおける溶存有機態炭素とメタンの動態

丹‟

図２mg L-1

DOC�(mgC�L�1)

20000

30B lank

y = 1.03x - 210
R² = 0.90

干潮前

15000

10000

40

2004.320

101005000

3020

2007.40
St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

干潮後

St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

y = 1.11x - 4100
R² = 0.73
4040005 000

1 00001 5000

干潮後 及び Blank

図 2.

DOC�(mgC�L�1)

402 0000

30mg L-1

潮だまり内の干潮前後と Blank の塩化物イオン濃度（○：潮だまり、●：Blank）．

2004.5302020101000St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

イオン濃度は，増加する傾向が認められた。上げ潮時に潮だ5040

まりへの表面水の流入はないことから，底泥から潮だまりへ30と海水が流入することが明らかとなった。また，八木ら（1999）

2004.620は，底泥間隙水中の塩化物イオン濃度について，5 ～ 16 ‰30

0St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

よる濃度の違いは観測された。

4040

潮だまり内の溶存有機炭素（DOC）

30

干潮前と干潮後および Blank の潮だまり水中の DOC 濃度について 2004 年と 2007 年の観測結果を図 3 に示した。潮だまり内の DOC 濃度は，干潮前では，最大値 43.2 mg L-1(20072004.7年 11 月 )，最小値 4.97 mg L （2004 年 7 月）であった。干3020201010St.1 St.2 St.3 St.4St.1 St.2 St.3 St.4 St.5-1

潮後では，最大値 50.0 mg L (2007 年 6 月 )，最小値 4.47 mgL-1（2004 年 7 月）であった。潮だまり内の DOC 濃度は，干いが，同時期における地点ごとの差は小さく，干潮後の値は，302004.12 40

概ね干潮前の値と同程度であり，大幅な増減は観測されな

2020かった。また，明確な季節変化も観測されなかった。DOC

1010濃度と塩化物イオン濃度との間に相関は認められず，潮だま

040

潮前と干潮後の値はともに，時期ごとの変動が相対的に大きりにおける河川水と海水の混合比率は DOC 濃度の変動要因

2007.700-12007.6100

る底泥直上海水の濃度変動の影響は認められないが，時期に402010であると報告しており，24 時間での変動は小さく干満によ2007.530

2007.80
St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

ではないと考えられた。
50

底泥の影響を除いた潮だまり中の DOC の干潮時 4 時間での変化を検討するために Blank を設置した。潮だまりの干潮

� 傰伙
干潮前

前と干潮後・Blank の値を比較してみると，DOC 濃度の変化は次の 4 つの事例に分類された。
1) 干潮後，Blank ともに干潮前よりも増加する場合。すなわ

40

2007.1130

干潮後
� 傰�

20

Blank

010
St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

ち，潮だまり水中で DOC が生成したと考えられるケース

図 3.

潮だまり内の干潮前後と Blank の DOC 濃度．
（棒グラフ無しは欠測、St. 1、St. 5 は定点、St. 2 ～ 4 は毎回異なる地点を選択）である。干潮前よりも干潮後・Blank ともに DO が増加する傾向があることから，潮だまり水中で植物プランクトン85梅村麻希の光合成が活発に行われていることが推測され，Yagi and2) 干潮後は干潮前よりも増加するが，Blank には変化がない

Terai (2001）によれば，藤前干潟の植物プランクトンの一場合。これには，底泥の付着藻類の光合成及び底泥からの次生産は 0.5 ～ 2.0 gO2 m-2 day-1 と見積もられていることかDOC 供給が関与している推測された。Yagi and Terai (2001）

ら，光合成産物として DOC が増加したと推測される。また，は藤前干潟において底泥の付着藻類の活発な一次生産（0.1

潮だまり水中の懸濁態有機物の分解によって DOC が生成～ 8.5 gO2 m-2 day-1）を観測している。また，底泥からの栄した可能性も考えられた。

養塩供給による潮だまり水中の光合成の促進も要因として

丹†考えられた。
DOC�(mgC�L�1 4h�1)3030

2004.3201000�10�10St.2

St.3St.4

St.5302004.520

これは，底泥で DOC 分解が生じたことが推測される。

2007.42010St.13) 干潮前よりも干潮後で減少し，Blank は変化がない場合。

DOC�(mgC�L�1 4h�1)�

4) 干潮前と干潮後で変化がなく，Blank では増加した場合。
水中で光合成が活発に生じ，底泥では DOC 分解が生じたために，見掛け上，干潮後の変化が見られなかったと推測
St.1

St.2

St.330

St.4

された。

St.5以上の観測結果から，潮だまりにおける干潮時の DOC に2007.520は，生成・分解及び底泥からの輸送など複数のプロセスが関1010与していることが推察された，しかしながら，潮だまり内の

00DOC 濃度変化にどのプロセスが卓越しているかは明らかで

St.1

St.2

St.3

St.4

St.5

�10はなく，底泥の影響は，時期や地点ともに一定の傾向は認め
St.13030

2004.62020St.2

St.3

St.4

St.5

られなかった。
干潮前後の DOC 濃度の差から求めた干潮時 4 時間の DOC

2007.6の変化量を図４に示した。干潮時 4 時間での変化については，

1010増加・減少の場合があり，最も増加したのは 28.0 mg L-1（200700年 7 月 St. 5）であり，干潮後は干潮前の値に対して 2.2 倍増

�10�10St.1

St.2

St.3

St.4

St.5

30

St.1

St.2

St.3

St.4

加した。また，最も減少したのは，6.0 mg L-1（2007 年 7 月St.5St. 1）であり，干潮後は干潮前の値に対して 30 ％減少した。

302004.720100St.1

St.2

St.3St.4St.52007.720

潮だまり内の溶存メタン10

干潮前と干潮後の潮だまり水中のメタン濃度を図 5 に示し0た。干潮前の溶存メタン濃度は，最大値 22.3 μ l L-1，最小�10値 0.74 μ l L-1 であった。溶存メタンの大気平衡濃度は，潮St.1

St.2

St.3

St.4

だまりの塩分濃度の変動を考慮すると 0.05 ～ 0.11 μ l L-1 でSt.5あることから，常に過飽和であることが認められた。また，

3030

2004.122020101000�10�10St.1

St.2

St.3St.4

らつきが，DOC と比較して顕著であった。
潮だまりの周辺水域での溶存メタン濃度についてはいくつか報告がある。まず，藤前干潟の底泥間隙水中の溶存メタSt.1St.5

溶存メタン濃度の違いはサンプリング時期及び地点ごとのば

2007.8

St.2

St.3

St.4

ン濃度については，梅村ら（2005）が干潮前の値が 0.5 ～ 50

St.5μ l L-1 であると報告している。また，潮だまりが影響を受30けると考えられる新川表層水の溶存メタンについて，小山ら

2007.1120（1976）が 110 ～ 200 μ l L-1 であると報告している。さらに，

10伊勢湾の表層海水の溶存メタン濃度については，
伊原（1993）0が，0.08 ～ 3.88 μ l L-1 と報告している。このように，藤前�10St.1

St.2

St.3

St.4

干潟周辺水域では，年間を通じて常に過飽和であると考えら

St.5れる。その中で河川水が干潮前の潮だまり水の溶存メタン濃図 4. 干潮時 4 時間の DOC 変化量．
（棒グラフ無しは欠測、St. 1、St. 5 は定点、St. 2 ～ 4 は毎回異なる地点を選択）

度にもっとも大きく影響すると予想されたが，溶存メタン濃度と塩化物イオン濃度との相関は認められなかった。干潮後86藤前干潟の潮だまりにおける溶存有機態炭素とメタンの動態��� ����������

CH4 (µl L-1)
����������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������������

図 5. 潮だまり内の干潮前後の溶存メタン濃度．
（棒グラフ無しは欠測、St. 1、St. 5 は定点、St. 2 ～ 4 は毎回異なる地点を選択）

87

����

����

梅村麻希丹•CH 4 (�l�L�1�4h�1)の溶存メタン濃度は，0.68 ～ 7.50 μ l L-1 であり，ほとんどCH4 (�l�L�1�4h�1)1010の場合干潮前に比べて大幅に減少していた。干潮前後で大幅02004.502007.4に減少する場合も大気平衡濃度に対して過飽和であった。
干潮時 4 時間の溶存メタン濃度の変化量を算出した（図 6）。

�10�10�20�20St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

減少量の最大値は，17.7 μ l L-1（2007 年 11 月 St. 1）であり，干潮前の 20 ％と大幅に減少した。干潮前のメタン濃度は測定値の差が大きかったが，干潮後のメタン濃度の差は相対的St.1 St.2 St.3 St.4 St.5に小さく，結果的に干潮前のメタン濃度が高いほど干潮後の100減少が顕著であった。

102004.60�10�10�20�202007.5

干潮時の溶存メタンの減少の理由については，水中のメタン酸化及び大気への放出が挙げられる。潮だまりの溶存メタン濃度が大気平衡濃度に対して常に過飽和であることから，大気への放出が生じていると考えられるが，どの程度であるかは明らかではない。また，観測頻度は少ないが，干潮前後

St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

St.1 St.2 St.3 St.4 St.5で増加する場合が認められた。潮だまり水中には十分に酸素が溶解しているため水中でメタンが生成された可能性は低10102004.

00�10�10�20�20

く，底泥からの拡散があったか，サンプリング時に底泥をか2007.6

く乱してしまった可能性が考えられた。

まとめ
St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

本研究では，干潮時の干潟に広範囲で形成される潮だまりに注目し，DOC と溶存メタンの挙動を長期に渡って観察

10100

2004.70した。潮だまりについては，これまで研究例が無く，干潟2007.7の物質循環を明らかにする上で重要視されてこなかった。本
研究によって干潮時における潮だまり内の有機物及びメタンの挙動の一端が明らかとなり，河口域や干潟域を評価する上

�10

�10で，今後の調査研究の足がかりとなる基礎的な知見を示すこ�20�20とができた。DOC の干潮時の濃度変化は様々なパターンがSt.1 St.2 St.3 St.4 St.5

St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

観察され，生成，分解，拡散など複数のプロセスが関わっていることが推察された。今後各プロセスを明らかにしていく

100ことで DOC の挙動が解明されると期待される。DOC は時期2007.8ごとの変動が場所ごとの変化に比べて大きいことが明らかになり，今後潮だまりでの DOC の調査を行う場合には，観測�10

時期を変えたサンプリングが必要だと考えられた。潮だまり内の溶存メタン濃度の違いはサンプリング時期及び地点ごと

�20
St.1 St.2 St.3 St.4 St.5のばらつきが顕著であった。干潮時のメタンの著しい減少に潮だまり内での酸化と大気への放出のどちらのプロセスが卓100越するのかは今のところ明らかではなく，大気フラックスや2007.11

メタン酸化活性を測定することで，溶存メタンが単に大気へ放出されるだけなのか酸化を通じて潮だまりの物質循環に関�10わっているかが明らかになると期待される。

�20
St.1 St.2 St.3 St.4 St.5

図 6.

干潮時 4 時間の溶存メタン変化量．
（棒グラフ無しは欠測、St. 1、St. 5 は定点、St. 2 ～ 4 は毎回異なる地点を選択）

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藤前干潟の潮だまりにおける溶存有機態炭素とメタンの動態

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（担当編集委員：村瀬潤，名古屋大学生命農学研究科）

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