ISSN

汽水域研究

汽水域研究
No.14 December 2007

N o.14

December 2007
島根大学
汽水域研究センター

1340-3834

編集委員
國井秀伸・瀬戸浩二・堀之内正博
倉田健悟・デットマン ディビット(GLWRULDO%RDUG
Hidenobu Kunii, Koji Seto, Masahiro Horinouchi,
Kengo Kurata & Dettman David L.

/$*81$（汽水域研究）1R
2007 年（平成 19 年）12 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
●印刷
㈲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）
CONTENTS

No. 14 December 2007

■ 2ULJLQDO$UWLFOHV□ Fossil benthic foraminifera from sediment core S1 of Lake Shinji, western Japan
Hiroyuki Takata, Kazuyoshi Yamada
1-7

Kota Katsuki, Keiko Yamaguchi
Yasushi Miyamoto, Daisuke Nakayama
and Hugo Coops□ Horizontal and vertical distribution of macroalgal assemblages
in modern Lake Nakaumi, a coastal lagoon

9-16□ Lake floor images in the central part of Lake Nakaumi（part 1）
17-24: wind speed impacts on bottom water motion

Yasushi Miyamoto, Akiko Hatsuda

Ritsuo Nomura, Koji Seto, Yuzuru Horieand Hiroyuki Takata□ Comparison of phytoplankton biomass above a rivermouth barrage and25-31
in a freshwater reservoir, upper Isahaya Bay

Yoshikuni Hodoki, Tetuo Murakami□ Rising water level events in the Ohashi River, Shimane Prefecture
33-46

Kengo Kurata□ Land cover classification of the Matsue and Izumo areas with Landsat-5 TM data
Shingo Nonohara, Toshiaki Kozu
47-56

Toyoshi Shimomai, and Yuji Sakuno□ Estimation of Turbidity in Lakes Shinji and Nakaumi from MODIS
57-68

Shuichiro Yamamoto, Toshiaki Kozu
Toyoshi Shimomai, Shingo Nonohara
and Yuji Sakuno□ The oldest Shell Mound in the Seto Inland Sea:Revaluation of Reitasaki shell mound in Teshima

69-76

Shin Onbe, Yoshiki Miyata, Hisao Kato
Minoru Yoneda□ Correlation of massive die-off events of Konosirus punctatus
with low oxygen levels in Lake Shinji

77–82

Terumitus Miimi■ 0LVFHOODQHD□ Progress on the prototype Lakes Shinji and Nakaumi environmental database in JFY 2006
Yoshiaki Tsuzuki, Daisuke Nakayama
83-90

Kengo Kurata, Kenji Wakabayashi
and Hidenobu Kunii(Secretariat of the Discussion Group on theLakes Shinji and Nakaumi Environmental
Database)■ $QQXDO5HSRUWRI5HVHDUFK&HQWHUIRU&RDVWDO/DJRRQ(QYLURQPHQWV
91-101■ (GLWRULDOV102

LAGUNA（汽水域研究）
CONTENTS■原著

論No. 14 December 2007

文

□宍道湖で採取された柱状試料 S1 より産出する底生有孔虫化石群
1–7

高田裕行・山田和芳・香月興太
山口啓子・宮本 康・中山大介
Hugo Coops□今日の中海における沿岸藻場の水平的・垂直的な分布構造
9–16

宮本

17–24

野村律夫・瀬戸浩二・堀江
高田裕行

康・初田亜希子□中海湖心部における湖底の水中映像（その 1）: 風速変化に対する底層水の動態

譲□諫早湾調整池と河口堰湛水域における植物プランクトン発生パターンの共通性と相違 25–31□島根県大橋川における水位上昇の事例について

33–46

程木義邦・村上哲生

倉田健悟□ Landsat-5 TM データを用いた松江・出雲地域の土地被覆分類
47–56

野々原伸吾・古津年章・下舞豊志
作野裕司□ MODIS による宍道湖・中海の濁度分布推定57–68

山本周一郎・古津年章・下舞豊志
野々原伸吾・作野裕司□瀬戸内海最古の貝塚−豊島礼田崎貝塚の再評価−

69–76

遠部
米田

77–82

美見昭光

慎・宮田佳樹・加藤久雄
穣□宍道湖におけるコノシロの大量斃死と貧酸素水塊との関連性について

■資料□宍道湖・中海環境データベースに関する平成 18（2006）年度の進捗報告
83–90■島根大学汽水域研究センター活動報告

91–101

研究活動
教育活動
国際交流
社会との連携

■編

集

後

記

102

都筑良明・中山大介・倉田健悟
若林健二・國井秀伸（宍道湖・中海環境データベース
検討会事務局）

LAGUNA（汽水域研究）14，1〜7 頁（2007 年 12 月）
LAGUNA 14，p.1­7（2007）

宍道湖で採取された柱状試料 S1 より産出する
底生有孔虫化石群
1

1

2

高田裕行 ・山田和芳 ・香月興太 ・山口啓子
4
1
5
宮本 康 ・中山大介 ・Hugo Coops

3

Fossil benthic foraminifera from sediment core S1 of Lake Shinji, western Japan
Hiroyuki Takata1, Kazuyoshi Yamada1, Kota Katsuki2, Keiko Yamaguchi3,
Yasushi Miyamoto4, Daisuke Nakayama1 and Hugo Coops5

Abstract: Fossil benthic foraminifera from a sediment core taken from central Lake Shinji,
western Japan, were investigated as an indicator of paleoenvironmental change in the
Shinjiko-Nakaumi lake system during the 20th century. A transition from dominance of
Haplophragmoides canariensis to that of Ammonia beccarii forma 1 occurred in the middle
20th century. This faunal association and its transition are similar to those observed in previous
studies of Lake Shinji and the Ohashi River. This faunal transition might be affected by not
only environmental change in Lake Shinji but also that in the Ohashi River.
Keywords: Lake Shinji, fossil benthic foraminifera, faunal transition in the 20th century

は

じ

め

道湖および大橋川で，1980 年代の A. beccarii の特異的な多産に着目し，それを Ammonia event と命名した．そして，それが宍道湖湖水の化学的酸素要求量（COD）の上昇とほぼ同時期に起きていることから，同種の特異的多産が湖生態系のレジームシフトに関連した現象であると解釈した．一方，Nomura（2003）
は中海と本庄水域の 8 地点で採取された柱状試料での底生有孔虫化石の解析にもとづき，中海の底生有孔虫群が近年の人為的環境改変だけでなく，日本海の数 cm オーダーの海水準変動にも影響されてきたことを示した．このような数 10 年スケールの自然環
境の変遷は，宍道湖−中海水系の環境変遷を理解する上で，重要な視点となりつつある．

に宍道湖は，宍道湖−中海水系の海跡湖である．本
水域では，堆積物柱状試料を用いた近過去の環境変遷の検討が行われており，宍道湖−中海水系の改修事業に伴う人為的環境改変の影響などが論じられている野村・吉川（1995）は，宍道湖で東西方向の6 地点において堆積物柱状試料を採取し，底生有孔虫化石の産状を検討した．彼らは，20 世紀にかけて Haplophragmoides canariensis が卓越する群集から
Ammonia beccarii type 1 が卓越する群集への変遷を見出し，それが宍道湖で側方（東西方向）へ追跡できることを示した．さらに，野村・遠藤（1998）は，宍
1
2
3
4
5

Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University, 1060 Nishikawatsu, Matsue 690-8504, Japan.
Division Earth Environmental Systems, Pusan National University, Pusan 609-735, Korea.
Life and Environmental Science, Shimane University, 1060 Nishikawatsu, Matsue 690-8504, Japan.
Tottori Prefectural Institute of Public Health and Environmental Science, Tottori 682-0704, Japan.
Institute for Inland Water Management and Waste Water Treatment（RIZA）, P.O.Box 17, 8200 AA Lelystad, Netherlands.

1高田裕行・山田和芳・香月興太・山口啓子・宮本以上のように，底生有孔虫化石の検討は，20 世紀の宍道湖−中海水系における環境変遷のメカニズムを理解するにあたって，有用な視点を提供すると考えられる．しかし一方で，宍道湖での底生有孔虫化石の解析で，野村・吉川（1995）は，群集変遷が起きた時期を他の研究（中海・宍道湖自然史研究会ほか，1986 ; 徳岡ほか，1990）によって推定された隣接水域の鉛・セシウム法による年代測定の結果にもとづいて間接的に推定しているのみである．宍道湖における群集変遷の時期を特定することは，宍道湖−
中海水系の環境変遷を考察する上で，重要と思われる．そこで，本研究では，2004 年に宍道湖で採取された堆積物柱状試料について鉛−210 年代測定と底生有孔虫化石群の解析を行い，宍道湖の底生有孔虫
化石の変遷をより詳細に論じることを目的とした．

試 料 と 方 法康・中山大介・Hugo Coops

132°55'133°00'133°05'133°10'133°15'133°20'35°
34'

Sakai StraitA

Sea ofJapan

OhashiRiver

Lake Shinji

Ihnashi
River

B

35°
30'

Lake NakaumiCore S1
Hii
River

Photo

Lithology

35°
25'

Description

0
black mud5
Depth (cm)2

dark grey mud

102

宍道湖は面積が約 79 km ，最大水深約 6.4 m の海跡湖である．表水層の塩分は数 psu 程度であるが，湖心部の深水層では中海・大橋川を経て日本海より遡上した塩水が到達することにより，相対的に塩分が高い（たとえば，瀬戸ほか，2000）．湖水の密度成層により，深水層では夏季に溶存酸素がしばしば欠乏する．表層堆積物は浅部でおもに砂質堆積物からなるが，湖の中央部は泥質堆積物からなる（たとえば，瀬戸ほか，2006）．
本論で報告する 2 本の柱状試料 S1a および S1b は，
2004 年 9 月に宍道湖湖心部で押し込み式の柱状試料
採泥器を用いて，採取された（図 1）．柱状試料の長さは，S1a と S1b でそれぞれ 21 cm，17 cm である．
これらの柱状試料は黒〜暗灰色の泥質堆積物からなる（図 1）．
柱状試料 S1a は珪藻・有孔虫・貝形虫・軟体動物・
大型沈水植物化石の解析に，S1b は鉛−210 年代・有機物・鉱物組成・主要元素組成の解析に用いた．柱状試料 S1a は厚さ 1 cm 毎に分取し，それをさらに 3つの試料（有孔虫・貝形虫・軟体動物・大型沈水植物化石分析用（以下，化石群集解析用と呼ぶ），珪藻
化石分析用，堆積物分析用）に分割した．化石群集
解析用試料，堆積物分析用試料は，試料分割後，直ちに湿潤重量を秤量した．さらに，堆積物分析用試
料は，恒温乾燥器にて 70℃で乾燥させ，乾燥重量も秤量した．同試料の湿潤・乾燥重量から含水率を算出し，それをもとに化石群集解析用試料の乾燥重量を求めた．一方，柱状試料 S1b は鉛直方向に試料をdark grey mud
15with lamination

図 1．（A）柱状試料 S1a, S1b の採取地点と（B）柱状試
料 S1b の柱状図．
Fig. 1.（A）Location of sediment cores S1a and S1b,（B）Columnar section of core S1b.

半裁して，岩相・岩質を記載・観察した．そして，
軟 X 線写真撮影用試料を分取した後，厚さ 1 cm 毎に試料を分割し，堆積物・年代などの分析に用いた．
この際，柱状試料 S1a と同様な手順で，一部の試料について湿潤・乾燥重量を秤量し，含水率を算出した．
化石群集解析用試料は，開口径 63 μm のふるいを用いて水洗し，泥分を除去した．その湿潤状態の残査を，双眼実体顕微鏡下で観察し，大型沈水植物化石を抽出した．その後，湿潤状態の残査を，開口径500 m のふるいを用いて，粗粒画分（>500 µm）と細粒画分（63-500 μm）に分割した．湿潤状態の粗粒画分を実体顕微鏡下で観察し，有孔虫・貝形虫化石を抽出して細粒画分に加えた．その後，粗粒画分は軟体動物化石の群集解析用とした．細粒画分は恒温乾燥器にて，50 ℃で乾燥させた．同画分を簡易試料分割器を用いて適宜分割し，実体顕微鏡下で有孔虫化石を抽出した．それらの有孔虫化石を同定・計数し，堆積物単位重量あたりの各種の個体数を算出した．

宍道湖で採取された柱状試料 S1 より産出する底生有孔虫化石群
表 1．柱状試料 S1b で鉛−210 年代測定に用いた 6 試料の深度と放射能強度
Table 1. Pb-210 activity used for age estimation in core S1b
Pb-214(dpm / g)
1.65 +/- 0.17
2.12 +/- 0.32
1.89 +/- 0.13
1.60 +/- 0.19
2.23 +/- 0.33
1.83 +/- 0.13

Pb-210 (excess)(dpm / g)
29.07
26.75
19.92
19.54
15.10
12.12

堆 積 物 中 の 有 機 物・ 硫 黄 分 析 は，Sampei et al.
（1997）にしたがって，以下のような手順で行った．
柱状試料 S1a と S1b の乾燥した堆積物分析用試料を，メノウ乳鉢を用いて粉砕した．再び乾燥させた
試料を，目安として 10 mg となるように秤量し，銀製固体用コンテナーに分取した．これらの試料から炭酸塩に含まれる無機炭素を除去するために，110℃に設定したホットプレート上で，試料に 1 mol/l の塩酸を適量滴下して，反応・乾燥させた．これ
らを，錫製固体用コンテナーに封入し，分析用試料とした．これらの試料を，島根大学汽水域研究センターに設置されている FISON 社製 CHNS 元素分析
器 E.A. 1108 を用いて，分析した．各試料の有機炭素
量・全窒素量・全硫黄量を，標準試料として BBOT（2, 5-bis-（5-tert-butyl-benzoxanzol-2yl）-thiophen） を用いることで，定量した．
210
柱状試料 S1b について鉛−210 法（ Pb 法 ; 金井ほか，1995）による年代測定をおこない，堆積速度を見積もった．測定は表 1 に示す 6 試料について㈱210
地球科学研究所に依頼した． Pb（ex）放射能強度
214
は， Pb 放射能強度をバックグラウンド値として，
210
Pb 放射能強度から 214Pb 放射能強度を差し引いた値とした．この放射能強度の対数をコアの深度に対してプロットして，最小二乗法による直線の傾きを求め，壊変定数をこの傾きで割ることで平均堆積速度を求めた．

Sedimentation rate:
0.518 (cm / yr)

Pb (ex) (dpm / g)

Pb-210 (total)(dpm / g)
30.73 +/- 0.51
28.89 +/- 0.53
21.83 +/- 0.46
21.16 +/- 0.48
17.35 +/- 0.40
13.97 +/- 0.38

0Mass depth (g / cm 3 )
5

210

depth
(cm)
0.0 - 3.0
3.0 - 6.0
6.0 - 9.0
9.0 - 11.0
12.0 - 15.0
15.0 - 17.0

100

3

R = 0.98
10

0

5

10

15

20

Depth (cm)210

図 2．柱状試料 S1b における Pb（ex）の放射能強度の層位分布．
Fig. 2. 210Pb（ex）activity in core S1b.

量の層位変化にもとづき，柱状試料 S1a と S1b の対比を行った．今回，柱状試料 S1a の岩相を観察できなかったため，堆積物の物性をあらわす含水率，および全硫黄量の層位変化にもとづき，柱状試料 S1a とS1b の対比を試みた（図 3）．両柱状試料 S1a，S1b の含水率は深度が深くなるにつれ減少する傾向がみら
れ，それぞれ深度 8.5，12.5 cm を境にして含水率の減少率に変化が認められた．また，両柱状試料 S1a，
S1b の全硫黄量はそれぞれ深度 8.5，11.5 cm に増大のピークをもち，深度 2.5，3.5cm より上位で急激に結 果 と 考 察

減少する傾向をもつことが明らかになった．両柱状
試料の含水率および全硫黄量の層位変化は概ね同調しており，柱状試料 S1a の深度 2.5，8.5 cm が，S1bの深度 3.5，11.5–12.5 cm に対比できうることを示している．これらの層位変化の対比と柱状試料 S1b で見積もられた堆積速度から判断して，柱状試料 S1a
は過去約 50 年間の記録であるといえる．
柱状試料 S1a の有孔虫化石の産出状況を表 2 に示柱状試料 S1b について，鉛−210 年代測定を行っ210
た結果を表 1 に， Pb（ex）の放射能強度の層位変化を図 2 に，示す．これらの結果から判断して，柱状試料 S1b の堆積速度は 5.18 mm/yr と見積もられる．
この値は，鉛−210 法を用いて，Yamamuro and Kanai（2005）によって宍道湖中央部の柱状試料 46 で報告された堆積速度（約 4 mm/yr）（同論文の図 3 にもとす．底生有孔虫化石はいずれの試料でも産出した．
深度 14.5–8.5 cm の層準では，その産出が乏しいのに対して，深度 7.5–5.5 cm で多産する． 底生有孔虫化石は，Haplophragmoides canariensis（dʼOrbigny）と Ammonia beccarii（Linné）forma 1 が 多 産 し， こ
れらに Miliammina fusca（Brady）と Haynesina sp. などが随伴する．なお，深度 0.5 cm でのみ Elphidium
somaense, Miliolinella spp., Uvigerinella glabra が産出づく）と，ほぼ同程度である．次に，含水率・全硫黄した．これらの種は，これまでの宍道湖の現生底生高田裕行・山田和芳・香月興太・山口啓子・宮本4

康・中山大介・Hugo Coops

表 2. 柱状試料 S1a より産出した底生有孔虫化石
Table 2. Occurrence of fossil benthic foraminifera in core S1a
Depth (cm)Ammonia beccarii (Linne) forma 1
Haplophragmoides canariensis (d'Orbigny)
Elphidium excavatum (Terquem) forma selseyensis
Haynesina sp.
Miliammina fusca (Brady)
Trochammina hadai Uchio
Total
Split
Sample weight (g)Depth (cm)Ammonia beccarii (Linne) forma 1
Haplophragmoides canariensis (d'Orbigny)
Elphidium excavatum (Terquem) forma selseyensis
Haynesina sp.
Miliammina fusca (Brady)
Trochammina hadai Uchio
Total
Split
Sample weight (g)

1.5
7
2

2.5
5

3.5
7

4.5
23

5.5
38
2

6.5
154

7.5
37

8.5
8

9.5
8

10.5
14

1
1
1
1
6
9
8
8
24
46 154
38
8
9
15
2
2
2
2
2
2
2
2
2
2
13.45 17.65 16.64 19.23 17.34 23.46 19.16 21.62 24.40 24.84
11.5
7

3

1

12.5
16
2

13.5
8
2

14.5
2

1

1

1

15.5
7
12

16.5
6
15

17.5
5
21

18.5
5
30

19.5
9
27

20.5
3
34

2

2
1

2
1

3

7
19
11
3
19
21
29
37
39
40
2
2
2
2
2
2
2
2
2
2
26.70 27.41 27.65 30.15 31.36 29.36 27.94 30.85 38.90 25.46

Core S1B

Total sulfur
content(%)

Water
content(%)

Total sulfur
content(%)

Estimated age (AD)

Water
content(%)

Estimated age (AD)Depth (cm)Depth (cm)Core S1A

図 3．柱状試料 S1a と S1b における含水率・全硫黄濃度の層位分布．これらの指標の特徴にもとづき，両柱状試料は図で示す 2 層準で対比される．図中の年代値は，これらの対比と柱状試料 S1b の平均堆積速度をもとに，算出した．
Fig. 3. Change in water content and total sulfur content of cores S1a and S1b. The sediment cores canbe correlated at two horizons based on these indices. The chronology shown here was based on these
correlations and the average sedimentation rate of core S1b.

有孔虫では報告のない種で，中海の堆積物柱状試料において化石として産出するものである（たとえば，
Nomura, 2003）．柱状試料 S1 の採取に先立って，中海でも同じ柱状試料採泥器・水洗処理機材を用いた試料採取・処理が行われている．そのため，柱状試

料採泥器や水洗処理機材に付着した微量の中海の堆積物試料が，今回の検討試料に混入した可能性が考えられる．こうした問題があるため，本論の以降の考察では，深度 0.5 cm の結果を除外して，論じるものとする．概して，柱状試料下部（深度 20.5–15.5

宍道湖で採取された柱状試料 S1 より産出する底生有孔虫化石群

6–13 年程度新しいものの，おおむね調和的であると0

Depth (cm)

5

5

~1990

10

~1980
~1970

15
~1960
20
0

5

10

15

0 1 2 3 4 5

Ammonia beccarii Haplophragmoides
forma 1 (# / g)canariensis (# / g)
図 4．柱状試料 S1a における底生有孔虫特徴種の層位
分布．
Fig. 4. Stratigraphic change in characteristic benthic
foraminifera in core S1a.

cm）で H. canariensis が，上部（深度 7.5–4.5 cm）で
A. beccarii forma 1 が多産する（図 4）．両種の交替
は，深度 14.5–8.5 cm の貧産出層準を挟んで，漸移的に移行する．また，A. beccarii forma 1 の産出個体数
も，柱状試料最上部へ向けて緩やかに減少する．このような底生有孔虫化石の種構成・層位分布は，柱状試料 S1a 採取地点近くで野村・吉川（1995）が報告した柱状試料 SI-4, 5 のものと類似する．柱状試料
S1b で得られた平均堆積速度と S1a と S1 ｂの 2 層
準での対比にもとづくと，柱状試料 S1a における H.
canariensis の多産する層準は 1950 年代−60 年代前半
（1952–1965 年頃）に，A. beccarii forma 1 の多産する層準は 1980 年代後半−90 年代前半（1986–1993 年頃）に相当する．野村・吉川（1995）は，隣接水域で行われた先行研究の堆積速度の結果（中海・宍道湖自然史研究会ほか，1986 ; 徳岡ほか，1990）にもとづき，
H. canariensis のもっとも多産する層準を 1933 年頃に，Ammonia beccarii type 1（本論の A. beccarii forma
1 に相当する）が多産する年代を 1980 年代と推定している．本研究によって推定された H. canariensis のもっとも多産する年代は，野村・吉川（1995）が推定した 1933 年という年代と比較すると新しいが，これは本研究で採取した柱状試料の長さが短く，本種がもっとも多産した層準を捉えきれていないことによると思われる．一方，A. beccarii forma 1 の多産す
る年代は，野村・吉川（1995）の推定した年代よりいえる．
20 世 紀 に お け る 宍 道 湖 で の H. canariensis と A.
beccarii forma 1 の多産およびそれらの交替が起きた要因について，野村・吉川（1995）・野村・遠藤（1998）は境港外防波堤の建設（1930 年頃）と宍道
湖湖水の化学的酸素要求量（COD）の上昇（1980 年頃）が関与した可能性を，推測している．他方で，従来の宍道湖・中海における現生底生有孔虫群の研究結果（Nomura and Seto, 1992 ; 瀬戸ほか，2000）では，宍道湖−中海水系で，H. canariensis が多産する
水域は必ずしも明瞭ではなかった．そのため，底生有孔虫の生態から，その化石群集変遷の要因を考察するのが困難であった．近年，高田ほか（2007）は，
大橋川でこれら 2 種が多産することを見出し，H.
canariensis が現在は大橋川中流域でのみ多産することを報告した．一方，野村・遠藤（1998）の化石群の検討によると，1970 年代以前には大橋川の上流域（松江市白潟付近）と下流域（松江市矢田付近）においても，本種が優占していたとされる．これらの大橋川での知見を考慮すると，宍道湖における 20 世紀の H. canariensis から A. beccarii forma 1 への群集変
遷は，大橋川における卓越種の変化とそれを引き起こした環境変動が関与した可能性が高いといえる．
Yamamuro and Kanai（2005）は，宍道湖の 3 地点で採取された柱状試料のいずれにおいても，1950 年代
以降有機物の窒素安定同位体比に上昇が認められることから，湖内の富栄養化が進行していたことを指摘している．今後，大橋川も含めた宍道湖−中海水系で，底生有孔虫化石群の交替が起きた時期を特定
し，有機物の安定同位体比などとの比較検討を通して群集変遷の要因を考察することによって，野村・
遠藤（1998）が提唱した Ammonia イベントの拡がり
や・COD イベントとの関係について，さらなる知見が得られると期待される．

謝辞

島根大学教育学部の野村律夫教授には，底生有孔虫化石の産出状況および鉛年代測定に関して，貴重なご意見をいただいた．島根大学総合理工学部の入月俊明助教授には電子顕微鏡写真の撮影に，同学部の三瓶良和教授には有機物分析に，ご助力いただいた．島根大学汽水域研究センターの松本貞夫氏には，野外での試料採取にご助力いただいた．本研究の実施にあたり，日本学術振興会科学研究費補助金（研6高田裕行・山田和芳・香月興太・山口啓子・宮本康・中山大介・Hugo Coops

図版 1. 柱状試料 S1a より産出した底生有孔虫の走査型電子顕微鏡写真．
Plate 1. Scanning electron micrographs of benthic foraminifera from core S1a. Scale bar=100 μm.
1a–c. Ammonia beccarii（Linné）forma 1
2a, b. Haplophragmoides canariensis（dʼOrbigny）
3a, b. Haynesina sp.

究課題番号 no.16201008，代表者 國井秀伸）の一部を用いた．以上の方々に心よりあつくお礼申し上げ
ます．

引

用

文

献

金井 豊・井内美郎・片山 肇・斎藤文紀（1995）
210Pb，137Cs 法による長野県諏訪湖底質の堆積速度の見積もり．地調月報，46: 225–238．
中海・宍道湖自然史研究会，松本英二・井内美郎・
水野篤行（1986）中海・宍道湖自然史研究−その5．宍道湖における 1985 年度柱状試料採泥−．島根大学地質研究報告，5: 11–18．
Nomura, R.（ 2003）Assessing the roles of artificial
vs. natural impacts on brackish lake environments:
southwestern Japan. The Journal of the GeologicalSociety of Japan, 109: 197–214.
野村律夫・遠藤公史（1998）汽水域における人的改造と有孔虫群集の変化−その 5 Ammonia event の提唱と 2005 年の宍道湖−．LAGUNA（汽水域研究），5: 15–26．
Nomura, R. and Seto, K.（1992）Benthic foraminifera

宍道湖で採取された柱状試料 S1 より産出する底生有孔虫化石群

from brackish Lake Nakaumi, San-in District,southwestern Honshu, Japan. In: Ishizaki, K. and Saito,T.（eds.）, Centenary of Japanese Micropaleontology.
Terra Scientific Publishing Company, Tokyo, pp.
227–240.
野村律夫・吉川敬吾（1995）湖水環境の人為的改造と底生有孔虫の群集変化 : その 2 宍道湖の中央 1測線の結果．島根大学教育学部紀要，29: 31–43．
Sampei, Y., Matsumoto, E., Kamei, T. and Tokuoka,
T.（1997）Sulfur and organic carbon relationship in
sediment from coastal brackish lakes in the Shimane
peninsula district, southwest Japan. Geochemical
Journal, 31: 245–262.
瀬戸浩二・真先修・田中邦昌・高安克己（2000）宍道湖における底生有孔虫群集．島根大学地球資源環
境学研究報告，19: 65–76．

7

瀬戸浩二・中武誠・佐藤高晴・香月興太（2006）斐伊
川の東流イベントとそれが及ぼす堆積環境への影
響．第四紀研究，45: 375–390．
高田裕行・瀬戸浩二・倉田健悟（2007）大橋川における底質産底生有孔虫群の産状と環境モニタリングへの適用について．国際シンポジウム 2007「汽水域の再生とその持続可能性−宍道湖・中海の賢明な利用に向けて−」講演要旨集，220．
徳岡隆夫・大西郁夫・高安克己・見梨昴（1990）中海・宍道湖の地史と環境変化．地質学論集，36:
15–34．
Yamamuro, M. and Kanai, Y.（2005）A 200-year recordof natural and anthropogenic changes in water quality
from coastal lagoon sediments of Lake Shinji, Japan.
Chemical Geology, 218: 51–61.

LAGUNA（汽水域研究）14，9〜16 頁（2007 年 12 月）
LAGUNA 14，p.9­16（2007）

今日の中海における沿岸藻場の水平的・垂直的な分布構造宮本

1

康 ・初田亜希子

1

Horizontal and vertical distribution of macroalgal assemblages
in modern Lake Nakaumi, a coastal lagoon
Yasushi Miyamoto1, Akiko Hatsuda1

Abstract: Horizontal and vertical distribution of macroalgae were surveyed during thesummer in Lake Nakaumi, a brackish lagoon. In the summers of 2004–2006 water conditions（transparency and salinity）and macroalgal assemblage characteristics（percent cover, species
richness, and depth limit）were surveyed at 15 coastal sites. Both species richness and depth
limit decreased with increasing the distance from the seawater inlet. However, the patternsof algal cover differed among green, red, and brown algae: green algae grew in all areas in
the lake. In contrast, brown algae was dominant only in the area closest to the sea. Red algae
grew in all areas except that most distant from the sea. Since species richness and depth limit
were correlated with transparency, and transparency was correlated with the distance from sea
but not salinity, transparency seemed to be the primary cause of the observed spatial pattern.
In contrast, because the patterns of algal cover do not correlate with either transparency orsalinity, we suggest that other factors, including grazing by animals and competition among
algae, were important in establishing the observed patterns. Finally, a schematic diagram ofmacroalgal distribution patterns is presented.
Key words: Percent cover, species richness, depth limit, salinity, transparency

は

じ

め

2000）．
上記のような水平的な藻場の分布構造が繰り返し調査されてきた一方，垂直的な分布構造に関する知見は非常に限られている（根来，1962; 杦村・小池，
1991）．その数少ない知見の一つに根来（1962）の中
海のアマモ場に関する事例を挙げることができる．
1960–61 年の中海では，海草のアマモ Zostera marinaとコアマモ Zostera japonica の共存が見られる多くの地点で，アマモが深所に，コアマモが浅所に分布するものの，大橋川河口に近い大井湖岸ではこのパターンが逆転していた．そして，この傾向を生み出す要因として，地点間の垂直的な塩分勾配の違いが挙げられている．しかし一般的に，藻場の垂直的なに藻場の構造，例えば種構成や種多様性，分布下限
は環境要因に応じて空間的に変化する．中海では，特に種構成の空間変異が 20 世紀中盤より調べられており，中海の藻場を理解する上での大きな助けとなってきた．過去の研究において，中海の藻場の種構成と種多様性は海からの距離に応じた空間変異を示し，この変異を生み出す主な要因が塩分であることが指摘されている（Akiyama and Nishigami, 1959;
秋山，1978, 1996）．そして，こうした種構成の空間変異は 20 世紀中盤から後半にかけて大きな変化がないことも報告されている（Kunii and Minamoto,1

鳥取県衛生環境研究所

Tottori Prefectural Institute of Public Health and Environmental Science

9

宮本

10

康・初田亜希子

Japan Sea

Lake
NakaumiLake Shinji

Ohashi
River

Hii
River

Sakai
Channel

Honjo
Area

1

Nakaura
Gate

Miho
Bay

15
2
3

14

Lake
Nakaumi4

7

Ohashi
River

5

12

8
6

0

13

5km

9

10

11

YonagoBay

図 1．15 の調査地点を記した中海の地図．
Fig. 1. Map of Lake Nakaumi and location of the fifteen census sites.

分布構造を決定する要因として重要視されているのは光環境である．海草藻場と海藻藻場の両方において，光環境の指標となる透明度の勾配に応じた分
布下限の空間変異が報告されており（Middleboe andMarkager, 1997; Koch, 2001; Nielsen et al., 2002），さらどのような関連を持つのかを明らかにし，どのような環境要因が今日の藻場の分布構造を生み出し，維持しているのかを考察した．最後に，こうした分布
構造を模式的に表した．

に，種構成に関しては，深場でも光合成を行うことのできる紅藻類が最も深所に分布することが報告されている（Markager and Sand-Jensen, 1991）．しかし，こうした光環境に応じた藻場の垂直分布構造に関しては，中海では明らかにされていない．
そこで本研究は，近年の中海の藻場を対象に，その水平的・垂直的な分布構造と塩分・光環境の関係を明らかにすることを目的とした．はじめに，藻場を構成する海藻の分類群毎の被覆度を地点毎・水深毎に明らかにし，さらに藻場の分布下限と種多様性を地点毎に明らかにした．そして，これら海藻の被覆度・種多様性・分布下限といった藻場の構造値が，今日においても海からの距離に応じた変異を示すのかを調べた．次に，藻場の構造値が塩分・光環境と材 料 と 方 法
調査地
中海は弱混合型の汽水湖である．陸水の約 70％が大橋川より流入し（Yamamuro, 2000），海水の大部分が中浦水門より流入する（Fig. 1）．今日において，中海の沿岸は大部分（90％以上）が人工護岸であり（Kunii and Minamoto, 2000），海藻の多くはこの護岸表面に付着して生育している．海藻の分布下限は 4m 前後であることから（向井ほか，1996; 宮本・國井，2006），今日の中海では塩分跳層の上部に藻場が形成されていると言える．
今日の中海において藻場を構成しているのはほとんどが海藻である．かつての中海で大群落を形成し

今日の中海における沿岸藻場の水平的・垂直的な分布構造11

表 1．2004–2006 年の調査で観察された海藻種のリスト．
Table 1. List of macroalgal species observed in the transects
in summer during 2004-2006.

ンセクト上で観察された海藻種数の合計値として算出した．

Species name

塩分・透明度調査
2004–2006 年の夏季（7–8 月）に，中海沿岸に設けた 15 の調査点（Fig. 1）においてそれぞれ 4 回のボーCHLOROPHYTA

Chaetomorpha spiralis
Cladophora sp.
Codium fragile
Enteromorpha spp.
Polysiphonia spp.
Ulothrix flacca
Ulva pertusa

RHODOPHYTA

Chondracanthus intermedius
Chrysymenia wrightii

ト調査を行った．この調査は，15 の各調査点において，沿岸から 30–50 m 沖合の水深が 3–5 m のところで行った．透明度はセッキ板を用いて測定した．
塩分は水面下 0.5 m にて多項目水質計（QUANTA，
Hydrolab 社）を用いて測定した．そして，それぞれの年の調査における平均値を各年の塩分と透明度の代表値とした．

Gracilaria vermiculophylla
Grateloupia divaricata
Grateloupia filicina
Priontis ramosissima
CHROMOPHYTA

Sargassum thunbergiiていた海草類（アマモ・コアマモ）は今日では分布が非常に限られており（宮本・國井，2006），中海沿岸で無作為に選び出した本研究の 15 の調査地点では生育が認められなかった．藻場を形成する海藻類は大きく緑藻類・紅藻類・褐藻類に大別される．緑藻類はアオサ類（Ulva 属），アオノリ類（Enteromorpha 属），
ジュズモ類（Chaetomorpha 属）に代表される短命の種が大部分を占める一方，オゴノリ類（Gracilaria
属）やムカデノリ類（Grateloupia 属）に代表される紅藻類とホンダワラ目（Sargassum 属）のみの出現が認められる褐藻類は，ほとんどが多年生の種であった（Table 1）．
藻場調査
藻場の 2 つの構造特性（藻場の分布下限・出現種数）を明らかにするために，2004–2006 年の夏季（7–8月）に，中海沿岸域に設けた 15 の調査点（Fig. 1）にて SCUBA 潜水による目視調査を行った．15 の調査
点にて，湖岸の約 100 m の範囲に湖岸線に垂直なト
ランセクトを無作為に 4 本設け，その上の 10 水深（60，90，120，150，200，250，300，350，400，450cm）にて，50 50cm の範囲における海藻の種毎の被覆度を，コドラートを用いて目視により測定した．
この調査により得られたデータを用いて，藻場の最大水深は 4 本のトランセクト上で海藻の生育が認められた最も深い水深として，出現種数は 4 本のトラ

統計解析
海からの距離に応じた藻場の構造値（分類群毎の被覆度・出現種数・分布下限）と水質（塩分・透明度）の変化を明らかにするために回帰分析を行った．
藻場の構造値と水質は（1）海からの距離に応じて単調増加 / 減少する，（2）中程度の距離で最大 / 最小になるケースを想定し，線形と二次の回帰分析を行った．両方の回帰式が有意であった場合，二次回帰の2方が決定係数（R ）が大きく，二次項の傾きが有意であり、かつ最大値 ⁄ 最小値が与えられた海からの距離内にある場合にのみ，二次回帰式を採用した（Mackey and Currie, 2001）．なお，海からの距離は，
海水が中浦水門を経て流入することを考慮し，中浦
水門からの距離で代用した．
藻場の構造値（分類群毎の被覆度・出現種数・分布下限）と塩分・光環境との関係を明らかにするために，ステップワイズ回帰分析を行った（Sokal andRolf, 1995）．中海では水中の光合成有効放射（PAR）と透明度の間に有意な正の相関があることから（宮本，未公表データ），透明度を光環境の指標として，透明度と塩分を独立変数，藻場の構造値を従属変数として分析に供した．なお，海藻の分類群毎の被覆度は緑藻類・紅藻類・褐藻類に区分し（Table 1），水深毎（0–1 m, 1–2 m, 2–3 m, >3 m）に解析に供した．水深 3 m 以上では紅藻類のみが生育していたので，この分類群のみに対して被覆度の分析を行った．

結果藻場の分布下限と種数の空間変異藻場を構成する海藻の種数と藻場の分布下限は，両者とも海からの距離（中浦水門からの距離）に応じ

宮本

12

10

5

0

5

R2=0.24

Depth limit (m)Species richness

15

康・初田亜希子

0

5

10

15

R2=0.37

4
3
2
1
0

0

5

10

15

Distance from Nakaura gate (km)図 2．中浦水門からの距離と藻場の属性値（出現種数・分布下限）の関係．実線は有意な相関関係を示す（P<0.05）．
Fig. 2. Relationships between the distance from Nakaura gate and algal
assemblage characteristics（species richness and depth limit）. Solid lines
represent significant correlations（P<0.05）.

て変化した．海から遠い水域ほど藻場を構成する海藻の種数は少なくなり，同時に藻場の分布下限が浅くなる傾向が認められた（Fig. 2）．
海藻の被覆度の空間変異
海藻の被覆度の空間変異は分類群毎に異なっていた．緑藻類は水深 0–1 m のみで海から遠ざかるほど被覆度が増加する傾向が認められたが，水深 1 m 以
深では海からの距離に応じた被覆度の変化は認められなかった（Fig. 3）．また，紅藻類は水深 0–1 m のみ
で，海から中程度の距離で被覆度が最大になる傾向が認められたが，1 m 以深の水深では海から遠ざかるほど被覆度が減少する傾向が認められた（Fig. 3）．
一方，褐藻類は分布が認められた全ての水深で，海から遠ざかるほど被覆度が減少する傾向が認められた（Fig. 3）．
なお，水深 3 m 以深で生育が認められたのは紅藻類のみであり（Fig. 3），そのほとんどがオゴノリ
Gracilaria vermiculophylla であった．水深 3 m 以深に生育する個体は，浅場のものに較べて葉長が長い反面，分枝数が少ない傾向が見られた．本種の生育が認められた最大水深は，中浦水門近傍の地点 1 と 15の 4.5 m であった（Fig. 1）．
塩分と透明度の空間変異
塩分は海からの距離に応じた変化を示さなかったが，透明度は海から遠ざかるにつれて低下する傾向を示した（Fig. 4）．
塩分・透明度と藻場の構造値の関係
藻場の属性値（出現種数・分布下限）はともに，塩分と透明度に応じて変化する傾向が認められ，かつ変化の大部分（約 70％）が塩分と透明度により説明された（Table 2）．出現種数は塩分と透明度が高い地
点で多くなり，分布下限は塩分と透明度が高い地点で深くなる傾向が認められた（Table 2）．これに対し，海藻の被覆度の変化は透明度と塩分により説明される量が少なかった（0–40％）．緑藻類は主に塩分変化に応じて被覆度が変化し，塩分の高い地点で被覆度が増加する傾向が認められた（Table 2）．しかし，紅藻類の変化は塩分・透明度のいずれによっても説明されず，褐藻類も水深 1–2 m でのみ，透明度によって被覆度の変化が説明されたに過ぎなかった（Table
2）．

考

察

藻場を構成する海藻の種数と藻場の分布下限は，両者とも海からの距離（中浦水門からの距離）に応じて変化した．海から遠い水域ほど藻場を構成する海藻の種数は少なくなり，同時に藻場の分布下限が浅くなる傾向が認められた（Fig 2）．一般に，藻場の分布下限は光制限であり，透明度が低く水中の光量が少ない水域ほど分布下限が浅くなることが知られている（Middleboe and Markager, 1997; Koch, 2001;
Nielsen et al., 2002）．中海においても同様の傾向，すなわち透明度が低い水域ほど分布下限が浅くなる傾向が認められたことから（Table 2），分布下限が光制限であることが示唆された．しかし，分布下限は塩分とも有意な関係を有していたことから（Table 2），
分布下限は塩分によっても何らかの影響を受けていることが示唆される．宮本・國井（2006）も中海にお今日の中海における沿岸藻場の水平的・垂直的な分布構造

Green algae

Red algae
100

R2=0.13
100
75
50
25
0

5

10

100
75

Coverage (%)

50
25

0

5

10

50

25

25

75
50
25
5

5

10

10

75

75

50

50

25

25
0

5

10

0

15

R2=0.14

75

50

50

25

25
0

100

5

10

R2=0.18

R2=0.24

0

0

15

5

0-1m

10

R2=0.29

0

100

75

0

15

0

15

100

100

100

0

0

100 R2=0.11

15

R2=0.01

0

50

0

0

100

R2=0.3775

15

R2=0.06

Brown algae

75

0

0

13

5

1-2m

10

R2=0.11

0

5

15

15

2-3m

10

15

>3m

75
50
25
0

0

5

10

15

Distance from Nakaura gate (km)図 3．中浦水門からの距離と緑藻類・紅藻類・褐藻類の被覆度の関係．各関係を水深毎（0–1 m・1–2 m・2–3 m・>3 m）に示す．実線は有意な相関関係を示す（P<0.05）．
Fig. 3. Relationships between the distance from Nakaura gate and percent cover of green, red,and brown algae at 0–1 m, 1–2 m, 2–3 m, and>3 m depths. Solid lines represent significant
correlations（P<0.05）.
R2=0.01

20
15
10
5

0

5

10

15

R2=0.47

3.0

Transparency (m)Salinity (PSU)

25

2.5
2.0
1.5
1.0

0

5

10

15

Distance from Nakaura gate (km)図 4．中浦水門からの距離と水質（上層塩分・透明度）の関係．実線は有意な相関関係を示す（P<0.05）．
Fig. 4. Relationships between distance from Nakaura gate and water quality
variables（epilimnetic salinity and Secchi-depth）. Solid lines represent
significant correlations（P<0.05）.

宮本

14

康・初田亜希子

表 2．ステップワイズ回帰分析の結果．表中の偏回帰係数は標準化された値として示す．
有意水準 : ***: P<0.001．
Table 2. Stepwise regression for algal vegetation characteristics against transparency and salinity.
Each egression coefficient is given as a standardized value. Asterisks: ***: P<0.001.

Dependent variable

N

Model

R2

F

Green algae (0-1m)

42= 0.636Sal – 31.8

0.390

27.8***

Green algae (1-2m)

42= 0.602Sal – 32.3

0.347

23.3***

Green algae (2-3m)

42= 0.386Tr + 0.332Sal – 76.1

0.282

9.25***

Red algae (0-1m)

42

NS

–

–

Red algae (1-2m)

42

NS

–

–

Red algae (2-3m)

42

NS

–

–

Red algae (>3m)

28

NS

–

–

Brown algae (0-1m)

42

NS

–

–

Brown algae (1-2m)

42= 0.402Tr – 25.0

0.141

7.89***

Brown algae (2-3m)

42

NS

–

–

Species richness42= 0.493Tr + 0.583Sal – 6.512

0.696

49.1***

Depth limit

42= 0.569Tr + 0.497Sal – 2.097

0.681

45.7***

いて分布下限が透明度と塩分の両者に応じて変化する傾向を見出している．そして，透明度が塩分の増加に応じて向上すること，透明度の方が塩分よりも分布下限との相関が強いことから，塩分の変化が透明度の変化を生み出し，透明度が分布下限を決定すると考察している．この点を考慮すると，塩分と分布下限の関係は，透明度（光）を介した間接的な関係であると考えられる．
なお，多くの地点において，藻場の分布下限は紅藻類（主にオゴノリ Gracilaria vermiculophylla）によって維持されていた（Fig. 3）．紅藻類は光合成色素としてフィコエリトリンを有し，緑色光のみが届く深場でも光合成を行うことが可能なことから，海域の深場で優占する傾向が広く認められている（Dring, 1981; Mathieson et al., 1981）．中海においても同様の理由で紅藻類が藻場の分布下限を維持していると考えられるが，本研究では光合成色素に関する分析は行っていないため，結論を下すことはできな
い．
分布下限とは対照的に，種数の変異を生み出す要因は複雑である．海藻類の種多様性は（1）水質や底質，波浪の影響に代表される物理・化学的要因，（2）生息空間を巡る競争や植食者による食害，（3）種
プールの大きさに代表される生物的要因により維持されている（Benedetti-Cecchi, 2000; 野田ほか , 2001;

Miyamoto and Noda, 2004）．本研究は塩分と透明度の影響のみを評価したが，この 2 つの要因により種2数の空間変異の約 70％が説明された（R =0696, Table2）．また，秋山（1978）も 1970 年代の中海においてほぼ同様の傾向，すなわち海藻の出現種数は塩分・汚濁度（BOD）と有意な相関をもつことを見出している．さらに，秋山（1978）の報告をもとに塩分と汚濁度が種数の空間変異のどの程度を説明できるかを2推定した結果，約 60％と算出された（R =0565）．こ
れらの点は，塩分と透明度がともに，中海において藻場の種多様性の空間変異を生み出す上で重要な要因であることを示唆するものである．
以上のように，藻場の分布下限と出現種数はともに，塩分と透明度の強い影響下にあることが示唆された．これら藻場の属性値は海からの距離に応じて変化することは前述の通りである．しかし，これら属性値の空間変異を生み出す重要な要因と考えられ
る塩分と透明度において，海からの距離に応じた変化が認められたのは透明度のみであった．したがって，今日の中海においては，透明度が観察された藻場の分布下限と出現種数の空間変異（海からの距離に応じた変異）を生み出す上で重要な役割を果たしているものと考えられる．
藻場を構成する各分類群（緑藻類・紅藻類・褐藻類）の組成も，海から遠ざかるほど貧困になる傾向

宮本

16

謝

康・初田亜希子

辞島根大学汽水域研究センターの江原亮・東井啓の両氏には野外調査の手伝いをしていただいた．この場を借りてお礼を申し上げる．なお，本研究は㈶河川環境管理財団の平成 16・17 年度河川整備基金助成事業によって実施した．

引

用

文

献

Akiyama, M. and Nishigami, K.（1959）Oecologicalstudies on algal flora in Lakes Shinji and Nakano-umi:
Part I. Distribution of macroscopic algae. Bull. Shimane
Univ., 9: 69–75.
秋山 優（1978）中海および宍道湖における底生藻類の生態学的研究．1．藻類の分布と水質環境．「環境科学」研究報告書，中海の干拓・淡水化が水圏環境に及ぼす影響に関する基礎的研究 1 号，55–63.
秋山 優（1996）宍道湖・中海水系の藻類．宍道湖・中海水系の藻類研究会，27–34．
Benedetti-Cecchi, L.（2000）Predicting direct andindirect interactions during succession in a midlittoral
rocky shore assemblage. Ecol. Monogr., 70: 45–72.
Dring, M. J.（1981）Chromatic adaptation of photosynthesis in benthic marine algae: an examination of
its ecological significance using a theoretical model.
Limnol. Oceanogr., 26: 271–284.
Koch, E. W.（2001）Beyond light: Physical, geological,
and geochemical parameters as possible submerged
aquatic vegetation habitat requirements. Estuaries, 24:
1–17.
Kunii, H. and Minamoto, K.（2000）Temporal and spatial
variation in the macrophyte distribution in coastallagoon Lake Nakaumi and its neighboring waters. J.
Marine Syst., 26: 223–231.
Lubchenco, L.（1986）Relative importance of competition and predation: early colonization by seaweeds
in New England. In: Community ecology.（eds.）
Diamond, J. M. and Case, T. J. pp. 537–555. Harper andRow, New York.
Mackey, R. L. and Currie, D. J.（2001）The diversitydisturbance relationship: is it generally strong andpeaked? Ecology, 82: 3479–3492.
Markager, S. and Sand-Jensen, K.（1992）Light requirements and depth zonation of marine macroalgae. Mar.

Ecol. Prog. Ser., 88: 83–92.
Mathieson, A. C., Hehre, E. J., and Reynolds, N.
B.（1981）Investigations of New England marine algae
I: a floristic and descriptive ecological study of themarine algae at Jeffery Point, New Hampshire. U.S.A.
Bot. Mar., 24: 521–532.
Middleboe, A. L. and Markager, S.（1997）Depth
limits and minimum light requirements of freshwater
macrophytes. Freshwater boil., 37: 553–568.
Miyamoto, Y. and Noda, T.（2004）Effects of mussels oncompetitive inferior species: competitive exclusion tofacilitation. Mar. Ecol. Prog. Ser., 276: 293–298.
宮本 康・國井秀伸（2006）汽水湖中海における塩分変動に応じた水質と沿岸藻場の変化．応用生態工学，9: 179–189．
向井哲也・中村幹雄・山根泰道・清川智之・川瀬恭子・岩井克己（1996）中海・宍道湖底質改良実証実
験事業（中海藻場生息状況・分布調査）．平成 8 年度島根県水産試験場事業報告，195–204．
根来健一郎（1962）水草，大型藻類．中海干拓・淡水化事業に伴う魚属生態調査（宮地伝三郎編）pp.
82–84.
Nielsen, S. L., Sand-Jensen, K., Borum, J. and GeertzHansen, O.（2002）Depth colonization of eelgrass（Zostera marina）and macroalgae as determined bywater transparency in Danish coastal waters. Estuaries,
25: 1025–1032.
野田隆史・宮本 康・宮下典丈（2001）競争とその抑制による種多様性決定機構−岩礁潮間帯の海藻群
集．群集生態学の現在（佐藤宏明・山本智子・安田弘法編）pp. 187–207. 京都大学学術出版会
Noda, T., Minamiura, T., and Miyamoto, Y.（2003）
Seasonal changes in an intertidal annual algal
assemblage in the Northern Japan: the role ofpreemption and grazing on algal replacement. Ecol.
Res., 18: 695–709.
Sokal, R. R. and Rohlf, F. J.,（1995）Biometry 3rd ed.
Freeman, New York, 887 pp.
杦村喜則・小池文人（1991）宍道湖・中海汽水域における大型藻類および海生沈水草本植物群落とその分布．汽水湖研究，1: 81–86.
Yamamuro, M.（2000）Abundance and size distributionof sublittoral meiobenthos along estuarine salinity
gradients. J. Marine Syst., 26: 135–143.

LAGUNA（汽水域研究）14，17〜24 頁（2007 年 12 月）
LAGUNA 14，p.17–24（2007）

中海湖心部における湖底の水中映像（その 1）: 風速変化に対する底層水の動態
1

2

野村律夫 ・瀬戸浩二 ・堀江

3

譲 ・高田裕行

2

Lake floor images in the central part of Lake Nakaumi（part 1）: wind speed impacts on bottom water motion
Ritsuo Nomura1, Koji Seto2, Yuzuru Horie3 and Hiroyuki Takata2

Abstract: A long-term monitoring waterproof camera was installed on the bottom of Lake
Nakaumi at a depth of 6.5 m, in order to observe bottom water movements and the ecologyof brackish organisms. Over a six day period, Nov. 4–Nov. 9 2006, brackish water dynamics
changed from stable to unstable conditions. Under the prior stable conditions, the sedimentsurface was covered with a bacterial mat. Strong winds, over 15 m/s, mixed upper and bottom
water masses and the halocline disappeared for a short time in the middle of this period.
We show that winnowing of bottom sediments occurs at wind speeds greater than 10 m/s atthis location; a small piece of bacterial mat was stripped off from the bottom sediment. Whenwind speed increased to greater than 12–13 m/s, bottom water turbulence was increased, withlarger pieces of bacterial mat and sediment particles several centimeters in diamerter being
resuspended. Water clarity decreased at this time. The bacterial mat was completely stripped
off the sediment surface when wind speed exceeded 16 m/s. Suspended sediment caused water
clarity to go to zero at this time.
Fish appeared in bottom waters soon after the wind-driven disruption of stratified waterconditions, suggesting that oxygen-rich upper water were well mixed into oxygen-poor bottom
water.
Key words: waterproof camera, long-term monitoring, bottom water, winnowing, wind speed

は

じ

め

に

期にわたって水中の変化を映像によって記録することができれば，複雑多岐にわたる自然の変化を視覚という感性の中で理解することができる．複雑な自然現象を限られた環境指標で代表することには限界のあることを我々は十分に理解しておく必要がある．
この計画は，現在進めている 2000 年より継続しているフラックス調査（湖水中の懸濁物の沈積量調査）と併せて，多様な生態系の存在や水質測定では汽水域の複雑な自然環境を保全するためには，より多くの自然現象を理解する必要がある．そのためには長期にわたって観測・観察が必要になる．宍道
湖・中海では様々な調査機関で水質測定がなされており，詳しい水質の変動が理解できるようになっている．このような観測データは数値化されているが，特定の物理化学的指標の一部にすぎない．もし，長123

島根大学教育学部 Faculty of Education, Shimane University, Matsue, 690-8504
島根大学汽水域研究センター Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University. Matsue, 690-8504
しまね産業振興財団 Shimane Industrial Promotion Foundation, Matsue, 690-0816

17野村律夫・瀬戸浩二・堀江

18a

譲・高田裕行b

図 1．a. ハウジング窓面に光触媒作用を施していない通常の水中カメラ（5 月設置，1ヶ月後の様子）．窓面への付着
生物等のため，適切な映像が得られない．b. 長期モニタリングのために光触媒作用を施した水中カメラのハウジング
窓面．
Fig. 1. a. Waterproof camera without a photocatalysis. Housing window was covered with attached organisms and clay minerals
after about one month in bottom water. b. Replacement waterproof camera with a photocatalysis for a long-term monitoring ofwater environment.

得ることのできない複雑な湖水の動態を明らかにすることに基づいている．現在までに，膨大な湖底の映像資料が記録されているが，高解像度（80 万画素，
3CCD）の映像は今回報告する 2004 年 11 月の設置から得られるようになった．しかし，技術的問題で中断したため，実質的に長期観測が可能になったのは2006 年 11 月からである．これより映像から読み取る
ことのできる特徴的な水環境の動態についてシリーズとして紹介することにする．
本論文では，中海の湖底堆積物が風速の変化に応じて，どのような挙動を示すのかに注目して観察を行った．中海や宍道湖では，風が湖の水質や生態系に与える影響を評価するために多くの研究者によって風速の変化に対する湖水の動態が議論されてきた（たとえば，橋谷ほか，1992；Kondo et al., 1990; Godoet al., 2001; 野村・瀬戸，2004）. 本報告は，このような議論に対して視覚的情報による解釈を提供するものである．ここで扱う映像は，カメラを設置して間もない 2006 年 11 月に低気圧の通過に伴って発生した軽風から強風状態の風速に対する湖底の動態である．季節によっても，風に対する反応は異なることも予想されるが，従来の指摘を検証する機会になったといえる．

研

究方法

1．長期設置型水中ビデオカメラ
長期間にわたって水中カメラを湖底に設置した場

合，季節による違いもあるが生物活動が活性化する
夏季から秋季では約 1 週間で観察できなくなる（図1a）．付着生物によるカメラハウジング窓面への妨害が必ず起こる．付着する生物には藻類とフジツボやヒドロ虫類のような大型生物があげられる．藻類の付着は，粘土鉱物とともに映像を曇らせ，大型生物
は映像撮影を不可能にする．このような問題を克服するために，水中ビデオカメラレンズのハウジング
窓面に酸化チタン光触媒技術を適用し，生物忌避機能を備えた水中カメラを開発した（図 1b）．酸化チタンを使った光触媒技術の応用は多方面で利用されている（橋本・藤島（監修），2003）．
この水中カメラではハウジング窓面に石英ガラスを使い，非結晶型のペリオキソチタン酸を窓材に直接塗布し，450℃の無酸化炉にてアナターゼ型の結晶化を行った．380 nm の紫外線を照射する LED を付置し，石英ガラス表面でスーパーオキサイドアニ–
オン（・O2 ），ヒドロキシラジカル（・OH）を生成させている．スーパーオキサイドアニオンとヒドロキ
シラジカルの発生は，藻類等の付着を阻害し，ガラス面での自浄作用（水和作用）を高めている．
2．水中カメラの設置場所と記録
水中ビデオラカメラの設置は，国土交通省が中海湖心部に設けている自動水質観測所（水深 6.5 m）を利用した．カメラ窓面の設置方向は東方向で，湖底60 cm 先の映像を記録している．記録場所の湖底は，観測所設置時の工事に伴う湖底の凹凸や観測塔の支中海湖心部における湖底の水中映像（その 1）: 風速変化に対する底層水の動態

柱に付着していた貝類の殻が落下散乱し，“ ヘドロ ”
堆積物と混在している状態である．
水中の映像記録は 5 分間を 1 コマとして，2 時間間隔で実施した．1 日当たり，12 コマ計 1 時間の記録となっている．これらの映像記録は，現地に設置した DVD レコダーに保存したもので，約 1ヶ月後に回収し，再生と観察を行った．時間帯は，〈1〉
0:00〜0:05,〈2〉2:00〜2:05,〈3〉4:00〜4.05,〈4〉6:00〜6:05,〈5〉8:00〜8:05,〈6〉10:00〜10:05,〈7〉12:00〜
12:05,〈8〉14:00〜14:05,〈9〉16:00〜16:05,〈10〉18:00〜18:05,〈11〉20:00〜20:05,〈12〉22:00〜22:05 で ある．なお，上記時間帯でのリアルタイム映像の観察も可能であるが，現時点では受信にかかる画素数に制限があるため，DVD 映像ほど鮮明ではない .

観

察

結

果

1. 水中映像の様子
水中の映像は，昼間は全体として黄緑色を呈し，
夜間は左 1 方向からの照明のために左半分のみ湖底の様子が識別できる状態である．一般的に，濁りのために霞のかかった状態で観察されることが多く，透明感のある映像はこの時期には得られなかった．
しかし，強く濁らない限り湖底表面の堆積物の様子は観察できる状態である．後述する極めて強い濁りが発生した場合や日照量が低い場合，湖底では昼間でも光量が低下し，暗くなってしまう．図 2a，b には各映像のスナップ写真とその時間帯を示している．
11 月 4 日 12 時から 11 月 9 日午前 2 時までの水中映像には極めて変化に富む湖底の様子が記録されている．主なものとして，湖底を広く網目状に覆う白色のバクテリアのマットがカメラの設置時に観察された（図 2a-1）．このマットは停滞的な底層水が維持されている中で発達し続けていたものである（図2a-30）．しかし，11 月 7 日の午前から午後にかけて完全に剥離してしまった．その後，湖底のくぼ地に新たなバクテリアマットがかすかに見られたのみであった．バクテリアのマットの剥離は，低気圧の移動に伴う 10 m を超す風速が夕方まで続いたことであったが，10 m/s を超す風速が湖底表層堆積物に与える影響を評価する上で興味深い．
バクテリアのマットが発達し，底層水が停滞している環境では大型生物の出現はみられなかったが，底層水中の粒子の動きが活発化するようになって，生物の活動が頻繁に観察できるようになった．映像にはスズキ属（Lateolabrax japonicus）の遊泳が記録さ19れている（図 2b）．
2．設置期間中の気象・水位・水質
以下に示す気象・水質記録は，国土交通省の湖心観測所で 1 時間ごとに得られたもので，各層の水深は以下のようである．
上層水 水深 2.0 m
中層水 水深 3.5 m
下層水 水深 5.5 m
底層水 湖底上 0.5 m【風速】11 月 4 日 12:00〜11 月 5 日 14:00 まで軽風状態にあったが 11 月 5 日 15:00 を過ぎると風速が 5m/s を超える西風が吹くようになる．11 月 7 日 1:00
〜16:00 の 15 時間は風速が 10 m/s を超え，とくに
8:00〜12:00 の 4 時間は風速が 15 m/s を超え，強風になった．11 月 7 日 22:00 から 11 月 8 日 10:00 の 12
時間は風速が弱く（<5 m/s），11 月 8 日 11:00 からは
5 m/s を超す風速が発生した（図 3）．
【水位】中海湖心の水位と境港験潮所の水位（TP）を比較すると，この時期にはおもに順流が支配的であった．干潮時でも水位差は最大でも数 cm ほどであった（図 4）．図中の上向き矢印（↑）は，流れの強弱には関係なく，映像内で南側からの流れが認められる場合と下向き矢印（↓）は北側からの流れの認められることを示している．
【溶存酸素】溶存酸素濃度の変化は，上層水，中層水，下層水と底層水の間で，連動した変化をしている．11 月 5 日 15:00 に 5 m/s を超える風が発生するようになって底層の溶存酸素も増加し始める．しかし，風速と溶存酸素濃度との間には明瞭な相関はみられない．11 月 7 日 12:00 を過ぎたころから湖底の酸素濃度が上昇し，7 日の 18:00〜20:00 の 2 時間と11 月 8 日の 17:00〜19:00 の 1 時間，濃度の高まりが起こっている．11 月 7 日の高濃度の時には上層水か
ら底層水にかけて濃度が一様になっており，湖水が全体的に混合された状態となっている．約 6 時間後には徐々に各層ごとに分離していく（図 5）．
【塩分】各層とも安定した状態であったものが，11
月 7 日の 4:00 頃に上層水と中層水が類似の濃度になり，風速が 15 m/s を超えて 2 時間たった 11:00 になると下層水と底層水と同じ約 28 psu になる．すなわ
ち，下層水と底層水は約 31 psu から 3 psu 低下し，上層水は 21 psu 程度から 7 psu 増加したことになる．風
速が 10 m/s を下回った 17:00 以降になると，下層水と底層水は 3 時間ほどさらに塩分が低下（26 psu）しながらも，徐々に各層の塩分は分離していく（図 6）．

(25)11/06/12:00~12:05↓(26)11/06/14:00~14:05↓(27)11/06/16:00~16:05↓(28)11/06/18:00~18:05↓(29)11/06/20:00~20:05↓(30)11/06/22:00~22:05↓

野村律夫・瀬戸浩二・堀江(19)11/06/00:00~00:05↓(20)11/06/02:00~02:05↓(21)11/06/04:00~04:05↓(22)11/06/06:00~06:05↓(23)11/06/08:00~08:05↓(24)11/06/10:00~10:05↓(13)11/05/12:00~12:05↓(14)11/05/14:00~14:05↓(15)11/05/16:00~16:05↓(16)11/05/18:00~18:05↓(17)11/05/20:00~20:05↓(18)11/05/22:00~22:05↓(7)11/05/00:00~00:05↓ (8)11/05/02:00~02:05↓ (9)11/05/04:00~04:05↓ (10)11/05/06:00~06:05↓(11)11/05/08:00~08:05↓(12)11/05/10:00~10:05↓(1)11/04/12:00~12:05↓ (2)11/04/14:00~14:05↓ (3)11/04/16:00~16:05↓ (4)11/04/18:00~18:05↓ (5)11/04/20:00~20:05↓ (6)11/04/22:00~22:05↓

20
譲・高田裕行図 2．5 分間の水中映像のなかのスナップ写真．観察対象はカメラから約 60 cm 前方の湖底 . 横方向で約 40〜50
cm の視野を撮影している．

図 2．続き(55)11/09/00:00~00:05↓(56)11/09/02:00~02:05↓(49)11/08/12:00~12:05↓ (50)11/08/14:00~14:05↓(51)11/08/16:00~16:05↓(52)11/08/18:00~18:05↓(53)11/08/20:00~20:05↓(54)11/08/22:00~22:05↓(43)11/08/00:00~00:05↓ (44)11/08/02:00~02:05↓(45)11/08/04:00~04:05↓(46)11/08/06:00~06:05↓(47)11/08/08:00~08:05↓(48)11/08/10:00~10:05↓(37)11/07/12:00~12:05↓ (38)11/07/14:00~14:05↓(39)11/07/16:00~16:05↓(40)11/07/18:00~18:05↓(41)11/07/20:00~20:05↓(42)11/07/22:00~22:05↓(31)11/07/00:00~00:05↓ (32)11/07/02:00~02:05↓(33)11/07/04:00~04:05↓(34)11/07/06:00~06:05↓(35)11/07/08:00~08:05↓(36)11/07/10:00~10:05↓

中海湖心部における湖底の水中映像（その 1）: 風速変化に対する底層水の動態21野村律夫・瀬戸浩二・堀江

22
Wind speed

Wind Direction

(m/s)

20

N

譲・高田裕行
Nakaumi-Water level
Sakai-water level
Difference between Nakaumi and Sakai

Water Level
(cm)
70

35
37

NE

38

SW

60

15
32

34

40

39
33

10

S
31

16

30

50

26

53

21

SE

40

5
3

48

23

52

12

0

11/4

12
11/5

0

56

NE

44
54

14 19

0

12
11/6

0

12
11/7

0

12
11/8

0

N

12 Hour
11/9
Date

図 3．風速の変化（出雲河川事務所による）．図中の番号は図 2a，b に示す映像番号．
Fig. 3. Time-series changes of wind speed. Data from
Izumo River Office.

10

DO(mg/l)

↑
↑
↓
↑
↓↑↑ ↑
↓ ↓ ↓
↓ ↑ ↑ ↓↑↓↓ ↑ ↓↓↓↑ ↑ ↓
↓ ↓
0↑ ↓
↓
↑
↓

10

46

29
12

20

↑

42
7

50

-10

0

11/4

12
11/5

0

12
11/6

0

32

0

Upper water
Middle water

Salinity(psu)

0

12 Hour
11/9
Date

Lower water
Bottom water

36 38

44
42

28

40

12
11/8

34 35

31

8

12
11/7

図 4．中海湖心と境港の水位の変化（出雲河川事務所
による）．図中の下の波動は中海湖心と境港の水位差を示し，上下矢印は湖水の流れ方向を示す．↑は南成分の流れ，↓は北成分の流れ．
Fig. 4. Water level at Sakai tidal observatory and Nakaumi
observatory in the central part of the lake. Water level
difference between Sakai and Nakaumi is indicated in thelower half, with flow direction. ↑ indicating southern flow，↓ indicating northern flow. Data from Izumo River Office.

Lower water
Bottom water

Upper water
Middle water

12

46

51 53

52

6

52

26

4

20

23

16
14
17

12
0
11/4

12
11/5

0

56

24

53

31

24

2

0

40

42
51
48
38 43 46

22

36

27

21

25

12
11/6

0 35 12
11/7

Hour

0

12
11/8

0

12
11/9 Date

18

Hour

12
11/4

図 5．溶存酸素濃度の変化（出雲河川事務所による）．
図中の番号は図 2a, b に示す映像番号．
Fig. 5. Lske Nakaumi dissolved oxygen content. Data from
Izumo River Office.

0

12
11/5

0

12
11/6

0

12
11/7

0

12
11/8

0

12
11/9 Date

図 6．塩分の変化（出雲河川事務所による）．図中の番号は図 2a, b に示す映像番号．
Fig. 6. Lake Nakaumi salinity. Data from Izumo River
Office.

中海湖心部における湖底の水中映像（その 1）: 風速変化に対する底層水の動態

14(μg/l)(a)

Chlorophyll-a

52

12(mg/l)

(b)

SS

16

37

14

10

13

12

39

8

10
8

6

7

10

12

10

2

11/4

0

6

51

8

12
11/5

0

12
11/6

0

12
11/7

55
5

34

4

33

27

13

12

35
44

8

28

4

14

36
34

0

18

23

0

12
11/8

0

20

40

32

2

12 Hour 12
0
11/9 Date 11/4

12
11/5

0

12
11/6

0

12
11/7

0

12
11/8

0

12
11/9

図 7．a. 底層水のクロロフィル a の濃度変化（出雲河川事務所による）．b. 底層水の濁度の変化（出雲河川事務所による）．図中の番号は図 2a, b に示す映像番号．
Fig. 7. a. Lake Nakaumi chlorophyll-a content in bottom water. Data from Izumo River Office. b. Suspended
matter content in Lake Nakaumi bottom water. Data from Izumo River Office.

【底層水のクロロフィル】比較的高い量が 11 月 5
日の午前中と 11 月 7 日から 8 日にかけて継続的にみられる（図 7a）．
【底層水の濁度】比較的高い濁度が 11 月 5 日の午前から午後にかけて，また 11 月 7 日の 9：00〜15：00 にかけてみられる．11 月 7 日の高い濁度は，明らかに風速に関連しているが，11 月 5 日の濁度は，風速が比較的低い時にみられることから，風による影響とは異なっている（図 7b）．

考察：水中映像からみた気象・水質
ここでは，前述した水中の映像を 1 時間ごとに記録されている気象・水質測定と直接比較を行ってみたい．
中海の水質が風によって影響を受けることは以前から指摘されている．Kondo et al.（1990）は強風にともなって浮遊物の増加が起こることを指摘し，栄養塩類の上層への回帰と赤潮の発生要因を関連させている．奥田（1997）は塩分躍層附近での上層・中層の混合作用と下層水の這い上がり現象が起こることを報告している．野村・瀬戸（2004）は，湖底の堆積物中に生息するメイオベントスの有孔虫が浮遊物中に多数見つかったことを報告し，浮遊物の採取以前に 10 m/s を越す風速で湖底が擾乱を受けていたことを示した．風速が強まることによって湖底堆積物の撹乱が湖水中へ浮遊物を拡散せる証拠となっている．Godo et al.（2001）は，風速・風向による躍層附
近の水の流れの変化過程を明らかにしている．以上のような調査から明らかに湖水と風速は密接に関連
し，湖水の化学的性質ばかりでなく，生態系にとっても重要な環境変動要因になっているといえる．
11 月 7 日の 10 m/s を越す風速の時には，水質から判断して上層水と中層水の混合が 3 時間後におきた（0〜1 時→ 3〜4 時）．その間，下層と底層水との混合は起こっていなかったが，底層水は撹乱し，湖底泥を巻き上げている（図 2b-32）．そのため，湖底を被覆していたバクテリアマットの剥離が少しずつ進んでいく（図 2b-33）．風速が 12〜13 m/s を超えると濁りは著しくなり，バクテリアマットの剥離もさらに進行していく（図 2b-34）．この時もまだ，下層・底層水と中・上層水との混合は起こっていない．そして，風速が 15 m/s を超えて 2 時間後に下層・底層
水と中・上層水との混合が起こった（7〜8 時→ 9〜10時）
．風速が 13〜17 m/s になると，湖底での撹拌は激しく，湖底泥の巻き上げや粒径が 2〜3 cm 程度の集塊状堆積物の舞い上がりも起こっている（図 8）．
したがって，このような風速が発生した場合，湖底の表面は完全に巻き上がることを意味している．このことはバクテリアマットが完全に剥離していることからも理解できよう（図 2b-39）．
一方，湖底泥の沈降は早めに進んでいくようであ24

野村律夫・瀬戸浩二・堀江

11/07/08:00~08:05

譲・高田裕行まとめ

中海の湖心部に設置した長期観測水中カメラによって 2006 年 11 月上旬に発生した強風の時の湖底の動態を明らかにすることができた．また，気象・水質の観測データと比較検討することで，上層水から底層水の変化の様子とその動態が湖底の生態系へ与える影響についても実証することができた．ここで明らかにした水中映像は，DVD で配付することができる．また，映像のスナップショットは，http://www.
ipc.shimane-u.ac.jp/earth/ でもみることができる．
図 8．再浮遊した湖底堆積物の小片（図 2b-35 の画像調整）．スケールは約 6 cm.
Fig. 8. Sediment particles resuspended in bottom water.
Modified from Figure 2b-35.

る．風速の 17.7 m/s を最大とするアクメを経過す
ると 13 m/s の風速があっても湖底の様子が判別できる状態になり，また魚類の遊泳も観察できる（図2b-38）．しかし，塩分や溶存酸素の混合作用は数時間ほど継続している．風によって表層の酸素が底層水へ供給されると，魚類の遊泳が頻繁に確認されるようになることも映像から確認される．
このように，風によって湖底の物理的・水質環境が大きく影響を受けることが実証されたといえる．
しかし，風による影響とは別な要因による濁りの存
在も確認された．11 月 5 日朝 4 時から濁りはじめた
底層水は 8 時から 12 時にかけて著しく濁り（濁度は10 mg/l 程度），湖底の状態を全く観察することができないほどであった（図 2b-35）．12 時から 14 時の 2
時間の間にこの濁りは解消されている．このような濁りは，この期間中以外にも午前から午後にかけて発生することが多く，頻繁に観察されている．視覚的に捉えることのできる湖水のこの濁りは，潮汐作用に直接反映されることはなく（図 4），風向を直接反映しているものではない．かなり複雑な要因が関係しているものと考えられる．

謝辞

水中カメラの設置あたり国土交通省出雲工事事務
所には施設面でご協力をいただいている．水質保全課の湯浅丈司課長に厚くお礼申し上げる．

引

用

文

献

Godo, T., Kato, K., Kamiya, H. and Ishitobi, Y., 2001,
Observation of wind-induced two-layer dynamics inLake Nakaumi, a coastal lagoon in Japan. Limnology,
2: 137–143.
橋谷 博 , 奥村 稔 , 藤永 薫 , 近藤邦男 , 清家 泰 ,山田佳裕，1992，宍道湖・中海の水質変動に与える
気象・海象の影響−（その 2）1982〜1991 年の水質変動と気象 5 因子 . 山陰地域研究（自然環境），8:
69–86.
橋本和仁・藤島 昭（監修），2003，図解光触媒のすべて．工業調査会，東京，308 pp.
Kondo, K., Seike, Y. and Date,Y., 1990, Red tides in thebrackish lake Nakaumi（II）, Relationships between
the occurrence of Prorocentrum minimum red tide andenvironmental conditions. Bull. Plankton Soc. Japan,
37: 19–34.
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海況．LAGUNA（汽水域研究），11: 125–130.
奥田節夫，1997，汽水湖における水塊の移動と混合過程．沿岸海洋研究，35（1）: 5–13．

LAGUNA（汽水域研究）14，25〜31 頁（2007 年 12 月）
LAGUNA 14，p.25–31（2007）

諫早湾調整池と河口堰湛水域における植物プランクトン発生パターンの共通性と相違
1

程木義邦 ・村上哲生

2Comparison of phytoplankton biomass above a rivermouth barrageand in a freshwater reservoir, upper Isahaya Bay.
Yoshikuni Hodoki1, Tetuo Murakami2

Abstract: We compared seasonal and spatial variations in phytoplankton biomass between
a location upstream of a rivermouth barrage in the Tone River and a freshwater reservoir in
Isahaya Bay in order to examine phytoplankton growth in areas affected by dam emplacement.
Simple linear regression analyses were conducted between water renewal rates andphytoplankton biomass（chlorophyll a concentration）. Significant negative correlations were
found just upstream of a rivermouth barrage in the Tone River and in the riverine zone of a
freshwater reservoir in Isahaya Bay from spring to summer. However, no significant correlation
existed between water renewal rate and phytoplankton biomass in the reservoir itself, whichsuggests that other environmental factors affect phytoplankton biomass at this location. Growthof the phytopkankton community increases the organic matter load to coastal areas, and an
estimated 24％ of the organic carbon load into Isahaya Bay was derived from autochthonous
production in the Isahaya Bay reservoir.
Key words: dam, phytopkankton, reclamation work, rivermouth barrage, water renewal rate

は

じ

め

例えば防潮水門，潮受堤防などが扱われている．何れの構築物も，河口域の浮遊藻類に対しては滞留時間の長期化や塩分の変化などにより，直接的または間接的に，現存量や種類組成を変化させる可能性がある．
宇野木（2002）は，干拓地の潮受堤防について，その地理的条件や運用方法が河口堰と共通することに着目し，堤内に新たに造られる調整池と河口堰湛水
域の環境の類似性を物理化学的観点から示唆している．本研究では，宇野木（2002）の指摘する共通性が浮遊藻類の発生状況においても見られることを明らかにするとともに，両者で異なる河川流入量 ⁄ 貯水容量比などが種類組成や現存量の時間的，空間的変に

河口域に造られた横断的な構築物は，河川の流れや潮汐を阻害することにより，浮遊藻類の種類組成
や現存量の変化をもたらし，連鎖的に河口域の物質
循環全体に影響を及ぼすことが，長良川をはじめとした幾つかの河川で指摘されている（日本自然保護協会保護委員会河口堰問題小委員会 , 2000; 村上 ,2002; 玉井 , 2002）．また，人為的な内湾の淡水化に伴う浮遊藻類の発生による水質障害も，我国では1960 年代より多くの観測事例がある．前者が対象とする構築物は，河口堰，水門，閘門など河川区域内のものであり，後者はより海側に造られる構築物，
1

2

島根大学汽水域研究センター（日本学術振興会特別研究員） 〒690-8504 松江市西川津町 1060
vironments, Shimane University, JSPS Research Fellow
名古屋女子大学家政学部 〒467-0003 名古屋市瑞穂区汐路町 3-40 Nagoya Womenʼs University

25

Research Center for Coastal Lagoon En-程木義邦・村上哲生

26

A
Rivermouth Barrage
Tone River

FukawaStudy Site

05

10 15 kmPacific
Ocean

B
Fukami R.

Sakai R.

Honmyo R.
Drainage gates

Isahaya Bay
Reservoir
Nitanda R.

Ariake R.
Reclamation lands
Yamada R.
Dike
図 1．解析の対象とした利根川河口堰上流域（A）と諫早湾干拓事業調整池の調査地点 (B）．
Fig. 1. Location of the rivermouth barrage in the Tone River（A）and the freshwater reservoir in the
Isahaya reclamation project area（B）.

化に及ぼす効果についても言及する．
研究対象としては，国営諫早湾干拓事業によって造成された調整池および利根川河口堰湛水域における水質変動を扱う．これらの水域では，浮遊藻類発生による水質悪化が懸念されている（東 , 2000; 村上 ,2002）．また，諫早湾の調整池では，堤内で生産された有機物の流出負荷が諫早内湾の環境に及ぼす影響が指摘されている（佐々木ほか , 2003）．そのため，堤内での一次生産者の変動機構およびそれに伴う有機物負荷量の変動の解明は，調整池の水質変動の監視や，海域への影響を軽減するための潮受堤防運用に有益な情報を与えるものとなろう．

方法

1．調査の対象事業
利根川河口堰
利根川河口堰は，利根川河口から 18.5 km 地点に建設された可動堰である（図 1A）．解析には，月一回の頻度で堰直上（河口から 19 km）において行われている公共用水域調査結果のうち，1989 年 1 月から 1995 年 12 月までのクロロフィル a（chlorophyll a ;Chl.a）濃度および同日の布川地点における流量デー
タを情報公開により入手し用いた（水資源開発公団 ,1989–1995）．
諫早湾調整池国営諫早湾干拓事業では，長さ 7 km の潮受堤防で諫早湾奥部の 3,550 ha を締め切り，干拓地と調整池と呼ばれる貯水池が造成された（図 1B）．堤防外からの海水の流入は無く，河川から流入した淡水は，
南北 2 箇所の排水門から干潮時に排水され，調整池
内部の水位はほぼ一定に保たれている．
解析には農林水産省が行っている調整池水質モ
ニタリング調査の結果のうち，1997 年 4 月から 2004
年 4 月までのデータを用いた（農林水産省九州農政局 , 2005）．本モニタリングは，潮受け堤防締め切

Renewal rate Chlorophyll a(day-1)(Pg L-1)

諫早湾調整池と河口堰湛水域における植物プランクトン発生パターンの共通性と相違

27

300

A. Chlorophyll a

200
100
0
1.5
1.0
0.5
0.0

B. Water renewal rate
No data

12/1

4/1

8/1 12/1

1989

4/1

8/1

1990

12/1

4/1

8/1

12/1

1991

4/1

8/1

1992

12/1

4/1

8/1

1993

12/1 4/1

8/1

1994

12/1

4/1

8/1 12/1

1995

Time
図 2．利根川河口堰上流におけるクロロフィル a 濃度（A）と水の回転率（B）の季節変化．
Fig. 2. Seasonal variation in chlorophyll a concentration（A）and water renewal rate（B）just upstream of the Tone River barrage.

りの 1ヶ月前の 1997 年 3 月より，週一回の頻度で行われており，13 項目の水質測定が行われている．
本研究では，B1 地点および P1 地点（図 1B）における Chl.a 濃度，COD，塩化物イオン濃度，懸濁物質（suspended solids; SS）のデータを用いた．
2．解析方法植物プランクトンの現存量と湛水域の回転率の関係を調べるため，利根川河口堰および諫早湾調整池の日毎の回転率を以下の式で求めた．
-1
回転率（day ）= 流量 ⁄ 貯水容量……（1）
利根川河口堰については，堰（18.5 km）から 50 km
地点までを湛水域とみなし，この間の河床断面積（水資源開発公団利根川河口堰事務所 , 1971）を積算3して求めた 6000 万 m を貯水容量として用いた．また，諫早湾調整池については，実績排水量と貯水容
3
量（2,900 万 m ）より回転率を求め，各調査期間（約1 週間）における平均値として解析に用いた．なお，
2001 年 7 月 31 日以降，堤防中央に設置されたポン
3
プより，一日あたり 100,000 m の強制排水が連続的に行われているため，これ以降の排水量にはポンプ
3-1による排水量 100,000 m day を加え回転率の計算を行った．
植物プランクトン現存量と調整池の回転率の関係を評価するために，回転率を独立変数，Chl.a 濃度を従属変数とした回帰分析を行い，回帰直線の決定
係数と傾きの有意性（H0: 傾き＝ 0）を求めた．なお，
植物プランクトンの増殖速度は水温の影響を強く受けるため，植物プランクトンの現存量と回転率の関係は季節によって異なることが予想される．そこで
観 測 結 果 を 1–2 月，3–4 月，5–6 月，7–8 月，9–10
月，11–12 月に分け，それぞれの期間で解析を行った．
また，諫早湾調整池については，調整池から海域へ排出される有機物負荷量のうち，内部生産によって生じている割合を評価するため，Chl.a 濃度および SS を独立変数とし重回帰分析を行った．

結 果 と 考 察
1．植物プランクトン現存量の経時変化-1
利根川河口堰湛水域では Chl.a 濃度が 50 µg L を上回る値が頻繁に観測されるが，全体を通してその出現時期に一定した傾向は認められない（図 2A）．回
転率の経時変化と合わせてみると，1992 年以外の全-1ての年で夏季 (6–10 月）に流量増加に伴い 1 day を上回る回転率の上昇がみられるが，このような時期には Chl.a 濃度は低い値を示す（図 2A, B）．また，夏季-1
においても，回転率が 0.25 day 以下となった 1990，
1992 および 1994 年には，Chl.a 濃度が 100 µgL-1 程度にまで達している．一方，冬季（11–4 月）は，回転-1
率が 0.25 day 以下で推移しているが，Chl.a 濃度の変動との関係は不明瞭である．
-1
次に，諫早湾調整の P1 地点では，50 µg L を超える Chl.a 濃度が 4 月から 11 月の間に多く見られる（図3A）．また，この期間においても Chl.a 濃度のピークの出現期間は長くとも 1–2ヶ月程度であり，短い間隔で増減を繰り返す傾向が見られる．
B1 地点では，P1 と比べると Chl.a 濃度の変動の傾向が不明瞭であるが，2002 年以外の全ての年におい-1て，12 月から翌年 4 月までに 50 µg L を超えるような高い Chl.a 濃度が観測される（図 3B）．また，年度-1
によっては夏季にも 50 µg L 以上の値が観測される
こと，P1 地点と比べ，ブルーム形成時の Chl.a 濃度の変動は小さく，比較的安定した現存量で長期間維持される傾向が見られる．また，P1 および B1 地点
における Chl.a 濃度の変動の連動性は確認できない．

程木義邦・村上哲生

Renewal rate Chlorinity(mg L-1)(day-1)Chlorophyll a(Pg L-1)

28



A. P1 – Chlorophyll a






B. B1 – Chlorophyll a







C. Chlorinity

P1
B1




D. Water renewal rate









1997







1998







1999







2000







2001







2002







2003





2004

Time

図 3．諫早湾調整池の P1 および B1 地点におけるクロロフィル a 濃度（A，B），塩分（B）および水の回転率（C）の季節変化．
Fig. 3. Seasonal variation in chlorophyll a concentration（A, B）, chlorinity（C）and water renewal rate（D）at stations P1
and B1, Isahaya Bay reservoir.

塩化物イオン濃度については，両地点共に，1997
年 4 月の締め切り直後と 2002 年 4 月から 5 月に行われた海水導入調査の期間は高い濃度にある（図 3C）．
-1
それ以外の時期では，P1 地点では 100 mg L 以下の低い濃度で推移している．一方，B1 地点では，夏季-1（6–10 月）には塩化物イオン濃度が 300 mg L まで低-1
下し，11 月から翌年 4 月にかけ 1,000 mg L まで上昇する季節変化が見られる．しかし，P1 および B1
地点共に，塩化物イオン濃度と Chl.a 濃度の間に明瞭な関係は見られない．
回転率は，調整池への流入量の季節変動を反映しているため，6–10 月の間に高い値が頻繁に見られる-1が，12–4 月の冬季には 0.05 day 以下の低い値で推移している（図 3D）．B1 地点については，回転率とChl.a 濃度の間に明瞭な関係は見られないが，P1 については，高い Chl.a 濃度が頻繁に観測される夏季において，回転率が低い時期に Chl.a 濃度のピークが見られる．
2．植物プランクトン現存量と回転率の関係
利根川河口堰については，サンプル数が各時期でn=10–12 と少ない．したがって全ての時期で統計検定上十分な検出力が確保出来ているとは考えにくいが，3–4 月，7–8 月および 9–10 月の期間で Chl.a 濃
度と回転率に有意な負の相関が見られた（図 4）．
諫早湾調整池の P1 地点については，冬期（11–2月）を除いた全ての時期において，回転率と Chl.a 濃
度の間に有意な負の相関が見られた（図 5）．また，
2決定係数（r ）は，夏期に高くなる傾向が見られた．
一方，B1 地点については 9–10 月に有意ながらも弱2
い相関がみられたが（r =0.103），全体として滞留時間と Chl.a 濃度の間に明瞭な関係が見られなかった（図 6）．
3．諫早湾調整池の内部生産に由来する COD の寄与率
調整池における COD の由来としては，植物プランクトンとともに，底泥の巻き上げや河川からの流入が考えられる．そこで，Chl.a 濃度および SS を従属変数，切片を河川からの流入濃度とし，重回帰分析を行ったところ，以下の式が得られた．
P1 地点 : COD（mg L-1）=0.039SS+0.028Chl.a+3.53
2（r =0.870）……（2）B1 地点 : COD（mg L-1）=0.022SS+0.032Chl.a+4.16(r2=0.782）……（3）どちらの調査地点についても高い決定係数が得ら
れ，Chl.a 濃度と SS によって COD の変動をある程度説明できた．そこで，実際に調整池からの排水における植物プランクトン発生に伴う COD の寄与率
を，排水の水質に最も近いと考えられる B1 地点の重回帰分析の結果から求めた（図 7A）．植物プラン
クトン由来の COD の寄与率は，図 2 に示した Chl.a
濃度と変動と概ね一致しており，平均で 17％，最大諫早湾調整池と河口堰湛水域における植物プランクトン発生パターンの共通性と相違

Log Chlorophyll a (μg l-1)

3

B. Mar. - Apr.

A. Jan. - Feb.

C. May - Jun.

21
r2 = 0.447
P = 0.018

N.S.

0

N.S.

E. Sep. - Oct.

D. Jul. - Aug.

F. Nov.- Dec.

2
1
r2 = 0.825
P < 0.001

0
-2

-1

r2 = 0.881
P < 0.001

0

-2

-1

N.S.

0

-2

-1

0

1

Log renewal rate (day-1)
図 4．利根川河口堰上流域における水の回転率とクロロフィル a 濃度の関係．
Fig. 4. Seasonal relationship between water renewal rate and chlorophyll a concentration
above the Tone River barrage.

Log Chlorophyll a (μg l-1)

3
2
1
0

A. Jan. - Feb.

B. Mar. - Apr.

C. May - Jun.

N.S.

r2 = 0.153, P = 0.013

r2 = 0.399, P < 0.001

D. Jul. - Aug.

E. Sep. - Oct.

F. Nov.- Dec.

r2 = 0.452, P < 0.001

r2 = 0.416, P < 0.001

-1
2
1
0
-1

-3

-2

N.S.

-3
-2
-1
-3
-1
Log renewal rate (day )

-1

-2

-1

0

図 5．諫早湾調整池 P1 地点における水の回転率とクロロフィル a 濃度の関係．
Fig. 5. Seasonal relationship between water renewal rate and chlorophyll a concentration
at station P1, Isahaya Bay.

3
Log Chlorophyll a (μg L-1)

2
1
0

A. Jan. - Feb.

B. Mar. - Apr.
N.S.

-1

C. May - Jun.
N.S.

N.S.

2
1
0

D. Jul. - Aug.

E. Sep. - Oct.
N.S.

-1
-3

-2

-1

F. Nov.- Dec.

r2 = 0.103, P < 0.05

-3
-3
-2
-1
Log renewal rate (day-1)

N.S.

-2

-1

0

図 6．諫早湾調整池 B1 地点における水の回転率とクロロフィル a 濃度の関係．
Fig. 6. Seasonal relationship between water renewal rate and chlorophyll a concentration
at station B1, Isahaya Bay.

29

程木義邦・村上哲生

Contribution to COD (%)

30

100
80
60
40
20
0
80
60
40
20
0

A. Chlorophyll aB. Chlorophyll a + SS

4/1 8/1 12/1 4/1 8/1 12/1 4/1 8/1 12/1 4/1 8/1 12/1 4/1 8/1 12/1 4/1 8/1 12/1 4/1 8/1 12/1 4/1
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004

Time

図 7．諫早湾への有機物負荷量のうち，調整池における藻類の発生（A）と藻類の発生と底泥の巻き上げの寄与率（B）．
Fig. 7. Relative contributions of phytoplankton growth（A）and phytoplankton growth + suspended sediment（B）
to the organic matter load of the Isahya Bay reservoir.

で 75％が植物プランクトン由来の COD と見積もられた．一方，潮受堤防締め切り後に底泥の COD が13 mg g-1 から 19 mg g-1 まで増加したことが明らかになっている（佐々木ほか , 2003）．すなわち，潮受け
堤防締め切り前後を比較した場合，同量の底泥が巻き上げられたとしても，COD に対する寄与率は締め
切り後に 32％ほど増加していることになるので，これは新たな有機汚濁として見積もる必要がある．そこで，B1 地点における Chl.a 濃度と SS の寄与率の経時変化を求めたところ（図 7B），平均で 24％，最大で 79％と見積もられた．
河口堰を建設した場合，堰上流の淡水域では河川
棲植物プランクトンの増殖規模や頻度が増加し，これが起点となり様々な問題が生じる．例えば長良川
河口堰では，河口堰運用以前は，もともと干潮域であった建設現場付近（河口から約 6 km 上流地点）において夏季の渇水期のみに河川棲植物プランクトンの発生が認められていた．しかし 1995 年の試験湛水
運用後，淡水化された河口堰直上流における植物プ
ランクトンの発生規模および頻度が増加し，夏季の低流量時には上流 18 km 地点でも Chl.a 濃度が 20 µg
L-1 を超える値が観測されている（村上 , 2002）．このような河川棲植物プランクトンの増加は，堰上下流の底質の細粒化や有機物含量の増加をもたらし，堰
上流域では湛水化に伴う水温成層強化，堰下流域では小潮時の塩分成層の発達と併せ，底層の貧酸素化を引き起こした（村上ほか , 2001; 村上・服部 , 2001）．
本稿の解析結果では，利根川河口堰の湛水域および諫早湾調整池の P1 地点における植物プランクトンの発生量もまた，湛水域の回転率と強く関係していること，そしてこの関係は季節により異なると考えられた．すなわち，植物プランクトンの増殖速度がある一定以上に保たれる水温下で，調整池の滞留時間が増加する時期に，植物プランクトンの増殖が生じていると解釈され，村上（2002）が長良川や他の河口堰で報告している傾向と一致する．
一方，諫早湾調整池の B1 地点については，植物
プランクトン現存量と回転率や他の環境要因との明瞭な関連性は見られなかった．B1 地点における植物プランクトン現存量の変動の特徴として，12 月
から 4 月の冬季に現存量が高く，夏季における植物-1
プランクトンの発生は回転率が 0.02〜0.1 day （滞留
時間：10〜50 日）の時期に限られていることが挙げられる（図 2）．河口堰湛水域や大陸の河川では，夏季の渇水期に中流域から下流域にかけ，河川棲植物
プランクトンの現存量が減少することが知られているが，その要因として，滞留時間の増加に伴う沈降
量と捕食圧の増加が指摘されている（Admiraal et al.,
1994; 村上 , 2002）．つまり，滞留時間が十分に長い
B1 地点における植物プランクトン現存量の変動は，沈降・捕食などの除去過程に支配されている可能性がある．なお，利根川河口堰における植物プランク
トン現存量と回転率の関係を見る限り，回転率が0.1day-1 までは両者の間に負の相関関係がみられている（図 4）．一方，今回解析に用いた諫早湾調整池-1のデータでは，回転率の 88％以上は 0.1 day 以下であるため，滞留時間の増加に伴い植物プランクトンの減少要因が卓越し，回転率と藻類現存量の間に明瞭な関係が見られなかったと考えられる．

諫早湾調整池と河口堰湛水域における植物プランクトン発生パターンの共通性と相違

引

用

文

献

Admirall, W., Breebaart, G. M. J, Tubbing, B., Van Zanten,
E. D., De Ruijter Van Steveninck and R. Bijkery（1994）
Seasonal variation in composition and productionof planktonic communities in the lowe River Rhine.
Freshwater Biology, 32: 519–531.
東幹夫（2000）諫早湾干拓事業の影響．「有明海の生きものたち−干潟・河口域の生物多様性−」（佐藤正典編）pp.320–337．海遊舎，東京 .
宇野木早苗（2002）河川事業が沿岸環境へ与える影
響を物理面から考える．海の研究，11: 637–650.
水資源開発公団（1989–1996）水資源開発施設管理年
報．水資源開発公団．
水資源開発公団利根川河口堰事務所（1971）利根川河口堰工事誌．水資源開発公団．
村上哲生・服部典子（2001）長良川河口堰湛水域における一時的な水温成層の形成 . 応用生態工学 , 4:31

179–184.
村上哲生・服部典子・藤森俊雄・西條八束（2001）夏季の長良川河口堰下流部の貧酸素水塊の発達と解消．応用生態工学 , 4: 73–80.
村上哲生（2002）長良川河口堰建設後の浮遊藻類発生とその環境影響 . 応用生態工学，5: 41–51.
日本自然保護協会保護委員会河口堰問題小委員会（2000）河口堰の生態系への影響と河口域の保全．
pp.137–164. 日本自然保護協会，東京．
農林水産省九州農政局（2005）諫早湾干拓事業環境モ
ニタリングデータ等の公表について .（http://www.
maff-kyushu-nn.go.jp/syoukai/kankyou_monitoring/monitaring_harituke.htm）．農林水産省，東京．
佐々木克之・程木義邦・村上哲生（2003）諫早湾調整池からの COD・全窒素・全リンの排出量および失われた浄化量の推定 . 海の研究 , 12: 573–591.
玉井信行（2002）長良川河口堰モニタリング調査を評価する．応用生態工 , 5: 1–3.

LAGUNA（汽水域研究）14，33〜46 頁（2007 年 12 月）
LAGUNA 14，p.33–46（2007）

島根県大橋川における水位上昇の事例について倉田健悟

1

Rising water level events in the Ohashi River, Shimane Prefecture.
Kengo Kurata1

Abstract: Several periods of water level rise in the Ohashi River, Shimane Prefecture werestudied. Either flood in the Hii River or high water levels in Lake Nakaumi have caused waterlevel rise in Lake Shinji and the Ohashi River. Current velocity in the Ohashi River can be
estimated from differences in water level between the Matsue and Yahata observatory stations
under normal flow conditions, but this technique is difficult to apply during flood events.
During flood events, the slope from Yada to Yahata was much larger than that from Matsue
to Yada, indicating that the downstream section of the Ohashi River was restricting river
flow under flood conditions. Comparison of different flood events in the past showed that therelationship between rainfall amount and flow rate in the Hii River is highly variable. Future
investigation is needed to elucidate the hydrographic relationship between flow in the Ohashi
River, and upstream phenomena, water level rise in Lake Shinji, flood in the Hii River, andvarious patterns of precipitation.
Key words: flood, Hii River, Lake Shinji, rainfall amount, flow rate

は

じ

め

水が進入する現象が観測される（中国地方整備局出
雲河川事務所，2006a）．斐伊川の流量と美保湾の潮汐による両湖の水位の変動（Ishitobi et al., 1993），両湖の水位差から導かれる大橋川の流速（藤井・長縄，1995; Ishitobi et al., 1999），西風による中海の塩分躍層の傾きに関係する塩水遡上（Fujii, 1998; 森脇ほか，
2003; 福岡ほか，2004），台風などの気象変化による
宍道湖の水位や流動の変化（福岡ほか，2002; 福岡ほか，2003），音波探査による塩水くさびの観測（徳岡ほか，2001; 徳岡ほか，2002），など大橋川が 2 つの汽水湖をつなぐ河川である特徴に着目した研究例は多い．
現在，斐伊川水系の治水事業 3 点セットとして大橋川改修事業計画（案）が議論されており，公表された案では上流から下流までほぼ全ての区間において改修される計画となっている（中国地方整備局・島に島根県松江市を流れる大橋川は，宍道湖と中海の両汽水湖をつなぐ長さ約 7.6 km の河川である．大橋川の中流部には低湿地の中洲が，下流沿岸部には寄り洲があり，汽水性の動植物や鳥類の生息環境となっているほか，川岸に近い浅い箇所にはコアマモ
やヨシの群落が見られ，独特の河川景観を呈している（大橋川を勉強する会，2006）．砂泥質の河床には二枚貝のヤマトシジミとホトトギスガイが優占している（大橋川の汽水環境を調べる会，2007）．上流と下流に川幅の狭い箇所があり，宍道湖の水位の上昇に対する流下能力が制限されている（国土交通省河川局，2002）．
平水時において宍道湖と中海の平均水位の差は約10 cm であり，中海から大橋川を介して宍道湖に塩1Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University, 1060 Nishikawatsucho, Matsue 690-8504, Japan.

33

倉田健悟

34

根県・松江市，2004）．2006 年 7 月に斐伊川流域で豪雨となって宍道湖の水位が上昇し，松江市中心部を含む沿岸域が 30 数年振りに浸水した．この豪雨水害によって出水時における大橋川の水理学的な事象について関心が高まることとなった．2006 年 7 月の豪雨水害については，概要が速報として報告されている（中国地方整備局出雲河川事務所，2006b）．
しかし平水時や塩水遡上時における大橋川の水理学的な事象についての研究例は多い一方，出水時における大橋川の水理学的な事象に関する研究例は少ない．1998 年に宍道湖の水位が上昇した際の大橋川の水位変化（中国地方整備局出雲河川事務所，
2006c），大橋川改修事業計画（案）において計算された水位と流量の変化（中国地方整備局出雲河川事務所，2005; 河村，2005），などの少数の報告例が挙げられる．近年の河川工学の発展によって河川管理者が行う数値解析や模型実験が高い精度の再現性を持
つようになり，出水時における大橋川の水理学的な事象は，それ以上の研究対象として取り上げにくくなっていると考えられる．
全国の一級河川については，流域の雨量，水位，流量などのデータの一部がインターネットで公開されて利用できるようになっている（国土交通省水文
水質データベース，http://www1.river.go.jp/）．しかしながら，それらのデータを用いて出水時の事象を詳細に解析するには，河川断面の測量結果が必要であることに加え，二次元不定流モデル等の数値計算が必須である（福岡，2005）．河道横断測量データを用いて，河道内の洪水流下特性についての検討を行うことができるツールが無償で配布されている（国土技術研究センター，http://www.jice.or.jp/）．改修
後の大橋川の水位と流量の予測結果については，大橋川改修に関する環境検討委員会等において公表される予定である（中国地方整備局出雲河川事務所，
2006d）．
このような状況を踏まえ，本稿では当面入手でき
る雨量や水位などのデータと過去の資料を整理して記載した．それらの結果から，宍道湖の水位が上昇した際の大橋川の水理学的な事象について可能な考察を行った．

方法

水位
国土交通省水文水質データベースに時刻水位デー
タが登録されている 2002 年から 2006 年までの期間

において，宍道湖観測所（図 1）の水位の読み値が0.8 m を超えた 8 回のケースを抽出した（図 2）．な
お 2002 年と 2003 年は確定値であるが，2004 年から2006 年までは暫定値である（2007 年 3 月時点）．宍道
湖の水位が高い日を含む 10〜15 日間の期間において，大橋川の松江および八幡の各観測所（図 1）の 1
時間ごとの水位データを使用した．なお，各観測所
において零点高の変更が数回行われているため，水位の読み値を T.P.m（東京湾中等潮位）に換算し，経時変化のグラフを作成した．
2006 年 7 月の出水の事例では，矢田（図 1，下流
から 2.5 km）の水位データ（国土交通省水文水質デー
タベース）を T.P.m に換算して使用した．著者が別に実施している大橋川の調査において，剣先川の S-1地点（図 1，下流から 3.7 km）に水位塩分計を設置していた．計測された 2006 年 7 月の出水時の 10 分ごとの水深データから，正時または半時を挟む 20 分間の各 3 データの移動平均を計算した．水文水質デー
タベースの松江と八幡の水位（T.P.m）が等しくなる
時，剣先川の S-1 地点も同等の水位になると仮定し，S-1 地点の水深が水位（T.P.m）と比較できるようにグラフの表示を調節した（図 3）．7 月 19 日から 7 月 22
日 7 時までの水深は前後の値と不連続であったため水没によるエラーであると判断して削除した．
流速
大橋川の松江大橋地点（図 1，下流から 7.25 km）に設置されている連続観測水質計・流速計のデー
タ（島根県水産技術センター内水面浅海部宍道湖流
入・流出水質情報，http://www.pref.shimane.lg.jp/suigi/
naisuimen/sokuhou/sokuhou.html）を使用した．上層，
中層，下層の 20 分ごとの流速データについて異常
値を取り除いた後，2006 年 7 月の出水の期間については正時を挟む 40 分間の 3 データの移動平均を，2002 年から 2005 年までの期間については 120 分間の 7 データの移動平均をそれぞれ計算した．松江大橋地点は平均河床高より 3 m 程度深い窪みがあることなどから，下層の流速データは用いずに上層と中-1層の平均値をこの断面における平均流速（ms ）とした（図 4）．
水位差から計算された流速
松江地点と八幡地点の水位差と流速が高い相関を持つことに着目し，大橋川上流部における流速を水位差から計算した．大橋川改修事業計画（案）に示されている縦断方向の 8ヶ所の改修後の断面図から，

島根県大橋川における水位上昇の事例について

35

Lake Shinji
Ohashi RiverHii River

Asakumi R.

MatsueOhashibridgeKensaki R.

MatsueGate

Ohashi R.

S-1

L. Nakaumi
L. Shinji
Yahata

Yada

0

1 km

0.5

Shiotate Is.

2.2

2.2

2

2

1.8

1.8

1.6

1.6

1.4

1.4

1.2

1.2

1

1

0.8

0.8

0.6

0.6

0.4

0.4

0.2

0.2

0

0

-0.2

Water level (T.P.m)

Water level (T.P.m)

図 1．大橋川の地図．調査地点の位置を示す．
Fig. 1. Map of Ohashi River. Location of the stations are shown.

-0.2
091 182

273

364 0

2002

91

2003

182

273

364 0

91

182

2004

273

364 0

91

182

2005

273

364 0

91

182

2006

273

Days

図 2．2002 年〜2006 年における宍道湖の水位の変化．
Fig. 2. Changes of water level in Lake Shinji from 2002 to 2006.

H.W.L. における面積 A（m2）と潤辺 P（m）を読みと
3-1
り，流量 Q は計画高水流量（1,600 m sec ），水位勾配 S は対象とする断面の地点と一つ下流側の断面の地点の H.W.L. から算出し，一次元開水路流れの基
2/3

1/2

本方程式（V=（R ）*（S ）*（1/n），R=A/P，Q=V* A）に基づいた粗度逆算法（福岡ほか，1986; 福岡，
2005）によって各断面の粗度係数 n（開発土木研究所
河川研究室，1997）を算出した．

次に下流から 7.0km 地点の粗度係数 n を用いて，-1
現河道における流速 V（ms ）を同じく一次元開水路
流れの基本方程式により求めた（図 4）．この時，面
2
積 A は 500 m ，潤辺 P は 136 m と固定し，松江と八幡の間の距離 7.3 km および水位差から水位勾配 S を算出した．松江から八幡へ向かって流れている時を対象とした．2006 年 7 月の出水時においては，一部の期間で剣先川 S-1 もしくは矢田を下流側の水位と

倉田健悟

36

2

2.55
S-1 depth (m)Matsue (T.P.m)
Yada (T.P.m)
Yahata (T.P.m)
2.05

S-1 depth (m)Water level (T.P.m)

1.5

1

1.55

0.5

1.05

0

0.55
12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26
July 2006

図 3．2006 年 7 月 12 日〜26 日における水位の変化．
Fig. 3. Changes of water level during 12 and 26 July 2006.

し，それぞれ水位勾配を算出して一次元開水路流れの基本方程式に代入した．
雨量，流量および水位の状況
2002 年から 2006 年までの 8 回のケースについて，時間雨量のデータを国土交通省水文水質データ
ベースから収集した．2006 年 7 月の出水については斐伊川流域の各観測所の時間雨量の変化（図 5）を，2002 年から 2005 年までの事例については木次観測所の時間雨量の変化（図 6〜図 12）をそれぞれ示

島根県大橋川における水位上昇の事例について

2

b

a

Current velocity (m/sec)

37

1

0
ၠ௸Ȫઐࢺఱ‫ޘ‬౷തȫၠ௸Ȫࠗॳ౵ȫ

-1
12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

July 2006

図 4．観測された流速と計算値の比較．流速の計算値は松江地点と八幡地点の水位差から，ただし期間 a は松江地点と剣先川 S-1 地点，期間 b は松江地点と矢田地点の水位差から算出した．
Fig. 4. Comparison of current velocities between observed and calculated. Calculated current velocities were estimated fromdifferences between Matsue and Yahata, except for period（a）from Matsue and St. S-1 of the Kensaki River, and for period（b）
from Matsue and Yada.

50

2006
7.12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

50

2006
7.12

13

14

15

16

17

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19

20

21

22

23

24

25

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500

500

40

400

30

300

30

300

20

200

20

200

10

100

10

100

0

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0

0

50

500

40

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400

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500

40

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30

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300

20

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20

200

10

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10

100

0

0

0

0

60

600

50
40
30

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400

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500

50

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40

400

30

300

30

300

20

200

20

200

10

100

10

100

0

0

0

0

50

500

50

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50
40

40

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500

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400

40

30

300

30

300

20

200

20

200

10

100

10

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0

0

0

0

50

500

60

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400

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400

50

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400

20

200

30

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10

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20

200

0

0

10

100

50

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0

0

400

50

500

30

300

40

20

200

30

300

10

100

20

200

0

0

10

100

50

500

0

400

50

30

300

40

20

200

30

300

10

100

20

200

0

10

100

40

40

40

࿐ষ

ණ५

0

2006
7.12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

500

ುષ

400

0
500

ఱ෯࿐

400

0

0

2006
7.12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

図 5．2006 年 7 月 12 日〜25 日の斐伊川流域における雨量の経時変化．時間雨量（左軸 mm/h），累加雨量（右軸 mm）．
Fig. 5. Rainfall amount in the Hii River basin during 12 and 25 July 2006. Hourly rainfall amount in mm/h on left y-axis, andcumulative rainfall amount in mm on right y-axis.

倉田健悟

38

Cumulative
precipitation (mm)0Precipitation (mm/h)
0
20

160
࿐ষ

40
1

320
4
ઐࢺġĩŕįőįŮĪ

Water level (T.P.m)

2
0
1
-0.5
0

-1

สฦġĩŕįőįŮĪ

Current velocity (m/sec)

3
0.5

କպओġĩŮĪ
ၠ௸Ȫઐࢺఱ‫ޘ‬౷തȫၠ௸Ȫࠗॳ౵ȫ

-1
29

30

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

July 2005

June

図 6．2005 年 6 月 29 日〜7 月 10 日の雨量，水位および流速の変化．
Fig. 6. Rainfall amount, water level and current velocity in June 29 to July 10, 2005.

した．気象や洪水の状況等を資料（島根県・松江地方気象台，2002a; 2002b; 2003a; 2003b; 2004a; 2004b;
2004c; 2005a; 2005b; 中国地方整備局出雲河川事務所，2006b）から調べた．
その他の斐伊川の出水の事例として，1893 年（明治 26 年）（松江測候所，1893; 松江地方気象台・浜田測候所，1993），1965 年（昭和 40 年）（松江地方気象台，1965a; 1965b），1972 年（昭和 47 年）（松江地方気象台，1972; 島根県，1972; 松江地方気象台・日本気象協会松江支部，1972），1998 年（平成 10 年）（島根県・松江地方気象台，1998; 気象庁，http://www.
jma.go.jp/jma/index.html）を選び，雨量，流量および水位の状況を整理した（図 13，表 1）．

結果および考察
水位上昇の気象要因
2002 年から 2006 年において宍道湖の水位が上昇したケースとして抽出した 8 回は，大きく分けると
斐伊川の出水によるもの（2003 年 7 月，2004 年 10月，2005 年 7 月，2006 年 7 月）と中海の水位上昇によるもの（2002 年 9 月，2003 年 9 月，2004 年 8 月，
2004 年 9 月）に分けられる．このうち，2003 年 7 月，
2005 年 7 月，2006 年 7 月はいずれも梅雨前線が斐伊

川の出水の主な要因であり，2004 年 10 月は台風による大雨が出水の主要因である．中海の水位上昇の事例は，8 月または 9 月に台風による高潮が主な原因となったものである．1893 年から 1998 年の 4 つの事例はいずれも大雨による斐伊川の出水で，前線と台風が主な要因であった．
水位勾配と流速の関係
2002 年から 2006 年の 8 回の事例について，松江地点の水位が高くない場合においては，測定された流速と計算された流速は比較的よく合う傾向を示した（図 4，図 6〜図 12）．しかし宍道湖の水位が大きく上昇し，松江地点の水位が高くなると，計算値と異なる傾向が強くなった．2006 年 7 月の出水時においては，松江地点と八幡地点の水位差から計算された
流速は松江大橋地点で測定された流速から大きく離れた．上流の 2 断面における H.W.L. の勾配を用いて算出した粗度係数が n=0.0173 と小さめであること，
水位上昇時の面積 A の増加を考慮していないことが計算値の乖離の理由の一つであると考えられる．
そのため 2006 年 7 月の出水では，より上流側の 2地点（松江と剣先川 S-1，または松江と矢田）の水位差から勾配を算出して流速を求めたところ，測定された流速の値に近くなった．大橋川の上流と下流の島根県大橋川における水位上昇の事例について

39

Cumulative
precipitation (mm)0Precipitation (mm/h)
0
10

80
࿐ষ

20
1

160
4
ઐࢺġĩŕįőįŮĪ

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0

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-1
18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

October 2004

図 7．2004 年 10 月 18 日〜27 日の雨量，水位および流速の変化．
Fig. 7. Rainfall amount, water level and current velocity in October 18 to 27, 2004.

Cumulative
precipitation (mm)0Precipitation (mm/h)
0
10

80

20

160
࿐ষ

30
1

240
4
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สฦġĩŕįőįŮĪ

Current velocity (m/sec)

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0

-1

-1
5

6

7

8

9

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11

12

13

14

September 2004

図 8．2004 年 9 月 5 日〜14 日の雨量，水位および流速の変化．
Fig. 8. Rainfall amount, water level and current velocity in September 5 to 14, 2004.

କպओġĩŮĪ
ၠ௸Ȫઐࢺఱ‫ޘ‬౷തȫၠ௸Ȫࠗॳ౵ȫ倉田健悟

40

Cumulative
precipitation (mm)0Precipitation (mm/h)
0
5

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࿐ষ

10
1

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4
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2
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1
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Current velocity (m/sec)

Water level (T.P.m)

3
0.5

କպओġĩŮĪ
ၠ௸Ȫઐࢺఱ‫ޘ‬౷തȫၠ௸Ȫࠗॳ౵ȫ

0

-1

-1
16

17

18

19

20

21

22

23

24

25
August 2004

図 9．2004 年 8 月 16 日〜25 日の雨量，水位および流速の変化．
Fig. 9. Rainfall amount, water level and current velocity in August 16 to 25, 2004.

Cumulative
precipitation (mm)0Precipitation (mm/h)
0
2

16
࿐ষ

4
1

32
4
ઐࢺġĩŕįőįŮĪ

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Water level (T.P.m)

3

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11

12

13

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15

16

17

18

19

20

September 2003

図 10．2003 年 9 月 11 日〜20 日の雨量，水位および流速の変化．
Fig. 10. Rainfall amount, water level and current velocity in September 11 to 20, 2003.

କպओġĩŮĪ
ၠ௸Ȫઐࢺఱ‫ޘ‬౷തȫၠ௸Ȫࠗॳ౵ȫ島根県大橋川における水位上昇の事例について

41

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precipitation (mm)0Precipitation (mm/h)
0
10

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20

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30
1

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18

19

July 2003

図 11．2003 年 7 月 10 日〜19 日の雨量，水位および流速の変化．
Fig. 11. Rainfall amount, water level and current velocity in July 10 to 19, 2003.

Cumulative
precipitation (mm)0Precipitation (mm/h)
0
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80
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August

1

2

3

4

5

6

7

8

September 2002

図 12．2002 年 8 月 30 日〜9 月 8 日の雨量，水位および流速の変化．
Fig. 12. Rainfall amount, water level and current velocity in August 30 to September 8, 2002.

କպओġĩŮĪ
ၠ௸Ȫઐࢺఱ‫ޘ‬౷തȫၠ௸Ȫࠗॳ౵ȫ倉田健悟

42mm/day
200
160
120
80
40
0

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20
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16
17
1998.10

18

19

20

図 13．時間雨量または日雨量．（a）1893 年 10 月，（b）1965 年 7 月，（c）1972 年 7 月，（d）1998 年 10 月．
Fig. 13. Hourly or daily rainfall amount in October 1893（a）, July 1965（b）, July 1972（c）, and October 1998（d）.

水位差が小さい時は一次元開水路流れの基本方程式
により流速は推定できるものの，宍道湖の水位が大きく上昇した場合には松江と八幡の水位差からの勾配によって松江大橋地点の流速を推定することは困難であると言える．
平水時（2006.7.12〜14）においては松江と矢田，矢田と八幡の間の水位勾配はほとんど変わらないが，
2006 年 7 月の出水のピーク前後は両区間の勾配が大きく異なっていた（図 14）．宍道湖の水位の上昇に伴い，剣先川 S-1 や矢田の水位は高くなり，それらの地点より上流側の区間における水位勾配は下流側より大きくならない．その結果，松江大橋地点の流速は頭打ちになる．
矢田地点の水位が八幡より最大で約 70 cm 高い時間帯があった．八幡地点では，出水のピーク前後の時間帯においても潮汐による水位の変動が見られる
が，矢田の水位には潮汐による変動の影響がほとん
ど認められなかった．平水時（2006.7.12〜14）には，
矢田地点より上流の剣先川 S-1 において潮汐による水位変動の影響が読み取れる（図 3）．これらの事実
は，出水時に矢田と八幡の間が流れにくくなっていたことを示す．矢田地点の直前に朝酌川，天神川，
馬橋川が合流しているため，局所的な水位上昇が起こった可能性も示唆される．
1893 年（明治 26 年）の洪水について内務省の関屋技師らが調査を行って報告している（島根県，1896）．これによれば，10 月 16 日の最高水位において松江と矢田の水位差が 1.8635 尺に対して，矢田と馬潟の水位差は 4.3325 尺であったとされる．馬潟は八幡と同じく大橋川の下流の地点であり，メートル法に換算すればそれぞれ約 0.56 m，約 1.31 m である．大正から昭和にかけて行われた大橋川改修（豊原，1938; 長瀬，1950; 建設省中国地方建設局出雲工事事務所，1995; 平塚ほか，2006）の以前であることを考えても，当時から洪水時には下流側に大きな水位勾配が見られたことを示している．
以上のことから，宍道湖の水位が上昇した場合，矢田から下流の狭窄部において流下能力が制限されて大橋川の上流側の水位が上昇し，狭窄部の下流側の水位勾配が大きくなると考えられる．現況河道および改修事業計画案の河道で水位を計算した結果（河村，2005）によると，宍道湖から大橋川上流の新大橋までの水位差は 50 cm 程度あり，宍道湖から中海までの水位差の約 4 割を占める．すなわち，改修後において出水時の水位勾配は上流から下流まで一定ではない．大橋川の計画高水位は宍道湖から中海まで一定の勾配で設定されており，実際の出水時の水位とは異なっていると考えられる．
雨量，斐伊川の流量，および宍道湖の水位
1893 年から 1998 年の 4 つのケースに 2006 年を加えて雨量，流量および水位を一覧にした（表 1）．ここで H.P.m は 1968 年（昭和 43 年）以前に測量された水準点の高さ T.P. 0 m を基準にした標高で，2000

島根県大橋川における水位上昇の事例について
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43

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2

2

1.5

1.5

2
Matsue (T.P.m)
Yada (T.P.m)

Water level (T.P.m)

Yahata (T.P.m)

1

0.5

1

1

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0.5

0

0
0:00
0:00
12 July 2006 13

Slope

0:00
14

0:00
15

0

0:00
0:00
17 July 2006 18

Slope

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Water level (T.P.m)

Water level (T.P.m)

1.5

0:00
19

0:00
20

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0:00
0:00
20 July 2006 21

0:00
22

0:00
23

Slope

ĩŧĪ

0.00040.00040.00030.00030.00020.00020.00020.00010.00010.00010000.0004
Matsue - Yada

0.0003
Yada - Yahata-0.0001-0.0001
0:00
0:00
12 July 2006 13

0:00
14

0:00
15

0:00
0:00
17 July 2006 18-0.0001
0:00
19

0:00
20

0:00
0:00
20 July 2006 21

0:00
22

0:00
23

図 14．平水時と出水時，または上流側と下流側の水位および水位勾配の比較．
（a）2006 年 7 月 12 日〜14 日の水位，（b）2006 年 7 月 17 日〜19 日の水位，（c）2006 年 7 月 20 日〜22 日の水位，（d）2006 年 7 月 12 日〜14 日の水位勾配，（e）2006 年 7 月 17 日〜19 日の水位勾配，（f）2006 年 7 月 20 日〜22 日の水位勾配．
Fig. 14. Comparison of water level and slope under normal flow and flood conditions, or between upstream and downstream
sections of the river;（a）water level from 12 to 14 July 2006,（b）water level from 17 to 19 July 2006,（c）water level from 20 to
22 July 2006,（d）slope from 12 to 14 July 2006,（e）slope from 17 to 19 July 2006,（f）slope from 20 to 22 July 2006.

年の測量結果によると H.P. 0 m は平均で T.P. 0.071
m に相当する（出雲河川事務所）．なお斐伊川は，上流の尾原ダムと中流の斐伊川放水路（いずれも建設
3-1中）によって宍道湖への流入を最大で 2,500 m sec
3-1とし，大橋川から最大で 1,600 m sec の流量を流す
ことで宍道湖の計画高水位を H.P.+2.5 m とする計画となっている（国土交通省河川局，2002）．
1998 年の出水時のハイドログラフ（中国地方整備局出雲河川事務所，2006c）と 2006 年の出水時の斐
伊川大津地点の水位変化（中国地方整備局出雲河川事務所，2006b）の比較より，降雨パターンと大津の水位もしくは流量は比較的，相似の波形を示す．一方，大橋川から流出する量より宍道湖に貯留される量が上回っているため，宍道湖の水位は上昇し続ける曲線である．
斐伊川の流量のピークから宍道湖（または大橋川）の水位のピークには時間遅れがあり，1972 年 7 月では約 24 時間，1998 年 10 月では約 12 時間，2006 年
7 月では約 9 時間である．1893 年 10 月の記録によれば，大橋川の最大流量の日付けは斐伊川の最大流量の 2 日後である．大橋川の最大流量は宍道湖の水位が最も高くなる時間帯と推測され，斐伊川の最大流量から宍道湖の水位が最も高くなるまでの時間が短くなっている傾向は興味深い．
1965 年と 1998 年を比較すると，斐伊川の最大流量は近い数字であるが雨量と降雨パターンは全く異なる．1972 年と 2006 年の斐伊川の最大流量はほぼ同程度であるが，雨量と宍道湖の最高水位は異なっている．なお 1893 年については，降水量が記録されるようになった最初の年度であり，松江地方気象台の原簿を参照したところ記録の精度に疑問が残った．
他の資料においても宍道湖や大橋川の水位の記載は

倉田健悟

44

表 1．雨量，流量および水位の比較．
Table 1. Comparisons of rainfall amount, flow rate and water level.
1893ᐕ10᦬ᣣᤨ✚㔎㊂ (mm)3ᣣ㔎㊂ (mm)2ᣣ㔎㊂ (mm)3ᵹ㊂ (m /s)
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14

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253
205

3480
23

16

1972ᐕ7᦬ᣣᤨ

1998ᐕ10᦬
ᣣᤨ
538
439
356

148
148
135

1500
1437

2400
11 22:00 2330

18182.01 m2.50 m12 22:00 2.36 m
12 5:00 2.06 m
1.68 T.P.m

18 15:00
18 15:00

7, 9, 12, 13, 15

14, 18, 19

1002
2.72 m2.73 m1.75 m1, 2, 8, 11, 13

3, 4, 5, 6, 9, 10, 13

2006ᐕ7᦬
ᣣᤨ
378
338
273

3:00 1493
4:00 1688600

191.16 H.P.m
1.09 H.P.m

6:00 2500

19 14:30 2.14 H.P.m
19 14:50 1.95 H.P.m
19 13:00 1.24 T.P.m
15, 16, 17, 19ෳ⠨⾗ᢱ
1 㐳ἑቯᏒ䋨1950䋩᢫દᎹผ. ᢫દᎹผೀⴕળ, p. 108
2 㐳ἑቯᏒ䋨1950䋩᢫દᎹผ. ᢫દᎹผೀⴕળ, p. 309
3 ᧻ᳯ࿾ᣇ᳇⽎บ䋨1965a䋩᳇୥ᣣේ★ ᤘ๺྾චᐕ䋨৻਻౐੖䋩৾᦬䌾චੑ᦬.
4 ᧻ᳯ࿾ᣇ᳇⽎บ䋨1965b䋩ፉᩮ⋵᳇⽎᦬ႎ ᤘ๺40ᐕ7᦬. 㑐⷏᳇⽎දળ᧻ᳯ಴ᒛᚲ, pp. 1-17.
5 ፉᩮ⋵㒐ἴળ⼏䋨1965䋩ᤘ๺40ᐕ7᦬⽕㔎ἴኂ⁁ᴫᦠ. pp. 1-15.
6 ᐢፉ࿾ᣇ᳇⽎บ䋨1965䋩᳓ᢥ᳇⽎. ╙14Ꮞ╙7ภ, pp. 1-61.
7 ፉᩮ⋵䋨1972䋩ᤘ๺47ᐕ7᦬⽕㔎ἴኂ⹹. pp. 1-209.
8 ᄢ㒋▤඙᳇⽎บ䋨1972䋩ᤘ๺47ᐕ7᦬3ᣣ䈎䉌13ᣣ䈱྾࿖䋬ਛ࿖䋬ㄭ⇰࿾ᣇ䈱ᄢ㔎䈮㑐䈜䉎⇣Ᏹ᳇⽎⺞ᩏႎ๔. pp. 40-127.
9 ਛ࿖࿾ᣇᑪ⸳ዪ಴㔕Ꮏ੐੐ോᚲ䋨1974䋩ᤘ๺47ᐕ7᦬10ᣣ䌾12ᣣ⽕㔎 ᢫દᎹ᳓♽ᵩ᳓᳓ᢥ⾗ᢱ䈍䉋䈶౮⌀㓸. 48 pp.
10 ᑪ⸳⋭࿯ᧁ⎇ⓥᚲᴡᎹ⎇ⓥቶ䋨1983䋩᢫દᎹ᡼᳓〝ᮨဳታ㛎ႎ๔ᦠ-⸃⺑✬-. ࿯ᧁ⎇ⓥᚲ⾗ᢱ╙1926ภ, 109 pp.
11 ᑪ⸳⋭ਛ࿖࿾ᣇᑪ⸳ዪ಴㔕Ꮏ੐੐ോᚲ䋨1995䋩᢫દᎹ⹹. p. 180
12 ᑪ⸳⋭ਛ࿖࿾ᣇᑪ⸳ዪ಴㔕Ꮏ੐੐ോᚲ䋨1995䋩᢫દᎹ⹹. p. 597
13 ࿖࿯੤ㅢ⋭ᴡᎹዪ䋨2002䋩᢫દᎹ᳓♽ᴡᎹᢛ஻ၮᧄᣇ㊎ ၮᧄ㜞᳓╬䈮㑐䈜䉎⾗ᢱ. 13 pp.
14 ਛ࿖࿾ᣇᢛ஻ዪ಴㔕ᴡᎹ੐ോᚲ䋨2006c䋩ᄢᯅᎹᡷୃ੐ᬺⅣႺ⺞ᩏ⸘↹ᦠ䋨᩺䋩. 118 pp.
15 ਛ࿖࿾ᣇᢛ஻ዪ಴㔕ᴡᎹ੐ോᚲ䋨2006b䋩ᐔᚑ18ᐕ7᦬⽕㔎䈮䉋䉎᢫દᎹ䊶␹ᚭᎹᵹၞ䈱ⵍኂ᭎ⷐ╬ㅦႎ.
16 ጊ㒶ਛᄩᣂႎ䋨2006䋩2006ᐕ7᦬21ᣣᦺೀ.
17 ጊ㒶ਛᄩᣂႎ䋨2007䋩2007ᐕ8᦬25ᣣᦺೀ.
18 ᳇⽎ᐡ䋬http://www.jma.go.jp/jma/index.html
19 ࿖࿯੤ㅢ⋭᳓ᢥ᳓⾰䊂䊷䉺䊔䊷䉴䋬http://www1.river.go.jp/

あるがその基準点等が不確かであること，また斐伊
川の最大流量については関屋技師の調査報告（島根県，1896）以降，二転三転している（建設省中国地
方建設局出雲工事事務所，1995; 国土交通省河川局，
2002）ことなどから，1893 年 10 月の出水の事例を他と比較することは難しかった．
降雨パターンの違いにより流出の過程は異なり，宍道湖の水位の上昇は様々なケースが考えられる．
計画されている降雨パターン（基本高水，1965 年 7
月型 ; 計画高水，1945 年 9 月型）の他にも，複数のケースによる宍道湖の水位の上昇を計算し，大橋川の水理学的な事象について検討することが必要であ
ろう．

謝

辞

国土交通省水文水質データベースからは水位と雨量のデータを，島根県水産技術センター内水面浅海部からは流速のデータをそれぞれ提供していただいた．また，剣先川の水位塩分計の設置には宍道湖漁業協同組合に協力していただいた．Hugo Coops 博士にはマニング式や水位勾配についての考え方を教示いただき，平塚純一 博士からは昭和 47 年洪水の時
間雨量に関する資料を教示いただいた．皆様に感謝申し上げます．

参

考

資

料

中国地方整備局出雲河川事務所（2005）大橋川改修の説明会での主な質問とお答え．
中国地方整備局出雲河川事務所（2006a）第 3 回大橋
川改修に関する環境検討委員会資料­9 流動予測
モデル説明資料．15 pp.
中国地方整備局出雲河川事務所（2006b）平成 18 年 7月豪雨による斐伊川・神戸川流域の被害概要等速報．
中国地方整備局出雲河川事務所（2006c）大橋川改修
事業環境調査計画書（案）．118 pp.
中国地方整備局出雲河川事務所（2006d）大橋川改修
事業環境調査計画書（案）住民意見概要書に対する見解．101 pp.
中国地方建設局出雲工事事務所（1974）昭和 47 年 7島根県大橋川における水位上昇の事例について

月 10 日〜12 日豪雨 斐伊川水系洪水水文資料および写真集．48 pp.
中国地方整備局・島根県・松江市（2004）大橋川改修の具体的内容．12 pp.
Fujii, T.（1998）Relationship between internal oscillationand movement of anoxic water in a connected brackish
water region - Lake Nakaumi and the Ohashi River. Jpn.
J. Limnol., 59: 1–12.
藤井智康・長縄眞吾（1995）汽水湖における水位変動に関する近似解法．Jpn. J. Limnol., 56: 303–307.
福岡捷二（2005）洪水の水理と河道の設計法 治水と環境の調和した川づくり．森北出版．東京，436 pp.
福岡捷二・藤田光一・野口均（1986）洪水追跡法（その 3）- 種々の粗度係数逆算法の比較と適用条件 -．
土木技術資料，28（10）: 51–58.
福岡捷二・黒川岳司・上原浩・三浦心・船橋昇治（2002）低気圧および台風の移動形態の違いが汽水
湖の流動・水質場に与える影響．土木学会論文集，
712/II-60: 137–150.
福岡捷二・松下智美・岡村誠司・今井修平・船橋昇
治（2004）汽水湖に流入する塩水の流動特性．水工学論文集，48: 1405–1410.
福岡捷二・岡村誠司・松下智美・船橋昇治（2003）気象変化に伴う中海 - 大橋川 - 宍道湖の水位変動．水工学論文集，47: 1219–1224.
平塚純一・山室真澄・森脇晋平・石飛裕（2006）大正末期から昭和初期に行われた大橋川拡幅以前の宍道湖の塩分．水環境学会誌，29: 541–546.
広島地方気象台（1965）水文気象．第 14 巻第 7 号，pp. 1–61.
Ishitobi, Y., Kamiya, H. and Itogawa, H.（1993）Tidal,
meteorological and hydrological effects on the waterlevel variation in a lagoon, Lake Shinji. Jpn. J. Limnol.,
54: 69–79.
Ishitobi, Y., Kamiya, H., Yokoyama, K., Kumagai, M. andOkuda, S.（1999）Physical condition of saline water
intrusion into a coastal lagoon, Lake Shinji, Japan. Jpn.
J. Limnol., 60: 439–452.
開発土木研究所河川研究室（1997）河床粗度係数の算定方法について．開発土木研究所月報，533: 2–5.
河村昭（2005）大橋川改修における河道計画案の検討について．平成 17 年度国土交通省国土技術研究会．4 pp.
建設省中国地方建設局出雲工事事務所（1995）斐伊川
誌．679 pp.
建設省土木研究所河川研究室（1983）斐伊川放水路模45型実験報告書 - 解説編 -．土木研究所資料第 1926号 , 109 pp.
国土交通省河川局（2002）斐伊川水系河川整備基本方
針 基本高水等に関する資料．13 pp.
松 江 地 方 気 象 台（1965a）気 候 日 原 簿 昭 和 四 十 年（一九六五）七月〜十二月．
松江地方気象台（1965b）島根県気象月報 昭和 40 年
7 月．関西気象協会松江出張所，pp. 1–17.
松江地方気象台（1972）昭和 47 年防災業務実施状況
報告第 1 号 昭和 47 年 7 月 9 日から 14 日までの島
根県地方の大雨（昭.47.7. 豪雨）．43 pp.
松江地方気象台・浜田測候所（1993）島根の気象百年．日本気象協会松江支部，217 pp．
松江地方気象台・日本気象協会松江支部（1972）島根県農業気象月報 昭和 47 年 7 月．47 pp.
松江測候所（1893）明治廿六年管内気象月表．
森脇晋平・藤井智康・福井克也（2003）大橋川における高塩分水塊の遡上現象．LAGUNA（汽水域研究），10: 35–45.
長瀬定市（1950）斐伊川史．斐伊川史刊行会 , 654 pp．
大橋川の汽水環境を調べる会（2007）島根県大橋川の汽水環境の保全に関する研究．29 pp.
大橋川を勉強する会（2006）大橋川勉強会報告書．119
pp.
大阪管区気象台（1972）昭和 47 年 7 月 3 日から 13 日の四国，中国，近畿地方の大雨に関する異常気象
調査報告．pp. 40–127.
山陰中央新報（2006）2006 年 7 月 21 日朝刊．
山陰中央新報（2007）2007 年 8 月 25 日朝刊．
島根県（1896）斐伊川治水調査 顛末並ニ改修設計説
明書．294 pp.
島根県（1972）昭和 47 年 7 月豪雨災害誌．pp. 1–209.
島根県防災会議（1965）昭和 40 年 7 月豪雨災害状況書．pp. 1–15.
島根県・松江地方気象台（1998）島根県農業気象月報
平成 10 年 10 月．pp. 1–20.
島根県・松江地方気象台（2002a）島根県の農業気象
平成 14 年 8 月．26 pp.
島根県・松江地方気象台（2002b）島根県の農業気象
平成 14 年 9 月．27 pp.
島根県・松江地方気象台（2003a）島根県の農業気象
平成 15 年 7 月．33 pp.
島根県・松江地方気象台（2003b）島根県の農業気象
平成 15 年 9 月．33 pp.
島根県・松江地方気象台（2004a）島根県の農業気象
平成 16 年 8 月．33 pp.

46

倉田健悟

島根県・松江地方気象台（2004b）島根県の農業気象
平成 16 年 9 月．33 pp.
島根県・松江地方気象台（2004c）島根県の農業気象
平成 16 年 10 月．30 pp.
島根県・松江地方気象台（2005a）島根県の農業気象
平成 17 年 6 月．27 pp.
島根県・松江地方気象台（2005b）島根県の農業気象
平成 17 年 7 月．33 pp.
徳岡隆夫・三瓶良和・上野博芳・西村清和・須崎聰・松田滋夫・久保田俊輔・鈴木重教（2001）大橋川における高塩分水塊の動態観測（1999 年秋）．
LAGUNA（汽水域研究），8: 79–90.
徳岡隆夫・上野博芳・三瓶良和・西村清和・須崎聰・
松田滋夫・久保田俊輔・鈴木重教（2002）大橋川〜宍道湖における高塩分水塊の動態観測（2000 年夏）．LAGUNA（汽水域研究），9: 83–93.
豊原義一（1938）宍道湖塩害問題に就て．地学雑誌，
50: 154–166.

LAGUNA（汽水域研究）14，47〜56 頁（2007 年 12 月）
LAGUNA 14，p.47–56（2007）

Landsat-5 TM データを用いた
松江・出雲地域の土地被覆分類
1

2

2

野々原伸吾 ・古津年章 ・下舞豊志 ・作野裕司

3

Land cover classification of the Matsue and Izumo areas with Landsat-5 TM data
Shingo Nonohara1, Toshiaki Kozu2, Toyoshi Shimomai2, and Yuji Sakuno3

Abstract: Land cover type is mapped in the Matsue and Izumo areas using Landsat-5
Thematic Mapper（TM）data from 1985 to 2000 to study the long-term change in land coverin this region. For the classification, land cover is divided into 6 classes, i.e. urban area,
forest, rice field, vegetable field, water, and “others”. The digital number（DN）output of theLandsat-5 TM is used to make a maximum likelihood estimation of the class for each location.
A land utilization map produced from an in-situ survey in this area is used for ground truth
to obtain the probability density function of the 6 classes and to evaluate the classification
accuracy. After an examination of band combination significant for the classification, either 6bands or 5 bands（the same as the 6 bands but excluding the green band), ranging from 0.45 to
2.35 µm, are used for the classification. The accuracy of the classification is evaluated against
the ground truth data in the Matsue City area. The accuracy is higher than 60％ for urban,
forest, rice field and water ; the accuracy for vegetable field and “others” falls below 60％ . The
best accuracy（higher than 90％）is obtained for the water area classification. Complicatedspectral reflectance characteristics and complex spatial distribution of the vegetable field and“others” classes may be the cause of the degraded accuracy. From the long-term land coverchange analysis a significant increase of urban area is clearly detected.
Key words: Land cover, classification, Landsat-5 TMなども行える．このように，過去のデータあるいは
毎年，季節ごとに作成可能な土地被覆分類図は，地域計画や地域の管理に重要な情報となる（例えば 大林，2002）．しかしながら，リモートセンシングは基本的に地表からの電磁波の反射特性に依存した間接的手法であり，土地被覆分類は，リモートセンシン
グ応用の極めて基本的な課題でありながら，同時に限界も明らかになってきた（長谷川，2001）．分類手法はかなり確立されたものになっているが，それぞれの応用事例について細かいチューニングや精度評価が必要と考えられる．

1．はじめに衛星リモートセンシングによる陸域観測の一般的な応用として土地被覆状況の調査がある．土地被覆や土地利用の現状を把握することは地域計画や防災計画などの基本的な情報となる．これまで，現地調査や航空写真の判読によって長い時間と労力を費やして作成してきた土地利用現況図も人工衛星による地球観測データを用いることで短時間に作成し，現状を把握することができる．さらに，過去のデータを用いることによって土地被覆の時系列変化の把握
1
2
3

NEC フィールディング株式会社技術本部 Engineering Division, NEC Fielding, Ltd., Fuchu, 183-8502, Japan
島根大学総合理工学部 Interdisciplinary Faculty 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, Japan47

野々原伸吾・古津年章・下舞豊志・作野裕司

48



表 1．Landsat-5 TM の主要諸元
of Landsat-5 TM.
Table 1. Major engineering parameters
Sensor specification
Landsat-5/TM
䋨Sun-synchronous,
Altitude: 705km
Inclination䋺98q
Recurrence䋺16 days
Spatial resolution䋺30
m䋬120 m䋨band 6䋩
Swath width䋺
185km䋩

Wavelength [Pm]0.45 - 0.52 BlueBand
1

0.52 - 0.60 Green2

0.63 - 0.69 Red

3

0.76 - 0.90 Near IR

41.55 - 1.75 SW IR

5

10.4 - 12.5 Thermal IR

62.08 - 2.35 SW IR

7

これまで我々は，衛星リモートセンシング技術を用いた宍道湖・中海の環境モニタリングの研究を行ってきた．その結果，クロロフィル a 濃度，水温，濁度などの表面分布推定の可能性が示された（古津・作野，2007）．一方，これらの汽水域の周辺は，松江市や出雲市などが位置し，また斐伊川など大小の河川が流入する．そのため，汽水域の環境監視には，周辺地域の環境モニタリングも重要である．そこで
本研究では，衛星データを用いて宍道湖・中海周辺の環境情報を得る初期解析として，松江・出雲地域の土地被覆分類を行い，経年変化解析を試みる．また，土地被覆分類図を作成するに当たって有効バン
ド選定や分類精度評価について検討する．

2．使用データ
2.1 衛星データ
Landsat-5 は 1984 年に打ち上げられた米国の衛星であり，TM（Thematic Mapper）と MSS（Multispectral
scanner）が搭載されている．TM は MSS をより高度化したもので，可視・赤外合わせて 7 バンドを有し，空間分解能は 30 m（バンド 6 は 120 m）である．表 1に Landsat-5/TM の仕様を示す（JAXA, 2007）．本研
究では，分解能を考慮しバンド 6（熱赤外）以外の 1〜5，7 を用いて分類を行うこととする．
現在，我々が所有している Landsat-5/TM によって松江・出雲地域が観測されたデータは 46 シーンである．今回はその中から，同季節で雲が少なく良好な画像が得られている，1985 年 5 月 2 日，1992 年 4月 28 日，1995 年 5 月 23 日，1998 年 5 月 6 日，2000
年 5 月 4 日の 5 シーンを解析に用いた．
2.2 グランドトゥルースデータと分類項目今回使用したグランドトゥルースデータを図 1，
図 2 に示す．これらは，1996 年の基礎調査に基づき，㈱ゼンリンによって 2000 年に改定されたデータである．図 1 はトレーニングエリアの抽出を行う際に基準データとして用いた．また，図 2（a）は 1 万分の 1 の松江市中心地域の地図を基にしたグランド
トゥルースデータで，ピクセル対ピクセルでの分類
精度評価を行う際に使用した．
衛星画像による分類項目は以下の手順で決定した．
本研究では，松江地域の経年変化を調べるため，“ 市街地 ”，“ 山林 ”，“ 田 ”，“ 畑 ”，“ 水域 ”，“ その他 ” の 6 種類の分類項目に分類を行うこととした．

図 1．土地被覆分類トレーニングエリア抽出に用いたグランドトゥルースデータ
Fig. 1. Ground-truth data used for extracting training area for land cover classification from Landsat-5 TM data.

Landsat-5 TM データを用いた松江・出雲地域の土地被覆分類
表 2．グランドトゥルースデータと衛星による分類

項目の対応．
Table 2. Correspondencebetween categories in groundtruth data and for satellite classification.

ಽ㘃㗄⋡ ࠣ࡜ࡦ࠼࠻࠘࡞࡯ࠬ࠺࡯࠲ߩ㗄⋡Category
Category of ground truth data
૑ቛ↪࿾
໡ᬺ↪࿾
Ꮢⴝ࿾
Ꮏᬺ↪࿾
Urban
㆏〝
੤ㅢ↪࿾
ጊᨋ
ጊᨋ
Forest↰ Rice↰field⇌
Vegetable
⇌
field
᳓ၞ
᳓㕙
Water
ߘߩઁߩ⥄ὼ࿾
ߘߩઁ౏౒౏⋉ᣉ⸳
Others౏౒ⓨ࿾ߘߩઁߩⓨ࿾

分類項目を決めるにあたって，国土地理院の土地地
用分類の詳細と分類コードとの対応表（国土地理院，
2007），長谷川（2001），および島根県都市計画課より提供された土地利用現況図を参考にした．さらに，
Landsat-5 TM の分解能（30 m）を考慮し，分類可能であると思われる 6 種類の項目を決定した．また，TMによって得られるデータは，傾斜の向きにより反射強度に差が出る．例えば，山岳部では，日陰斜面において日向斜面よりも反射強度が低下する．この影響を取り除かなければ分類精度が低下してしまう．
よって，本研究では 1 つの分類項目をさらに目視で“ 暗い場所 ”，“ 明るい場所 ” に分け，トレーニング
エリアの抽出を行った．これにより，分類精度低下の問題を軽減することができる．したがって，分類
項目は全部で 12 種類（詳細カテゴリ）となるが，最終的には，2 つに分けた “ 暗い場所 ”，“ 明るい場所 ”
を 1 つに色付けし 6 種類の分類項目となるようにした．
グランドトゥルースデータの分類項目は表 2 の様にまとめ，衛星画像による分類項目と同じ項目数とした．図 2（a）のグランドトゥルースデータに地上基準点（Ground control point，以下 GCP）を用いた幾49

何補正を施し，さらに表 2 に示す土地被覆分類図と同じカテゴリに変換した結果を図 2（b）に示す．この図は，衛星画像から作成した土地被覆分類図と対応させ，ピクセル対ピクセルでの評価を行うために用いられる．

3．土地被覆分類法
3.1 土地被覆分類の概要
ここでは，Landsat-5 TM データの Digital Number（以下 DN という）を用いて地表の被覆物を市街地，
山林，水域などの領域に分類する．ここで DN とは，センサが観測する放射輝度を 8bit，または 12bit，16bit な ど の デ ジ タ ル 値 に 変 換 し た も の を い い，Landsat-5/TM によって得られたデータには，8bit のDN が格納されている．
分類手法は教師付き分類と教師なし分類に大別することができる．ここでは教師付き分類法のうち，予備的な試験で最も妥当な分類結果を示した最尤法分類を採用した．土地被覆分類は次のような手順で行った．
（1）衛星データの前処理（大気補正，幾何補正，分類
対象地域画像の切り出し）（2）トレーニングエリアの抽出（3）有効バンドの選定（4）分類処理の実行（5）分類精度評価（目視判読，グランドトゥルース
データによる精度評価）
分類精度評価を終えた時点で，分類結果が良くない
場合は，再度トレーニングエリアの抽出を行う．その理由は今回の分類作業において，分類結果に最も影響を与えるのは解析者によるトレーニングエリアの抽出だからである．さらに，再度トレーニングエ
リアの抽出を行っても良い結果が得られない場合
は，衛星データの前処理に戻り分類作業を繰り返し行う．
3.2 衛星データの前処理
大気中を電磁波が通過するとき，エアロゾルや空気分子によって散乱が起こる．この散乱光のことを
パスラジアンスといい，衛星リモートセンシング
データを用いて定量的な解析を行う際にはパスラジ
アンスの影響を軽減させる必要がある．その軽減させる方法を大気補正という．ここでは，衛星データのみを用いて比較的簡単にパスラジアンスの影響を軽減できる暗画素法（作野，2000）による大気補正を野々原伸吾・古津年章・下舞豊志・作野裕司

50

（a）

（b）

図 2．土地被覆分類精度評価に用いたグランドトゥルースデータ．（a）原図，（b）幾何補正を施し，衛星による分類項目にまとめたもの．
Fig. 2. Ground-truth data used for evaluation of classification accuracy.（a）Original data,（b）After geometrical correction. Categories are changed to those for satellite classification.

行った．
画像の幾何補正は，宍道湖，中海および島根半島の 11 点の GCP を用いて行い，補正後の DN の決定には最近隣内挿法（高木・下田，1991）を用いた．
3.3 トレーニングエリアの抽出
トレーニングエリアの抽出には，まずグランド
トゥルースデータから，代表的と思われる領域を選び，それに対応する衛星フォールスカラー画像を参照して一様とみなせる領域を 3 3 もしくは 5 5 ピク
セルの範囲で選んだ．この領域を，上述の詳細カテ
ゴリ毎に 3 領域程度抽出した．
3.4 有効バンドの選定
有効バンドの選定に当って，2 種類の検討を行った．まずバンド間の DN の相関を，分類項目毎に作成した．その例を図 3 に示す．図 3（a）は，水域（明）とその他（明）の相関であり，両者の DN が全てのバンドで大きく異なることから，高い分類精度が期待される．一方図 3（b）は，山林（明）と畑（明）の相関であり，両者の DN が類似していることから分類が困難と考えられる．次に，各分類項目の DN が多次元正規分布すると仮定し，クラス間距離のひとつであるジェフリー松下（JM）距離を用いて各分類項
目間のクラス間距離を求めた．JM 距離は，以下で定義される（資源観測解析センター，1990）．
0

67
1
67
11
012 2
a
34
35
894
35
b03
10

（1）

f
ここで，（），g（）は 2 つのクラスの分布関数であ2dる．また， は 0〜2 の値をとり，2 つのクラスが完Landsat-5 TM データを用いた松江・出雲地域の土地被覆分類

JM 距離を使用するバンドを変えて求めることに160䈠䈱ઁ䋨᣿䋩㩷 Others (bright)

より，クラスの分離に寄与しているバンドを推定す
2
ることにも利用できる．JM 距離では最大値が d =

(a)

140

2 と決まっており，分離度評価が行いやすいことか

120
100
B1

80

B2

60

B3
B4

40

B5
20

B7

0
0

20

40

60

80 100 120 140 160᳓ၞ䋨᣿䋩 Water (bright)100⇌䋨᣿䋩 Vegetable field (bright)

51

B1
80

B2

60

B3
B4

(b)

B5
B7

40
20
0
0

20

40

60

80

100

ጊᨋ䋨᣿䋩 Forest (bright)
図 3．バンド間 DN 相関の例．（a）水域（明）とその他（明），（b）山林（明）と畑（明）．
Fig. 3. Examples of DN correlation for different bands.（a）Water（bright）and Others（bright）.（b）Forest（bright）
and vegetable field（bright）.
2

f
全に独立している場合は d =2 となる．
さらに，（），g（ ）が正規分布に従うとき JM 距離は次のようにな
る．
（2）
01234
c567859
a b
d
ここで，
01

ef

31832 c2
7a014026014026
5
5
3
b 9 d

8

318326

9
0
2 

f

9 5
31
32
6




（3）

であり，m1，m2，Σ1，Σ2 はクラス 1，2 における平均値ベクトルと共分散行列である．

ら，クラス間距離としてしばしば用いられる（加治佐ほか，2006）．
バンド間相関図より推定した有効バンドを表 3 にまとめる．有効バンドを推定するにあたり，誤分類があってもよい関係（“ 市街地（暗）” と “ 市街地（明）”など）については有効バンド “ なし ” とした．表 3 より以下のことが言える．
（1）“ 山林（暗）” と “ 田（暗）”，“ 田（明）” 以外にはバンド 4 またはバンド 5 が含まれ，バンド 4 及びバンド 5 は今回の項目の分類において必要である．
（2）“ 山林（暗）” と “ 田（暗）”，“ 田（明）” の分類にはバンド 1 及びバンド 3 が必要である．
（3）バンド 7 は “ 市街地（暗）” と “ 田（暗）”，“ 田（明）”や “ 田（明）” と “ その他（暗）”，“ その他（明）” な
どの分類に有効であると考えられる．よってバンド 7 も必要である．
（4）バンド 2 が含まれる場合，有効バンド数が最低でも 5 バンドある．さらに，バンド 2 以外は全て他のクラスの分類に必要とされるバンドであり，バンド 2 は必ずしも必要ではないと考えられる．
更に，JM 距離を用いたクラス間の分離度評価を行い，次の結果が得られた．
全 6 バンド及びバンド 1，3，4，5，7 を用いた場
合の JM 距離は，誤分類があってもよい関係（市街地（明）と市街地（暗）のような組合わせ）以外すべてに
おいて 1.92 以上と高い値を示した．よって，バンド
2 を用いない場合でも各項目の分離度は高く，良い結果が得られると考えられる．また，バンド 4，5 を除いたバンド 1，2，3，7 を用いた場合の JM 距離では，“ 山林（明）” と “ 畑（暗）” で 1.74，“ 山林（明）”と “ 畑（明）” で 1.68 と，バンド 4，5 が含まれる場
合に比べて低い値となった．
上述のように，バンド間相関および JM 距離，いずれの評価でも有効バンドの選定において同一の結論が得られた．以上のことから今回の分類には，基本的にバンド 1，3，4，5，7 を用いれば良い結果が得られると考えられる．

4．分類結果とその精度評価
4.1 バンドの組合わせを変えた場合の分類結果
JM 距離を用いた有効バンド選定を行った結果，

野々原伸吾・古津年章・下舞豊志・作野裕司

52

表 3．バンド間相関から求めた分類に有効バンド．

Table
3. Band combination significant for satellite classification obtained from correlation analysis

between DNs of different bands.
2000/05/04

Urban Urban Forest Forest Rice F. Rice F. Veg. F. Veg. F. Water Water Others Others(Dark) (Bright) (Dark) (Bright) (Dark) (Bright) (Dark) (Bright) (Dark) (Bright) (Dark) (Bright)

Urban(Dark)

-

1,3,5
7
1,3,5
7

1,2,3
4,5,7
1,2,3
4,5,7

1,3,4
5,7
1,2,3
4,5,7

4,5

4,5

4,5

4

1,4

4,5

4,5

4,5

4,5

3,4,5

4,5

4,5

4,5

3,4,5

-

1,4,7

5,7

5,7

4

4

1,3,4
7

1,5,7

5,7

4

4

-

1,3

1,3

4

4,5

3,4,5
-

5

5

5

5

1,2,3
5,7
1,2,3
5,7
3,4,5
7

1,2,3
5,7
1,2,3
5,7
3,4,5
7

3,4,5

5,7

5,7

4,5

4,5

1,2,3
5,7

1,2,3
5,7

5,7

4,5

3,5,7

3,5,7

1,2,3
4,5,7
1,2,3
4,5,7

1,2,3
4,5,7
1,2,3
4,5,7

Urban
(Bright)-

Forest(Dark)--

Forest(Bright)---

Rice F.
(Dark)----

Rice F.
(Bright)

-

-

-

-

-

Veg. F.
(Dark)

-

-

-

-

-

-

Veg. F.
(Bright)

-

-

-

-

-

-

-

Water
(Dark)

-

-

-

-

-

-

-

-

Water
(Bright)

-

-

-

-

-

-

-

-

-

Others(Dark)

-

-

-

-

-

-

-

-

-

-

Others(Bright)

-

-

-

-

-

-

-

-

-

-

全 6 バンドまたはバンド 2 を除く 5 バンドを用いて分類を行えば良い結果が得られることがわかった．
また，バンド 1，2，3，7 を用いた場合，“ 山林（明）”と “ 畑（暗）”，“ 畑（明）” の分離度が下がり誤分類が増えるという結果が得られた．全 6 バンド及びバン
ド 2 を除く 5 バンドでは，JM 距離にほとんど差がなかったが，分類結果に違いが出るか確認を行うため，両者の分類結果を示し比較を行った．さらに，
バンド 4,5 を除いた場合，どの程度の誤分類が増えるか確認を行うため，バンド 1，2，3，7 を用いた分類結果を行い比較した．すなわち比較するバンド組
合わせは，（1）1，2，3，4，5，7，（2）1，3，4，5，
7，（3）1，2，3，7 の 3 通りである．それぞれの場合の分類精度評価（判別効率表）を表 4 に示す．
表 4（a）（b）では “ 畑 ” と “ その他 ” 以外では良好な結果が得られた．“ 畑 ” や “ その他 ” の分類精度が低い原因としては次のことが考えられる．“ その他 ”
では，グランドトゥルースデータにおいて，校庭や野球場のように，覆土の色（反射率）が異なる様々なグラウンド，さらに植生が含まれる総合運動公園などが公共空地として 1 つの項目にまとめられている．このような様々な土地被覆をひとつのカテゴリにまとめることが問題と思われる．“ 畑 ” では，時期--によって作物が植えられていたり，植えられていな
かったりするため，分光反射特性が場所により異なり，誤分類に繋がったことが考えられる．
ここで，“ 畑 ” については精度評価のために選んだ
均質なテストエリアを用いて分類精度評価を行ってみる．表 5 にその結果を示す．表 5 の結果から，精度評価用に選んだ均質なテストエリアを用いると畑の分類精度は良いことがわかる．したがって，TM での観測時に，畑に作物が植わっていなかったこと，
市街地中心のグランドトゥルースデータを用いたた
め，ミクセルの影響により多くが “ 市街地 ” に分類されたことなどが “ 畑 ” の分類精度を下げたのではないかと考えられる．
また，表 4（c）より，バンド 4，5 を加えなかった
場合，バンド 4，5 を用いた場合に比べて “ 山林 ” の分類精度が約 24％低下したことがわかった．これによりバンド 4，5 の必要性が確認できた．
以上より，全 6 バンドまたは，バンド 2 を除いた 5
バンドを用いて分類を行えば良いことがわかった．
どちらの組み合わせを用いるか決めるため，平均精度及び総合精度を求め検討した．平均精度は判別効
率表の対角項の平均値であり，総合精度は画素数の重みを付けた平均値である．平均精度と総合精度はLandsat-5 TM データを用いた松江・出雲地域の土地被覆分類

53

表 4．松江付近のグランドトゥルースデータとのピクセル毎の比較から求めた判別効率表．（a）バンド 1, 2, 3, 4, 5, 7,（b）バンド 1, 3, 4, 5, 7,（c）バンド 1, 2, 3, 7．
Table 4. Misclassification matrices from pixel-by-pixel comparison with ground truth dataaround Matsue City．
（a）Bands 1, 2, 3, 4, 5, 7.（b）Bands 1, 3, 4, 5, 7.（c）Bands 1, 2, 3, 7.

(a)













2000/05/04
Bands 1,2,3,4,5,7

Urban

Urban

81.6

1.9

4.6

ForestRice F.

12.4
18

63.2
1.6

5.8
66.6

GroundTruth
DataClassification result
ForestRice F. Veg. F.

Water

Others

Total

1.6

0.1

10.2

100

3.2
4

0.5
0.4

15
9.4

100
100

Veg. F.

41

9.3

11.2

9.8

0.1

28.6

100

Water
Others

3.6
52.9

0.5
9.2

3.2
4.5

0.1
5

91.9
0

0.6
28.4

100
100
Unit: %

(b)














2000/05/04
Bands 1,3,4,5,7

Urban

Forest

Urban

82.2

2

4.5

ForestRice F.

13.6
17.8

64
1.7

Veg. F.

42.2

Water
Others3.9
53

GroundTruth
DataClassification result
Rice F. Veg. F.

Water

Others

Total

1.6

0.1

9.6

100

5.4
67

3.2
3.9

0.5
0.4

13.4
9.2

100
100

9.5

10.4

10.2

0.1

27.6

100

0.6
9.2

2.9
4.5

0.2
5.1

91.9
0

0.6
28.1

100
100
Unit: %(c)Classification result

2000/05/04
Bands 1,2,3,7

Urban

Urban

80.6

2.1

4.8

ForestRice F.

13.1
19.2

39.2
1.2

3.8
65.7

Veg. F.

50.5

6.8

15

Water
Others

2.5
56.8

0.5
4.4

2.3
4.4

GroundTruth
Data

ForestRice F. Veg. F.

Water

Others

Total

8.4

0.2

3.9

100

39.9
9

0.7
1.6

3.3
3.4

100
100

19.1

0.1

8.4

100

2
15.2

92.5
0.1

0.2
19.2

100
100
Unit: %

以下の式によって求められる．
4

平均精度＝ 0 7 2
3
3
1 356

（4）

8

総合精度＝ 0 b 245
36
7
7，
1 79a
4

ただし，N ＝8 023
1（5）

表 6 に平均精度及び総合精度を示す．表 6 より平均
精度及び総合精度が最も良かったのはバンド 2 を除いた 5 バンドの組合わせであった．よって，バンド
1，3，4，5，7 を用いて分類図を作成し経年変化を調べた．

5．経年変化解析

567

ここで，m は分類項目数，cii は判別効率表の対角項（確率），n（i）は i 番目の分類項目の画素数である．

1985 年 5 月 2 日，1992 年 4 月 28 日，1995 年 5 月
23 日，1998 年 5 月 6 日，2000 年 5 月 4 日の TM デー野々原伸吾・古津年章・下舞豊志・作野裕司

54



表 5．精度評価用に選んだテストエリアにおける畑の分類精度
Table 5. Classification accuracy at test areas selected for evaluating classification accuracy of vegetable field.



Test area ofveg. Field

2000/05/04

Classification accuracy
Urban

Forest Rice F. Veg. F. Water Others

Total

Bands 1,2,3,4,5,7

0.0

5.2

0.0

93.5

0.0

1.3

100.0

Bands 1,3,4,5,7

0.0

3.9

0.0

94.8

0.0

1.3

100.0

Bands 1,2,3,7

3.9

1.3

1.3

93.5

0.0

0.0

100.0
Unit: %

表 6．3 つのバンド組合わせにおける平均精度及び総合精度
Table 6. Average and overall accuracies for three types ofband combinations.

この結果を，表 4 に示した分類精度から考察する．
まず水域は基本的に経年変化はほとんどないはずであり，分類結果の年次変化の標準偏差約 0.35％は，



水域検出の精度を表していると考えられる．森林については，他の分類項目からの誤分類は比較的少な
く，また山林を他の分類項目に誤る確率が 35％程度

Band combination
Bands 1,2,3,4,5,7
Bands 1,3,4,5,7
Bands 1,2,3,7

Averageaccuracy

56.9%
57.2%
52.7%

Overallaccuracy
74.6%
74.9%
72.0%

タについてバンド 2 を除く 5 バンドを用いた最尤法
分類を行い，松江地域の経年変化を調べた．分類結果の代表例として，図 4（a）,（b）に 1985 年 5 月 2 日
および 2000 年 5 月 4 日の分類結果をそれぞれ示す．
この図から，15 年の間に市街地が顕著に郊外に広がっている様子がみてとれる．
1985 年から 2000 年までの間の 3 シーンについても同様の分類処理を行ったが，1995 年 5 月 23 日だ
けは，畑と市街地が多い特異な結果となった．ここで，観測日直前の降水量を調べたところ，1995 年
は，5 月 21 日に 37.0 mm，5 月 22 日には 5.5 mm の降水量が観測されているのに対し，他の年は 2 日前
から降雨はなかった．したがって，1995 年 5 月 23
日は土壌水分量の影響によって他の年とは異なった結果が得られたのではないかと考えられる．実際には，降雨後の分光反射特性を調べ，評価を行う必要がある．
上記の結果から 1995 年の分類結果を除いて経年変化を調べた．各年のカテゴリの割合を図 5 に示す．
1985 年から 2000 年にかけて “ 市街地 ” が 6.5％増加している．逆に，“ その他 ” が 10.7％減少しており，“ 空き地 ” が “ 市街地 ” に変化してきたことが考えられる．“ 山林 ” と “ 水域 ” には大きな変化は見られなかった．“ 田 ” や “ 畑 ” には年毎に増減があり，一定の経年変化はみられない．

あることから，恐らく森林面積割合を過小評価していると思われる．ただしその誤り率に経年変化がな
いとすると，森林面積に顕著な経年変化はないものと考えられる．市街地については，他の分類項目から市街地への誤分類が比較的大きく，市街地を他の分類項目と誤る確率は比較的小さい．そのため，ある程度市街地面積は過大評価になっているものと考えられる．特に面積割合の大きな水域からの混入と，誤分類率の大きな “ その他 ” からの混入は無視できないと考えられる．しかし，年を追って市街地の割合が増加し，“ その他 ” の割合が減少していること
は，単なる分類誤差ではなく，継続的な市街地拡大を表しているものと考えられる．

6．ま

と

め

Landsat-5 TM データを用いて松江地域の土地被覆分類を行い，経年変化を調べた．分類項目は “ 市街地 ”，“ 山林 ”，“ 田 ”，“ 畑 ”，“ 水域 ”，“ その他 ” の6 種類とし，さらに傾斜部の影響を軽減させるため
1 つの分類項目を “ 暗い場所 ” と “ 明るい場所 ” の 2
種類にわけ分類を行った．また，土地被覆分類を行う際，バンド間相関及び JM 距離により有効バンド選定を行った．可視から中間赤外にかけての 6 バンドについて有効性を調べた結果，全 6 バンドあるいはバンド 2（緑）を除く 5 バンドが分類に有効であると判断された．
さらに，上記のバンドの組み合わせを用いて最尤
法分類を行った．グランドトゥルースデータとのピ
クセル対ピクセルでの精度評価を行ったところ，全Landsat-5 TM データを用いた松江・出雲地域の土地被覆分類55（a）May 2, 1985（b）May 4, 2000

図 4 ．土地被覆分類結果の例．（a）1985 年 5 月 2 日．（b）2000 年 5 月 4 日．
Fig. 4. Example of land cover classification.（a）May 2, 1985.（b）May 4, 2000.

6 バンド及びバンド 2 を除く 5 バンドによる分類では “ 畑 ” と “ その他 ” 以外で良好な結果が得られた．
分類精度評価検討の結果をもとに，バンド 2 を除
く 5 バンドを用いて経年変化解析を行った．その結果，1985 年から 2000 年にかけて松江市を中心とする市街地が顕著に増加していることがわかった．
以上の結果から，衛星画像を用いることで広域の変化を同一の条件で調べることができ，汽水域の流野々原伸吾・古津年章・下舞豊志・作野裕司

56

Ꮢⴝ࿾
4 7.4%
ᐕ

ጊᨋ

↰

⇌

䈠䈱ઁ
20.8%

19.1%

8.8%

43.1%

᳓ၞ

0.8%
3 7.4%
ᐕ

16.7%

18.3%

13.1%

42.1%

2.3%
2 12.0%ᐕ

43.0%

8.5%

18.8%

10.9%

18.5%

10.1%

6.8%
1
13.9%
ᐕ

42.6%

11.3%
3.5%

0.0%

20.0%

40.0%

60.0%

80.0%

100.0%

図 5．1985 年から 2000 年にかけての各分類項目割合の変化．
Fig. 5. Trend of land cover percentage of 6 categories from 1985 to 2000.

域環境情報を定期的に得られる可能性が示された．
このような手法は，基本的に衛星画像の取得頻度毎に土地被覆状況をモニターできるため，急激な流域開発や災害状況把握などにも役立つと考えられる．
ただし，分類精度解析で示したように，定量性にはまだ問題がある．その原因としては，分光反射特性のみに依存するリモートセンシング手法固有の問題の他に，グランドトゥルースデータと衛星による分類項目の対応づけの妥当性，衛星データの空間分解能の不足，更に 1995 年のデータ解析で示唆された土壌水分による分光反射特性の変化などが考えられる．これらの問題を改善するには，リモートセン
シングによる分類に適した分類項目の決定，高空間分解能衛星データの使用，更にマイクロ波合成開口
レーダの併用などが考えられる．

謝辞

島根県都市計画課計画グループ主幹西村成人氏，
計画グループ主任飯塚拓英氏には，土地利用現況図の提供並びに適切な助言を頂いた．Landsat-5 は米国政府所有で，TM データは Space Imaging/JAXA より提供された．

参考

文献長谷川 均（2001）リモートセンシングデータ解析の基礎，古今書院，東京，140 pp.
JAXA（2007）
セマティック・マッパの概要と主要諸元，
http://www.eorc.jaxa.jp/hatoyama/satellite/sendata/
tm_j.html
加治佐剛・村上拓彦・溝上展也・吉田茂二郎（2006）
樹種を考慮した衛星データと林分材積の関係．日
本写真測量学会秋季学術講演会，11 月 23–24 日．
国土地理院（2007）土地利用分類の詳細と分類コードとの対応表，http://www.gsi.go.jp/MAP/CD-ROM/
lu5000/data_files/code.htm
古津年章・作野裕司（2007）衛星リモートセンシング
による宍道湖・中海の環境観測，汽水域国際シンポジウム 2007，予稿集，87–95.
大林成行（編著）（2002）人工衛星から得られる地球観測データの使い方，大成出版社，東京，234 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リングに関する研究，博士（工）論文，東京大学，
190 pp．
㈶資源観測解析センター（1990）画像データの処理と解析（2），㈶資源観測解析センター，294 pp.
高木幹雄・下田陽久（監修）（1991）画像解析ハンド
ブック，東京大学出版会，東京，775 pp.

LAGUNA（汽水域研究）14，57〜68 頁（2007 年 12 月）
LAGUNA 14，p.57–68（2007）

MODIS による宍道湖・中海の濁度分布推定12

山本周一郎 ・古津年章 ・下舞豊志
2
3
野々原伸吾 ・作野裕司

1

Estimation of Turbidity in Lakes Shinji and Nakaumi from MODIS
Shuichiro Yamamoto1, Toshiaki Kozu2, Toyoshi Shimomai1
Shingo Nonohara2 and Yuji Sakuno3

Abstract: MODIS is a medium-resolution satellite imaging sensor that has a observationinterval of once or twice a day, although the spatial resolution is marginal（250 m）. Becauseof the high observation frequency, it should be suitable for operational monitoring of water
quality of Lakes Shinji and Nakaumi. A preliminary study was undertaken to test the utility of
MODIS channels 1 and 2（red and near-IR bands）for turbidity mapping. Two test data sets,
May 2 2002 and August 23 2003, are used for this study. Data from a high spatial resolution
satellite sensor ASTER are also used for comparison. For May 2 2002, turbidity is thought
to be dominated by inorganic materials and MODIS Band 1（red）appears to produce areasonable turbidity map. On the other hand, on August 23 2003, both organic and inorganic
materials contributed to total turbidity. This caused significant differences in turbidity maps
created from MODIS Band 1, MODIS Band 2, and ASTER Band 1（green）. Therefore wesuggest that combined use of MODIS Bands 1 and 2 may produce more reliable turbidity
estimates. Further information may be available from MODIS Band 4（green）although thischannel has a coarser resolution of 500 m.
Key words: MODIS, ASTER, coastal lagoon, turbidity（例えば作野ほか，2004）．しかし，これまでに用いられてきた可視・近赤外放射計では，環境モニタリ
ングの観点から見ると観測頻度が低いという問題点があった．
そこで 1 日に 1〜2 回観測可能な衛星搭載光学セン
サ MODIS を用いて宍道湖・中海の濁度モニタリン
グを行うことが本研究の目的である．MODIS を含めた光学センサでは夜間及び悪天候時に観測できない
ことが問題点として残る．しかし，MODIS は高頻度観測が可能なため，天候による影響を受けるとはいえ，環境モニタリングに有効と考えられる．

1．はじめに
日本最大級の汽水域である宍道湖・中海では近年の環境変化により水質が横ばいから悪化傾向にあり（高安編，2001），漁獲量の減少など環境問題が発生している．そこで環境モニタリングの一環として広範囲を短時間に観測可能なリモートセンシング技術を用いた観測が有効と考えられる．
これまで行われてきた衛星搭載可視・近赤外放射計による観測研究より，濁度やクロロフィル 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
1
2
3

島根大学総合理工学部 Interdisciplinary Faculty of Science and Engineering. Shimane University
島根大学総合理工学研究科 Interdisciplinary Graduate School of Science and Engineering, Shimane University
広島大学大学院工学研究科 Graduate School of Engineering, Hiroshima University

57

山本周一郎・古津年章・下舞豊志・野々原伸吾・作野裕司

58

表１．MODIS および ASTER 諸元
Table 1. Major parameters of MODIS and ASTER.
SensorBand

Wave length (ȝm) Spatial Resolution

1 Red

0.62~0.67

2 Near IR

0.841~0.876

1 Green

0.52~0.60

2 Red

0.63~0.69

3N Near IR

0.78~0.86

3B Near IR

0.78~0.86

MODIS

ASTER

本論文では，特に 2002 年 5 月 2 日と 2003 年 8 月
23 日の二日間についての初期解析結果をまとめる．
この二日間は，ASTER と呼ばれる MODIS よりも高分解能の光学センサによっても観測されているため，ASTER 及び MODIS から得られた推定濁度分布
図を示し，その精度や問題点を議論する．

250 m

2330 km

15 m

60 km

ቯὐ᷹ⷰᚲ
2002ᐕ5᦬2ᣣ⦁⥾᷹ⷰὐ

と短いことである． 表１に今回の解析に使用した
MODIS の Band 1 と Band 2 の 諸 元 に つ い て 示 す．
MODIS のこれらの波長帯では空間分解能が 250m であり，他の波長帯では 500 m〜1 km となっている．
ASTER は衛星 Terra に搭載された 15 m〜90 m の分解能を持つ光学センサである．観測周期が 16 日のため，MODIS と比較した場合に分解能は高いが観測頻度は低い．また解析に使用した ASTER の 15 m 分
解能の諸元を表 1 に示す．
本研究では，MODIS と ASTER という二つのセン
サの可視・近赤外域の観測データを用いる．
2.2 現場観測データ
本研究では，宍道湖湖心，中海湖心と米子湾の 3箇所に設置されている国土交通省管理の定点観測所
によって測定された水質及び気象データを用いた．
これら観測点の位置を図 1 に示す．また，定点観測
所の測定データ及び推定した濁度値を検証するため

ᧄᐣ

Ⴚ᳓㆏
ᳯፉ

2003ᐕ8᦬23ᣣ⦁⥾᷹ⷰὐ

B1
᧻ᳯᏒ B2B3

2．観測データ及び濁度推定
2.1 衛星データ
MODIS は 衛 星 Terra と 衛 星 Aqua の 二 つ に 搭 載された 250 m〜1 km の分解能を持つ光学センサで32 バンドの波長帯を観測することができる．また，
MODIS の特徴の一つは，観測周期が 1 日 1〜2 回

Swath width

᢫દᎹ

ባ㆏ḓ

A1
A2

⟤଻ḧ

A3
ਛᶏ

☨ሶᏒ

ᄢᯅᎹ ᄢᩮፉ

図 1．現場観測点の位置
Fig. 1. Location of in-situ observation points.

に，小型船舶を用いて，現場の濁度データなどを取得した．小型船舶を用いて観測した位置を図 1 にあわせて示す．
また，濁度は濁りの基準物質や測定方法が変われば，同じ濁りであっても測定値が変わる曖昧な物理量であるが，今回は定点観測所測定濁度と船舶測定
濁度を比較するために，二つの測定値を同列に扱えるよう補正した上で比較を行っている．2002 年 5 月
2 日および 2003 年 8 月 23 日に定点観測所によって観測された濁度と風のデータを表 2 にまとめる．
2.3 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，反射率も増加することが知られている．これより現場で測定された濁度データとセンサから得られるデータの相関を調べることにより濁度を推定することが可能である．
MODIS 及び ASTER での濁度推定は，センサから得られるディジタル値（Digital Number: DN）と現場

MODIS による宍道湖・中海の濁度分布推定59

表 2．濁度および風観測データ （a）2002 年 5 月 2 日 11:06（JST）（b）2003 年 8 月 23 日 11:02（JST）
Table 2. In-situ turbidity and wind data obtained at operational stations.（a）11:06 a.m. 2 May, 2002（b）11:02 a.m. 23 August, 2003.
 (a)Center of Lake Shinji
Wind㩷Center of Lake Nakaumi

Wind

Turbidity [mg/l]

Bay of Yonago

Wind

Turbidity [mg/l]

Turbidity [mg/l]

Wind
velocity
velocity
direction
Surface layer Bottom layer direction
Surface layer Bottom layer Surface layer Bottom layer
[m/s]
[m/s]
㩷㩷

2002/5/2 10:00

90

11.3

12

24

2002/5/2 11:00

90

11.4

12

28

90

11.2

8

6

12
18

6
6

2002/5/2 12:00

90

9.5

12

32

68

11.4

8

6

23

4

(b)
Center of Lake Shinji㩷Center of Lake NakaumiBay of Yonago

Wind
Wind
Turbidity [mg/l]
Turbidity [mg/l]
Turbidity [mg/l]
Wind
Wind
velocity
velocity
direction
Surface layer Bottom layer direction
Surface layer Bottom layer Surface layer Bottom layer
[m/s]
[m/s]

2003/8/23 09:00

248

9.3

8

13

225

3.0

4

91

6

8

2003/8/23 10:00

270

10.8

8

13

248

8.1

4

129

6

10

2003/8/23 11:00

270

11.2

7

16

270

9.5

4

129

6

8

2003/8/23 12:00

248

12.8

10

18

270

10.1

4

129

12

12

2003/8/23 13:00

270

13.1

15

24

270

11.8

6

129

6

12

2003/8/23 14:00

270

12.7

20

24

270

11.2

6

190

6

8

濁度の単回帰分析により行う．以下にモデル式を示す．
Turbidity =α DN +β（1）
ここで，α，βは回帰分析によって得られる定数である．DN は，センサから得られるディジタル値である．
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（N35°26′50″，E132°57′45″），
中海湖心タワー（N35°27′48″，E133°11′38″），米子湾タワー（N35°25′51″，E133°18′12″）で観測された表層の濁度データを用いた．また MODIS データは
幾何補正処理が施されたものを用いて，現場の観測点と対応付けた画素の DN を用いた．ASTER データ
は Ground Control Point（GCP）による幾何補正処理を加え，現場観測点と対応付けた画素の DN を用いた．ここで，DN は位置決定誤差やセンサノイズなどの誤差を軽減するために 3 3 ピクセルの平均 DNを用いた（作野，2000）．
1）MODIS による濁度推定
MODIS は 可 視・ 近 赤 外 域 に お け る 赤 色 波 長 帯（Band 1）と近赤外波長帯（Band 2）の 2 バンドが観測可能なため，それぞれのバンドについて推定式を作成する．
2002 年 5 月 2 日に MODIS によって観測された各バンドの DN と現場観測濁度の関係を図 2 に示す．

次に，各バンドの濁度推定式を示す．
TurM1 = 1.98
TurM2 = 2.00

DNM1­ 4.53（R = 0.80）
DNM2­ 3.12（R = 0.92）（2）

ここで TurM1，TurM2 は推定濁度，DN は各バンドのDN である．赤色バンドと近赤外バンドを比較した
場合に近赤外バンドの方が相関は高かった．また推定式の検証には小型船舶によって得られた濁度デー
タを用いる．表 3 に船舶観測濁度を示し，図 3 に船舶観測濁度と推定濁度の関係を示す．2002 年 5 月 2
日は濁度推定値と船舶観測濁度に良い相関がみられた．
同様にして 2003 年 8 月 23 日に MODIS によって観測された各バンドの DN と現場観測濁度との関係を図 4 に示す．また，各バンドの濁度推定式は以下の通りである．
TurM1 = 1.00 DNM1+ 0.00（R = 0.64）
TurM2 = 0.425 DNM2+ 2.86（R = 0.48）（3）

推定式の検証には小型船舶によって得られた濁度
データを用いる．表 4 に船舶観測濁度を示し，図 5に船舶観測濁度と推定濁度の関係を示す．
これらより，2003 年 8 月 23 日は小型船舶による観測濁度との相関が 5 月 2 日（図 3）と比較して悪いが，値としては妥当な範囲である．そのため推定式山本周一郎・古津年章・下舞豊志・野々原伸吾・作野裕司

60

表 3．船舶観測濁度データ（2002 年 5 月 2 日）
Table 3. In-situ turbidity data obtained from ship measurements.（2 May 2002）.
Observation Point

Latitude/Longitude

A1

N35ࠑ30' 29̢ E133ࠑ12' 33̢

Observation time (JST)Turbidity [mg/l]
8:50

26

A2

N35ࠑ29' 30̢ E133ࠑ12' 17̢

9:10

8

A3

N35ࠑ29' 11̢ E133ࠑ13' 01̢

10:15

8

*A4

N35ࠑ27' 46̢ E133ࠑ11' 32̢

9:35

9

*A4 ߪਛᶏḓᔃߣ߶߷หߓ૏⟎ߩߚ߼࿑ 1 ߢߪ⋭⇛*Location of A4 is omitted in Fig. 1, because it is close to that ofNakaumi tower observatory.

表 4．船舶観測濁度データ（2003 年 8 月 23 日）
Table 4. In-situ turbidity data obtained from ship measurements.（23 August 2003）.
Observation Point

Latitude/Longitude

Observation time (JST) Turbidity [FTU]

B1

N35ࠑ30' 21̢ E133ࠑ09' 02̢

10:31

6

B2

N35ࠑ28' 20̢ E133ࠑ09' 12̢

11:05

8

B3

N35ࠑ27' 31̢ E133ࠑ09' 08̢

11:16

7

*B4

N35ࠑ27' 47̢ E133ࠑ11' 31̢

11:50

9

*B4 ߪਛᶏḓᔃߩ᷹ⷰᚲߣ߶߷หߓ૏⟎ߩߚ߼࿑ 1 ߢߪ⋭⇛*Location of B4 is omitted in Fig. 1, because it is close to that ofNakaumi tower observatory.

25

40
35
In-situ turbidity [mg/l]

In-situ turbidity [mg/l]

20

15

10

5

Band1
Band2

30
25
20
15

Band1
Band2

10
5
0

0

0

0

5

10

15
2

Spectral Radiance (DN of MODIS) [W/m /sr/Pm]
図 2．MODIS の DN と現場観測濁度の関係（2002 年 5
月 2 日）．太線は濁度のバンド 1 からの回帰，細線は濁度のバンド 2 からの回帰．
Fig. 2. Relationship between MODIS DN and In-situ（tower）turbidity.（2 May, 2002）. Heavy solid line: Linear
regression of turbidity to Band 1 DN. Light solid line:
Linear regression of turbidity to Band 2 DN.

は妥当であると判断し濁度分布図を作成した．
2）ASTER による濁度推定
ASTER は 可 視・ 近 赤 外 域 に お け る 緑 色 波 長 帯（Band 1）・赤色波長帯（Band 2）
・近赤外波長帯（Band

10

20

30

40

Turbidity estimated from MODIS Band1&Band2[mg/l]

図 3．（2）式により推定された濁度と船舶観測濁度の関係．実線は 1:1 対応線を示す．
Fig. 3. Relationship between turbidity estimated fromequation（2）, and In-situ（ship）turbidity. Solid line
shows 1:1 correspondence line.

3）の 3 バンドを観測可能なため，それぞれのバンドについて推定式を作成する．
2002 年 5 月 2 日に ASTER によって観測された各バンドの DN と現場観測濁度との関係を図 6 に示す．
次に，各バンドの濁度推定式を示す．

MODIS による宍道湖・中海の濁度分布推定
10

61

10

9
8
In-situ turbidity [mg/l]

In-situ turbidity [mg/l]

8
7
6
5
4

6

4

3
2

2

Band1

Band1
Band2

1

Band2
0

0

0

0

2

4

6

8

10

Spectral Radiance (DN of MODIS) [W/m2/µm/sr]
図 4．MODIS の DN と現場観測濁度の関係（2003 年
8 月 23 日）．実線は濁度のバンド 1 からの回帰，点線
は濁度のバンド 2 からの回帰．
Fig. 4. Relationship between MODIS DN and In-situ（tower）turbidity.（23 August, 2003）.

TurA1 = 0.340
TurA2 = 0.274
TurA3 = 0.484

DNA1+ 5.56（R = 0.92）
DNA2­ 7.50（R = 0.92）
DNA3+ 3.08（R = 0.75）（4）

ここで TurA1，TurA2，TurA3 は推定濁度，DN は各バ
ンドの DN である．緑色波長帯と赤色波長帯の推定式の相関はほぼ同じで 0.92 と良い相関が得られた．
2003 年 8 月 23 日に ASTER によって観測された各バンドの DN と現場観測濁度との関係を図 7 に示す．
また，各バンドの濁度推定式は以下の通りである．
TurA1 = 0.646 DNA1­ 0.0257（R = 0.98）
TurA2 = 0.498 DNA2­ 1.64（R = 0.98）
TurA3 = 0.0908 DNA3+ 4.34（R = 0.23）（5）

バンド 1 とバンド 2 の推定式の相関はほぼ同じで0.98 と良い相関が得られた．しかし，バンド 3 の近赤外波長帯の推定式を見ると，相関係数の値が 0.23とかなり悪く，バンド 1 及びバンド 2 の推定式に比べ，信頼性に欠けると考えられる．

3．濁度分布推定結果
3.1 2002 年 5 月 2 日における推定結果
図 8（a），（b）に宍道湖・中海の MODIS バンド 1（赤色波長帯）からの推定結果を示し，図 9（a），
（b）

2

4

6

8

10

Turbidity estimated from MODIS Band1&Band2[mg/l]

図 5．（3）式により推定された濁度と船舶観測濁度の関係．実線は 1:1 対応線を示す．
Fig. 5. Relationship between turbidity estimated fromequation（3）, and In-situ（ship）turbidity. Solid line shows
1:1 correspondence line.

に宍道湖・中海の MODIS バンド 2（近赤外波長帯）からの推定結果を示す．また，図 10（a），（b）に ASTERのバンド 2（赤色波長帯）からの推定結果を示す．ここで ASTER から推定した濁度分布図は MODIS から推定したものと比較を行うために，擬似的に解像度を MODIS の解像度まで落とした．また，ASTER のバンド 1（緑色波長帯）とバンド 2（赤色波長帯）それぞれから得られた推定結果を比較したとき，推定結果が類似しているため，ここでは ASTER のバンド 2から得られる推定結果を示す．また図中においてベクトルは風向を示し，数値は風速を示す．これには宍道湖湖心・中海湖心タワーで午前 11 時に観測されたデータを用いた．
図 8 より，宍道湖西側，中海西側で濁度が高いことがわかる．これは 2002 年 4 月 30 日に 26 mm，5
月 1 日に 7 mm の降雨が観測されており斐伊川上流
および大橋川から土砂が流れ込んでいるための影響と考えられる．また東風による影響もあり濁度の分
布が東から西へ高くなるように変化していることも考えられる（野々原ほか，2005）．
次に，MODIS から得られた推定結果と ASTER から得られた推定結果を比較する． 図 8 と図 10 を比較したとき，推定結果は定量的に類似していることがわかる．これより MODIS と ASTER という異なるセンサによる推定結果が相互に矛盾していないこと

山本周一郎・古津年章・下舞豊志・野々原伸吾・作野裕司

62

20

8

18

7
In-situ turbidity [mg/l]

In-situ turbidity [mg/l]

16
14
12
10
8
6

Band1
Band2
Band3

4
2

6
5
4
3
Band1
Band2
Band3

2
1

0

0

0

20

40

60

80

100

DN of ASTER

0

5

10

15

20

25

DN of ASTER

図 6．ASTER の DN と現場観測濁度の関係（2002 年 5
月 2 日）．実線は濁度のバンド 1 からの回帰，点線は濁度のバンド 2 からの回帰，鎖線は濁度のバンド 3 からの回帰．
Fig. 6. Relationship between ASTER DN and In-situ（tower）turbidity.（ 2 May, 2002）. Solid line: Linear
regression of turbidity to Band 1 DN. Dot-line: Linear
regression of turbidity to Band 2 DN. Dot-dash-line: Linear
regression of turbidity to Band 3 DN.

図 7．ASTER の DN と現場観測濁度の関係（2003 年
8 月 23 日）．実線は濁度のバンド 1 からの回帰，点線
は濁度のバンド 2 からの回帰，鎖線は濁度のバンド 3からの回帰．
Fig. 7. Relationship between ASTER DN and In-situ（tower）turbidity（23 August, 2003）. Solid line: Linear
regression of turbidity to Band 1 DN. Dot-line: Linear
regression of turbidity to Band 2 DN. Dot-dash-line: Linear
regression of turbidity to Band 3 DN.

がわかる．また，ASTER のバンド 1 から得られた推定結果は ASTER のバンド 2 による推定結果と定量的に類似していることから，クロロフィル a が比較的均一な状態で存在していたと考えられる．なぜならば，赤色波長帯の光はクロロフィル a を含んだ水の場合，清浄な水の場合と比較して反射率が低くなる．また，緑色波長帯の光も同様に，クロロフィ
ル a を含んだ水の場合と清浄な水の場合を比較すると，反射率は低くなることがわかる（Han, 1997）．次に，赤色波長帯と緑色波長帯の反射率の変化をクロ
ロフィル a の有無で比較した場合，赤色波長帯の反射率の低下が緑色波長帯の反射率の低下よりも大きいことがわかる．これより，緑色波長帯から得られる結果と赤色波長帯から得られる結果を比較することで，クロロフィル a 濃度の違いを評価することが可能になると考えられる．今回の場合は，それぞれの図を比較したとき，同様な濁度値が推定されているため，クロロフィル a は比較的均一だと考えられる．また，降雨による影響で 5 月 2 日の推定濁度値
は平常時の濁度値に比べ，高い値が推定されていることなどの状況を考えると，土砂などの非生物的な濁りが支配的ではないかと考えられる．
次に MODIS バンド 2 から得られる結果について考える．図 9 を見ると，図 8 や図 10 と比較して宍道
湖東部や中海南部では比較的似ているが，宍道湖西部や本庄工区では異なる結果となった．近赤外波長帯の光は，赤や緑といった可視光に比べると反射率は低いが濁りの変化に対しての応答は十分あると理論的には考えられるが（Han，1997），可視光の反射と比較すると反射率の値はかなり小さいため，濁りの変化を捉え切れなかったのではないかと考えられ
る．
3.2 2003 年 8 月 23 日における推定結果
図 11（a），（b）に MODIS バンド 1（赤色波長帯）
からの推定結果を示し，図 12（a），（b）に MODIS バ
ンド 2（近赤外波長帯）からの推定結果を示す．図 13（a），（b）に ASTER のバンド 1（緑色波長帯）から推定
した濁度分布図を示す．ASTER のバンド 2（赤色波長帯）からの推定結果は，MODIS のバンド 1 の推定
結果と定量的に類似しているため，ここでは緑色波
長帯からの推定結果を示す．3.1 節と同様に ASTERの推定濁度分布図は比較のため解像度を下げてある．図中に示してあるベクトルは風向を示し，数値は風速を示している．
8 月 21 日，8 月 22 日と降雨は観測されていないた

MODIS による宍道湖・中海の濁度分布推定

63

（a）

N

W

Ộᐲ[mg/l]25

㘑ㅦ[m/s]

E
S

᢫દᎹ

11.4

0
（b）

ᧄᐣ

N

Ộᐲ[mg/l]
25

ᳯፉ
W

E

ᄢᩮፉ
S
ᄢᯅᎹ
11.2
☨ሶḧ
㘑ㅦ[m/s]0

図 8．MODIS バンド 1（赤バンド）の推定濁度分布図（2002 年 5 月 2 日）．（a）宍道湖 （b）中海Fig. 8. Turbidity map obtained from MODIS Band 1（Red）（2 May, 2002）.（a）Lake Shinji（b）Lake Nakaumi.

め，土砂が流れ込んでいる様子は見られない． また
全体的に濁度は 2002 年 5 月 2 日の 1/3 程度になっている．図 11 の MODIS バンド 1 からの推定結果と図 13 の ASTER バンド 1 からの推定結果を比較す
る．ASTER からの推定結果において，湖岸で濁度値が高いのは画像処理と陸地による影響である．図 11と図 13 を比較した場合に中海湖心から江島の南辺りにかけて，ASTER で推定した濁度値は 4mg/l から6mg/l とやや高くなっているのに対し，MODIS から推定した濁度値は 4mg/l から 3〜4mg/l と少し低くなっていることがわかる．これは，3.1 節で述べたように，赤と緑の分光特性の違いが影響していると考えられる．つまり，この日は前々日，前日と降雨も観測されておらず，濁りの成因として，生物的な濁りが支配的なことが影響しているために，MODISの赤色波長帯の光では生物的な濁りの変化を捉えることができなかった可能性が考えられる．また宍道湖についても，生物的な濁りが全体的に影響しているために図 11 と図 13 で定量的な違いが出たと考えられる．また，本庄区域において図 13 で濁度値が山本周一郎・古津年章・下舞豊志・野々原伸吾・作野裕司

64
（a）

N

W

Ộᐲ[mg/l]25

㘑ㅦ[m/s]

E
S

᢫દᎹ

11.4

0
（b）

ᧄᐣ

N

Ộᐲ[mg/l]
25

ᳯፉ
W

E

ᄢᩮፉ
S
ᄢᯅᎹ
11.2
㘑ㅦ[m/s]0
図 9．MODIS バンド 2（近赤外バンド）の推定濁度分布図（2002 年 5 月 2 日）．（a）宍道湖 （b）中海Fig. 9. Turbidity map obtained from MODIS Band 2（Near IR）（2 May, 2002）.（a）Lake Shinji（b）Lake Nakaumi.

高く推定されているが，赤色波長帯の推定図と比較して本庄区域全体で推定値に大きく差が出るほど生
物的な濁りの濃度に差があったかどうかは不明であり，この差の原因については更に検討を要する．
次に，MODIS のバンド 2 の推定結果について考える．8 月 23 日は 5 月 2 日に比べ，定性的に MODIS
バンド 1 や ASTER からの推定結果と類似していると考えられるが，定量的に値は異なる．これは，3.1
節より近赤外波長はクロロフィル a の影響を受けにくいため生物的および非生物的濁りの寄与の違いがバンド 1 とバンド 2 の推定結果の差に寄与しているものと思われる．この推定結果の違いについては，500m と分解能は低いが MODIS バンド 4（緑色波長帯）のデータを使用することで新たな情報が得られるものと思われ，今後多バンドによる濁度推定を検討する必要がある．
3.3 推定結果まとめ2002 年 5 月 2 日および 2003 年 8 月 23 日の推定結果から次のことが結論づけられる．

MODIS による宍道湖・中海の濁度分布推定

65

（a）

N

W

Ộᐲ[mg/l]25

㘑ㅦ[m/s]

E
S

᢫દᎹ

11.4

0
（b）

ᧄᐣ

N

Ộᐲ[mg/l]
25

ᳯፉ
ᄢᩮፉ

W

E
S

ᄢᯅᎹ
11.2

㘑ㅦ[m/s]0
図 10．ASTER バンド 2（赤バンド）の推定濁度分布図（2002 年 5 月 2 日）．（a）宍道湖 （b）中海Fig. 10. Turbidity map obtained from ASTER Band 2（Red）（2 May, 2002）.（a）Lake Shinji（b）Lake Nakaumi.

（1）MODIS バンド 1（赤色波長帯）から得られる濁度
分布推定結果は，非生物的な濁りが支配的であるときは妥当と考えられる．
（2）MODIS バンド 1 からの推定結果は，生物的な濁りが影響するとき，つまり赤色波長帯におけるクロロフィル a の吸収により濁度推定結果に誤差が出ると考えられる．
（3）近赤外は原理的には赤バンドと組みあわせて，生物的または非生物的な濁りの評価に使えると考えられるが，具体的な検討は今後の課題である．
（4）MODIS バンド 2（近赤外波長帯）や ASTER のバ
ンド 1（緑色波長帯）において本庄区域で濁度値が高く推定される場合があるが原因は解明でき
ていない．

4．ま

と

め

2002 年 5 月 2 日と 2003 年 8 月 23 日の濁度分布を
MODIS によって推定した．また両日共に ASTER で山本周一郎・古津年章・下舞豊志・野々原伸吾・作野裕司

66
（a）

N
Ộᐲ[mg/l]W

8㘑ㅦ[m/s]

E
7.7

S

11.2

᢫દᎹ

7.6

8.0

3.8
0

（b）

ᧄᐣ

N
7.3

Ộᐲ[mg/l]
8

ᳯፉ

4.7

W

E

ᄢᩮፉ
8.2
ᄢᯅᎹ

S

6.3
9.5
5.9
4.4

㘑ㅦ[m/s]0

図 11．MODIS バンド 1（赤バンド）の推定濁度分布図（2003 年 8 月 23 日）．（a）宍道湖 （b）中海Fig. 11. Turbidity map obtained from MODIS Band 1（Red）（23 August, 2003）.（a）Lake Shinji（b）Lake Nakaumi.

の同時観測も行われたため，ASTER も用いて推定
濁度分布図について考察を加えた．
2002 年 は 非 生 物 的 な 濁 り に 良 い 感 度 を 持 つ
MODIS バンド 1 を用いて作成する推定濁度分布図が妥当であると考えられた．2003 年は生物的な濁りによる影響が大きく，バンド 1 からの推定濁度分布
図は問題があると考えられる．ASTER 緑バンドの解析結果などから，MODIS バンド 1 は生物的な濁りであるクロロフィル a による吸収の影響を受けていると考えられ，赤色バンド単独では推定精度に限界があると思われた．これは ASTER の緑バンドを用いた解析から推定された．実際には，ASTER の観測頻度は低いため，分解能は劣るが，MODIS のバンド
4（緑）を用いる方法が考えられる．また原理的にはMODIS バンド 2（近赤外）もクロロフィル a による吸収はないので，生物的，非生物的濁りの分離に使用できると考えられる．
今後の課題として，更に次のことが挙げられる．
まず，現在の推定法では，作成する推定式の信頼性が低いため多時期のデータを用いる推定法など，推MODIS による宍道湖・中海の濁度分布推定

67

（a）

N
Ộᐲ[mg/l]W

8㘑ㅦ[m/s]

E
7.7

S

11.2

᢫દᎹ

7.6

8.0

3.8
0

（b）

ᧄᐣ

N
7.3

Ộᐲ[mg/l]
8

ᳯፉ

4.7

W

E

ᄢᩮፉ
8.2
ᄢᯅᎹ

S

6.3
9.5
5.9
4.4

㘑ㅦ[m/s]0

図 12．MODIS バンド 2（近赤外バンド）の推定濁度分布図（2003 年 8 月 23 日）．（a）宍道湖 （b）中海Fig. 12. Turbidity map obtained from MODIS Band 2（Near IR）（23 August, 2003）.（a）Lake Shinji（b）Lake Nakaumi.

定法の改善が必要である．また，表層の濁りを下層や底層の濁りと関係づける手法の検討や推定した濁度分布図の船舶観測などとの比較による更なる検証が必要である．

して頂いた．また，気象及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から提供して頂いた．これら関係機関の方々に深謝致します．

参
謝

考

文

献

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より提供して頂いた．ASTER データは
「ASTER データ利用に関する共同研究」により提供

Han.L（1997）Spectral Reflectance with Varying
Suspended Sediment Concentrations in Clear andAlgae-Laden Waters, Photo.eng.&Rem.Sens, 63:
701–705．

山本周一郎・古津年章・下舞豊志・野々原伸吾・作野裕司

68
（a）

N
Ộᐲ[mg/l]W

8㘑ㅦ[m/s]

E
S

7.7
11.2

᢫દᎹ

7.6
3.8
8.0
0

（b）

ᧄᐣ

N
7.3

Ộᐲ[mg/l]
8

ᳯፉ

4.7

W

E

ᄢᩮፉ
ᄢᯅᎹ

8.2

S

6.3
9.5
5.9
4.4

㘑ㅦ[m/s]0

図 13．ASTER バンド 1（緑バンド）の推定濁度分布図（2003 年 8 月 23 日）．（a）宍道湖 （b）中海Fig. 13. Turbidity map obtained from ASTER Band 1（Green）（23 August, 2003）.（a）Lake Shinji（b）Lake Nakaumi.

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（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，LAGUNA，12: 23–35．
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リングに関する研究，博士（工）論文，東京大学，

190 pp．
作野裕司・山本正智・吉田武史・松永恒雄・古津年章・下舞豊志・高安克巳（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．
高安克巳（編）（2001）汽水域の科学，たたら書房，
鳥取，183 pp．

LAGUNA（汽水域研究）14，69〜76 頁（2007 年 12 月）
LAGUNA 14，p.69–76（2007）

瀬戸内海最古の貝塚−豊島礼田崎貝塚の再評価−
遠部

1

1

2

慎 ・宮田佳樹 ・加藤久雄 ・米田穣

3

The oldest Shell Mound in the Seto Inland Sea:Revaluation of Reitasaki shell mound in Teshima
Shin Onbe1, Yoshiki Miyata1, Hisao Kato2, Minoru Yoneda3

Abstract: Marine transgression occurred in the Early Jomon period. However, in the very early
Kitchen Midden group in the Seto-Inland sea, the transition from fresh to marine conditions
can be seen and used as a temporal marker. Previously the only reported dates for the Kitchen
Midden group shell mounds was 8400 350 14C yrBP（Kishima shell mounds）.
A reexamination of 14C dates on shells in the Seto-Inland sea region, taking into account the
habitat of dated shells and the marine reservoir effect leads to the conclusion that the Reitasaki
shell mound（Tonosho Town, Kagawa Prefecture）is older than the Kishima shell mound or
the Kuroshima shell mound（Setouchi City, Okayama prefecture）.
Key word: Marine transgression, Jomon, AMS Radiocarbon dating, pottery chronology,
mollusc species and 14C dating

地域や三豊地域ではなく（直良，1999；河瀬，1998），
児島から小豆郡にかけての地域を中心に研究を行なった．これは，瀬戸内海形成期において，海水流入が最も遅い可能性が高く，かつ瀬戸内海でも，これまでほとんど研究の対象となっていない地域であるからである．
また，最後まで陸地であった可能性の高い地域を詳細に検討することによって，当時の自然環境の変化に対する先史人の対応を考えていくことも可能となろう。

1．はじめに瀬戸内海が現在に近い形になるのは，完新世以降，縄文時代早期以降とされている（井関，1957；
1978）．それに対して，瀬戸内海海浜部へ遺跡が展開し，先史人の活動痕跡が顕著に見られるようになるのは，縄文時代前期以降である．この年代的な違いを生む背景には周辺環境の変化が大いに影響していると考えられている．つまり，縄文時代早期の貝塚群の出現は，低地部に進出するいわゆる縄文前期の海進とは異なり，極めて短期間の局地的な現象とみなされている．
そこで，本研究では縄文時代早期の海進期に焦点をあて，これまで多くの研究が行なわれてきた牛窓

2．問題の所在と研究方法
これまでに，蓄積された黄島貝塚など牛窓湾を中

1

国立歴史民俗博物館 National Museum of Japanese History
愛知学泉大学家政学部 Aichi Gakusen University, Department of Home Economics Aichi
3
国立環境研究所化学環境研究領域（Division of Environmental Chemistry, National Institute for Environmental Studies）（現東京大学大学院新領域創成科学研究科 The University of Tokyo, Graduate School of Frontier Sciences）
2

69

遠部

70

慎・宮田佳樹・加藤久雄・米田

譲

黒島
貝塚

黄島
貝塚

波張崎

井島大浦

礼田崎
貝塚
海床鼻

小蔦島
貝塚

0

20km

図 1．瀬戸内海の縄文時代早期貝塚．
Fig. 1. Early stage Jomon period in the Seto-Inland Sea.

心とした研究成果を以下にまとめる．
① 黄島貝塚や黒島貝塚などの貝類組成はヤマト
シジミ（下層）からハイガイ（上層）にかわる．
これは，急激な環境変化を示している可能性が高い（江坂，1954）．
② この急変した時期は，黄島貝塚出土のハイガ
イの炭素 14 年代測定から 8400 350BP とされている（Crane and Grifin, 1958；高橋，1990）．
③ 瀬戸内海は極めて短期間に成立したと考えられるようになった（江坂，1954；井関，1957，
1958）．
これまで，縄文時代早期の海進は，いわゆる黄島式単純期の比較的短い時間の出来事と考えられてきた．しかしながら，近年，土器編年研究が進み，黄島貝塚から出土した主たる土器である，押型文土器と無文土器が同時期のものではなく，相対的に無文土器が古く，押型文土器が新しくなるという見解が示された（遠部，2003；熊谷，2006）．つまり，貝層のみならず，土器群も大きく分離される可能性が生じ，ひいては，黄島貝塚におけるヤマトシジミからハイ
ガイへという貝種の変化は無文土器主体（山形文盛行期）から押型文土器（黄島式）にかけての複数型式に相当する時間差が存在する可能性が生じたわけである . すなわち，それぞれヤマトシジミとハイガイの帰属する貝層の時期が異なる，という理解も可能となった．したがって，これまで縄文海進及び貝塚の出現する時期は，岡山県瀬戸内市黄島貝塚など瀬戸内海東部の事例から（図 1），縄文時代早期のほぼ同じ頃の出来事と考えられてきた．現在，総合的な検討を進めつつあるが，黄島貝塚などに先立つ段階に，ほぼヤマトシジミのみで構成される貝塚群が存在する可能性が高いことが明らかになってきた．

瀬戸内海最古の貝塚−豊島礼田崎貝塚の再評価−

1

3

2

6

71

4

7

5

8

9

10
11

12

13

15
14

16

18

17

0

19

20

10cm

21

図 2．豊島礼田崎貝塚の土器．
Fig. 2. Excavated pottery at Ratazaki shell

しかしながら，年代測定を実施したデータの多くは貝試料であり，貝類の炭素 14 年代測定は，実年代から数百年古くなることが知られている．これは，
北太平洋から海洋循環によってもたらされた古い炭素が海水中に含まれるため，淡水域とそれ以外の水域では，実質的に同時代の試料でも，異なる年代測定の結果が得られる可能性があるからである．さらに，日本列島における出現期（早期）の貝塚は，汽水域に生息するヤマトシジミで構成される例が多いため，海洋リザーバー効果の影響を見積もらなければならないため（Stuiver et al., 1986），炭素 14 年代測定
結果のみを用いて，貝塚形成期の年代を詳細に議論することは困難であった．
そこで，本稿ではまず土器編年や層位的事例を整理し，貝類組成の検討をした．そのうえで，香川県土庄町礼田崎貝塚（遠部，2006）や岡山県瀬戸内市黒島
貝塚（遠部ほか，2005），黄島貝塚（Crane and Griffin,1958）などの AMS 炭素 14 年代測定データを貝種別

mound.

に整理する．それは，この時代の瀬戸内海の形成史に関する重要な知見を与えることにも繋がる．

3．分析結果土器編年：黄島貝塚（遠部，2003），黒島貝塚（遠部ほか，2007）などで出土した土器は，若干先行する土器型式を示す土器も確認されるものの，ほとんど
楕円押型文を主体とする黄島式土器と呼ばれている土器である．一方，礼田崎貝塚では黄島式が見られない．また，礼田崎貝塚は山形押型文土器が主体的で，通常押型文土器に多くみられる内面に長めの沈線がみられない（図 2）．
黄島式から後続する高山寺式ではこの内面の沈線が顕著になるので，礼田崎貝塚から出土する山型押型文土器は黄島式に先行する土器群である可能性が高い．つまり，このような山型文に無文土器の大半は伴ない，後続する押型文土器と時期差を有してい

遠部

72

慎・宮田佳樹・加藤久雄・米田

表 1．生息域による貝種組成の区分．
Table 1. Shellfish species and habitat preference.
水域
地理的位置
底質
潮間帯
主な貝種

湾奥部
砂泥質
干潟群集
マガキ
ウネナシ
トマヤガイ
ハイガイ
オキシジミ
イボウミニナ

内湾水
河口
砂泥質
感潮域群集
ヤマトシジミカワザンショウ
ヌマコダキガイると考えられる．すなわち，無文土器の大半と黄島式は分離できると考えた方が妥当である．したがって細分の余地はあるものの，土器編年の上で礼田崎→黄島・黒島という前後関係は導き出される．
瀬戸内地方における縄文時代早期の貝塚群：これまで縄文時代早期の海進に関しては，ヤマトシジミやハイガイなどによって語られてきた（江坂，1953）．
海進期には，河口域→干潟に変遷するというモデルが成り立つ．貝類はその種の違いによって，生息域が異なるため（松島，1984），そうした特性を活かした研究も行われている．
表 1 に，代表的な貝類の生息域をまとめるが，本稿で主たる分析の対象とするハイガイは湾奥部に生譲息する干潟群集，ヤマトシジミは河口に生息する感潮域群集で（松島・前田，1985），おおまかにいえば，河口から干潟へと大きく生息環境が変わることになる．そのように両者を大きく区分し，河口域→干潟に変遷すると想定すれば，ヤマトシジミ主体で構成されている貝塚は古い傾向を示すことになる（表1）．
ここで，縄文時代早期の瀬戸内の貝塚群について，貝種の構成をまとめてみる（図 3）．
各貝塚の貝種組成をみると，岡山県井島大浦・波張崎遺跡・礼田崎貝塚・黒島貝塚（広島県博・倉敷
考古館）はヤマトシジミ主体で，黒島貝塚（吉備考古館）
・黄島貝塚はハイガイ主体，香川県小蔦島貝塚では多様な貝種が確認できる．ただし黒島貝塚については，地点によって様相が異なり，上層では貝塚を伴わない（古代吉備編集部，1971）．
香川県仁尾町小蔦島貝塚については，他の遺跡群と様相があまりにも異なるため，再検討の余地があると指摘しておきたい．
先の土器と貝種組成の検討から，礼田崎貝塚から
黄島，黒島貝塚という前後関係が考えられ，ヤマト
シジミ（古）→ハイガイ（新）という時間的推移が認められる．このことは，汽水域から干潟へ変遷したことを示している可能性が高い .

井島大浦（倉敷自博）
井島大浦（10区）
ハイガイ
ハマグリ
サルボウ
オキシジミ
ヤマトシジミ
ヘナタリ類
シオフキ
マガキ
イタボガキ
アカニシ
ウミニナ
スガイ
不明

井島大浦（９区）
波張崎
黒島（広島県博）
黒島（吉備考）黒島（倉考館）
黄島（広島県博）
礼田崎（土庄町）
礼田崎（瀬戸内海歴民）
小蔦島（S45.10.4）
0%

20%

40%

60%

80%

100%

図 3．瀬戸内海における縄文時代早期貝塚の貝類組成．
Fig. 3. Species in shell mounds of the Early Jomon period in the Seto-Inland Sea.

瀬戸内海最古の貝塚−豊島礼田崎貝塚の再評価−

年代測定：ここでは筆者らが測定報告を行なっている黒島貝塚（遠部ほか，2005）と，年代測定を新たに実施した黄島貝塚（遠部ほか，2003，邑久町）の年代
測定値，及び礼田崎貝塚（遠部，2006）の各遺跡の炭素 14 年代データを比較する．
14
年代測定結果を表 2 に示す．いわゆる慣用 C 年
代（炭素年代）では 8470〜8855BP という年代を示しており，後述する海洋に由来する炭素の影響を考慮しても，これは通常考えられている縄文時代早期の年代幅と矛盾しない．当地域における縄文時代早期の絶対年代に関する詳細な議論は報告されていな
いが，早期の年代測定の結果を集めた研究（坂田，1982；谷口，2002；小林，2006；2007）によれば，縄文時代早期は概ね紀元前 9500 年から紀元前 5000 年ごろと推定されており，今回の測定結果はこれと矛盾しない．
14
これらの慣用 C 年代は黄島貝塚出土ハイガイで得られた 8400 350BP（Crane and Griffin, 1958）という結果とも近似する．しかし，表 2 に示した結果は
14「慣用 C 年代」であり，Crane and Griffin（1958）が14報告した C 年代測定初期の年代算出法とは異なる
14
点には注意が必要である．慣用 C 年代は 1950 年を起点としており，年代の計算に用いる半減期はより
正確な 5730 年ではなく，リビーによって報告された
5568 年という半減期を用いて計算することになっ14ている．また，同位体分別による C 濃度のばらつ
13
きを炭素同位体比（δ C 値）を用いて補正する必要がある（Stuiver and Polach, 1977）．一方，Crane andGriffin（1958）の黄島出土ハイガイの年代は，半減期13については同じ値を用いているが，δ C 値による同位体分別の補正が行われていないため，表 1 の慣用
14
C 年代とは単純に比較することはできない．これまでに黄島貝塚では 8400 350BP（8085–6345calBC）という測定値があるが（Crane and Griffin, 1958），誤差

73の値は実際の年代からずれており，相対的な関係を示しているだけである点には注意が必要である．
さらに「海洋リザーバー効果」には大きな地域差があり，本来ならばそれも補正値に加えねばならな
い．しかし，日本列島沿岸での海洋リザーバー効果の正確な見積りは未だ予備的な段階にあり，特に瀬戸内海での地域差についてはデータ報告されていな
い（Yoneda et al., 2000）．そこで本研究では，瀬戸内
14
海における C 濃度が海洋の平均とほぼ等しいと仮14定して C 年代の暦年較正を試みる．
14
海水性であるハイガイの C 年代について，海洋試料用のデータ（Marine98; Stuiver et al., 1998a）を用
14
いて較正 C 年代を推定した．上述のように地域や年代による変動は考慮していない．また，汽水性のヤマトシジミについては，海洋リザーバー効果の影
響が現時点では推定困難であるので，それを 100％と仮定した場合（仮に R-corrected date と呼ぶ）と 0％とした場合（R-uncorrected date）を比較した．海洋
リザーバーを考慮しない資料については，Intcal98のデータを用いて暦年較正している（Stuiver et al.,1998b）．
図 4 に黄島貝塚，黒島貝塚，礼田崎貝塚の貝殻試も大きいため，詳細な議論は困難である．
黄島貝塚出土ハイガイの年代と今回の分析結果について，相対的な前後関係を推定するために，ほぼ同じ環境で生息していたと考えられるハイガイについて，比較した．黄島貝塚では利根川試料が 8740
70BP，8810 60BP，8850 65BP，邑久町（現瀬戸内市）提供試料が 8750 65BP，8690 60BP である．これに対し，黒島貝塚では 8490 65BP，8760 65BP であり，両貝塚では概ね 8700BP と 8500BP 付近に測定料について推定された暦年代を示す．
黒島貝塚では，ハイガイを 2 点測定しており，
7815–7405calBC，7475–7070calBC の 間 に 較 正 年
代 は 位 置 す る（95.4％）． 黄 島 貝 塚 で は， 利 根 川
掲 載 試 料 は，7780–7355calBC，7870–7475calBC，7935–7510calBC と概ね 7900-7800calBC 以降に暦年較正値データはまとまる．ハイガイの出現時期は，海水の本格的な流入を示しており，その出現が黒島・黄島貝塚とも 7800-7700calBC にまとまる．
そして，黒島貝塚の Terra-052404c08 を評価すれ
ば，7500calBC を境として，大きく 2 つの年代値にまとまる．ないしは，徐々に推移していることが読み取れる．このことは，ハイガイ層はヤマトシジミ
層よりも時間幅が長いことを示しているのかもしれない．いずれにせよ，黄島貝塚・黒島貝塚のハイガイ主体層も複数の時期を含んでいる可能性が示唆され，興味深い．
一方，ヤマトシジミでは，海洋リザーバー効果をほとんど受けてないと仮定した場合，黄島・黒島貝塚試料ともほぼ 7500–7000calBC の年代を示し，ハイ
ガイ試料よりも若干古い年代となる．しかし，100％

値がまとまる．したがって，両貝塚はほぼ同時期に形成されたと考えられる．ただし，上述のように海洋リザーバー効果の影響をうけているため，これら

海洋リザーバーの影響を受けていると仮定すると，
14
較正 C 年代は 7700–7400calBC となり，ハイガイ資料と近似する．

遠部

74

慎・宮田佳樹・加藤久雄・米田譲

表 2．瀬戸内海における遺跡出土貝類の年代測定データ．
Table 2. Shell age and calibrated age for excavations in the Inland Sea.
sample name
黄島（利根川 24・25）
黄島（利根川 24・25）
黄島（利根川 24・25）
黄島（利根川 24・25）
黄島（邑久町）
黄島（邑久町）
黄島（邑久町）
黄島（邑久町）黒島（広島県立博物館）
黒島（広島県立博物館）
黒島（広島県立博物館）
黒島（広島県立博物館）
礼田崎（土庄町）
礼田崎（土庄町）
礼田崎（土庄町）

8300

Lab-code
TERRA-051404a30
TERRA-051404a33
TERRA-051404a34
TERRA-051404a35
TERRA-051404a36
TERRA-051404a37
TERRA-051404a38
TERRA-051404a39
TERRA-052404c08
TERRA-052404c09
TERRA-052404c10
TERRA-052404c13
MTC-7415
MTC-7416
MTC-7417

8200

8100

8000

ヤマトシジミ
ハイガイ
ハイガイ
ハイガイ
ハイガイ
ハイガイ
ヤマトシジミヤマトシジミハイガイ
ハイガイ
ヤマトシジミヤマトシジミヤマトシジミヤマトシジミヤマトシジミ

7900

7800

14C（BP） 1 sigma
8580
65
8740
70
8810
60
8850
65
8750
65
8690
60
8550
55
8470
55
8490
65
8760
65
8460
65
8500
65
8875
40
8820
40
8855
40

7700

7600

INTCALMARINECAL
7745-7515calBC 7555-7175calBC
7780-7355calBC
7870-7475calBC7935-7510calBC
7785-7375calBC
7675-7320calBC
7705-7510calBC 7525-7160calBC7595-7380calBC 7450-7065calBC
7475-7070calBC7815-7405calBC7595-7355calBC 7455-7050calBC
7630-7370calBC 7480-7075calBC8225-7835calBC 7915-7555calBC
8200-7745calBC 7830-7500calBC8215-7795calBC 7890-7535calBC

7500

7400

7300

7200

7100

TERRA-051404a30
TERRA-051404a33
TERRA-051404a34
TERRA-051404a35
TERRA-051404a36
TERRA-051404a37
TERRA-051404a38
TERRA-051404a39
TERRA-052404c08
TERRA-052404c09
TERRA-052404c10
TERRA-052404c13
MTC-7415
MTC-7416
MTC-7417

図 4．瀬戸内海における縄文時代早期貝塚の貝類の較正年代．
Fig. 4. Shell 14C dates and calibrated ages for shell mounds of the Early Jomon period in the Seto-Inland Sea.

つまり，礼田崎貝塚のヤマトシジミは海洋リザー
バー効果を受けておらず，その実年代は Intcal04 で暦年較正を行ったものに近似すると想定される．その結果，礼田崎貝塚は 8400–7800calBC 頃に位置づけられ，当時その周辺では海水流入が起こっていたことを示している可能性が高い．つまり，瀬戸内海におけるヤマトシジミ貝塚の出現は 8400–7800calBCであると推定される（図 4）．また，この図はかりにハイガイの出現を 7935BP まで遡ったとしても，礼田崎貝塚のヤマトシジミの方が相対的に古相であることを示している．
現時点では海進期の瀬戸内海における海洋リザー
バー効果の詳細が明らかになっていないため，場合
によっては数百年の変動が生じる可能性は否定できない．今後，遺跡から出土した陸上哺乳類の骨資料や木炭などを分析し，さらに核実験の影響を受けていない年代既知の貝殻資料に基づいて瀬戸内海におけるリザーバー効果を検討することが必要である．

また，汽水性のヤマトシジミについては，海洋リザーバーの影響とあわせて河川水の無機炭素におけ14る硬水効果（炭酸塩鉱物に由来する C が少ない炭素の影響）を考慮する必要がある．汽水域におけるリザーバー効果の推定には，安定同位体や微量金属などから，塩分濃度を検討する必要もある．以上の攪
乱要因のため，ここで報告した年代値はあくまで予備的な推定結果として報告しておきたい．
今回分析した試料については，礼田崎貝塚以外
は，詳細な出土位置や層序関係が明らかでないが，これらの炭素年代測定結果は，下層でヤマトシジミが主体をなし上層はそれにハイガイ・カキなどが混じる（近藤，1985）という海進期の堆積状態と矛盾しない．もしもこれらの年代が黄島貝塚，黒島貝塚の上層と下層の形成年代を示すのであれば，その差は数百年以内と見積もることが可能である．

瀬戸内海最古の貝塚−豊島礼田崎貝塚の再評価−

4．ま

と

め

以上の結果を踏まえ，まとめを行なう．本稿で検討した縄文時代早期の貝塚群は，押型文土器段階に帰属する．この押型文土器は，列島の広域に展開する土器群で，概ね 9500–8000BP 頃に存続したと考えられる．
これまで瀬戸内地域では，押型文土器の土器付着
炭化物の年代測定は行なわれていないが，近畿地方
福井県鳥浜貝塚の山形文期の土器付着物の年代測
定値は，8900 40BP である（小林編，2007）．また，
山形文期に属し，礼田崎貝塚とほぼ同じ頃の土器群と考えられる高知県香美市刈谷我野遺跡の山形文土器期（第Ⅳ層）では，8895 40BP（8240–7880calBC：
95.4％），8860 25BP（8205–7840calBC：95.4％）の年代値が得られており（国立歴史民俗博物館・年代測
定研究グループ，2007），礼田崎貝塚はそのような段階と想定される .
現在，刈谷我野遺跡に代表されるような山形文段
階を黄島式土器より先行する段階として，中・四国地方においても設定し，今後の研究を進めていくという方向性が示されている（遠部，2006；熊谷，
2006）．そうした状況下において，礼田崎貝塚の意義は高く，以下 3 点に，その概要をまとめられる．
① 土器編年の上で，これまで貝塚出現期と考えられていた黄島貝塚より先行すると考えられること② 貝類の組成が瀬戸内海でも，ヤマトシジミ→ハイガイと推移する可能性が高く，礼田崎貝塚はヤマトシジミのみで構成されており，古く位置づけられること．
③ AMS 年代測定の結果，黄島貝塚や黒島貝塚より，礼田崎貝塚の年代値が古いことを示す．
繰り返しになるが，これまで黄島貝塚や黒島貝塚が，瀬戸内海における出現期貝塚と考えられてきた．しかしながら，以上の 3 つの事実から，礼田崎
貝塚は，それらに先立つ瀬戸内海における最古段階の貝塚として，位置づけることが可能である．そして，礼田崎貝塚を基点とすることで，ヤマトシジミ
貝塚→黄島・黒島下層（ヤマトシジミ主体）→黄島・黒島上層（ハイガイ主体）と変化する可能性が高いことは図 4 からも明らかである．
この礼田崎貝塚の位置付けが確定したことで，瀬戸内海における貝塚文化の成立期についての，重要な一段階が設定されたと考えたい．その結果，ヤマ75

トシジミ貝塚の出現期と急激な縄文海進期は，少なく見積もっても，土器型式にして 1 型式，実年代では 100 年以上の時間差をもつことが明らかになった．それは，礼田崎貝塚のヤマトシジミの暦年較正
値が 8200–7800calBC にまとまり，黒島・黄島貝塚のハイガイの測定値が 7800–7700calBC にまとまることから指摘できる . 現段階では，牛窓地域の海水流
入期は，7800–7700calBC である可能性が高いと指摘しておきたい．
なお，実際の貝の採取場所を，特定することは困難であるが，松島らの研究によれば（松島，1984），
せいぜい数 km 以内と想定されており，本島を基点として数 km 以内に海水が迫ってきていたとの想定は可能である．今後も，瀬戸内海の海進期の年代学的研究を行い，考古学的な視点から海進に伴う環境変遷を読み解いていきたい．

謝

辞本研究は，平成 16–20 年度科学研究費補助金（学術創成研究）「弥生農耕の起源と東アジア炭素年代測定による高精度編年体系の構築−」（研究代表西本豊弘 課題番号 16GS0118），「瀬戸内地域における縄文時代早期貝塚の年代学的研究」（平成 18 年
度科学研究費奨励研究課題番号 18904003），「西日本
における縄文海進期の基礎的研究」（パレオラボ第 1期 若手研究者を支援する研究助成），平成 18 年度
福武財団瀬戸内海研究助成「AMS 年代測定を利用した豊島の考古学的研究」の成果の一部である．作成
にあたり，試料の提供をうけた各機関，さらに学術
創成研究グループ，岡山理科大学考古学研究室，倉敷考古館，瀬戸内市教育委員会，瀬戸内海歴史民俗資料館，豊島学会の諸先生，広島県立歴史博物館諸氏にはお世話になった．
（註 1）各機関の保管資料を集計．黒島貝塚については報告しており（遠部ほか，2005；2007），個別報告は別途用意している .

引

用

文

献

Crane, H. R. and Griffin, J. B.（1958）. Universityof Michigan Radiocarbon Dates III. Science, 128:
1117-1123.
江坂輝弥（1954）海岸線の進退から見た日本の新石器時代．科学朝日，14: 75–80．

遠部

76

慎・宮田佳樹・加藤久雄・米田譲

井関弘太郎（1957）縄文早期ごろの海面とその相対的変化．名古屋大学文学部研究論集，XVII 史学，6:
145–163．

（2005）広島県立歴史文化博物館所蔵資料紹介：岡山県瀬戸内市黒島貝塚，広島県立歴史文化博物館
紀要，8: 1–15.

井関弘太郎（1978）日本における海水準変動研究の展望，地理学評論，51–2: 188–196．
河瀬正利（1998）瀬戸内海北岸部の縄文低地性遺跡と海水準変化，列島の考古学−渡辺誠先生還暦
記念論集−（渡辺誠先生還暦記念論集刊行会編）:
595–602．

遠部 慎・加藤久雄・角縁 進（2007）瀬戸内海における縄文海進期の基礎的検討−吉備考古館収蔵
岡山県瀬戸内市黒島貝塚の資料− , 縄文時代，18:
205–228.

熊谷博志（2006）智頭枕田遺跡の編年的位置付け−黄島式の成立過程について−．第 17 回中四国縄文研究会発表要旨集 早期研究の現状と課題−前葉を中心に : 18–50．
14小林謙一（2006）AMS C 年代測定による縄紋時代
草創期・早期の年代研究，九州縄文時代早期研究
ノート，4: 10–14．
小林謙一（2007）AMS 炭素 14 年代測定を利用した東
日本縄紋時代前半期の実年代の研究 平成 17 年
〜18 年度科学研究費補助金基盤研究（C）（1）研究
成果報告書（課題番号：17520529）, 国立歴史民俗博物館．
国立歴史民俗博物館・年代測定研究グループ（2007）
第Ⅳ章 高知県香美市刈谷我野遺跡の炭素 14 年
代測定，香美市文化財調査報告書第 1 輯 刈谷我野遺跡Ⅱ−個人住宅建設に伴う埋蔵文化財発掘調
査報告書− : 101–105．
近藤義郎（1986）黒島貝塚．岡山県史 第 18 巻 考
古資料：28–29．
直良信夫（付記春成秀爾）（1999）日本新石器時代貝塚産貝類の研究−カワニナ類・タニシ類・キイロ
カノコ−，動物考古学，12: 87–113．

遠部 慎・吉野真如・阿部常樹（2003）黄島貝塚採集
資料の紹介− 2001 年 12 月採集資料及び室田禮治氏採集資料の紹介−，利根川，24・25: 314–325．
14
坂田邦洋（1982）. 九州地方縄文土器の C 年代 . 別府大学紀要 23（「研究室報告 2」1989: 99–114）.
Stuiver, M. and Polach, H. A（1977）. Discussion:
Reporting of 14C Data. Radiocarbon, 19: 355–363.
Stuiver, M., Pearson G. W. and Braziunas T.（1986）.
Radiocarbon age calibration of marine samples back to9000 cal yr BP. Radiocarbon, 28: 980–1021.
Stuiver, M., Reimer P. J., and Braziunas T. F.（1998a）.
High-precision radiocarbon age calibration for
terrestrial and marine samples. Radiocarbon, 40:
1127–1151.
Stuiver, M., P.J. Reimer, E. Bard, J.W. Beck, G.S. Burr,
K.A. Hughen, B. Kromer, G. McCormac, J. Van derPlicht, and M. Spurk（1998b）. INTCAL98 radiocarbon
age calibration, 24,000–0 cal BP. Radiocarbon, 40:
1041–1083.

松島義章（1984）日本列島における後氷期の浅海性貝類群集−特に環境変化に伴なうその時間−，神奈
川県立博物館研究報告（自然科学），15: 37–109．
遠部 慎（2003）黄島貝塚再考 , 立命館大学考古学論
集，Ⅲ : 15–30．

高橋 護（1990）序，鎌木義昌先生古希記念論集考古学と科学 : p.1
谷口康弘（2002）縄文早期のはじまる頃，異貌，20：
2–36
Yoneda, M., Kitagawa, H., Plicht J.V.D, Uchida, M.,
Tanaka, A., Uehiro, T., Shibata, Y., Morita, M., andOhno, T.（ 2000）. Pre-bomb marine reservoir ages
in the western north Pacific: Preliminary result on
Kyoto University collection. Nuclear Instruments andMethods in Physics Research B, 172: 377–381.

遠部 慎（2006）瀬戸内地域における縄文時代早期の諸問題−高知県香美市刈谷我野遺跡を中心に− ,第 17 回中四国縄文研究会発表要旨集早期研究の現状と課題−前葉を中心に : 93–104．

【図の出典】
第 1 図は江坂 1973 を参考に筆者作成．他の図表は筆者作成 .

遠部慎・角縁進・加藤久雄・山内基樹・米田穣LAGUNA（汽水域研究）14，77〜82 頁（2007 年 12 月）
LAGUNA 14，p.77–82（2007）

宍道湖におけるコノシロの大量斃死と貧酸素水塊との関連性について
美見昭光

1Correlation of massive die-off events of Konosirus punctatus
with low oxygen levels in Lake Shinji
Terumitus Miimi1

Abstract: Since 1996 massive die-off events of Konosirus punctatus, Gizzard shad, haveoccurred in June, during the final stage of their spawning period in Lake Shinji, the uppermost
part of a brackish lake system. This phenomenon occured every year from 1996 through 2004,
with the exception of 2003. The maximum number of dead fish was 250,000 in 2000.
In order to understand whether the poor oxygen water in the lower layers of the water of
Lake Shinji was associated with these fish-kills, the writer analyzed dissolved oxygen（DO）
content of deep lake water around the time when the dead fish were gathered. The results wereas follows; first, in seven cases out of eight, each yearʼs collection of dead fish began fromtwo to six days after oxygen-poor water was documented in Lake Shinji of the lower layers.
Second, the correlation coefficient between the total hours of oxygen-poor conditions leading
up to and during the fish-kill event and the total number of the dead fish gathered was 0.74.
These results suggest that oxygen-poor conditions in Lake Shinji of the lower layers wascausally associated with the dying off of Gizzard fish. However, this conclusion remains
tentative until proof has been obtained that gizzard fish were affected by exposure to oxygenpoor water during their spawning period.

は

じ

め

時期には，そのような現象が発生していたという報告は見られない．
また，宍道湖の下層・底層における貧酸素水塊の形成は，5 月から 7 月に限らず，冬場でさえ起こることがあるが，上記の「アオ潮」や 5 月から 7 月以外の時期にコノシロの大量斃死は報告されていない．
コノシロは敏捷で貧酸素水塊を避けて遊泳できる魚でもあり，貧酸素水塊が 5 月から 7 月の大量斃死に関わっているとは，普通には考えにくい．
しかしながら，筆者は宍道湖の溶存酸素（dissolved
oxygen 以後 DO と略す）の観測値を調べていた過程
で，宍道湖下層の貧酸素水塊が産卵期のコノシロの大量斃死に関与しているのではないかとの疑問を抱いた．

に島 根 県 に 位 置 す る 斐 伊 川 水 系 の 水 は， 宍 道 湖
22（79.1km ）と中海（86.2km ）という 2 つの汽水湖を経て日本海に流入している．
1996 年以来ほぼ 10 年間，宍道湖では殆ど毎年 5
月下旬から 7 月はじめにかけて，コノシロの大量斃死が発生している．この間に回収されたコノシロの斃死個体数は，多い年には 25 万尾強に達している．
魚類の大量斃死には，風によって表層水が風下に吹き寄せられる時，逆方向の浅場に貧酸素水塊が湧昇する「アオ潮」とか「スミ潮」と呼ばれている現象が関わることがある（石飛，2001）．これは宍道湖でも発生している．しかし，コノシロが大量斃死する1

島根県安来市広瀬町下山佐 108-23

Hirose-cho 108-23, Yasugi-si 692-0412, Japan

77

美見昭光

78

さらに，1996 年以後美保湾で，コノシロの生息量の増加が見られ，境水道・中海・大橋川を経て宍道湖にもコノシロが大量に遡上するようになった事がコノシロの大量斃死の背景にあるとされている（石田・大北，2003）．しかし大量斃死の直接の原因はまだ明かにされていない．そこで，本研究では宍道湖でのコノシロの大量斃死に，貧酸素水塊が関与していた可能性の有無について考察する事とした．

観測データの収集と解析方法（1）観測データの収集
1）宍道湖湖心には国土交通省所管の水質観測所（北緯 35°26′50″，東経 132°57′46″）があり、時間毎に水温・塩分・pH・DO 量を下記 5 段階の水深で自動観測している．
観測水深； 標準水面 TP+0.2 m
表層……水深 0.5 m=TP-0.3 m
上層……水深 1.0 m=TP-0.8 m
中層……水深 3.0 m=TP-2.8 m
下層……湖底上 0.6 m=TP-4.76 m
底層……湖底上 0.3 m=TP-5.06 m
コノシロが大量に斃死する現象について宍道湖に発生する貧酸素水塊が関与しているかどうかを考えるとき，宍道湖で問題になるのは中海からの高塩分
水塊の流入によって塩分躍層が形成され，貧酸素化するのは下層・底層である．その際 10 万尾以上という大規模な斃死に対して底層の貧酸素水塊では量が少な過ぎて対応しきれないと思われる．一方，地図をもとに計算した結果，水深 5 m での断面積は湖面の面積の 46％に達しており，広がりの大きさからすれば大量斃死への関与を可能にすることもありえる．そのため，本研究では湖心の水質観測所における下層の DO 量だけを使用させていただいた．また下層で観測された DO 量が貧酸素状態の値を示す時
は下層の観測点付近に塩分躍層があり，それ以深の水域はほぼ貧酸素水塊で充たされている．
なおここでは貧酸素状態とは，ベントスの生命が危うくなる DO3 mg/l 未満（柳，1989）と定義する．
2）コノシロの斃死データ
宍道湖でのコノシロの大量斃死時のデータは，国土交通省出雲河川事務所及び宍道湖漁業協同組合から提供して頂き，1996 年から 2004 年の 9 年間について毎年，①コノシロの斃死個体の発見月日，②コ
ノシロの斃死個体回収期間，③斃死個体の回収尾数という 3 要素を資料として使用した．
3）解析方法宍道湖下層の貧酸素水塊とコノシロの大量斃死との関連について，3 つの側面から解析を行った．
その 1 つは，水中で死んだ魚は何日か経って腐蝕して浮上し，また何日か経って沈降する．この特徴的な動きに貧酸素水塊の関与が認められるかどうかを資料やデータから考察した．次ぎにコノシロの年間の斃死個体数と斃死期間の貧酸素状態の総時間数の相関係数を算出し．これを基に貧酸素水塊の大量
斃死への関与を考察した．相関係数を求めるために用いたのは 2 変数間の相関関係を表す指標としてよく用いられる次式で，ピアソンの積率相関係数であ
る．
c

c fb
c

0
45647 9a56a7 9b45647 90 8
a56a7 9e081230 88d……（1）

さらに，DO の量の違いと斃死個体数に関連性は見られないかを検討した．

結 果 と 考 察
（1）大量斃死の実態と斃死個体回収前後の宍道湖下層の貧酸素水塊発生状況の対応
大量斃死の実態と斃死個体回収前後の宍道湖下層の貧酸素水塊発生状況の対応について表 1 にまとめた．
1）宍道湖におけるコノシロの大量斃死が起こる時期
コノシロの斃死個体回収の期間は年によって異なる（表 1）．1996 年から 2004 年までを通じて，一番早い始まりは 5 月 22 日，一番遅い終了は 7 月 12 日
である．これと宍道湖のコノシロが 4 月から 6 月にかけて産卵すること（石田・大北，2003；石飛ほか，
2005）を合わせ考えると，コノシロの大量斃死は，宍道湖のコノシロの産卵末期と重なっていることにな
る．このタイミングからコノシロの大量斃死は産卵後の疲弊によるものではないかとも考えられる．しかし，コノシロの大量斃死が見られない年もあることから，これだけが原因であるとは考えにくい．
2）水中での死魚の浮上と沈降水中で死亡した魚類は，一旦湖底に沈降してから浮上する．死んでから浮上までの日数は水温によって異なるが．宍道湖のコノシロの場合，死亡から浮宍道湖におけるコノシロの大量斃死と貧酸素水塊との関連性について

79

表 1．コノシロ大量斃死の資料と貧酸素水塊の資料の対応．
（観測値は 1 時間持続すると仮定して時間数を算出した）
Table 1. Dead gizzard fish collection numbers and duration of oxygen-poor water conditions.
（Each observation of low oxygen content was counted having lasted for one hour.）
西暦年

1996

1997

コノシロの

発見日

5/31

6/9

大量斃死個体

回収

6/2〜

6/11〜

5/22〜

発見日と回収期間

期間

7/3

6/11

国交省回収尾数

7/1160000 210794

宍道湖漁協回収尾数
総回収尾数
斃死個体発見日前から回収中の下層の貧酸期間

素化期間と総時間数
総時間
下層 DO の低下から斃死発見までの日数

1998

1999

2000

2001

2002

6/16〜

6/28〜

6/12〜

7/12

7/4

7/1

6/24

9870 170015 225304

2950

16219

75038

2950

16219

6/4〜
6/24

24000

27000

160000 234794

9870 170015 252304

5/29〜

6/5〜

2003

2004

6/15

5/20〜

6/2〜

6/9〜

6/23〜

6/1〜

6/7〜

0

75038
6/7〜

6/15

6/29

5/29

6/17

7/11

6/26

6/24

6/21

302

310

50

150

359

38

276

132

2日

4日

2日

2日

6日

5日

5日

-6

上まで，4 月・5 月であれば 2 日〜3 日，6 月であれ
ば 1 日〜2 日，また浮上したコノシロが再び沈降す
るまでの期間は，4 月・5 月では 23 日〜24 日，6 月
では 8 日〜10 日とされている（石田・大北，2003）．
宍道湖における今回の検討結果では，8 例中 7 例で斃死個体の発見又は回収初日より 2 日〜6 日前に宍道湖下層で継続的に貧酸素水塊が発生している（表 1）．この日数の差は，下層以深の水域の産卵魚が貧酸素水塊に巻き込まれて大量に死に、浮上して発見されたという状況を示唆している．
また，斃死固体の回収は貧酸素状態解消後 3 日〜
16 日後まで続いている．これは浮上したコノシロが沈降するまでの日数を考えると，仮に貧酸素水塊でコノシロが斃死して浮上した場合を想定しても起こり得る範囲内のことである．
（2）相関係数コノシロの大量斃死と宍道湖下層の貧酸素状態との関連を評価するため，その双方を変数とした相関係数を求めた．宍道湖下層の貧酸素状態を評価するための変数は，斃死個体発見の数日前から斃死個体
回収中の貧酸素状態の総時間数とした（表 1）．もしコノシロ遊泳水域の貧酸素状態がコノシロに影響を与えるとすれば，この時間数が多いほど影響は大きいと考えられる．一方，斃死個体数については，実数を求めることは不可能であるため，実数を反映している近似値として斃死個体回収数を用いた．計算の結果，相関係数は r  =0.74 であり，2 つの変数間に相関性があることを示す値となった．

（3）溶存酸素量の時系列グラフと斃死個体回収尾数の対応
これまでの議論では宍道湖下層に発生した貧酸素状態の総時間数でその影響力の強弱を考えてきたが，同じ貧酸素状態でも DO 量が 3mg/l から 0mg/lに近いものまで変化している（図 1，2）．斃死個体回
収数が 10 万尾以上に達した 1996 年，97 年，99 年，
2000 年，2002 年では 0mg/l に近い DO 量を示す状態
が斃死個体回収期間中に集中して起こっている．これに対して斃死個体回収数が 1 万尾以下の 1998 年，
2001 年では DO 量が 2mg/l 以下であった時間帯は極めて少ない．また，回収のなかった 2003 年ではDO2mg/l 以下を示した時間数は，この年の 6 月 25
日から 7 月 15 日の期間で 32 時間に過ぎなかった．
このような状況は，コノシロの産卵魚の大量斃死
に宍道湖下層以深の貧酸素水塊が関与した可能性を示唆している．

まとめ

1）宍道湖下層では 5 月下旬から 7 月上旬にかけて貧酸素水塊の形成がしばしば見られる．ほとんどの実
例で斃死個体の発見は，貧酸素状態の形成から 2 日〜6 日後であり，斃死個体回収中に下層で継続的な貧酸素状態が観測された．
2）斃死個体回収尾数と，回収直前数日及び回収中の貧酸素状態の時間の累計との間の相関係数は，0.74という値であり，かなり高い相関性を示すことが明らかとなった．
3）斃死個体の回収尾数が 10 万尾以上に達する年は，宍道湖下層の DO 量が継続的に 0mg/l に近い観測値

美見昭光

80

Ｍａｙ

Ｍｏｎｔｈ

Ｊune

12.0

Ｊｕｌｙ

1996

10.0

lower layer

ＤＯ

8.0
6.0
4.0
2.0
0.0

① mg/l
ｄａｔｅ

25

31 1

5

10

15

20

25

30 1

5

10

15

← ５／２５～７／１５ ➞160000

Ｎ
10.0

1997

8.0

ＤＯ

6.0
4.0
lower layer

2.0
0.0

② mg/l
ｄａｔｅ

25

31 1

5

10

15

20

25

30 1

5

10

15

← ５／２５～７／１５ ➞234794

Ｎ
10.0

1998

8.0

lower layer

ＤＯ

6.0
4.0
2.0

③ 0.0mg/l
ｄａｔｅ

20

25

1

5

9870

Ｎ
12.0

10

15

20

25

30 1

1999

10.0

5

10

←５／２０～７／１０➞
lower layer

8.0

ＤＯ

6.0
4.0
2.0
0.0

④ mg/l
ｄａｔｅ

25

31 1

5

10

15

20

25

30 1

5

10

15

← ５／２５～７／１５ ➞170015

Ｎ
10.0

2000

8.0

lower layer

ＤＯ

6.0
4.0
2.0

⑤

0.0

ｄａｔｅ
Ｎ

25

31 1

5

10

15

20

25

30 1

5

10

15

← ５／２５～７／１５ ➞252304

図 1．下層 DO のデータ解析とコノシロ斃死個体回収尾数および発見・回収期間（1996〜2000）
Fig. 1. Lower layers DO and the number of dead Gizzard fish collected or counted between 1996 and 2000.

宍道湖におけるコノシロの大量斃死と貧酸素水塊との関連性について

Ｍａｙ

ｍｏｎｔｈ
10.0

Ｊｕｎｅ

Ｊｕｌｙ
lower layer

２００１

8.0

81

ＤＯ

6.0
4.0
2.0
0.0

⑥ mg/l
ｄａｔｅ

25

31 1

5

15

←

Ｎ

20

25

５／２５～７／１５

30 1

5

15

lower layer

2002

8.0

10

➞
2950

2950

10.0

ＤＯ

10

6.0
4.0
2.0

⑦ 0.0
mg/l
ｄａｔｅ

25

31 1

5

10

15

20

25

30 1

5

10

15

←５／２５～７／１５➞
16219

Ｎ
10.0

2003

ＤＯ

8.0
6.0
4.0

lower layer
2.0

⑧

0.0

mg/l

ｄａｔｅ

25

31 1

5

10

15

20

25

30 1

5

10

15

←５／２５～７／１５➞
Ｔｈｅｒｅ ｗas ｎｏ the ｄｅａｄ ｆｉｓｈＮ
12.0

ｌｏｗｅｒlayerr

2004

10.0

ＤＯ

8.0
6.0
4.0
2.0
0.0
⑨ mg/l

ｄａｔｅ
Ｎ

25

31 1

5

10

15

20

25

30 1

5

10

15

←５／２５～７／１５➞75038

図 2．下層 DO のデータ解析とコノシロ斃死個体回収尾数および発見・回収期間（2001〜2004）
Fig. 2. Lower layers DO and the number of dead Gizzard fish collected or counted between 2001 and 2004
Explanatory（図 1，図 2）
The term of finding dead fish
The term of gatering dead fish
N : The numbers of gathering the dead fish.

を示し，逆に 1 万尾未満の斃死個体回収尾数の年には 2mg/l 以下の DO は僅かしか観測されなかった．
4）以上の 3 点から，宍道湖下層以下の水域が貧酸素状態になった時には，それがコノシロの産卵魚の大量斃死に関与する可能性があるのではないかと考察した．しかしながら，大量斃死時のコノシロの生態はまだ明らかにできていないので，現時点ではこの問題に結論を下すことはできない．

美見昭光

82

謝

辞

国土交通省・出雲河川事務所及び宍道湖漁業協同組合の方には，宍道湖におけるコノシロの大量斃死
に関する資料を提供頂き感謝に堪えない．また色々の分野の諸先輩の方々にご助言を頂いて稿を完成し得たことについて深くお礼を申し上げたい．

引

用

文

献

石田健次・大北晋也（2003）宍道湖・中海におけるコノシロ大量斃死の原因究明．内水面水産試験場事
業報告，6: 72–75
石飛 裕・平塚純一・桑原弘道・山室真澄・中村由行・森脇晋平（2005）宍道湖におけるコノシロの成長・成熟と大量斃死．水産海洋研究，69（1）:37–44.
石飛 裕（2001）汽水域の物理特性−水塊の動き−．
高安克己編「汽水域の科学」: 10–18.
柳哲夫（1989）シンポジュウム「貧酸素水塊」沿岸
海洋研究ノート 26: 141–145．

LAGUNA（汽水域研究）14，83〜90 頁（2007 年 12 月）
LAGUNA 14，p.83–90（2007）

資料

宍道湖・中海環境データベースに関する
平成 18（2006）年度の進捗報告
1

2

2

3

都筑良明 ・中山大介 ・倉田健悟 ・若林健二 ・國井秀伸（宍道湖・中海環境データベース検討会事務局）

2

Progress on the prototype Lakes Shinji and Nakaumi
environmental database in JFY 2006
Yoshiaki Tsuzuki1, Daisuke Nakayama2, Kengo Kurata2,
Kenji Wakabayashi3 and Hidenobu Kunii2（Secretariat of the Discussion Group on the Lakes Shinji and Nakaumi Environmental Database）
Abstract: The Lakes Shinji and Nakaumi Environmental Database prototype（Tsuzuki
et al., 2006）has been improved based on input from the Discussion Group on Lakes
Shinji and Nakaumi Environmental Database, which met in Japanese Fiscal Year（JFY）
2005–06. This meeting included professionals from Shimane University and National andLocal Governments. The goal of this discussion group meeting was to recommend future
developments and additions to the environmental database. This article summarizes theresults of the JFY 2006 Discussion Group meeting and presents recent modifications of thedatabase prototype, some in response to these recommendations. The JFY 2006 additions/modifications include（1）a search function added to the site,（2）rearrangement of national
and local government information, especially to include Tottori Prefecture information,（3）abrackish lakes database and a literature database on coastal lagoon environments,（4）atlases
published in 1988 and 1992 from Sanin Regional Study Center, Shimane University, thepredecessor to the Research Center for Coastal Lagoon Environments, and（5）sediment dataof Lakes Shinji and Nakaumi.
Key words: Lakes Shinji and Nakaumi, environmental database, prototype

1

年度の成果として宍道湖・中海環境データベースのプロトタイプを作成，公開した（一般公開開始は，
平成 18（2006）年 9 月）．本稿は，宍道湖・中海環境
データベース検討会での議論に基づく本年度（平成18（2006）年度）の進捗状況を報告するものである．

はじめに昨年度の LAGUNA に報告したように（都筑ほか，
2006），宍道湖・中海環境データベース研究会，同検討会での情報提供，議論に基づき，平成 17（2005）12
3

日本学術会議事務局上席学術調査員，島根大学汽水域研究センター協力研究員 Senior Researcher, Science Council of Japan, Roppongi
7-22-34, Minato-ku, Tokyo 106-8555, Japan, Cooperative Researcher, Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University,
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, Japan
鳥取県生活環境部衛生環境研究所 Aquatic Environment Office, Tottori Pref. Inst. of Public Health and Environmental Science, Minamidani
526-1, Yurihama, Tottori 682-0704, Japan83

都筑良明・中山大介・倉田健悟・若林健二・國井秀伸（宍道湖・中海環境データベース検討会事務局）

84

表 1．宍道湖・中海環境データベース検討会の平成 17(2005) および 18(2006) 年度の活動
Table 1. Activities of the Discussion Group on the Lakes Shinji and Nakaumi Environmental Database in JFY 2005 and 2006.
࿁ᐕ᦬ᣣ㧔ᦐᣣ㧕ౝኈᬌ⸛ળߩ޽ࠅᣇ㧔⋡⊛‫ޔ‬ෳട⠪ߩ┙႐‫ࠬ࡯ࡌ࠲࡯࠺ޔ‬᭴▽ߩਥ૕‫ޔ‬ળߩᮭ㒢‫੍ޔ‬▚‫ޔ‬૞ᬺౝኈߥߤ㧕ߦߟ޿ߡ‫⺞࠻࡯ࠤࡦࠕޓ‬ᩏߩౝኈ⏕⹺‫⺞࠻࡯ࠤࡦࠕޓ‬ᩏ⚿ᨐႎ๔‫ޓ‬ᬌ⸛ળߩ᭴ᚑߦߟ޿ߡ ᬌ⸛ળ߅ࠃ߮ⅣႺ࠺࡯࠲ࡌ࡯ࠬߩᨒ⚵ߺߦߟ޿ߡ㧔ᵹၞᖱႎ‫ޔ‬ḓౝᖱႎ‫ޔ‬ᢥ₂ᖱႎ‫ޔ‬㑐ㅪᖱႎ㧕‫ޓ‬ᬌ⸛ળ㧔࠺࡯࠲ࡌ࡯ࠬ᭴▽㧕ߩᣇะᕈߦߟ޿ߡ
‫ޓ‬᳓ⅣႺቇળᐕળߢߩ⊒⴫ߦߟ޿ߡ
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本年度の主な進捗点は，（1）サイト内検索機能の追加，（2）行政および地域の活動に，主に鳥取県についての情報追加，（3）汽水湖データベース，汽水域
文献データベースの追加，（4）汽水域研究センターの前身と考えられる島根大学山陰地域研究総合セン
ターが発行した 2 点のアトラスの一部の公開，（5）
宍道湖・中海の底質情報の追加，である．

2

平成 18（2006）年度の宍道湖・中海
環境データベース検討会

本年度の検討会の活動状況を昨年度の活動状況と併せて表 1 に示す．第 4 回検討会以降の本年度の主な議題は，（1）昨年度の成果として一般公開したプロ
トタイプのコンテンツを含む方向性，（2）学協会やシンポジウム等での研究成果発表および LAGUNA への投稿，（3）本年度のデータベース整備の内容，（4）
データベース整備を進めるための科学研究費等の申請，（5）日本長期生態学研究ネットワーク（JaLTER），
環日本海環境研究戦略会議などの研究活動，などであった．
昨年度の成果としてのプロトタイプの一般公開
を，平成 18（2006）年 9 月に開始した（URL: http://
envdb.soc.shimane-u.ac.jp）．平成 19（2007）年 3 月時
点での閲覧数は 1,000 件を若干超える程度である．
昨年度からの研究会，検討会での情報提供および議論の内容とプロトタイプについて，昨年度末にLAGUNA に投稿し，本年度はその査読に対応しながら検討会への報告を行った．また，プロトタイプの内容などを中心に，土木学会地球環境シンポジウ
ム，水環境フェア in 松江，環境科学会，応用生態工学会，国際シンポジウムでの成果発表を行った（中宍道湖・中海環境データベースに関する平成 18（2006）年度の進捗報告

山ほか，2006 ; 宍道湖・中海環境データベース検討
会，2006a, b, c, 2007）．
本年度のデータベースの整備進捗状況の詳細は後述するが，行政および地域の活動の更新に関して，鳥取県についての情報が新たに追加されたのは，本年度の検討会に鳥取県の関係者が多く参加するとともに，鳥取県から受託研究員として 1 名が配置された成果と考えられる．科学研究費の公開促進費の申請を不採択であった昨年に引き続き行ったが，本年度も不採択であった．より広域の研究活動との関連に関しては，JaLTER，環日本海環境研究
戦略会議などのデータベース関連の外部の研究活
動の動きもあり，平成 19 年度以降の連携が必要であると考えられる．特に島根大学汽水域研究セン
ターが平成 18（2006）年 11 月に宍道湖・中海の長期生態学研究のコアサイトとして登録されたことか
ら，今後は JaLTER の提案する Ecological Metadata
Language（EML）（詳しくは http://knb.ecoinformatics.
org/software/eml/ を参照のこと）について検討する必
要がある．

3

宍道湖・中海環境データベースプロト
タイプの平成 18（2006）年度の進捗

平成 17（2005）年度の成果としての宍道湖・中海環境データベースプロトタイプの概要
昨年度の成果の詳細については，前報（都筑ほか，
2006）を参照していただきたい．ここでは，その概要を述べる．
湖内情報を先行して整備し，その内容は，（1）島根大学総合理工学部の清家准教授が保有する水質情報，（2）島根大学教育学部の大谷教授が保有するプ
ランクトン情報，（3）島根大学汽水域研究センターの倉田准教授が保有する湖岸情報，とした．文献情報は，生物資源学部の相崎教授が作成・公開している文献リストへのリンクを作成した．宍道湖・中海
環境データベース研究会および検討会で整理した流域の他機関の情報として，主に国土交通省出雲河川事務所および島根県各機関のサイトへのリンクを作
成した．
3.1

平成 18（2006）年度の進捗
本年度の主な進捗点は，（1）サイト内検索機能の追加，（2）行政および地域の活動について主に鳥取県についての情報追加，（3）汽水湖データベース，汽水域文献データベースの公開，（4）島根大学汽水域
3.2

85

研究センターの前身と考えられる島根大学山陰地域研究総合センターが発行した 2 点のアトラスの一部の公開，（5）宍道湖・中海の底質情報，である．
サ イ ト 内 検 索 機 能 の 追 加 は， ト ッ プ ペ ー ジ にgoogle の機能を活用して，サイト内検索機能を追加した（図 1）．特に，コンテンツが更に増えた場合に，この機能が有効になると考えられる．
行政および地域の活動については，昨年度のプロトタイプでは国（国土交通省出雲河川事務所）と島根県の関連機関の情報の整理を行い，それぞれの情報にリンクを作成していたが，本年度は鳥取県の関®
連機関の情報を追加するとともに，MS エクセル のピボットテーブルの機能を活用した各機関の情報の内容についての整理を行った（図 2）．整理の結果，島根県，鳥取県の関連情報は同様の情報がインターネットを活用して提供されていること，整理の仕方
が両県では若干異なること，が明らかになった．図2 のような整理を行うことにより，両県の同じ項目の情報へのアクセスが容易になったと考えられる．
汽水湖データベース，汽水域文献データベースは
高安前センター長の時代に汽水域研究センターで科学研究費を活用して整理したもので，汽水域研究センターの内部サーバーに保管されていたものであ®
る．元のデータベースは File Maker で整理されていたが，広く活用可能とすることを目的に，本データ
ベースでは CSV ファイルによる公開を行った．島根
大学では，図書館，情報処理総合センターを中心に
平成 19（2007）年 3 月より島根大学学術情報リポジ
トリの学内公開を行っている．また，図書館のホームページでは蔵書の検索機能が利用可能である．汽水湖データベース，汽水域文献データベースについては，図書館の蔵書検索機能と同様のサイト内検索機能を持たせることや，学術情報リポジトリとの連携についての検討が来年度以降の課題として挙げられる．
汽水域研究センターの前身と考えられる島根大学
山陰地域研究総合センターが当時の地質学系の教官を中心に発行した 2 点のアトラスがある（三梨・徳岡編，1988 ; 徳岡・高安編，1992）．当時の地質学を中心とする宍道湖・中海およびその流域の情報をまとめたもので，一般公開することが有用であると考えられた．著作権について検討した結果，執筆者，編集者，発行者にそれぞれ著作権があること，著作権の種類については図書として発行することについての著作権，インターネットで公開することについての著作権（公衆送信権）があること，が明らかにな都筑良明・中山大介・倉田健悟・若林健二・國井秀伸（宍道湖・中海環境データベース検討会事務局）

86

図 1．サイト内検索機能
Fig. 1. Searching function in the web site.

り，本年度は一部のページの公開を行い，全編の公開については来年度以降の検討課題とすることとした．
宍道湖・中海の底質情報は，島根大学総合理工学
部地球資源環境学科の三瓶良和教授のこれまでの研究成果から図表を抜粋したもので，Microsoft Power
Point で作成したファイルと PDF ファイルによる情報提供を行うこととした．

4

今後の検討課題

既述の内容を中心に，今後の検討課題を整理しておく．
まず初めに，前述のように島根大学学術情報リポ
ジトリの学内公開が始まったことから，宍道湖・中海環境データベースの位置付けについて，本データ
ベースは学外も含めた一般公開という性格の違いはあるものの協力関係などについての検討が必要となると考えられる．
次に，汽水湖データベース，汽水域文献データ
ベースを中心に，図書館の蔵書検索機能と同様のサ
イト内検索機能を持たせることについても今後の課題として挙げられるであろう．
さらに，アトラスのような既発行の図書につい宍道湖・中海環境データベースに関する平成 18（2006）年度の進捗報告

図 2．行政および地域の活動の新バージョン（鳥取県の情報を新規に追加した）
Fig. 2. New version of regional information dissemination, including added information on Tottori Prefecture.

87

88

都筑良明・中山大介・倉田健悟・若林健二・國井秀伸（宍道湖・中海環境データベース検討会事務局）

図 3．汽水湖・海潟湖データベースおよび汽水域文献データベース
Fig. 3. Database of brackish lakes and database of publications on coastal lagoon environments.

て，その内容をインターネットで公開する場合の著
作権関連事項について，検討会での整理，検討が必要と思われる．
最後に，昨年度から課題として挙げられているコ
ンテンツの一層の充実が望まれるであろう．コンテ
ンツを充実させるためには，Web-GIS 機能を含む
データベースサイトとしての機能の追加が必要になると考えられる．機能の追加については，島根県中山間地域研究センター，島根大学附属図書館の担当者との連携が望まれる．

謝辞

平成 18（2006）年度の宍道湖・中海環境データベース検討会のメンバーは次の方々であった（50 音順，
敬称略，所属は平成 19 年 3 月末現在）．相崎守弘（島根大学生物資源科学部），石飛裕（島根県保健環境科学研究所），大谷修司（島根大学教育学部），小倉章
生（鳥取県西部総合事務所生活環境局），狩野好宏（島根県保健環境科学研究所），古津年章（島根大学
総合理工学部），小林康幸（島根大学総合理工学部），
三瓶良和（島根大学総合理工学部），清家泰（島根大学総合理工学部），宗村広昭（島根大学生物資源科学

宍道湖・中海環境データベースに関する平成 18（2006）年度の進捗報告

89部），高安克己（島根大学），武田育郎（島根大学生物
資源科学部），田中卓実（鳥取県生活環境部），田中伸和（島根県水産技術センター内水面浅海部），南條吉之（鳥取県衛生環境研究所），野村律夫（島根大学教育学部），藤原真一（国土交通省出雲河川事務所），
藤山浩（島根県中山間地域研究センター），程木義邦（島根大学汽水域研究センター），三木文貴（鳥取県
西部総合事務所生活環境局），三島幸司（島根県環境生活部），安木茂（島根県水産技術センター内水面浅海部），湯浅丈司（国土交通省出雲河川事務所）．本研
究の一部は，島根大学プロジェクト研究推進機構重
点研究部門 ⁄ 汽水域の自然・環境再生研究拠点形成プ
ロジェクト ⁄ 水環境評価と地域連携推進プロセス構築チームの研究活動の一環として行われた．ホーム
ページ整備は，島根大学総合理工学研究科博士前期課程 2 年生（当時）野々原伸吾さん，総合理工学部 4年生（当時）山本周一郎さんにお手伝いいただいた．
ここに記して謝意を表する．

参考文献・資料
三梨昻・徳岡隆夫編（1988）中海・宍道湖 地形・底質・自然史アトラス．島根大学山陰地域研究総合センター，115 pp.
中山大介・藤山浩・作野広和・山口啓子・都筑良
明・倉田健悟・相崎守弘・國井秀伸（2006）WebGIS 利用による宍道湖・中海集水域の生態系保全
活動．応用生態工学会第 10 回研究発表会講演集，
237–238.
宍道湖・中海環境データベース検討会（事務局 : 都

図 4．汽水域研究センターの前身と考えられる山陰地域研究総合センター発行の 2 点のアトラス
Fig. 4. Atlases published by the Sanin Regional Study
Center, Shimane University, which was the predecessor
to the Research Center for Coastal Lagoon Environments,
Shimane University.

筑良明，中山大介，倉田健悟，國井秀伸）（2006a）
宍道湖・中海環境データベース研究会 ⁄ 検討会とプロトタイプ．第 14 回土木学会地球環境シンポジ
ウム講演論文集，306–306.
宍道湖・中海環境データベース検討会（事務局 : 都
筑良明，中山大介，倉田健悟，國井秀伸）（2006b）
宍道湖・中海環境データベースのプロトタイプ構
築．環境科学会年会，196–197.
宍道湖・中海環境データベース検討会（事務局 : 都筑良明，中山大介，倉田健悟，國井秀伸）（2006c）宍
道湖・中海環境データベースのプロトタイプ．水環境フェア in 松江，松江市
宍道湖・中海環境データベース検討会（2007）宍道
湖・中海環境データベースの構築に向けて．汽水域国際シンポジウムアブストラクト集，257–257.
徳岡隆夫・高安克己編（1992）中海北部（本庄工区）

90

都筑良明・中山大介・倉田健悟・若林健二・國井秀伸（宍道湖・中海環境データベース検討会事務局）

図 5．宍道湖・中海の底質情報の一例
Fig. 5. Some examples of available sediment data.

アトラス．島根大学山陰地域研究総合センター，
92 pp.
都筑良明・中山大介・國井秀伸（2006）宍道湖・中海

環境データベースプロトタイプ．LAGUNA（汽水域研究），13: 119–133.

91

汽水域研究センター活動報告
平成 19（2007）年 3 月（宮本研究員の後任）（2006 年 1 月〜12 月）

1. 研究組織
専任教員
センター長
副センター長

受託研究員

教 授
助教授
助教授
助教授

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）

教

Narasimmalu Rajendran

若林建二（環境動態解析）
平成 18（2006）年 4 月〜
平成 19（2007）年 3 月
客員研究員
中山大介（地理情報学）
平成 18（2006）年 4 月〜
平成 19（2007）年 3 月
Faruque Ahmed（土壌汚染学）
平成 18（2006）年 4 月〜
平成 19（2007）年 3 月

外国人研究員授（微生物生態学）
18
平成 （2006）年 4 月〜
平成 19（2007）年 3 月
日本学術振興会特別研究員
山田和芳（第四紀学）
平成 17（2005）年 4 月〜
平成 20 年 3 月（予定）程木義邦（生理生態学）
平成 18（2006）年 4 月〜
平成 21 年 3 月（予定）研究員
都筑良明（都市工学）
平成 16（2004）年 12 月〜
平成 19（2007）年 3 月
宮本 康（群集生態学）
平成 16（2004）年 12 月〜
平成 18（2006）年 6 月（7 月に任期付きで鳥取県
衛生環境研究所赴任）
高田裕行（環境地学）
平成 16（2004）年 12 月〜
平成 18（2006）年 3 月（4 月より学内プロジェク
ト推進機構研究員）
荒木 悟（植物生態学）
平成 18（2006）年 4 月〜
平成 19（2007）年 3 月（高田研究員の後任）
香月興太（環境動態）
平成 17（2005）年 8 月〜
平成 19（2007）年 2 月（3 月に釜山国立大学赴任）
大林夏湖（進化生態学）
平成 18（2006）年 7 月〜

協力研究員
平成 18（2006）年度
協力研究員数 41 名
研究支援組織
事務補佐員
技術補佐員
技能補佐員

福原千晴
船来桂子
松本貞夫

2. 平成 18 年度活動報告
2-1. 研究活動
2-1-2. 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」19,100 千円（センターの専任教員 4 名を含む今年度 22 名のプロジェクト推進担当者で分配）○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）7,400 千円（間接経費：2,220 千円）（平成 16（2004）年度〜平成 18（2006）年度，総額 25,600 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）329
千円（平成 16（2004）年度〜平成 18（2006）年度，
総額 3,800 千円）
特別研究員奨励費「汽水湖沼の堆積学的研究に基づく完新世気候変動と人間活動イベントの検出」（研
究代表者：山田和芳）1,100 千円（平成 17（2005）
年度〜平成 19（2007）年度，総額 3,300 千円）

92

特別研究員奨励費「河川連続体と不連続結合の概念に基づいた貯水池の環境影響評価」（研究代表者：程木義邦）1,100 千円（平成 18（2006）年度〜平成
20（2008）年度，総額 3,300 千円）（研究分担者分）
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）
基盤研究（C）「海洋有殻動植物プランクトンの鉛直分布と適応放散」（研究代表者：木元克典，研究分
担者：香月興太）

境管理財団河川整備基金助成，受入者：宮本康）（平成 17（2005）年 6 月〜平成 18（2006）年 5 月）
900 千円「過去 100 年間における中海の富栄養化の過程を明らかにする：底質コア試料と水質データ・工事の歴史資料を用いたクロスチェック」（寄付者：河川環境管理財団河川整備基金助成，受入者：宮本康）（平成 18（2006）年 6 月〜平成 19（2007）年 5月）800 千円

○受託研究
「宍道湖・中海に生息する水草類の分子系統解析」（委
託者：㈶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 284 千円，教育経費 19 千円「島根県大橋川の汽水環境の保全に関する研究」（研究代表者：大橋川の汽水環境を調べる会 倉田健
悟，2006 年度（第 17 期）プロ・ナトゥーラ・ファ
ンド 平成 18（2006）年 10 月〜平成 19（2007）年 9月）1,000 千円「中国エルハイ湖堆積物による過去 10 万年間のモンスーン変動の高精度復元とグローバルな気候変動のトリガーの解明」（研究代表者：山田和芳，アサヒビール学術振興財団研究助成 平成 17（2005）
年 6 月〜平成 18（2006）年 5 月）700 千円○寄付金「太田川放水路に関する研究」（寄付者：㈶リバーフ
ロント整備センター，受入者：國井秀伸）（平成
18（2006）年）1,000 千円「宍道湖・中海における親水性とエコツーリズムの可能性（寄付者：㈶中国電力技術研究財団，受入者：國井秀伸）（平成 18（2006）年）300 千円「湖再生のための環境修復についての調査」（寄付者：㈶宍道湖・中海汽水湖研究所，受入者 : 國井秀伸）（平成 18（2006）年）100 千円「網走湖に記録された過去 100 年間の環境変化」（寄付者：㈶藤原ナチュラルヒストリー，受入者：瀬戸浩二）（平成 18（2006）年）640 千円「公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量と生活排水の環境家計簿に関する研究」（寄付者：㈶日本環境整備教育センター 浄化槽に関する調査研
究助成，受入者：都筑良明）（平成 18（2006）年）
600 千円「海水流入の変動が下流域の河川生態系に与える影
響：外海の海面変動に注目して」（寄付者：河川環○その他外部資金「島根県大橋川の汽水環境の保全に関する研究」（研究代表者：大橋川の汽水環境を調べる会 倉田健
悟，2005 年度（第 16 期）プロ・ナトゥーラ・ファ
ンド 平成 17（2005）年 10 月〜平成 18（2006）年 9月）1,000 千円「湖沼堆積物からみた島根県隠岐島における過去
500 年間の自然環境と人間活動変遷史」（研究代
表者：山田和芳，藤原ナチュラルヒストリー振興財団研究助成 平成 18（2006）年 4 月〜平成 19（2006）年 3 月）630 千円「タイ南部ソンクラー湖における汽水域の形成環境と近年の地球温暖化との関係の解明」（研究代表者：山田和芳，福武学術文化振興財団研究助成（地理）平成 17（2005）年 4 月〜平成 18（2006）年 3 月）
1,000 千円
「水位差海水交換に基づく汽水域植物プランクトンの日周変動の解明」（研究代表者：香月興太，藤原ナチュラルヒストリー振興財団 平成 18（2006）年
4 月〜平成 19（2006）年 3 月）400 千円
2-1-2. 研究成果の公表
國井秀伸
（論文等）

93

國井秀伸（2006）「陸水の事典」．日本陸水学会編．分
担執筆．578p．講談社．
國井秀伸（2006）「水環境ハンドブック」．㈳日本水環境学会編．分担執筆．760p.
朝倉書店．
Kunii, H., Sunanisari, S., Fukuhara, H., Nakajima, T.
and Widjaja, F.（2006）Leaf expansion rate and life
span of floating leaves in Victoria amazonica（Poepp.）
Sowerby growing in Kebun Raya, Bogor, Indonesia.
Tropics, 15: 429–433.
Araki, S. and Kunii, H.（2006）Allozymic implications on
the propagation of eelgrass Zostera japonica within ariver system. Limnology, 7: 15–21.
宮本 康・國井秀伸（2006）汽水湖中海における塩分変動に応じた水質と沿岸藻場の変化．応用生態工学，9: 179–189.
Hirota M., Y. Senga, Y. Seike, S. Nohara and H. Kunii（2007）Fluxes of carbon dioxide, methan, and nitrous
oxide in two contrasting fringing zones of a coastallagoon, Lake Nakaumi, Japan. Chemosphere, in press.
（報告書・その他）
國井秀伸（2006）ラムサール条約の登録湿地となった
宍道湖・中海における自然再生事業の課題と展望．
pp.293–294. 国際湿地再生シンポジウム 2006 報告
書．国際湿地再生シンポジウム 2006 実行委員会．
Kunii, H.（2006）Challenges and future prospects of
the nature restoration in Lakes Shinji and Nakaumi,
newly registered Ramsar sites in Japan. pp.294–295.
Proceedings of the International Symposium on
Wetland Restoration 2006. The Organizing Committeeof the Symposium on Wetland Restoration 2006.
國井秀伸（2006）西部承水路堤に生育する植物の現況について．汽水湖研究，10: 15–21.
國井秀伸（2006）宍道湖・中海の自然再生に寄与する
島根大学汽水域重点プロジェクト．電気学会研究
会資料，EMT-06: 55–58.
荒木 悟・國井秀伸（2006）中海に残存するアマモはどのように繁殖しているか−集団遺伝学的手法による検討−．汽水湖研究，10: 8–14.
荒木 悟・國井秀伸（2006）湿生植物における種子と栄養繁殖の機能の違い−オオクグの例−．水草研
究会誌，84: 1–6.
荒木 悟・國井秀伸（2006）アロザイム解析による中海の残存アマモ群落の繁殖特性の検討．LAGUNA（汽水域研究），13: 9–12.
都筑良明・中山大介・國井秀伸（2006）宍道湖・中海
環境データベースプロトタイプ．LAGUNA（汽水域研究），13: 119–133.
（国際シンポジウム・招待講演発表）
國井秀伸（2006）「ラムサール条約の登録湿地となった宍道湖・中海における自然再生事業の課題と展
望」．国際湿地再生シンポジウム 2006．大津プリンスホテル．主催：国際湿地再生シンポジウム 2006
実行委員会．2006 年 1 月 29 日．
Kunii, H.（2006）Challenges and future prospects of thenature restoration in Lakes Shinji and Nakaumi, newly
registered Ramsar sites in Japan. Second Scientific
Congress of East Asian Federation of Ecological
Sciences. 24–28 March, Niigata.
國井秀伸（2006）「中海・宍道湖のラムサール条約登録と地域づくり」．日本環境学会シンポジウム「豊かな自然環境と文化遺産を活かした地域づくり−
世界遺産とラムサール条約登録後を見通して−」招待講演．主催：日本環境学会．島根大学教養棟．
國井秀伸（2006）「宍道湖・中海の自然再生に寄与する島根大学汽水域重点プロジェクト」．電磁学会特別講演．主催：㈳電気学会．玉湯町玉造温泉．
國井秀伸（2006）「宍道湖・中海の自然再生−その現状とモニタリングについて−」．第 71 回日本陸水学会大会自由集会コンビナー．愛媛大学城北キャ
ンパス．
瀬戸浩二
（論文等）
Yasuhara, M. and Seto, K.（2006）Holocene relative
sea-level change in Hiroshima Bay, Japan: a semiquantitative reconstruction based on ostracodes.
Paleontological Research, 10: 99–116.
瀬戸浩二・中武誠・佐藤高晴・香月興太（2006）斐伊
川の東流イベントとそれが及ぼす堆積環境への影
響．第四紀研究，45: 375–390．
Yamaguchi, K., Seto, K., Takayasu, K. and Aizaki,
M.（2006）Shell Layers and Structures in the Brackish
Water Bivalve, Corbicula japonica. The Quaternary
Research（第四紀研究）, 45: 317–331.
Takata, H., Seto, K., Sakai, S., Tanaka, S. and Takayasu,
K.（2006）Hypolimnetic transitions and sand-bar
development in Aso-kai Lagoon（central Japan）

94

during the past 1200 years, inferred from benthic
foraminifera. The Quaternary Research（第四紀研究）,45: 361–373.
堀之内正博
（論文等）
Nakamura, Y., Horinouchi, M., Shibuno, T., Kawasaki, H.
and Sano, M.（2006）A comparison of seagrass-fish
assemblage structures in open oceanic and coastal bay
areas in the Ryukyu Islands, Japan. Proceedings of the10th International Coral Reef Symposium, 446–452.
Horinouchi, M.（2007）Distribution patterns of benthic
juvenile gobies in and around seagrass habitats:effectiveness of seagrass shelter against predators.
Estuarine, Coastal and Shelf Science, in press.
（報告書・その他）
澁野拓郎・高田宜武・佐野光彦・大葉英雄・堀之内
正博・木村匡・下池和幸 . 環境省地球環境研究総合推進費終了研究成果報告書「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 . 平成 15 年度〜平成 17
年度」，9–48.
（国際シンポジウム・招待講演発表）
堀之内正博（2006）「ヨシ帯再生と魚類の種多様性」．
2006 年度日本魚類学会公開シンポジウム 生息場所の劣化が沿岸魚類群集に与える影響−現場からの報告−．主催：日本魚類学会 . 東京大学農学部弥生講堂一条ホール．
倉田健悟（報告書・その他）
大橋川を勉強する会（相崎守弘，飯野公央，上園昌
武，國井秀伸，倉田健悟，瀬戸浩二・竹下 幹夫・
妻波俊一郎・徳岡隆夫・堀之内正博）（2006）大橋
川勉強会報告書．119 pp.
Narasimmalu Rajendran（論文等）
Isshi, T., Rajendran, N., Amemiya, T. and Itoh, K.（2006）
Development of a two dimensional electrophoresis
method to study soil bacterial diversity. Soil Science andPlant Nutrition, 52: 601–609.
Rajendran, N.（2007）Molecular approaches in environmental management. Proc. of Ecotechnology for

Sustainable Development. In press.
（国際シンポジウム・招待講演）
Rajendran, N.（2006）Linking of microbial diversity andgene expression. Plenary lecture. International Seminaron “Environmental Biotechnology, July 5–7, Chennai,
India.
山田和芳（論文等）
瀬戸浩二・山田和芳・高田裕行・坂井三郎（2006）
汽水域における完新世の古環境変動−自然環境の変遷と人為改変による環境変化．第四紀研究，45:
315–316．
山田和芳・高安克己（2006）出雲平野−宍道湖地域における完新世の古環境変動−ボーリングコア解析による検討．第四紀研究，45: 391–406．
Yonenobu, H., Inagaki, T., Yamada, K., Tsuchikawa, S. and
Takayasu, K.（2006）NIR spectroscopic measurementof brackish lake sediments and its potential toreconstruct environmental changes in the Holocene.
Journal of Near Infrared Spectroscopy, in press.
（報告書・その他）
山田和芳（2006）浜寄・地方遺跡発掘調査に伴うボー
リングコア解析から復元される益田平野の古環
境．浜寄・地方遺跡発掘調査報告書，118–130，島
根県教育委員会．
渡邉正巳・山田和芳（2006）白枝本郷遺跡発掘調査に伴うジオスライサー採取試料の自然科学分析．一
般国道 9 号出雲バイパス建設予定地内埋蔵文化財
発掘調査報告書 7 中野清水遺跡（3）白枝本郷遺跡（本編），国土交通省中国地方整備局・島根県教育委員会，318–329．
山田和芳・高安克己（2006）「神門水海」の湖岸線復元 −地形・地質コアによる検討−．島根県古代文化センター調査研究報告書 34 出雲国風土記の研究Ⅲ 神門水海北辺の研究（資料編），島根県
古代文化センター，41–52．
山田和芳（2007）中国エルハイ湖堆積物による過去 10 万年間のモンスーン変動の高精度復元とグ
ローバルな気候変動のトリガーの解明．アサヒ
ビール学術振興財団 2005 年度研究紀要，10，印刷
中．
山田和芳・瀬戸浩二・坂井三郎・石田 桂・Charlchai
Tanavud（2006）タイ南部ソンクラー湖における汽95

水域の形成環境と近年の地球温暖化との関係の解
明．福武学術文化振興財団研究助成報告書，21，
印刷中．
山田和芳・高安克己（2007）地質コア解析に基づいた出雲平野の形成史．島根県古代文化センター調査研究報告書 35 出雲国風土記の研究Ⅳ 神門
水海北辺の研究（論考編），島根県古代文化セン
ター，印刷中．
秋山博子・有本昌弘・植村立・大石龍太・財城真寿
美・佐藤友徳・大楽浩司・田口正和・東塚知己・豊田隆寛・長島佳菜・長野宇規・西澤誠也・西田哲・
堀正岳・三好建正・安中さやか・山口耕生・山田
和芳・吉川知里・渡邉英嗣（2006）日欧先端科学セミナー「気候変動」参加報告．天気，53, 902–908．
（国際シンポジウム・招待講演発表）
Yamada, K.（2006）Holocene climate variability recordedin brackish lacustrine sediments of Lake Shinji, westernJapan. ESF-JSPS Frontier Science Conference Series
for Young Researchers “Climate Changes”, 24–29 June
2006, Nynäshamn, Sweden.
Yamada, K. and Takayasu, K.（2006）Changes in theoccurrence of oxygen-poor bottom-water in the past
6,000 years in brackish lacustrine sediments of Lake
Shinji, southwestern Japan and a possible linkage
to East Asian monsoon activities. 17th International
Sedimentological Congress, 27 Aug-1 Sep 2006,
Fukuoka, Japan.
程木義邦
（論文等）
Hodoki, Y. and Murakami, T.（2006）Effects of Tidal
Flat Reclamation on Sediment Quality and Hypoxia
in Isahaya Bay. Aquatic Conservation: Marine andFreshwater Ecosystems, 16: 555–567.
長津惠・大林夏湖・程木義邦・小野有五・村野紀雄（印刷中）絶滅危惧種エゾホトケドジョウ Lefua
nikkonis（Jordan and Fowler）の分布と生息環境．保全生態学研究．
岩舘智寛・程木義邦・大林夏湖・村上哲生・小野有五（印刷中）天塩川水系岩尾内ダム直下流域におけるヒゲナガカワトビケラ（Stenopsyche marmorata
Navas）の優占．日本陸水学雑誌．

都筑良明
（論文等）
Tsuzuki, Y.（2006）Preliminary research on salinity andflow rate profiles of a river with an estuarine zone
through the analysis of water quality monitoring data.
LAGUNA（汽水域研究）, 13: 79–88.
Tsuzuki, Y.（2006）An attempt of modification of Carsonʼ
s trophic state index（TSI）for brackish lakes in Japan,
LAGUNA, 13: 89–98.
Tsuzuki, Y.（2006）Higher selectivity of agar media against
activated sludge bacteria. Journal of Ecotechnology
Research, 12（3）: 181–187.
Tsuzuki, Y.（2006）An index directly indicates land-based
pollutant load contributions of domestic wastewater tothe water pollution and its application. Science of the
Total Environment, 370: 425–440.
（報告書・その他）
都筑良明・中山大介・國井秀伸（2006）宍道湖・中海
環境データベースプロトタイプ．LAGUNA（汽水域研究），13: 119–133.
（国際シンポジウム・招待講演等発表）
Tsuzuki, Y., Koottatep, T., Rahman, MD. M., and Ahmed,
F.（2007）Preliminary study on pollutant discharge
from domestic wastewater and pollutant load in theriver: a comparative study between Japan, Thailand
and Bangladesh. International forum on Water
Environmental Governance in Asia. 14–15 March 2007,
Bangkok.
Tsuzuki, Y.（2006）Complicated aspects of water pollutant
discharges per capita（PDC）. Poster Presentation
Proceedings of the 4th International Symposium on
Southeast Asian Water Environment. 6–8 Dec 2006,
Bangkok, Thailand.
Tsuzuki, Y.（2006）Comparative Study of Pollutant Load
per Capita Flowing into the Water Body（PLC）. Towarda Sustainable Management of Surface Waters: the 2nd
CWR/Japan Symposium. 6–8 July 2006, Yonago.
宮本 康
（論文等）
宮本 康（2006）植物の変化を介在した間接効果の普遍的特徴：メタ解析を用いた定量的レビュー．日
本生態学会誌，56: 125–133．
宮本康・國井秀伸（2006）汽水湖中海における塩分96

変動に応じた水質と沿岸藻場の変化．応用生態工学，9: 179–189．
（国際シンポジウム・招待講演発表）
Miyamoto，Y.（2006）Meta-analysis on the plantmediated indirect effect among herbivores. Biodiversity
and Dynamics of Communities and Ecosystems:
Structures, Processes and Mechanisms, March 2006,
Osaka.
（報告書・その他）
宮本 康（2006）「海水流入の変動が下流域の河川生態系に与える影響：外海の海面変動に注目して」
河川環境管理財団河川整備基金助成報告書（2006
年 6 月）．
高田裕行（論文等）
Takata, H., Takayasu, K. and Hasegawa, S.（2006）
Specific foraminiferal fauna in an organic-richenvironment in Lake Saroma, Hokkaido Japan. Journalof Foraminiferal Research, 36: 44–60.
高田裕行・板木拓也・池原研・山田和芳・高安克己（2006）有孔虫化石が示す完新世初〜中期の山陰地方沿岸域における対馬海流．第四紀研究，45:
249–256．
Takata, H., Seto, K., Sakai, S., Tanaka, S. and Takayasu,
K.（2006）Hypolimnetic transitions and sand-bar
development in Aso-kai Lagoon（central Japan）during
the past 1200 years, inferred from benthic foraminifera.
The Quaternary Research（Daiyonki-kenkyu）, 45:
249–256.
Irizuki, T., Takata, H. and Ishida, K.（2006）Recent
Ostracoda from Urauchi Bay, Kamikoshiki-jima Island,
Kagoshima Prefecture, southwestern Japan. LAGUNA（汽水域研究）, 13: 12–28.
高田裕行・入月俊明・石田 桂（2006）鹿児島県上甑島浦内湾の現生底生有孔虫群．LAGUNA（汽水域研究），13: 99–107．
Takata, H., Data report: Eocene benthic foraminifers fromthe Western North Atlantic, Site 1276, ODP Leg 210.
Proceedings of the Ocean Drilling Program, Scientific
Results, in press.
高田裕行・野村律夫・瀬戸浩二（2007） 東赤道太平洋深海帯における漸新世の環境変遷．化石，印刷
中．

（国際シンポジウム・招待講演発表）
Takata, H., Nomura, R. and Seto, K., Faunal changes in
Oligocene benthic foraminifera in the eastern equatorial
Pacific（ODP Leg 199）. International Symposium ofForaminifera 2006, Sep 2006, Natal, Brazil.
荒木 悟
（論文等）
Araki, S. and Kunii, H.（2006）Allozymic implications of
the propagation of eelgrass Zostera japonica within ariver system. Limnology, 7: 15–21.
荒木 悟・國井秀伸（2006）アロザイム解析による中海の残存アマモ群落の繁殖特性の検討．LAGUNA（汽水域研究），13: 9–12.
荒木 悟・國井秀伸（2006）湿生植物における種子と栄養繁殖の機能の違い−オオクグの例−．水草研
究会誌 , 84: 1–6.
中山大介
（論文等）
藤山浩・中山大介（2006）島根県中山間地域における人口減少の GIS 分析−集落 GIS データベースと農村計画への活用可能性−．農村計画学会誌，25:
431–436．
香月興太（論文等）
Sakamoto, T., Ikehara, M., Uchida, M., Aoki, K., Shibata,Y., Kanamatsu, T., Harada, N., Iijima, K., Katsuki, K.,
Asahi, H., Takahashi, K., Sakai, H., and Kawahata,
H.（2006）Millennial-scale variations of sea-ice
expansion in the southwestern part of the Okhotsk Sea
during the past 120 kyr: Age model and ice-rafted debris
in IMAGES Core MD01-2412. Global and Planetary
Change. 53: 58–77.
瀬戸浩二・中武 誠・佐藤高晴・香月興太（2006）斐
伊川の東流イベントとそれがおよぼす堆積環境への影響．第四紀研究，45: 375–390.
香月興太・瀬戸浩二・野村律夫（2006）サロマ湖の珪藻遺骸群集が示す過去 1 世紀の人間活動と環境変遷の関連．日本古生物学会優秀ポスター賞．
（国際シンポジウム・招待講演発表）
Katsuki, K., Seto, K., Nomura, R., Maekawa, K. and
Kawano, S.（2006）Drastic environmental change

97

reconstruction based on diatom assemblage analysis
during the last century in the Saroma lagoon in
Japan, 2006 Ocean Sciences Meeting Program,20–24
February 2006, Honolulu, Hawaii.
Tanaka, S., Takahashi, K., Katsuki, K., and Onodera,
J.（2006）Radiolarian distribution using verticalmultiple plankton sampler and paleoceanography
in the Bering Sea. 11th Meeting of the International
Association of Radiolarian Paleontologists & Triassic
Stratigraphy Symposium, 19–24 March 2006,
Wellington, New Zealand. Best student poster award 受
賞．
Faruque Ahmed（論文等）
Ahmed, F., Bibi, M.H. and Ishiga, H.（2007）Environmental assessment of Dhaka City（Bangladesh）basedon trace metal contents in road dusts. Environmental
Geology, 51（6）: 975–985.
Bibi, M.H., Ahmed, F. and Ishiga, H.（2007）Assessmentof metal concentrations in lake sediments ofsouthwest Japan based on sediment quality guidelines.
Environmental Geology（in press）, available online,
DOI: 10.1007/s00254–006–0492-x.
Ahmed, F. and Ishiga, H.（2006）Trace metal concentrations in street dusts of Dhaka City, Bangladesh.
Atmospheric Environment, 40（21）: 3835–3844.
Bibi, M.H., Ahmed, F. and Ishiga, H.（2006）Distributionof arsenic and other trace elements in the Holocene
sediments of the Meghna River Delta, Bangladesh.
Environmental Geology, 50（8）: 1243–1253.
（国際シンポジウム・招待講演発表）
Gurung, J.K., Ishiga, H., Ahmed, F. and Bibi,
M.H.（ 2007）Geochemical study of Quaternary
sediments for arsenic mobilization into ground waterin the Ganges Basin and Japan seashore. International
Symposium on The 2007 NGWA Naturally Occurring
Contaminants Conference: Arsenic, Radium, Radon,
Uranium. 22–23 March 2007, South Carolina, USA.
Tsuzuki, Y., Kootatep, T., Rahman, M.M. and Ahmed,
F.（2007）Preliminary study on pollutant discharge
from domestic wastewater and pollutant load in theriver: a comparative study between Japan, Thailand
and Bangladesh. International Forum on Water

Environmental Governance in Asia. 14–15 March 2007,
Bangkok, Thailand.
Ahmed, F., Bibi, M.H. and Ishiga, H.（2006）Historicchanges of environment from the record of lake
sediments, Dhaka City, Bangladesh. International
Symposium on Toward a Sustainable Management ofSurface Waters-Partnership Between the University ofWestern Australia and Tokyo Institute of Technology.
7–8 July 2006, Tottori, Japan.
大林夏湖
（論文等）
長津 惠・大林夏湖・程木義邦・小野有五・村野紀雄（印刷中）絶滅危惧種エゾホトケドジョウ Lefua
nikkonis（Jordan and Fowler）の分布と生息環境．保全生態学研究．
岩舘智寛・程木義邦・大林夏湖・村上哲生・小野有五（印刷中）天塩川水系岩尾内ダム直下流域におけるヒゲナガカワトビケラ（Stenopsyche marmorata
Navas）の優占．日本陸水学雑誌．
○ LAGUNA（汽水域研究）の発行
第 13 号を，平成 18（2006）年 6 月に発行した（149ページ）．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，LAGUNA11 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ている．
○汽水域懇談会
調査や集中講義のために来松された研究者や学内外の地元の研究者に話題提供者になっていただき，汽水域に関する最新の話題について参加者が自由に意見を述べ合うことを目的とした不定期の会であり，平成 18（2006）年 1 月から 12 月の間に第 68 回
から第 75 回まで計 8 回が開催された．
○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．平成 15（2003）年度と平成 16（2004）年度
は，国際セミナーと同時開催とし，新春恒例の研究発表会はポスター展示のみであった．平成 17（2005）
年度は汽水域重点プロジェクトの発表に合わせ松江

98

テルサ大会議室において一般公開で行い，70 名を越える参加者を得た．今年度は再び国際シンポジウム
でのポスター発表という形をとった．
汽水域国際シンポジウム 2007 では，3 名の外国人研究者（インド，タイ，ニュージーランド）を招き，初日（1 月 27 日：参加者数 233 名）に招待講演と汽水域重点プロジェクトの発表を行い，2 日目（1 月
28 日：参加者数 173 名）には企業，NPO の事例発表を行った．2 日目の企業，NPO の発表は初の試みであったが，予想以上の参加者を得ることができた．
2-1-3. 主な学内委員会等記録
1 月 10 日 教員会議
1 月 18 日 教員会議
1 月 26 日 共同利用施設等連絡協議会
2 月 6 日 教員会議・重点プロジェクト会議
2 月 10 日 重点プロジェクトリーダー会議
2 月 16 日 管理委員会
2 月 20 日 重点プロジェクト打ち合わせ
2 月 27 日 研究推進協議会
3 月 3 日 重点プロジェクト報告会
4 月 10 日 教員会議
4 月 11 日 重点プロジェクトリーダー会議
4 月 14 日 教員会議
4 月 24 日 運営委員会
4 月 25 日 重点プロジェクト全体会
4 月 27 日 重点プロジェクト会議
5 月 1 日 管理委員会
5 月 16 日 重点プロジェクトリーダー会議
5 月 18 日 共同利用施設等連絡協議会
5 月 29 日 教員会議・重点プロジェクトリーダー
6月 8日
6 月 23 日
6 月 26 日
6 月 27 日
7月 4日
7 月 24 日
7 月 27 日
7 月 31 日
8 月 28 日
8 月 31 日
9月 4日

会議
共同利用施設等連絡協議会
重点プロジェクト発表会（白潟サロン）
共同利用施設等連絡協議会・重点プロジェクトリーダー会議
管理委員会
重点プロジェクト発表会（テクノアーク）
教員会議
共同利用施設等連絡協議会
重点プロジェクトリーダー会議
重点プロジェクトリーダー会議
共同利用施設等連絡協議会
教員会議

9 月 11 日
9 月 21 日
9 月 25 日
9 月 27 日
9 月 28 日
10 月 6 日
10 月 18 日

10 月 24 日
10 月 26 日
10 月 31 日
11 月 27 日

管理委員会
学長ミーティング
国際シンポジウム第 1 回実行委員会
重点プロジェクトリーダー会議
共同利用施設等連絡協議会
教員会議
教員会議・重点プロジェクト中間報告
会・国際シンポジウム第 1 回準備委員
会
国際シンポジウム第 2 回実行委員会
重点プロジェクトリーダー会議
国際シンポジウム第 2 回準備委員会
教員会議・国際シンポジウム第 3 回実

11 月 28 日
12 月 11 日
12 月 18 日
12 月 21 日
12 月 25 日

行委員会
重点プロジェクトリーダー会議
国際シンポジウム第 3 回準備委員会
教員会議
重点プロジェクト全体会
共同利用施設等連絡協議会

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：124 名），後期 2 単位（受講生 9 名）．
「公開授業」として一般市民にも開放しており，また前期は「遠隔講義」により出雲キャンパスの学生も講義に参加できる形態としている．
○学内講師としての教育活動
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）
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）
瀬戸浩二 展開科目「山陰の自然史」（一部担当）
瀬戸浩二 総合理工学部専門教育科目「環境地質学実験」（一部担当）
瀬戸浩二 総合理工学部専門教育科目「地層学実習」（一部担当）
瀬戸浩二 総合理工学部専門教育科目「古生物学実習」（一部担当）
瀬戸浩二 総合理工学部専門教育科目「地球科学基礎演習」（一部担当）
倉田健悟 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）

99

倉田健悟 生物資源科学研究科専門教育科目「生態環境科学論」（一部担当）○他大学での講師の併任など
國井秀伸 山口県立大学非常勤講師 平成 18（2006）年8月
鳥取大学大学院連合農学研究科 平成 16（2004）
年 4 月〜現在
山田和芳 鳥取環境大学非常勤講師 平成 18（2006）年8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
Rajendran,N. Graduate School of Environment andInformation Sciences, Yokohama National University（2006）.
程木義邦 名寄市立名寄大学非常勤講師 平成 18（2006）年 8 月

日〜9 月 17 日（山田）グアテマラ共和国：マヤ文明の解明のためのボーリ
ング調査．平成 18（2006）年 11 月 25 日〜12 月 8日（山田）タイ王国，バングラデシュ：生活排水の汚濁負荷と河川等の水質との関係に関する調査研究（財団法人日本環境整備教育センター 浄化槽に関する調査研究助成「公共用水域に流入する 1 人あたり汚濁負荷量と生活排水の環境家計簿に関する研究」
として出張）．平成 18（2006）年 10 月 14 日〜11 月
3 日（都筑）2-2-2. 大学院・留学生など○大学院生の研究テーマと指導神谷 要「水生植物の移動分散における水鳥の役割に関する研究」（鳥取大学大学院連合農学研究科博士課程後期 1 年）（指導教員：國井）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 3 年）（副指導教員：國井）

タイ王国：エコツーリズムに関する調査研究および
生活排水の汚濁負荷と河川等の水質との関係に関する調査研究（財団法人中国電力技術研究財団 産業振興に関する調査・研究助成「宍道湖・中海流域
における親水性とエコツーリズムの可能性」および財団法人日本環境整備教育センター 浄化槽に関する調査研究助成「公共用水域に流入する 1 人
あたり汚濁負荷量と生活排水の環境家計簿に関する研究」の調査研究として出張）．平成 18（2006）
年 12 月 2 日〜12 月 11 日（都筑）イタリア： IODP Post Cruise Meeting．シシリー島．
平成 18（2006）年 5 月 20–26 日（香月）
北極海：Research Scientist aboard R/V Mirai in Chukchi
and Bering Sea. 平成 18（2006）年 8 月− 9 月（香月）2-3. 国際交流

2-4. 社会との連携○海外調査・共同研究など
タイ王国：ソンクラー湖の水質・底質調査．平成 17（2005）年 7 月 30 日〜8 月 8 日（福武学術文化振興財団研究助成（地理）「タイ南部ソンクラー湖における汽水域の形成環境と近年の地球温暖化との関係の解明」調査研究として出張）（瀬戸，山田）
タイ王国：マングローブ域の魚類生態調査．平成 18（2006）年 2 月 10〜24 日，7 月 4〜19 日（科研費基2-4-1. 公開講座・招待講演など○公開講座（大学開放授業）「中海・宍道湖の環境と生物はどうなっているのか？
−両湖の賢明な利用に向けて−」平成 18（2006）年
10 月 6 日〜27 日（主催 : 島根大学汽水域研究セン
ター）（担当：國井，瀬戸，堀之内，倉田） 受講
者数各回およそ 30 名
○公開セミナー1 月 15 日：島根大学重点プロジェクト主催「2006 公開セミナー・討論会」を共催．松江テルサ中会議
室．約 70 名参加○招待講演・市民講座その他
1 月 2 日：中海テレビ放送「中海物語−美しき中海との共生をめざして」出演（米子市）（國井）1 月 14 日：汽水域研究発表会
1 月 15 日：汽水域重点プロジェクト（A チーム）
「2006

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の研究分担者として出張）（堀之内）
インドネシア共和国：日本学術振興会 2 国間拠点交流事業「南東アジアにおける熱帯湿原生態系の環境と管理」による共同研究．平成 18（2006）年 3 月
13–18 日（國井）ペルー共和国・ボリビア共和国：マヤ文明の解明のためのボーリング調査．平成 18（2006）年 8 月 29

公開セミナー・討論会」

100

1 月 28 日：第 8 回大橋川勉強会共催（倉田）2 月 13 日：第 3 回宍道湖・中海環境データベース検討会（都筑，中山，國井）
3 月 7 日：日本国際湿地保全連合ワークショップ「ラムサール・スピリットと湿地のワイズユース−日本における湿地の賢い活用事例と評価基準試案−」話題提供者．主催：日本国際湿地保全連合・
島根大学汽水域研究センター（國井）4 月 14 日：第 68 回汽水域懇談会（堀之内）
4 月 17 日：第 4 回宍道湖・中海環境データベース検討会（都筑，中山，國井）
4 月 22 日：自然再生センター設立総会「みんなで語ろう！ 宍道湖・中海の賢明な利用−市民と大学の協働に向けて−」パネリスト．主催：自然再生センター設立準備会．安来市和鋼会館（國井）4 月 24 日：第 69 回汽水域懇談会（堀之内）
5 月 19 日：汽水域研究センター網走フィールドス
テーション設立記念講演会講師．主催：汽水域研究センター・東京農業大学．東京農業大学オホー
ツクキャンパス（國井，瀬戸）
6 月 12 日：第 5 回宍道湖・中海環境データベース検討会（都筑，中山，國井）
6 月 16 日：第 71 回汽水域懇談会（堀之内）
6 月 18 日：松江城山エコツーリズム体験会「堀川自然解説」（堀之内，高田）
6 月 19 日：第 72 回汽水域懇談会（堀之内）
6 月 21・22 日：八束中学校総合的な学習による湖上実習（國井，瀬戸，堀之内，倉田）
6 月 23 日：島根大学第 1 回サイエンスデリバリー「汽水域の自然・環境再生研究拠点形成プログラム」話題提供者．「中海の自然再生の鍵を握る水生植物−汽水域の賢明な利用を目指して−」．主催：
島根大学．白潟サロン（國井）6 月 24 日：アマモ種子採取イベント講師．主催：未来守りネットワーク．境港市外江（國井）
6 月 27 日：第 9 回大橋川勉強会（倉田）
7 月 4 日：汽水湖研究所発表会（國井，荒木）
7 月 5 日：汽水域重点プロジェクト（B,C チーム）発表会（國井）
7 月 24 日：第 73 回汽水域懇談会（堀之内）
8 月 8 日：水環境フェア 2006 in 松江分科会 A「ラムサール条約登録と私たちの役割」コーディネー
ター．主催：水環境フェア 2006 in 松江実行委員会（松江市，島根県，国土交通省）．松江市くにびき

メッセ（國井）8 月 26 日：こども科学学園「宍道湖・中海の塩分躍層をはかってみよう」講師．出雲市出雲科学館（國井）8 月 29･30 日：鳥取県・島根県行政企業交流セミナー「中海の保全・再生に向けた取組と賢明な利用方策」講師．主催：鳥取県総務部自治研修所・島根
県自治研修所．米子市皆生温泉（國井）9 月 7 日：第 10 回大橋川勉強会共催（倉田）
9 月 10 日：放送大学島根学習センター開設 10 周年記念公開講演会「斐川の自然と生い立ち−斐川の水草，古代ハス」講師．主催：放送大学島根学習センター．斐川町荒神谷博物館（國井）9 月 11 日：第 6 回宍道湖・中海環境データベース検討会（都筑，中山，國井）
10 月 4 日：第 74 回汽水域懇談会（堀之内）
10 月 7・8 日：大学祭研究室公開により山陰資料展
示室開放（高田ら非常勤研究員）
10 月 22 日：大橋川ヨシ原のクリークを巡る中の島エ
コツーリング（環境省助成事業）インタプリター．
主催：NPO 法人まちづくりネットワーク島根．松
江市大橋川（國井）10 月 28 日：第 2 回アマモ・コアマモ再生イベント
講師．主催：NPO 法人未来守りネットワーク．境港市鳥取県漁協境港支所（國井）11 月 2 日：高等学校理科教育生物講座「汽水域の環境とそこに生きる生物について考える」講師．「宍道湖・中海のラムサール条約登録の意義と私達に課せられた課題」．主催：島根県教育委員会．島根
県水産技術センター内水面浅海部（國井）11 月 5 日：汽水域重点プロジェクト（E チーム）公開セミナー（國井，中山，都筑）
11 月 13 日：第 7 回宍道湖・中海環境データベース
検討会（都筑，中山，國井）
11 月 14 日：第 75 回汽水域懇談会（堀之内）
11 月 19 日：グラウンドワーク・フォーラム in 中海「地域の宝物としての中海に，みんなの夢と力を !!」パネリスト．主催：㈶日本グラウンドエアー
ク協会．米子市文化ホール（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）

101

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：
平成 14（2002）年〜現在
日本陸水学会評議員：平成 18（2006）年 4 月〜現在Limnology 編集委員：平成 17（2005）年 4 月〜現在
種生物学会中四国地区幹事：平成 17（2005）年 4
月〜現在
瀬戸浩二
地学団体研究会全国運営委員：平成 16（2004）年〜現在
日本古生物学会 2006 年大会実行委員：平成 18（2006）年
堀之内正博
Marine Ecology Progress Series Review Staff：平成 14（2002）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 18 年度水環境文化賞選考委
員会委員：平成 16（2004）年〜現在
山田和芳
日本第四紀学会第四紀研究特別号編集委員：平成
17（2005）年 8 月〜平成 18（2006）年 10 月
都筑良明㈳土木学会地球環境委員会幹事：平成 15（2003）
年〜平成 18（2006）年
土木学会 Journal of Global Environment Engineering
編集委員：平成 18（2006）年〜現在
高田裕行
日本第四紀学会 2005 年大会シンポジウム特集号
編 集 委 員： 平 成 17（2005）年 12 月 〜 平 成 18
（2006）年 10 月
香月興太

日本古生物学会 2006 年大会実行委員：平成 18（2006）年
2-4-3. 学外の委員会など
國井秀伸
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
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㈶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
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㈶ホシザキグリーン財団評議員：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
17（2005）年 7 月〜平成 18（2006）年 3 月
米子市環境審議会委員：平成 6（1994）年 8 月〜現在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
日本学術振興会科学研究費委員会専門委員：平成
17（2005）年 1 月〜現在
大橋川改修に関わる環境検討委員会委員：平成 17（2005）年 1 月〜現在
宍道湖・中海水産振興対策検討委員会委員：平成
17（2005）年 2 月〜平成 18（2006）年 3 月
倉田健悟
大橋川を勉強する会事務局：平成 17（2005）年〜
現在
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
島根県立古代出雲歴史博物館展示検討委員：平成
18（2006）年〜現在

102

編集後記
今年もようやく LAGUNA（汽水域研究）の第 14 号をお届けすることができました．原稿を投稿された方々，査読を引き受けてくださった方々，編集担
当の不手際により，本号の発行が大幅に遅れましたことを，まずはお詫び申し上げます．
本号が発刊された後に，次の号の募集が始まります．今年度はもうこれ以上遅れることができないところまで遅れてしまったので，次号はもっと早く発刊されることでしょう．汽水域研究は，多くの研究領域が集まる複合的な分野です．それを一目で見ることができるのは，LAGUNA（汽水域研究）だ
けかと思います．その重圧に負けないようがんばりますので，皆様も奮ってご投稿ください．

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，編集委員会が決定
する．
7. 別刷りにかかる経費は著者の負担とする．

執筆要項
1．投稿原稿の本文の用語は日本話または英語「考察」，または「結果と考察」）などは波下とする．原稿の長さについては特に規定し線でゴシック指定，学名など，イタリック

ないが，大部の場合は編集委員が縮小を要の指定は下線を引いて行う．

求する場合がある．

4. 報文の構成は以下の通りとする．

2. 原稿はワープロを使用することとする．そ日本語原稿の場合：表題，著者名所属，英の場合，1 行 23 文字（半角 46 字），1 ペー
ジ 23 行，上下左右のマージンを 2.5 cm 以

文 表 題， 英 文 著 者 名・ 所 属， 英 文 摘 要（Abstract 200 語以内程度），英文キーワー

上空け，査読のコメントを記入できるようド（5 語以内），本文，謝辞，引用文献，図にダブルスペースの原稿を提出すること．
なお，刷り上がり 1 ページは，横書き 1 行

表の説明文一覧．

23 字，46 行の 2 段組（約 2,100 字）を基本

ワード，本文，謝辞，引用文献，図表の説

とする．

明文一覧．
原稿の第 1 枚目は表紙とし，その上半部に

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

英語原稿の場合：表題，著者名所属，キーは表題から英文所属までを書く．原稿第 2単位を用いること．ワープロ原稿には特殊

枚目には摘要とキーワードを書き，本文は第 3 枚目から始める．表紙を含め，通しペー

文字（丸付き数字，ローマ数字，単位など

ジ番号を打つこと．

の複合記号など）を用いないこと．句読点

5. 本文中での文献の引用は次の例に従う．ままた，文字の書式指定はプリントアウトした，3 名以上のものについては，「・・ほか」または「・・et al.」とする．

た原稿に赤色で示す．本文の見出し項目（た・・・山田・松井（1993）は宍道湖・中海の魚類

とえば「はじめに」，「材料と方法」，「結果」，

について・・・

は「，」「．」を用いること．

・・・and Avise et al.（1987）speculate that this may

通りで書くこと．なお，説明文は別紙にまhave arisen from・・・

とめて書き，本文に続くページ番号を打っ・・・植物生態学分野について記述している（吉ておくこと．

田，1992；佐藤，1993）．

図と表は原則としてそのまま製版できる状

6. 引用文献は謝辞の次にアルファベット順に態とし，縮小率または縮小した場合の横の（論文）長さを指定すること．なお，刷り上がりの図・表の大きさは，原則として横 17 cm，Andrew, N. L. and Jones, G.P.（1990）Patch formation

または 8 cm，縦は 24 cm 以内となるので，by herbivorous fish in a temperate Australian kelp

これを考慮して製図，および縮小率の指定

forest. Oecologia, 85 : 57–68.

を行うこと．カラーで印刷する図のみカ

まとめ，各文献は次の例に従う．

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）

ラーで作成した原稿を提出すること．印刷時の大きさを考慮し，文字の大きさや記号の見やすさを吟味した上で十分な解像度のProduction ecology of phyto- and zooplankton in a

図の原稿を作成して提出すること．

eutrophic pond dominated by Chaoborus flavicans

表は，縦の罫線は使わず，横罫線も最小限（Diptera : Chaoboridae）. Ecol. Res., 4 : 31–53.

にとどめること．写真は本文中に掲載する

八木正一（1984）水道におけるかび臭障害の現状．

場合は図と同様な番号を用いてよい．独立した写真図版とする場合には，横 17 cm，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.
Parsons, T. R., Maita, Y. and Lalli, C. M.（1984）A

縦 27 cm の版面にバランス良く配置し，なるべく原寸大の印刷指定とする．図版中の図を本文中で引用するときには，（図版 I，
図 1），または（Plate I, Fig. 1）のようにする．
プリントアウトした原稿には，図表の挿入

manual of chemical and biological methods of

位置を赤色で印すこと．

sewate analysis. Pergamon Press, New York, 173

過大な図表およびカラー図版については，

pp.

その印刷実費を著者が負担する．

（章）

8. 投稿の際にはプリントアウトした本文原稿

Dayton, P. K. and Tegner, M. J.（ 1984）Theおよび図表原稿と，そのコピー1 部を提出

importance of scale in community ecology : a kelp
forest example with terrestrial analogs. In:A new

すること．その後，編集委員会から指示があった際にフロッピーディスク，MO ディecology : novel approaches to interactive systems.

スク，CD などの電子媒体に保存した原稿（eds.）Price, P. W., Slobodchikoff, C. N. and Gaud,を提出すること．ワープロ原稿は，原則として Microsoft Word のファイル（テキスト

W. S. pp. 457–481. Wiley, New York.

7. 図（写真を含む）と表は 1 つずつ別紙に書ファイルでも可）とする．

き，右上端に図・表の番号と著者名を鉛筆

9. 本文を補足するための図表および数値デー

書きすること．また，日本語原稿の場合でタは，島根大学汽水域研究センターのホー

も，図・表中の言語は，なるべく英文を用いることとし，説明文は英語と日本語の 2

ムページによって公開することができる．
ホームページによってダウンロードできる表 お よ び 数 値 デ ー タ は， 原 則 と し てMicrosoft Excel のファイル（テキストファ

を参照し，編集委員会の指示に従うこと．
11. 投稿の際には必要事項を記入した原稿整

イルでも可）とし，図は，原則として jpeg
形式（PICT 形式でも可）とする．これらの理カードと原稿を編集委員会まで提出するファイルは，MO ディスク，CD などの電提出された原稿は原則として返却しないの子媒体に保存して提出のこと．
10. その他の書式については過去の掲載論文

で，返却希望者はその旨申し出ること．

こと．