LAGUNA（汽水域研究）8，1〜14 頁（2001 年 3 月）
LAGUNA 8，p.1−14（2001）

日本各地の沿岸性汽水湖沼における完新世後半の塩分変動
鹿島

薫1

Salinity changes during the Late Holocene
at coastal brackish lakes in Japan
Kaoru Kashima1

Abstract: To confirm the influence by the global climatic changes and sea level fluctuations tolake environment, we obtained undisturbed vertical core sections of sediments using drilling
equipments at several brackish lagoons in Japan. The diatom−inferred salinity reconstruction
for these brackish lagoons provides an excellent example of long−term salinity measurements
during the Holocene.
At Lake Hamana and Lake Kasumigaura, a series of environmental oscillations with 700−
1200 years intervals between fresh water , brackish to marine episodes followed after the
eruption of Akahoya Ash（6300 y. BP）. They have presumably varied substantially due to sea
level fluctuations within the Late Holocene.
On the other hand, at Lake Shinji, a very closed tidal flat, where diatom valves are rarely
preserved in sediments, continued for thousands of years after the eruption of Akahoya Ash（6300 y. BP）.
Key words: brackish lake, diatom, environmental change, Holocene, salinity

は

じ

め

に

ている．生態学的に見ても，多くの汽水固有種が分布するなど，特色のある場ともなっている（國井ほか，1993）．
地史学的には，日本の汽水湖沼のほとんどが海跡湖に属し，かつて海域であったものが湖沼となったものである．宍道湖・中海も，約 1 万年前以降の縄
文海進によって形成された古宍道湾・古中海湾が，その後，砂州の発達や河川による埋積で海域から切り離されていく過程が復元されている（徳岡ほか，
1990）．汽水湖はその多くが最近 2 万年以内に形成

宍道湖・中海に代表される沿岸性汽水湖沼は，周囲を陸地で囲まれ，外海とは幅の狭い水道でつながりを持つ．一般に水深が浅く，太陽エネルギーを利用する上で有利であること，陸域からの豊富な有機物や栄養塩類の供給があることから，高い生物生産性を維持している場でもある．さらに，陸域から海域への移行部にあるため，潮汐による外海との物質
交換，湖水の塩水成層など複雑な水利的条件を呈し

1

九州大学大学院理学研究院地球惑星学専攻
6−10−1 Hakozaki, Fukuoka 812−8581, Japan
E-mail: kashima@geo.kyushu−u.ac.jp

Department of Earth and Planetary Sciences, Faculty of Sciences, Kyushu University

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されたものであり，その地史的な時間は内陸湖沼に比べて短い．しかし，汽水湖沼は外部からのわずかな影響によって，その環境を大きく変動させてきたことが知られている（國井ほか，1993）．例えば，海水準変動や潮汐変動などの海域からの影響，河川からの堆積物・栄養塩の供給量の変動，気象変動そして人間による自然改変が湖沼の環境を大きく変動させてきたと推定される．
このような汽水湖沼の環境変動史から，その地域の人間活動の解明，さらには地球規模の地球環境の変動の解明など，環境変動についての多くの重要な情報を読みとることが期待され，これまでも堆積学的，古生物学的そして地球化学的手法を用いて，様々な研究がなされてきた（例えば，徳岡ほか，1990）．
著者は 1980 年代より，日本各地の汽水湖沼において，珪藻を指標としての環境変動の復元について研究を進めてきた．その結果，汽水域の珪藻類には独特の生態学的特徴があり，それが環境変動の議論に極めて効果的であることが明らかとなった．
本稿では，筆者がこれまで関わってきた湖沼および内湾における研究成果より，その議論の根拠となってきた，汽水域における珪藻の生態学的特徴と珪藻殻の堆積過程についての知見，及び最近 6000
年間の湖水環境，特に塩分変動に関わる知見を報告する．

古環境指標としての珪藻
珪藻は，単細胞の藻類の一つであり，塩分，pH，栄養塩，水深，乾湿などの変動を示す環境指標として知られている．また，珪藻の殻は堆積物中で保存されやすいことから，過去の環境変動の指標としても用いられることが多い（鹿島 1986，1993）．湖沼
堆積物は，一般に珪藻化石に富んでおり，珪藻を用いた古環境解析に適している．例えば，浜名湖の場
合，湖底堆積物 1 mg あたりの珪藻個体数は最大で10 万個体を超しており，この場合堆積物のほとん
どが珪藻の遺骸からなると言っても過言ではない（鹿島，1988）．日本においても湖沼堆積物の珪藻化
石群集については，内陸湖沼や沿岸汽水湖沼を中心にこれまで研究がなされてきたが，その数は十分とは言えない．しかし，近年，珪藻の生態と珪藻殻の堆積過程については，多くの新しい研究が報告されており（例えば安藤，1990；鹿島，1986，1989；小杉，1988），その結果珪藻から復元される古環境の精度を大きく向上させることが可能となった．

薫

図 1 珪藻を指標とした古環境復元のための研究フ
ローチャート．
Fig.1 The flowchart for the paleo−environmental reconstruction using diatoms.

通常，珪藻を用いた古環境の復元には，図 1 で示した過程を経る．この場合，水域生息する現生の珪藻群集は，死後，湖底に堆積して遺骸群集となり，さらに堆積物中で化石群集へと推移し，その過程で，生産された珪藻殻は溶解，破壊，運搬，混合を受けてゆく．それまでの研究では，これらの過程をきちんと分離しておかなかったため，古環境指標としての珪藻の特徴を十分に明らかにできなかった．そこ
で，次に筆者がこれまで研究を進めてきた宍道湖・中海を例にとって，汽水湖沼における現生珪藻群集，
珪藻遺骸群集，珪藻化石群集の特徴をまとめる．

宍道湖・中海における現生・遺骸・化石
珪藻群集の特徴（1）水質変化と現生珪藻群集の変動
日本海に面した宍道湖・中海は，大橋川と境水道によって海域とつながっている汽水湖沼である（図2，3）．周囲を陸地で囲まれている宍道湖・中海では，降水時には多くの河川水が流入し，その表層部の塩分は低下する．また，渇水時には河川水の流入日本各地の沿岸性汽水湖沼における完新世後半の塩分変動

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しかし，同時期の湖水中の珪藻群集にはむしろ変動 が 小 さ く ， 全 期 間 を 通 じ て Cyclotella caspia ,Diploneis pseudovalis , Chaetoceros sp . Skeletonema
costatum が優占していることが分かる（図 3）．塩分低下期には Skeletonema costatum が増加する傾向は見られるものの，優占する群集が大きく入れ替わる
ことはない．また，湖水の塩分がかなり低下しているにも関わらず，Aulacoseira granulata などの淡水生珪藻が多く産出することはなかった（図 3）．
図 2 本研究の調査地域．
Fig.2 The research lakes of this sutdy.

が減り塩分が上昇することが知られている．淡水化工事の完了する前の 1970〜1980 年代の記録を見ても，宍道湖湖心部の表層水の塩分は，塩素濃度で0.5〜6 パーミルと 10 倍以上の変動を見せている（秋山 1975〜1985）（図 3）．

（2）湖底表層堆積物中の珪藻遺骸群集の変動
淡水化工事のほぼ完了する 1983−1986 年における湖底表層堆積物中の珪藻遺骸群集の分布では，宍道湖では湖の中心部分で堆積物 1 mg あたり 105 個を越える珪藻遺骸を確認できた．湖岸付近では珪藻数が減少するがこれは堆積物の粒径が大きくなることと関係している（図 4）．
これに対して，中海では湖東南部の米子湾で珪藻図 3 宍道湖湖心における表層水中の珪藻群集の変動と湖水の塩分変動（秋山 1975−1985 を改変）．
Fig.3 The diatom floras and lake salinity from surface water samples at the central part of Lake Shinji（ after Akiyama,
1975−1985）.

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鹿島

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図 4 宍道湖・中海における湖底表層堆積物中の珪藻遺骸群集（鹿島，1993，1994）．
Fig.4 Diatom assemblages from surface sediments at Lake Shinji and Lake Nakaumi（Kashima, 1993, 1994）.

日本各地の沿岸性汽水湖沼における完新世後半の塩分変動数の増加が認められた（図 4）．
珪藻遺骸群集の構成については，宍道湖と中海で大きな相違が見られる．宍道湖では，湖のほぼ全域
で Cyclotella caspia が優占し，全珪藻遺骸数の 80％以上を占めている．そして Diploneis pseudovalis が随伴して産出している（図 4）．湖水中からはこれら
2 種のほかに，Chaetoceros sp. Skeletonema costatumが産出したが，この 2 種は殻の構造が弱く，表層堆
積物中に遺骸として保存されていないことを示す（図 3）．このため，見かけ上，珪藻遺骸の分布では，
Cyclotella caspia が 1 種，卓越した分布を示すようになる．
一 方 ，中 海 で は Cyclotella caspia , Diploneis
pseudovalis に 加 え て ， Thalassionema nitzschioides ,Thalassiosira spp . , Fragilaria flavovirens , Paralia
sulcata が産出している．このように，両湖沼間では，珪藻遺骸群集の構成，特に産出する珪藻の種数に大きな差異が見られた．珪藻遺骸で見る限り，宍道 湖 で は 種 の 多 様 性 が 極 端 に 減 少 し ， Cyclotella
caspia が一種多産するようになる（図 4）．
宍道湖・中海の湖底から淡水生の珪藻殻も産出す
る．塩分低下期においても，淡水生種が湖水中に多産する事がないことから（図 3），これらは流域の河5川から流入した異地性の珪藻殻と判断される．淡水
生珪藻殻は，宍道湖では斐伊川河口，中海では飯梨
川河口に多く分布しているが，その範囲は河口 2 km以内に留まり，またその全珪藻殻数に占める割合は10％ 以下である．両湖沼のその他の地点では，産出する淡水生種の割合は 1〜2％ 以下に留まっている（図 4）．
両湖沼では，降水時に大量の河川水が湖内に流入しており，それに伴って多くの淡水生珪藻遺骸が湖内に流入していることが予想された．しかし，珪藻遺骸の分布で見る限り淡水生種の影響は小さく，しかも分布が河口域などに限定されていることが分かる（図 4）．これは，湖内での珪藻殻の生産が極めて大きく，そのため相対的に異地性殻の割合が小さくなっていることを示している．
（3）ボーリングコア試料中の珪藻化石群集の変動
宍道湖・中海ではこれまでに多数のボーリングコ
ア試料が古環境復元を目的として掘削されてきた（徳岡ほか，1990）．ここでは，これらの中から，宍道湖の湖心で掘削された SJ 96 及び SJ 89−1 コアを取りあげ，珪藻化石群集の変動を論じる（図 5）．SJ
96 は湖底堆積物基底までの掘削コア試料である．そ図 5 宍道湖湖心における湖底堆積物中の珪藻化石群集の変化（鹿島，1994；森田ほか，1998）．
Fig.5 Diatom fossil assemblages from lake sediment cores at the central part of Lake Shinji（ Kashima, 1994; Morita etal ., 1998）.

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6の最上部 1 m は掘削時の攪乱が見られたため，近接して採取されていた SJ 89−1 コアを用いて解析した．
宍道湖湖心では，湖底下約 15 m で基底の第三紀層に達する．堆積物はおおむね均一な粘土層からなるが，基底付近では泥炭質に，また途中いくつかの層準でラミナの発達が見られる（高安・出雲古代景
観復元チーム，1998）．珪藻化石は，S 1〜S 3 の 3層準で多く産出した．S 1 は基底直上に位置し，淡水生の Aulacoseira granulata と現在の宍道湖で優占する Cyclotella caspia が混じって産出する．S 2 は
ア カ ホ ヤ 火 山 灰 層 を 挟 む 層 準 で あ り ， Cyclotella
caspia 加えて，Thalassiosira nitzschioides , Cocconeis
scutellum , Diploneis pseudovalis が産出した．S 3 は最上部に位置し，Aulacoseira granulata が優占する
淡水環境から，Cyclotella caspia が優占する汽水環
境への推移が確認された（鹿島，1994; Kashima et al .
1997；森田ほか，1998）（図 5）．
以上のように，宍道湖では，断片的ながら海進期の堆積環境（S 1），縄文海進頂期の内湾的堆積環境（S 2），そして閉塞された淡水〜汽水環境（S 3）が珪藻化石群集から復元され，同湖沼が地史学的に海跡湖としての特徴を持つことを示しており，徳岡ほか（1990）による古地理図と調和している．
しかし，以下の 2 点が宍道湖の環境変動の特徴的な現象として確認された．第 1 に，アカホヤ堆積時
以降，約 5 m の層準にわたって，ヌマコダキガイの幼貝のみが多産する層準が見られ（高安・出雲古代景観復元チーム，1998），その間は珪藻化石の産出が認められなかった（Kashima et al . 1997；森田ほか，1998）．貝群集から見て，極めて閉塞された干潟状の環境が推測されるが，珪藻化石が保存されない堆積環境が継続していたことになる．
第 2 には，最近 50〜100 年ほど前から，わずかであるが湖水の塩分が上昇し，それまでの淡水環境か
ら汽水環境へと変化している．これは，近代以降の人為による地形改変の影響と考えられてきた（例えば，徳岡ほか，1990）．しかし近年，地球の温暖化に伴う海水準の上昇が指摘されており，それとの関係についても，他湖沼との比較を含め，検討が必要となっている（Kashima, in press）．

汽水域の珪藻類の生態学的・堆積学的特徴について
宍道湖・中海における研究より，汽水域における珪藻類の分布の特徴として，以下の 2 点が明らかと薫なった．第 1 は，宍道湖のように海域から遠く離れ
塩分の低い湖沼では，湖底に堆積する珪藻遺骸の多様性が減少し，Cyclotella caspia が 1 種優占するようになる．第 2 には，周辺から多くの河川水が流入しているのにも関わらず，淡水生珪藻殻の分布は河口域など限定された範囲に限られており，その割合も小さい．
以上のような特徴が宍道湖・中海に限定されたものであるのか，それとも日本各地の汽水湖沼に共通する特徴であるかを確認するため，他の汽水湖沼における表層堆積物中の珪藻遺骸の分布を検討した．
考察に用いた試料は，浜名湖（鹿島，1988），三方湖（鹿島，未発表），サロマ湖（鹿島，1996），網走
湖（鹿島，1996），上甑島汽水性湖沼群（鹿島 1989,1993）である．これらの湖は，それぞれ太平洋，日本海，オホーツク海，東シナ海に面している．
宍道湖・中海のように相隣接した湖沼で異なる塩分環境を呈する湖沼である，サロマ湖・網走湖では，
宍道湖・中海とほぼ似た珪藻遺骸群集の分布が認められた（図 6）
．極めて閉塞された汽水湖沼である網走湖では，網走川の河口地域を除くと，Cyclotella
caspia が 1 種で全珪藻殻数の 80％ 以上を占めており，その状態は宍道湖と類似している．これに対して，海水との湖水の交 換 の 大 き い サ ロ マ 湖 で はThalassiosira nitzschioides など約 6 種が分布を分け合っている（図 6）．サロマ湖における多産種の構成は，Thalassiosira nitzschioides など中海と共通するものも見られたが，Fragilaria flavovirens のようにサロマ湖で産出しない種も認められた．しかし，塩分上昇に伴い産出する珪藻遺骸の多様性が増加するという特徴は中海と共通している．
ほぼ同様の現象は，東シナ海に位置する上甑島汽水性湖沼群でも確認された．塩分の低い貝池，鍬崎
池では Cyclotella caspia が一種で優占するの に 対し，塩分の高いなまこ池では Cyclotella caspia に加えて，Thalassiosira nitzschioides, Paralia sulcata などが多く産出するようになる（図 7）．
これに対し，浜名湖では Cyclotella caspia の割合は大きいものの，宍道湖や網走湖のように 1 種のみが 多 産 す る 状 態 は 見 ら れ ず ， Thalassionema
nitzschioides , Thalassiosira spp., Fragilaria flavovirensなど約 5 種の珪藻で分布を分け合っている（図 8）．
浜名湖の北西部は猪鼻湖と呼ばれ狭窄部で区切られているが，珪藻遺骸で見る限りむしろ中海に近い分布となっている．これは狭窄部の水深が大きく，湖水の交換が頻繁であることによるものと考える．

日本各地の沿岸性汽水湖沼における完新世後半の塩分変動

図 6 網走湖・サロマ湖における湖底表層堆積物中の珪藻遺骸群集（鹿島，1996）．
Fig.6 Diatom assemblages from surface sediments at Lake Abashiri and Lake Saroma, northern Japan（Kashima, 1996）.

図 7 上甑島汽水性湖沼群における湖底表層堆積物中の珪藻遺骸群集（鹿島，1989，1993）．
Fig.7 Diatom assemblages from surface sediments at brackish lakes in Kamikoshiki Island, south−west Japan（Kashima,
1989, 1993）.

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図 8 浜名湖湖底表層堆積物中の珪藻遺骸群集（鹿島，1988）．
Fig.8 Diatom assemblages from surface sediments at Lake Hamana, central Japan（Kashima, 1988）.

以上のように，宍道湖のように海域から遠く離れ
塩分の低い湖沼では，湖底に堆積する珪藻遺骸の多様性が減少し，Cyclotella caspia が 1 種優占するようになる現象が，日本各地の汽水湖沼で，接する海域の違いには関係なく確認された．
次に，汽水湖内への淡水珪藻遺骸の流入について考察を加える．汽水湖内への淡水生珪藻殻の流入堆積は一般に小さい．網走湖では，湖の南端部に網走川が形成したデルタ地形が発達しているが，最もデルタに近い試料採取地点でも淡水生珪藻殻の全珪藻殻に占める割合は 25％ に過ぎない（図 6）．サロマ
湖（図 6）や浜名湖（図 8）では，湖底表層からの淡水生珪藻の産出は極めて小さく，全珪藻数の 1％ 以下となる．浜名湖の場合は，やや塩分を含む河口感潮域に特徴的に分布する Nitzschia frustulum が，湖の北端部の都田川河口に見られたが，その分布も河口 2〜4 km 以内に限られている（図 8 f）．湖の規模の小さい上甑島汽水性湖沼群（図 7）（鹿島 1989,1993）においても，淡水生珪藻遺骸の割合はとても小さいことが確認されている．このように，宍道湖・
中海と同様に，多くの河川水の流入があるにもかかわらず，湖内での珪藻殻の生産が大きく，その結果
淡水生珪藻遺骸の割合が相対的に小さくなる現象
は，他の多くの湖に共通した現象であることが確認された．
これらの湖沼に対して，三方湖では多くの淡水生珪藻遺骸が湖内から産出している．三方湖は，三方五湖と呼ばれる複数の湖沼が連なる湖沼群の最も内陸側に位置している．湖底表層からは，Cyclotella
caspia に混じって多くの淡水生種が産出したが，その割合は，流入河川の河口部に位置する湖の南東部
で 60〜70％ に，最も海域に近い北西部で 30〜40％に達する（図 9）．Cyclotella caspia の遺骸が多くの
淡水生種と混じって産出するのは，三方湖の特異な日本各地の沿岸性汽水湖沼における完新世後半の塩分変動

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図 9 三方湖湖底表層堆積物中の珪藻遺骸群集．
Fig.9 Diatom assemblages from surface sediments at Lake Mikata, central Japan.

堆積環境によるものと思われるが，さらなる観測が必要とされている．

られた，浜名湖，霞ヶ浦，三方湖，さらに湖底堆積物浅層部の試料が得られた網走湖，
サロマ湖である．

珪藻化石群集を指標とした
汽水湖沼における古環境変動（1）浜名湖
アカホヤ堆積時以降の塩分変動が最も顕著に現れたのは浜名湖である．浜名湖では，アカホヤ堆積時
以降 H 1 から H 6 までの 6 つの珪藻帯を設定することができた（鹿島，1988；本田・鹿島，1997；Kashima
et al ., 1997；森田ほか，1998）．H 1 では Cyclotella
caspia, Thalassionema nitzschioides, Thalassiosira spp．などが多く産出しており，現在の浜名湖・中海の湖底遺骸群集の構成と類似した群集となる．ただし，
H 1 の中でも Cyclotella caspia の割合に変動が見ら
れ，深度 13.0 m 付近で，Cyclotella caspia が大きくなっている．これは現在の浜名湖の湖奥部の状態と類似している．
H 2 では Cyclotella caspia が優占的に産出してお宍道湖におけるボーリングコア試料中の珪藻化石
群集の推移から，完新世における湖水の環境変動，
特に湖水の塩分の変動が復元された（図 5）．その結果，アカホヤ火山灰堆積時以降，閉塞された堆積環境が形成されたこと．最近 50 年ほど前から，わずかであるが湖水の塩分上昇が始まっていることなどの特徴が認められた．
そこで，以上の 2 点に焦点を絞りながら，日本各地の汽水湖沼におけるボーリングコア試料中の珪藻化石群集の変遷について，以下，検討を加える．ここで用いたのは，湖底堆積物基底部までの試料が得

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図 10 浜名湖湖心における湖底堆積物中の珪藻化石群集の変化（Kashima et al., 1997；森田ほか，1998）．
Fig.10 Diatom fossil assemblages from lake sediment cores at the central part of Lake Hamana（Kashima, 1997; Morita et al .,1998）.

り，H 2 の上半部ではその割合が 80％ に達している．これは，現在の宍道湖の湖底遺骸群集の構成と類似しており，H 1 から H 2 にかけて，湖の閉塞が強まり，湖水表層の塩分が低下したことを示している．H 3 では，Aulacoseira granulata をはじめとする淡水生種が多く産出する．汽水湖沼では，どのよ
うに周囲から河川水などに混じって淡水生珪藻遺骸が流入・堆積しても，それが優占することがないことが，前項の考察より判断されるため，H 3 においては浜名湖は海域から完全に切り離されて，淡水湖沼となったことが判断される．その後，再び汽水化（H 4）と淡水化（H 5）をくり返した後，Cyclotella
caspia , Thalassionema nitzschioides , Thalassiosira spp.などが混じり合って産出する，海水との交換の大きい汽水環境（H 6）へと変化した（図 10）．
96 H 1 の解析により，H 6 はさらに a−e まで 5 つに分帯され，そ の 中 で は Cyclotella caspia と Thalassionema
nitzschioides , Thalassiosira spp. の割合が，周期的に変動した（図 10）．これは塩分の変動が近年まで続いていることを示しており，最近の 50〜100 年ではCyclotella caspia の 割 合 が 減 少 し Thalassionema
nitzschioides , Thalassiosira spp. の割合が増加する塩分上昇傾向が認められた．
14
C 年代測定，火山灰などを基に，その間の堆積速度を一定として，浜名湖の淡水化時期を推定すると，H 2 の開始は 4500 y.BP, H 3 は 3000−2400 y. BP,
H 5 は 1600−500 y.BP となる．

（2）霞ヶ浦霞ヶ浦の湖心近くで掘削された KB 3 コアについて解析を加えた（斉藤ほか，1990）．このコアは，深度約 40 m で湖底堆積物の基底に達し，その14C 年代は 9920±230 y.BP である．アカホヤ火山灰ほかの火山灰層を，コア中に挟在している（図 11）．
珪藻化石群集は，大きく三分され，最下部（深度35 m 以深）の汽水−淡水層準，中部（深度 1.5〜35m）の内湾−汽水層準，最上部（深度 1.5 m 以浅）の淡水層準に区分される．中部（深度 1.5〜35 m）の
内湾−汽水層準では，Cyclotella caspia, Thalassiosira
spp., Thalassionema nitzschioides などが混じり合って産出しており，その群集構成は現在の中海や浜名湖に近い．このことから，霞ヶ浦では，海水との湖水の交換が大きい汽水環境が，完新世において長期間継続していたことを示している．しかし，アカホヤ
火山灰堆積以降 3 回（K 1〜K 3）Cyclotella caspia の割合が増加する層準が見られた（図 11）．現在の浜名湖では，湖口付近に比べて，湖奥では Cyclotella
caspia の割合が大きくなる傾向が認められており，
K 1〜K 3 までの変動は，湖の閉塞が一時的に進んだことを示している．しかし，浜名湖のように，湖沼の淡水化や，Cyclotella caspia が一種で優占する
ような強度の閉塞環境を呈することはなかった．火山灰層を鍵層として，各時期の堆積年代を推定すると，K 1 は 4500−5300 y.BP, K 2 は 2100−3000 y.BP,K 3 は 1300 y.BP となる．これらを浜名湖の珪藻化

日本各地の沿岸性汽水湖沼における完新世後半の塩分変動

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図 11 霞ヶ浦湖心における湖底堆積物中の珪藻化石群集の変化．
Fig.11 Diatom fossil assemblages from the lake sediment core at the central part of Lake Kasumigaura.

石群集分帯と対比すると，K 1 は浜名湖で汽水化が始まる H 2 の下限に，K 2 は淡水化する H 3 に，K
3 は H 5 にほぼ対比される．このことは，浜名湖で見つかった塩分変動・湖水の淡水化に代表される環
境変動は，珪藻化石群集の変動の様式は異なるものの，霞ヶ浦でも現れているものと考察される．
（3）三方湖
三方湖の湖底堆積物は，その基底が 70 m 以深にも達し，またその堆積年代は 8 万年前以前にさかのぼる．これは，三方湖の起源が，他の湖のような海潟湖ではなく，三方湖の東部を区切る断層活動による構造湖であることによる．
珪藻化石群集の変化も，他の湖沼とは大きく異なり，淡水生種のみが産出する堆積環境が継続した．
Cyclotella caspia をはじめとする汽水性種は，湖底堆積物最上部 1 m 以浅のみで産出した．
（4）網走湖・サロマ湖
両湖沼では，湖底表層部のみの試料が得られた．
網走湖では，下位より Aulacoseira granulata などの淡水生種が優占する層準が，湖底下 40 cm の層準でCyclotella caspia の優占する汽水層準へと変化している．火山灰層編年より，網走湖の汽水化 50−70
年ほど前より顕著になったと推定された（鹿島，1996）（図 12）．
これに対して，サロマ湖では淡水種はコア試料中
からもほとんど産出せず，珪藻群集の変化は海水〜
汽水性の Paralia sulcata, Diploneis smithii の現象と，海水生の Thalassiosira spp., Thalassionema nitzschioidesの増加という形で示されている．堆積物の210Pb 年代などより，この変化は 1930 年頃生じたことが推定された（鹿島・松本，1986；鹿島，1996）（図 12）．

日本各地の沿岸性汽水湖沼における淡水化・
低塩分化層準と最近の塩分上昇
日本各地の沿岸性汽水湖沼の湖底堆積物層の珪藻化石の分析より，これらの湖が完新世，特にアカホヤ火山灰堆積時以降，大きな環境変動を経てきたことが明らかとなった．これらの環境変動を塩分変動に絞って整理すると，図 13 のようにまとめられる．
コア試料から産出する珪藻化石群集の構成から，各地点における堆積環境の変動を，現生の珪藻遺骸の分布特性に基づいて，以下のように整理した．
A：内湾環 境 ： Thalassiosira spp . , Thalassionema

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図 12 網走湖・サロマ湖における湖底堆積物中の珪藻化石群集の変化（鹿島，1996）．
Fig.12 Diatom fossil assemblages from lake sediment cores at Lake Abashiri and Lake Saroma（Kashima, 1996）.

図 13 完新世における日本各地の沿岸性汽水湖沼の塩分変動．
Fig.13 Salinity fluctuations during the Holocene at brackish lakes in Japan.

nitzschioides, Cyclotella caspia などが混じり合って産出する．外海との湖水の交換の大きい汽水湖の湖心から湖口部．現在の浜名湖，中海など．
B：内湾〜汽水環境：Thalassiosira spp., Thalassionema
nitzschioides, Cyclotella caspia などが混じり合って産出するが，Cyclotella caspia の構成比が大きくなる．
外海との湖水の交換の大きい汽水湖の湖心から湖奥部．現在の浜名湖，中海など．
B’：内湾〜汽水環境：基本的な珪藻群集の特徴はは B と同じであるが，Paralia sulcata の割合が特に大きくなる．現在のなまこ池（上甑島汽水性湖沼
群）．
C：閉塞された汽水環境：Cyclotella caspia が一種で優占的に産出する．現在の宍道湖，網走湖，貝池，
鍬崎池（上甑島汽水性湖沼群）．
F：淡水環境：淡水生種が優占的に産出する．現在の浜名湖，網走湖などの珪藻遺骸の分布より，周囲を陸域で囲まれていても，湖水表層が完全に淡水化しない限り，
淡水生珪藻遺骸が優占する事はない．
以上の分類を用いて，汽水湖沼の塩分変動をまと日本各地の沿岸性汽水湖沼における完新世後半の塩分変動

めると，以下のような傾向が認められた．
（1）日本の多くの汽水湖沼は，海潟湖であり，その基底部には海進初期の淡水環境 F が確認され，その後の海進に伴って，内湾環境 A が形成された．ただし，三方湖は断層活動に伴う構造湖であり，完新世になっても，最近まで淡水環境 F が継続していた．
（2）完新世後半，特にアカホヤ火山灰堆積時以降の塩分変動には，各湖沼で差異が見られる．最も顕著な汽水化・淡水化が生じたのは浜名湖であり，2度の淡水化期が確認された．これに対して，霞ヶ浦
では内湾環境 A が継続していたが，アカホヤ火山
灰堆積時以降 3 回，内湾〜汽水環境 B が形成され，湖水の塩分の変動が生じたことが確認された．両湖
沼における塩分低下期は，北海道東部の湿原地域で確認された海水準低下期（Sakaguchi et al ., 1986）と強い相関が見られた．
宍道湖では，アカホヤ火山灰降下期以降，極めて閉塞された干潟のような環境が形成された．このため，珪藻化石は堆積物中に保存されず，溶解してしまったものと考えられる．しかし，この点についてはさらに検討が必要である．
（3）最近 50〜100 年は，各汽水湖沼で塩分の上昇が顕著である．その珪藻群集へのあらわれ方は各湖で相違が見られるが，これまでに塩分の上昇が確認された湖沼は以下の通りである．宍道湖（F→C），
浜名湖（B→A），三方湖（F→C），網走湖（F→C），
サロマ湖（B’→A）．これに対して，霞ヶ浦では淡水化が見られた．
これらの現象は，これまで各湖の近代以降の人為による地形改変の影響と考えられることが多かった（例えば，徳岡ほか，1990）．しかし，近年，地球の温暖化に伴う海水準の上昇が指摘されており，それとの関係についても，検討が必要性となる（Kashima,
in press）．

謝

辞

本研究をまとまるにあたり，宍道湖中海における研究の機会とご助言をいただいた，徳岡隆夫教授，
高安克美教授をはじめとする，島根大学汽水域研究センター，総合理工学部の方々に厚くお礼を申し上
げます．

文

13

献

秋山 優（1975〜1985）中海・宍道湖水系における植物プランクトンおよび着生藻類の推移ならびにその生態学的研究（I）〜（X），中海・宍道湖の水質保全に関する調査報告書（第 1 報）〜（第 10報），島根県環境保健部．
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池谷仙之・和田秀樹・阿久津 浩・高橋 実（1990）
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鹿島 薫（1993）：汽水湖沼における現生および化石珪藻群集，地質学論集，39: 7-14.
鹿島 薫（1994）中海・宍道湖における現生および化石珪藻群集に関する最近の話題．LAGUNA（汽水域研究），1: 37-43.
鹿島 薫（1996）網走湖・サロマ湖の湖底堆積物から得られた珪藻遺骸群集．LAGUNA（汽水域研究），3: 33-39.
Kashima（in press）An attempt of diatom assemblages
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鹿島 薫・中海宍道湖自然史研究会（1990）：中海・

14

鹿島

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告，9: 159-161.
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國井秀伸・高安克巳・橋谷 博・中村幹雄・中尾繁（1993）汽水湖生態系の特性と日本における研究の現状，日本生態学会誌，43: 195-209.
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薫

史：海水準変動に影響された沿岸湖沼環境変遷
史，地質学論集，36: 103-118.
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徳岡隆夫・大西郁夫・高安克巳・三梨 昂（1990）
中海・宍道湖の地史と環境変化，地質学論集，36:
15-34.

LAGUNA（汽水域研究）8，15〜22 頁（2001 年 3 月）
LAGUNA 8，p.15−22（2001）

中海中浦水道における水質動向
宇野誠高1・田中秀典2・大塚泰介3・高安克己2・鮎川和泰4
Water quality tendency in Nakaura channel, the outlet of
Lake Nakaumi, Japan
Nobutaka Uno1, Hidenori Tanaka2, Taisuke Ohtsuka3,
Katsumi Takayasu2 and Kazuyasu Ayukawa4

Abstract: Salinity, dissolved oxygen and water temperature were continuously measured in the
Nakaura channel, the outlet of the Lake Nakaumi, from April 1, 1999 to April 4, 2000. The
measurements are carried out near the surface（1 m deep）and near the bottom（11 m deep）. As
a result, the salinity showed large daily and seasonal variation near the surface, whereas it wascomparatively steady near the bottom. Fast Fourier transformation analysis detected its periodic
fluctuation with the cycle of 12.52 hours near the surface, and 12.36−and 25.52 hours near thebottom, suggesting influence by tide. The salinity near the bottom also showed 14− and 28
days cycle, corresponding to the lunar tidal changes. Near the bottom, the temperature and thedissolved oxygen also showed periodic pattern corresponding to the tide. In contrast, they
showed clear daily cycle near the surface.
Key words: Nakaura channel, continuously observation of water quality, daily and seasonalvariation of water quality, tidal changes, Fast Fourier transformation analysis

は

じ

め

に

中海・宍道湖は島根県東部から鳥取県西部に位置する汽水湖である．図 1 は中海・宍道湖の位置関係を示したものである．中海は斐伊川水系の下部に位置し，大橋川を介し宍道湖と，中浦水道・境水道を介し日本海とそれぞれ連絡している．中海には下げ
潮時に大橋川から低塩分水が流入し，上げ潮時に境水道・中浦水道から海水が流入する．日本海の潮位差は 20〜30 cm と小さいため，遡上してくる海水は低塩分水とあまり混ざらず、いわゆる塩水楔を形成
1

2
3
4

図 1 中海・宍道湖周辺の概念図．
Fig.1 Location map of Lake Nakaumi and Lake Shinji.

筑波大学大学院環境科学研究科 Graduate School of Environmental Science, Tsukuba University, Tsukuba 305−8572, JapanE−mail: nobutaka−u@mc.neweb.ne.jp
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
滋賀県立琵琶湖博物館 Lake Biwa Museum, Kusatsu 525−0001, Japan
環境システム株式会社 Environmental System Co. Ltd., Amagasaki 660−0893, Japan15

宇野誠高・田中秀典・大塚泰介・高安克己・鮎川和泰

16する．
毎年夏季に中海・宍道湖湖盆に貧酸素水塊が形成され，これは漁業・環境上の大きな問題となっている．この貧酸素水塊の形成は，日本海から境水道・中浦水道を経て流入してきた海水と強いつながりがある（橋谷ほか，1991）．中海湖底で形成された高
塩分・低 DO 水は潮汐や気圧の影響を受けて、大橋
川の河底を遡上し、宍道湖へと流れ込む（橋谷ほか，
1992）．したがって海水の流入口である境水道から中浦水道にかけての水塊動態は中海・宍道湖全体の環境に大きな影響を及ぼしていると考えられるが，高塩分水の動態について十分には解明されていな
い．
本研究では中浦水道を通過する水塊の動態を把握することを目的とした．そこで，中浦水道の一定点に水質計を設置し，水温・塩分・溶存酸素（Dissolved
Oxygen，以下 DO）に関して連続観測を行った．また大潮時と小潮時に，潮の干満による流向流速と水質の変化を把握するため，流向流速計と水質計を用いた流動集中観測を行った．

観

測

方

に設置し，水質計の設置深度は表層 1 m と下層 11m の 2 点とした．表層の水質計は観測塔から垂下したロープに係留した．下層の水質計は，観測塔に結束された塩化ビニール製のパイプ内に投入し，ロープで係留した．パイプは水質計の保護，固定を目的としたもので，センサー部分には水を通すために多数の孔があけられている．測定間隔を 10 分に設定した．観測を開始したのは 1999 年 4 月 1 日である．本研究では 2000 年 4 月 5 日までの約 1 年分のデータを解析した．
3〜4 週間に 1 回，水質計のメンテナンスを行った．センサーおよびその周辺への生物（フジツボ，
ヒドロ虫，ゴカイ，藻類など）の付着が表層において著しく，これが測定値に影響を及ぼすおそれがあった．そこで設置水質計の検定のために，メンテ
ナンスの前後に，連続観測用の水質計 2 本と直読式
多項目水質計（ハイドロラボ社，H−20 型）をともに現場の表層水で満たしたバケツ中に入れ，水質を同時に測定した．
またメンテナンス時に，水深 1 m ごとの水温・電気伝導度・塩分・DO を直読式多項目水質計を用い法

2-1 調査地点
図 2 に中浦水道の拡大図を示す．中浦水道は，江島と弓浜半島の間に位置し，幅約 0,5 km，全長 1,5km，平均水深は 7 m である．中浦水道の中ほどには，かつての中海・宍道湖淡水化計画事業のひとつとして昭和 48 年に建設された中浦水門がある．中浦水門は密度流及び潮汐による下流から上流への流れを消失させ，下流向の一様な流れにすることを目的としていた（南ほか，1983）ため，水門周辺の地
形は人為的に変えられており，除塩のために塩水ポケット（塩水溜）が作られた．現在の水深は 13〜14m であり，橋谷・奥村（1990）によれば塩水溜には褐色汚泥が約 30 cm の厚さに堆積しており，その下は固い砂質層で構成されている．
2-2 調査方法
図 2 に示す地点において水質の連続観測と流動の集中観測を行った．以下にその内容を示す．
1）水質連続観測
多項目水質計（ハイドロラボ社，データゾンデ−3）を使用して，水温・電気伝導度・塩分・DO（溶存酸素）を測定した．水質計は農水省管理の観測塔

図 2 中浦水道における観測地点（国土地理院地形図
2 万 5 千分の 1「境港」より）．
Fig.2 Location map of study site of the Nakaura channel.

中海中浦水道における水質動向

17

図 3 中浦水道における表層と下層の塩分と境港の潮位のパワースペクトル．
Fig.3 Power Spectra of（a）tidal level at Sakaiminato,（b）1 m deep and（c）11 m deep salinity at the Nakaura Channel.

て測定し，それぞれの鉛直分布を調べた．
2）流動集中観測
流動観測の測定項目は流向流速と水質（水温・電気伝導度・塩分・DO）である．流向流速の測定に，水中投下式で直読式の電磁流向流速計（アレック電子製 ACM 210−D）を使用し，水質測定に直読式多項目水質計（ハイドロラボ社 H-20 型）を使用した．
水質連続観測を行っている観測塔周辺の 1 地点に船を係留し，20 分間隔で測定を行った．流向流速計と水質計を船上から鉛直下向きに下ろし，表層 0m から底まで 1 m 間隔で計測を行った．
小潮流動調査を 1999 年 11 月 30 日の午前 7 時 10分から午後 4 時半まで，大潮流動調査を 12 月 24 日の午前 7 時 40 分から午後 2 時（強風のため途中で中止）まで行った．
3）パワースペクトル解析
一般に汽水湖では潮汐による強制振動と，湖の形
状や密度成層状態による固有振動とが結びついた複雑な振動が出現する．振動の卓越成分を抽出するためには連続した水位・水質データを用いて，スペク
トル解析を行う必要がある（奥田，1991）．そこで中浦水道を通過する水の周期性を明らかにするために ， 連 続 観 測 デ ー タ に 対 し て FFT（ Fast Fourier
Transform）によるパワースペクトル解析を行った．
1999 年 4 月 1 日 17 時から 1999 年 5 月 29 日 23 時までの表層・下層の連続水質データ 8191 点を解析に使用した．また、測定された水質データに影響を及ぼすと考えられた潮位について，中浦水道より日
本海側に位置する境港のデータに FFT 解析を適用した．図 3 は表層・下層塩分と境港潮位の FFT 解析結果である．
なお，境港の潮位データは境測候所が測定したデータを使用させていただいた．

結果1）使用データ
水質連続観測においては前ファイル未消去によるメモリー不足やバッテリー切れ，台風の影響による
水質計・パイプの破損等による欠測がしばしばあった．図 4 に観測期間に得られたデータ期間を示す．
2）連続観測季節変動
1999 年 4 月 1 日から 2000 年 4 月 4 日までの約 1
年間の表層と下層の水温，塩分，DO の時系列を図5 に示す．

18

宇野誠高・田中秀典・大塚泰介・高安克己・鮎川和泰

図 4 水質連続観測期間．
Fig.4 The observation term of water quality.

水温は表層・下層ともに 1999 年 4 月から 7 月にかけて上昇し，8 月は安定，9 月から 2000 年 1 月まで低下し，2000 年 1 月から 4 月まで安定していた．
塩分は表層が 8〜25 psu の範囲で大きく変動したのに対し，下層は 30〜34 psu の範囲で安定していた．
表層の DO は 1 年を通じて飽和状態（年平均 109.8％）であった．下層の DO は 1999 年 4 月に平均 100％を超えていたが，夏に向かうにつれて値は徐々に下がり，6 月と 7 月，9 月には DO 値が 10％ を下回
ることがあった．9 月以降，下層の DO 値は上昇し，50〜100％ の範囲で変動していた．
月周期変動
図 6 は 1999 年 4 月 1 日から 5 月 29 日までの下層の水温，塩分，DO の時系列図と同時期の境港の潮位を示したものである．
下層の塩分には，潮相に対応する半月周期の変動が見られた．すなわち中潮・大潮にかけて低下し，
小潮・長潮・若潮にかけて上昇する周期的な変動が認められた．FFT 解析では 682 時間と 341 時間の周期が検出された（図 3）．これを日数に換算するとそ
れぞれ 28 日，14 日である．
下層の DO についても塩分と同様に，中潮・大潮にかけて低下し，小潮・長潮・若潮にかけて上昇す
る傾向を示した．
短期変動
FFT 解析の結果，1999 年 4 月 1 日 17 時から 1999
年 5 月 29 日 23 時までの表層の塩分には，12.52 時

図 5 中浦水道における表層（1 m）と下層（11 m）の水質連続観測結果（1999 年 4 月 1 日〜2000 年 4 月 4 日）．
（a）水温（細線，水深 1 m；太線，水深 11 m），（b）塩分（細線，水深 1 m；太線，水深 11 m），（c）DO（細線，水深 1 m；太線，水深 11 m）
Fig.5 Time series data of（a）water temperature（fine line, 1 m deep; thick line, 11 m deep）,（b）salinity（fine line, 1 m
deep; thick line, 11 m deep）,（c）DO（fine line, 1 m deep; thick line, 11 m deep）of the Nakaura channel（1 Apr 1999〜
4 Apr 2000）.

中海中浦水道における水質動向

図 6 中浦水道における下層（水深 11 m）の水質連続観測結果と境港の潮位（1999 年 4 月 1 日〜1999 年 5月 29 日）．（a）水温，（b）塩分，（c）DO，（d）境港の潮位．
Fig.6 Time series data of（a）water temperature（11 m
deep）,（b）salinity（11 m deep）,（c）DO（11 m deep）of
the Nakaura channel,and（d）tidal level at Sakaiminato（1Apr 1999〜4 Apr 2000）.

間と 6.09 時間の周期が検出され，下層の塩分には25.52 時間，12.36 時間，8.22 時間，6.09 時間の周期が検出された（図 3）．下層の塩分の周期は，境港の潮位の FFT 解析で検出された，25.76 時間，12.45
時間，8.18 時間，6.09 時間の周期とよく対応する．
図 7 に 1999 年 6 月 5 日から 15 日までの表層と下層の水温，塩分，DO の時系列と，同時期の境港における潮位を示す．
表層の水温には夜明けとともに水温が上昇し始め，昼過ぎに安定し夜半過ぎから下降し始める日変動がみられた．下層の水温は上げ潮で上がり，下げ
潮では下がる傾向が見られた．表層の塩分は大潮・中潮の上潮時に塩分濃度がスパイク状に上昇する現象がみられた．小潮・長潮・若潮時にはこの傾向は弱まるものの，大潮・中潮時と小潮から長潮時の塩分の平均値（大潮・中潮時：22.3 psu，小潮〜長潮時：22.4 psu）に大きな差はなかった．
表層の DO は夜明けから日没にかけて上昇し，翌日未明にかけて下降する日変動が見られた．下層のDO は下層の塩分と同様に境港の潮位変動とよく対応していた．潮相との対応では小潮から若潮・長潮にかけて DO の値の振幅は小さくなり，中潮から大潮にかけては値の振幅が大きくなる傾向がみられた．

19

図 7 中浦水道における表層（1 m）と下層（11 m）の水質連続観測結果と境港の潮位（1999 年 6 月 5 日〜
1999 年 6 月 15 日）．
（a）水温（細線，水深 1 m；太線，
水深 11 m），（b）塩分（細線，水深 1 m；太線，水深11 m），（c）DO（細線，水深 1 m；太線，水深 11 m），（d）境港の潮位．
Fig.7 Time series data of（a）water temperature（fine line,
1 m deep; thick line, 11 m deep）,（b）salinity（fine line,
1 m deep; thick line, 11 m deep）,（c）DO（fine line, 1 m
deep; thick line, 11 m deep）of the Nakaura channel,and（d）tidal level at Sakaiminato（5 Jun 1999〜15 Jun 1999）.

3）流動集中調査
3−1 小潮流動調査
小潮調査当日の境港における潮位と観測期間を図8（a）に，流速（主流向流速）と水温・塩分・DO の鉛直分布の時系列を図 9 に示す．表層（0〜3 m）は観測期間を通じ中海から境水道方面へと流れていた．水温，塩分ともに低く，DO は飽和状態であった．水深 4〜8 m では観測を開始した 7 時から 9 時
半までは水は境水道から中海に流れていた．9 時半を過ぎると水の流れは中海から境水道方面へと変

図 8 流動集中調査実施時間と境港における潮位変動．（a）小潮時，（b）大潮時．
Fig.8 The term of observation of（a）the neap tide and（b）
the spring tide at Sakaiminato , and tidal change at
Sakaiminato（a:7:10〜16:20, Nov.30, 1999 b:7:40〜14:00, Dec.24, 1999）．

20

宇野誠高・田中秀典・大塚泰介・高安克己・鮎川和泰

図 9 小潮流動調査における流速，水温，塩分，DO の鉛直分布時系列図．
Fig.9 The time series of distribution of（a）current velocity,（b）water temperature,（c）salinity,（d）DO, of the Nakaura
channel（7:10〜16:20, Nov.30, 1999）.

図 10 大潮流動調査における流速，水温，塩分，DO の鉛直分布時系列図．
Fig.10 The time series of distribution of（a）current velocity,（b）water temperature,（c）salinity,（d）DO, of the Nakaura
channel（7:40〜14:00, Dec.24, 1999）.

わった．水温，塩分，DO はいずれも水深 4〜5 m
付近で変化しており，躍層が存在していることを示している．14 時から 16 時にかけて，水深 6 m 付近の DO の低下が認められた．下層（水深 8〜13 m）
では 7 時から 9 時半までは水は境水道から中海に流れていた．9 時半を過ぎると流速が 10 cm/sec を下回るようになり流向値の検出が難しくなった．水温，

塩分，DO いずれも値に大きな変動はなく安定していた．
3−2 大潮流動調査
大潮調査当日の境港における潮位と観測期間を示したものを図 8（b）に，流速（主流向流速）と水温・塩分・DO の鉛直分布の時系列を図 10 に示す．表

中海中浦水道における水質動向

層 0 m から水深 8 m までは，測定を開始した 7 時 40
分から 12 時かけて水は中海から境水道方面へ流れていた．
12 時頃になると下層から徐々に流れは境水
道方面から中海へと変わりはじめた．水温，塩分，
DO のいずれも水深 5 m 付近で値は変化しており，躍層が存在していることを示している．境水道方面
から中海への強い流れ（最大流速 65 cm/sec）を示し
た 13 時から 14 時にかけて，水深 0 m から 3 m の
水温と塩分が上昇し，躍層付近との値の差は縮小した．水深 8 m から 11 m までは測定を通じ境水道方面から中海への水の流れを示していた．水温，塩分ともに 13 時から 14 時にかけて値が低下する傾向が見られた．水深 12 m から 13 m にかけての流向は，流速が 10 cm/sec 以下を記録したものが多く，流向ははっきりとした傾向を示さなかった．水温，塩分，
DO のいずれも値は安定していた．

考察

1）塩分の日変動について
境港の潮位データの周期と塩分の周期が対応していたことから，中浦水道の塩分変動には潮汐が影響していると考えられる．特に下層の塩分変動は，境港の潮位変動とよく対応していた．
一方で表層水の塩分の日変動パターンは潮相によって異なり，大潮では上げ潮時に塩分がスパイク状に上昇する傾向を示したのに対し，小潮から若潮の上げ潮時では変動が小さくなる傾向がみられた．
大潮の上げ潮時に表層の塩分がスパイク状に上昇したのは，大潮の上げ潮時に境水道方面から中海へと高塩分水が流入してきたためと考えられる．実際，
大潮流動調査では，上潮時，表層において境水道方
面から中海への水の流れがおこり，それとともに塩分が上昇することが明らかにされた．
それに対し小潮時には，中浦水道の表層では上げ
潮でも中海から境水道方面への流れが卓越していた
ため，大潮時のようなスパイク状の塩分変化がみられなかった可能性がある．ただし，小潮流動調査では上潮時に観測を行えなかったため，表層の流向と塩分動態との関係は明らかでない．
2）塩分の月周期変動について
今回の観測結果から中浦水道の下層水の塩分には，小潮から長潮・若潮にかけて塩分が上がり，大潮から中潮にかけて塩分が下がる傾向がみられた．
これらの周期は潮汐の月周潮・半月周潮に対応する

21と考えられる．
小潮流動調査から，下層の水深 11 m では上げ潮時には境水道から中海への流れを示したが，下げ潮時は中海から境水道への水の流れは認められなかった．また上げ潮時には，表層と下層の塩分差は大きかった．大潮・中潮時と小潮・若潮・長潮時の潮位変動を比較すると（図 7,d），大潮・中潮時には 1 日
2 回の上げ潮と下げ潮が確認できるが，小潮・長潮・若潮時には 1 日 2 回の下げ潮のうち，1 回は潮位変化が小さいため，潮が上がる時間が長い．そのため
大潮・中潮時に比べ，小潮から長潮時には境水道方面から海水が流入してくる時間が長くなるため，塩分は高くなると考えられる．
1999 年 12 月の大潮時の調査結果から，上げ潮時に表層から下層までの塩分差は小さくなっていたことから，水の鉛直混合が起こっていたと考えられる．
また，大潮の下げ潮時には中海の低塩分水が境水道方面へ流出するため，中浦水道の下層において低塩分水が観測されたと思われる．つまり，大潮から中潮にかけての塩分の低下は，下げ潮時の中海湖心からの低塩分水の流出と上げ潮時の鉛直混合が原因と考えられる．
ただし，観測地周辺では，かつての中海・宍道湖
淡水化事業のために水道の底が掘り下げられている．中浦水道の平均水深が 7 m で，塩水ポケットの水深が 13〜14 m であることを考えると，ポケッ
トの存在による塩分への影響も無視できないと思われる．ポケットの形状などの正確な情報が不足していることもあって，ポケット内の水の塩分と，その周辺の水の塩分との関係には不明な点が残る．したがって今後ポケット外の塩分の動向について，ポケットの影響を考慮した詳細な調査が必要と思われる．

今 後 の 課 題
今回は中浦水道での水質変動について考察したが，今後国土交通省が中海湖心で計測を行っている
水質データや，島根県内水面試験場が宍道湖大橋に設置している水質データと比較検討することで，宍道湖から中海にかけての水質動向がつかめると思われる．
また，流向流速調査の問題点として，今回行った7 時から 17 時までの日中の調査では，日周潮・半
日周潮のサイクルの全てを観測することができな
かった．中浦水道の水の動向を正確に把握するため宇野誠高・田中秀典・大塚泰介・高安克己・鮎川和泰

22には，流向・流速の連続的なデータが必要である．
また表層の水質計はフジツボ，ヒドロ虫，ゴカイ，
藻類などの付着が著しかったため，データの精度を向上させるために，メンテナンス期間の変更について検討の必要がある．

謝辞

本報告は宇野の卒業論文の一部をまとめなおしたものである．島根県衛生公害研究所水質課の石飛裕
氏には，FFT 解析の解釈について有益なご助言を頂いた．本研究を進めるにあたり，島根大学汽水域研究センターの皆様にお世話いただいた．特に中海分
室の松本雅夫氏には調査船の運転，水質計の設置などでお世話になった．中山大介氏には調査にご協力頂いたとともに，流向流速調査では調査方法などについて有益なご助言を頂いた．以上の方々に深く感
謝します．

引

用

文

献

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LAGUNA（汽水域研究）8，23〜30 頁（2001 年 3 月）
LAGUNA 8，p.23−30（2001）

衛星リモートセンシングによる宍道湖の一次生産量モニタリングの試み
作野裕司1・松永恒雄2・高安克己3・國井秀伸3
中村幹雄4・六川修一5
Monitoring primary production in Lake Shinjiusing satellite remote sensing
Yuji Sakuno1, Tsuneo Matsunaga2, Katsumi Takayasu3, Hidenobu Kunii3,
Mikio Nakamura4 and Shuichi Rokugawa5

Abstract: To monitor the gross primary production（Pg）in Lake Shinji, a simple algorithm of
the Pg estimation using chlorophyll−a（Chl.a）derived from satellite remote sensing data andthe maximum primary production per Chl.a（P Bm）derived from the in−situ water temperature（Tw）was proposed. Some assumptions for developing the algorithm were verified using fieldsurvey data obtained in the lake, 1995−1998. And the algorithm was applied to images and Tw
data of different dates in the Lake. The following results were obtained. 1）The area average
SPOT/HRV band ratio after offset removal showed high correlation（R =0.98）for the area
average in−situ Chl.a. 2）The primary production per Chl−a（P B ）almost reached saturation（≒P Bm ）under the irradiance below 400μEin/m2 /s condition. 3）The P Bm showed relative
high correlation（R =0.71−0.73）for Tw. 4）The estimated Pg using the algorithm changed within
the range of about 50−700 mgC/m3/hr in the lake.
Key words: Lake Shinji, monitoring, primary production, remote sensing

1．はじめにパラメータの一つである一次生産量は時空間的な変動が大きく，その広域分布の推定は難しかった．
そこで筆者らは宍道湖全域における一次生産量を推定するために，1995 年から 1999 年まで高分解能衛星センサを用いた一次生産量モニタリングの技術開発に関わる現地調査を継続して行ってきた（例えば

近年，宍道湖に生息するシジミによる水質浄化能力を評価する目的で，複数の物質循環モデル（Nakamura et al. , 1988；山室，1997）が提案されている．しかしその物質循環モデルの中で最も重要な

1

2

3
4
5

広島大学工学部 Faculty of Engineering, Hiroshima University, Higashihiroshima, 739−8527, JapanE−mail: ysakuno@naoe.Hiroshima−u.ac.jp
東京工業大学大学院総合理工学研究科 Interdisciplinary Graduate School of Science and Engineering, Tokyo Institute of Technology,
Yokohama, 226−8502, 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
島根県内水面水産試験場 Shimane Prefectural Fisheries Experimental Station, Hirata, 691−0076, Japan東京大学大学院工学系研究科 Graduate School of Engineering, The University of Tokyo, Bunkyo−ku 113−8656, Japan

23

24

作野裕司・松永恒雄・高安克己・國井秀伸・中村幹雄・六川修一

作野ほか，1996）．一般に衛星データを用いて一次生産量推定を行う場合，通常衛星データからクロロ
フィル a 濃度（以下 Chl.a と略す）を推定する過程（第 1 段階）と Chl.a から一次生産量を推定する過程（第 2 段階）に分けられる．筆者らはまず第 1 段階
についてまとめ，ある一時期の衛星データから宍道
湖の表層 Chl.a 分布を推定する比演算回帰モデルを提案した（作野ほか，1999）．この結果を受け，本報では多時期の衛星データでも同様の Chl.a 推定モ
デルが適用可能であるか，そしてまだ研究に着手していない Chl.a から一次生産量を推定する方法についてそれぞれ検討したのでここに報告する．

2．衛星データを用いた宍道湖用簡易一次生
産量推定アルゴリズムの提案
筆者らは 1997 年 10 月 9 日の衛星データと現場データを使って宍道湖の表層 Chl.a 分布推定を行い，SPOT/HRV センサのバンド 1（XS1:0.50−0.59μm）とバンド 2（XS2:0.61−0.68μm）の比演算モデルがChl . a 推 定 に 有 効 で あ る と 報 告 し た（ 作 野 ほ か ，
1999）．多時期の衛星データについても同様のモデルが有効であるとすると，宍道湖の表層 Chl.a と衛星データとの関係は次式で表せる．

ないと仮定して式 2−3 を以下の式で表す．
Pg＝P Bm C （式 2−3）
また P Bm は温度の関数であることが知られており（Epply, 1972; Balch and Byrne, 1992），霞ヶ浦でもP Bm と水温は高い相関があることが報告されている（岩熊・安野，1981）．宍道湖でも霞ケ浦と同様，
水温の関数で表せると仮定し，P Bm と水温の関係を以下の式で表す．
P Bm＝cT ＋d （式 2−4）または P Bm＝c’EXP（d’T ）（式 2−5）
ここで，T は水温，c，d ，c’ ，d’ はそれぞれ定数である．ただし宍道湖は水平・鉛直の水温差が平均 0.5℃程度以下と小さいことから（橋谷ほか，1991），P Bmの値も鉛直的に均一とする．
以上の仮定が妥当であれば，Pg は Chl.a と水温の関数で求めることができ，衛星データと水温データを使って宍道湖の総一次生産量を比較的簡便に推定することが可能となる．

3．宍道湖用簡易一次生産量推定アルゴリズ
ムにおける仮定の検証

C ＝a（XS1/XS2）＋b（式 2−1）
ここで，C は Chl.a, XS1 及び XS2 はオフセット除去
後（暗画素法と呼ばれる簡便大気補正後）の SPOT/
HRV データの DN, a 及び b は定数である．ただし宍道湖の Chl.a は上下層間で差が数μg/l と小さく
（橋谷他，1991），上下間の濃度差は均一とする．
一方，一次生産量を衛星データから導く場合，一般に以下のような式が用いられる．
Pg＝P B C（式 2−2）
ここで，Pg は総一次生産量，P B は「Chl.a あたりの総一次生産量」である．また P B は通常，照度や水温等の関数として表され，一般にその設定は観測値が使用される．しかし，宍道湖において P B の観測例は少なく，その設定方法の議論もなされていない．
そこで，ここでは衛星が飛来する午前 10〜12 時前
後の時刻には宍道湖の P B が最大（P Bm）となり（森本ほか，1977），かつ良好な衛星画像が取得できるのは晴天の日に限られ照度は P B の律速条件になら

3.1 多時期衛星データによる比演算モデルの妥当性
3.1.1 使用データ
式 2−1 のモデルの検証に使用したデータは，1995
年 11 月 7 日，1996 年 10 月 11 日，1997 年 8 月 8日，10 月 9 日，1998 年 3 月 3 日，3 月 4 日に筆者らが収集した衛星（SPOT/HRV）／現場（Chl.a）デー
タセットである．Chl.a の値は現場で採水した試料を実験室に持ちかえり，アセトン・抽出吸光度法により求めた．天候や調査機器等の関係上，調査日によってデータの取得数は異なるが，基本的な測点は
図 1 に示す通りである．また取得した水質データ（Chl.a）データを取得した同地点で取得した透明度，SS の各データも含む）の概要を表 1 に示す．
衛星データは，地上基準点（GCP）による精密幾
何補正処理により現場調査測点と対応づけた画素の
DN を使った．また各測点の DN は，センサノイズ
及び測点位置決定誤差の影響を軽減する目的で，現地調査測点を中心とした 3×3 画素（60 m×60 m）の平均値を用いた．さらに大気補正には暗画素法（作野他，1999）を採用し，清浄な日本海域の DN を各

衛星リモートセンシングによる宍道湖の一次生産量モニタリングの試み

25

表 1 1995〜1998 年に宍道湖衛星同期調査で得られた水質データのレンジ．
Table 1 Ranges of simultaneous water quality survey datawith satellite observation in Lake Shinji, 1995−1998.

図 1 宍道湖における基本調査測点．
Fig.1 The standard stations of water quality survey in Lake
Shinji.

測点の DN から差し引いた．
3.1.2 結果及び考察
図 2（a），（b）はそれぞれ，オフセット除去前のSPOT/HRV の比演算値と現場表層 Chl.a の関係を示している．
（a）と比べて（b）は全データが直線的に並び，両者の相関は非常に高い（相関係数 0.81）．
これは宍道湖の HRV データにおけるオフセット除去が時期間の大気補正処理手法として，十分な効果があったことを示している．しかし図 2（b）で各測
定日ごとの値を見ると，両者の相関は悪く，ここに示した回帰式では各測定日ごとの Chl.a 分布を推定する式としては不適当である．このような問題は多時期の Landsat/TM データを使った東京湾の表層

Chl.a 推定例（水尾，1998）でも報告されている．このことは現状の衛星センサデータから 1 つの Chl.a
推定式で全測定日の Chl.a 分布を推定することの難しさを示しているといえる．これは，湖内や湾内の表層 Chl.a の濃度差に比べて時期的な表層 Chl.a の濃度変化の方が大きいことに起因すると考えられる．
一方，図 3 は図 2（b）を各測定日の SPOT HRVの比演算値と現場表層 Chl.a のそれぞれ面平均値をとった時の関係を示した図である．この図において両者の相関は高い（相関係数 0.89）
ことがわかる．このことは，衛星データからただ 1 つの回帰式で多時期における宍道湖の面平均表層 Chl.a を比較的精度よく推定することができる可能性を示している．そこで，式 2−1 を次式に修正した場合，多時期衛星

図 2 宍道湖における SPOT/HRV の比演算値と現場表層クロロフィル a 濃度との相関．
（a）オフセット除去前，（b）
オフセット除去後．
Fig.2 Correlation between SPOT/HRV band ratio and the in−situ surface chlorophyll−a concentration in Lake Shinji.（a）before offset removal,（b）after offset removal.

26

作野裕司・松永恒雄・高安克己・國井秀伸・中村幹雄・六川修一

図 3 宍道湖における SPOT/HRV の面平均比演算値と現場の面平均表層クロロフィル a 濃度との相関．
Fig . 3 Correlation between the area average of SPOT /HRV band ratio and the average in − situ surface
chlorophyll−a concentration in Lake Shinji.

図 4 宍道湖湖心における光（I ）−一次生産量（P ）曲線の例（1994 年 8 月 1 日）．P と I は國井（未発表）のデータを使用．
Fig.4 Example of P −I curve at the center of Lake Shinji.
P and I data from Kunii（unpublished）.

データによる比演算モデルは宍道湖の表層 Chl.a 推定に妥当だといえる．

値を 0.47 倍（気象庁，1977）して炭素単位（mg C）に変換した．このようにして求めたデータの一覧を
表 2 に示す．
一方，P B の最大値（P Bm ）は先に示した國井の Iと P B のデータを使って両者の関係を次式のような双曲線（関，1996）で近似することによって求めた．

Cave＝a（XS1/XS2）（式 3−1）
ave＋b
ここで，Cave は表層 Chl.a の面平均値，（XS1/XS2）
ave
は SPOT/HRV の比演算値の面平均値，a，b はそれぞれ定数である．
3.2．
「Chl.a あたりの一次生産量」の光依存性及び温度依存性について
3.2.1 使用データ
宍道湖における光（照度）と一次生産量のデータ
は，國井（未発表）のデータを用いた．このデータ
は，1994 年 8 月から 1995 年 11 月まで毎月宍道湖
湖心表層で採取した 14 試料を用いて，実験室において種々の照度（I ）下で明暗瓶法により一次生産量を測定したものである．本報では國井が測定した各光量下の純一次生産量と呼吸量を足すことによって，総一次生産量を求めた．また一次生産量と同じ
湖水試料で測定された水深 0 m と 1 m に お け る
Chl.a の平均値を表層 Chl.a とした．そしてこの表
層 Chl.a で総一次生産量を割って，「Chl.a あたりの一次生産量」（P B ）を求めた．ただし，この測定値
は酸素単位（mg O2）であるため，先に求めた P B のP B＝αI /（β＋I ） （式 3−1）
このうち，αとβは定数で，それぞれ P Bm と半飽和定数（P Bm の 1/2 のときの光強度，KI ）に相当す
る．本報ではこの定数αを P Bm のデータとした．またこの時の水温（T ）は I と P B を測定した水槽内の水温とした．
3.2.2 結果及び考察
図 4 は宍道湖湖心表層における I と P B の関係を
式 3−1 で双曲線近似した結果を表した例である．図中の近似式のうち，分子側の定数 16.1，分母側の定数 305.3 がそれぞれ P Bm，KI の値に相当する．また
表 3 には同様にして求めた全データの P Bm，KI，相関係数（R ），RMS 誤差（RMSE ）を，図 5 には全デー
タから求めた近似曲線をそれぞれ示す．
表 3 より 1995 年 1 月，2 月の相関が他の日にちと比べ若干悪い（R ＝0.88，0.73）がその他の相関は

衛星リモートセンシングによる宍道湖の一次生産量モニタリングの試み

27

表 2 疑似現場法によって得られた宍道湖湖心のクロロフィル a 濃度あたりの一次生産量，呼吸量とクロロ
フィル a 濃度及び水温のデータ（國井，未発表）．クロロフィル a 濃度データは水深 0 m と 1 m の平均値
Table 2 Original data primary production per chlorophyll−a（P B ）, using the simulated in−situ method, chlorophyll−aconcentration（Chl.a）, and water temperature at the center of Lake Shinji（Kunii, unpublished）. Chl.a data are the averagesof values at 0 m and 1 m depths.

R ＝0.96 以上と極めて高い．このことは，宍道湖湖
心表層における I と P B の関係は式 3−1 の双曲線で近似することが妥当であることを示している．また，
P Bm の値は 1.5〜18.4 mg C/mg Chl.a/hr 範囲にあり，一般の富栄養湖で観測された P Bm の値 2〜6 mg C/
mg Chl.a/hr（有賀，1973）と比べても同等かそれ以上の高い値を示している．同様な指摘は山室（1991）
でもなされている．一方，図 5 からほとんどのデー
タが 400μEin/m2/s 以下の照度下で P B は飽和しており，衛星データ取得条件である晴天時・午前 10〜12時前後にはほぼ飽和状態つまり P Bm の状態に達している場合が多いと推測される．以上から衛星デー
タ観測日時における宍道湖湖心表層では P B ＝P Bmの仮定は妥当であると考えられる．
図 6 は，異なる水温下における典型的な光−一次生産量曲線を示す．また図 7 には P Bm と水温の関係を表す．両者には R ＝0.71〜0.73 程度の相関があり，値はほぼ岩熊・安野（1981）が示した回帰曲線上に近いところへプロットされた．このことから，宍道湖の P Bm と水温の間にも深い関係があることが示唆された．しかし，推定誤差（RMSE で表す）は 3 mg C/mg Chl.a/hr 程度あり，水温の関数で P Bm
を推定する場合にはこの程度の誤差を考慮しなけれ

図 5 1994 年 8 月から 1995 年 11 月まで毎月の光（I ）−一次生産量（P ）データを使って推定した宍道湖の全 P −I 曲線．P と I は國井（未発表）のデータを使用．
Fig.5 P −I curves estimated from P and I data for eachmonth between Aug.1994 and Nov.1995 in Lake Shinji. P
and I data from Kunii（unpublished）.

28

作野裕司・松永恒雄・高安克己・國井秀伸・中村幹雄・六川修一

表 3 式 3−1 によって導き出された宍道湖の Chl.a あ
たりの最大一次生産量（P Bm）及び半飽和定数（KI ），相関係数（R ），RMS 誤差（RMSE ）．単位：P Bm（mg C/mg Chl.a/hr），KI（μEin/m2/s），RMSE（mg C/mg Chl.a/hr）．
Table 3 Maximum primary production per chlorophyll−a（P Bm ）, P −I saturation parameter（KI ）in Lake Shinji
derived from equation 3−1, and correlation coefficient（R ）and RMS error（RMSE ）. Unit: P Bm（mg C/mg Chl.a/hr）,
KI（μEin/m2/s）, RMSE（mg C/mg Chl.a/hr）.

ばならない．このような比較的大きなばらつきが生じる原因としては，主に栄養塩の影響が考えられるが（秋山ほか，1986），本報では栄養塩のデータを入手することができなかったためその原因については十分な検討ができなかった．しかし，現状では宍道湖の P Bm を設定する他のよい方法がないため，水温を関数とした図 7 中の回帰式を使用するのが妥当だと考えられる．

4．提案した宍道湖用簡易総一次生産量推定
アルゴリズムの適用と問題点
図 8 は 2 で提案した式 2−3 を使って推定された
平均的な宍道湖全体における総一次生産量の季節変化である．使用したデータは，HRV から推定された面平均 Chl.a（図 3 参照）と実測した面平均水温のデータである．P Bm の設定には図 7 に示す回帰曲
線式（宍道湖のデータで計算した回帰式）を用いた．
これによると推定された宍道湖の総一次生産量は約50〜700 mgC/m3/hr の範囲内で変化している．一方，秋山（1991）が 1974〜1985 年に宍道湖で実測した
総一次生産量の最小，最大はそれぞれ 20〜80，130〜
420 mgC/m3/hr であった．本アルゴリズムを使って

図 6 3 時期の異なる水温下における宍道湖の典型的な P−I 曲線．Pと I は國井（未発表）のデータを使用．
Fig . 6 Typical P −I curves in Lake Shinji under threedifferent water temperature condition in Lake Shinji . P
and I data from Kunii（unpublished）.

図 7 宍道湖における水温（T ）と Chl.a あたりの最大一次生産量（P Bm）の相関．
Fig.7 Correlation between the water temperature（T ）and
the maximum primary production per chlorophyll − a（P Bm）．

衛星リモートセンシングによる宍道湖の一次生産量モニタリングの試み

29

る一次生産量の季節変化について若干の考察を行った．
そして以下のような事項が明らかになった．
1．オフセット除去をした多時期の SPOT/HRV デー
タの比演算値と現場 Chl.a の相関は全体としては高いが，各調査日における両者の相関は低い．一方
HRV の比演算値と現場表層 Chl.a のそれぞれ面平均値をとった場合の相関は高い．これらの結果は，湖内 の 表 層 Chl . a の 濃 度 差 に 比 べ て 時 期 的 な 表 層
Chl.a の濃度変化の方が大きいことに起因する．
2．
季節に関わらず 400μEin/m2/ s 以下の照度下で宍図 8 本報で提案した方法を用いて推定した宍道湖の面平均総一次生産量の季節変化．
Fig . 8 Seasonal change of the area average of theestimated gross primary production using the proposed
method in Lake Shinji, 1995−1998.

得られた総一次生産量はアオコ発生時の 10 月のデータを除くと妥当な推定値であると考えられる．
図 8 のグラフから推定される宍道湖全体の一次生産
量は 3 月（冬〜春）は低く，8 月〜10 月（夏〜秋）は高い．このような季節的な変動は國井（1995）も指摘しており，宍道湖の一次生産量の季節変化が大きいことを示唆している．
一方，本報で提案したアルゴリズムの精度を求めるには，衛星データと同期して得られた現場の総一次生産量測定値が必要である．またこのアルゴリズ
ムでは前述したように P Bm の推定誤差が大きいた
め，時期によって推定値が大きく異なる場合が考えられる．さらに，現時点では SPOT データが得られない場合，面平均 Chl.a 推定は不可能であり，SPOT
データも高価でありかつ衛星と同期した現場の水温データも得ることが難しいことから現実的な方法とはいえないという問題点がある．従って，今後はTerra/ASTER（岸野，1995）等比較的安価で購入でき広域の Chl.a や水温を推定可能な衛星センサデー
タや建設省等が観測している水温，塩分，
栄養塩デー
タ等を活用するアルゴリズムに改良することが重要だと考えられる．

5．まとめ
多時期の衛星データを用いて一次生産量を推定す
るアルゴリズムの提案をし，そのアルゴリズムにおけるいくつかの仮定の検証を行った．また提案したアルゴリズムを現場データに適用し，宍道湖におけ道湖の P B はほぼ飽和状態に達していることから，
衛星データ取得条件である晴天時・午前 10〜12 時
前後には P B＝P Bm とする仮定は妥当である．
3. P Bm と水温には R ＝0.71〜0.73 程度の相関があり，現状では宍道湖の P Bm を水温から推定するのが妥当である．
4．推定された宍道湖の総一次生産量は約 50〜700
mgC/m3/hr の範囲内で変化し，従来の研究値から判断して妥当な推定値といえる．
今後は本報で提案したアリゴリズムの検証のための一次生産量測定を行いたい．また，本アルゴリズ
ムを改良して比較的安価で入手できる可視センサ及び熱赤外センサを搭載した Terra/ASTER センサに適用できる新しい一次生産量推定アルゴリズムの開発を行いたい．

謝辞島根大学大学院理学研究科地質学専攻修士課程（当時）の中山大介氏には，現場調査の準備，実施，データ処理等，終始手伝って頂きました．その他にも船舶による現地調査ではたくさんの方々にお世話になりました．
お世話になった皆様に感謝致します．

引

用

文

献

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LAGUNA（汽水域研究）8，31〜37 頁（2001 年 3 月）
LAGUNA 8，p.31−37（2001）

ヤマトシジミの大量斃死機構に関する基礎的研究Ⅰ
相崎守弘1・高橋

愛1・山口啓子1

Study on the mechanism of the large amount death of Corbicula japonica I
Morihiro Aizaki1, Ai Takahashi1 and Keiko Yamaguchi1

Abstract: Corbicula japonica is a typical bivalve in blackish water environment in Japan andis an important resource in fishery. It is also importance for nutrient circulation in blackish
water ecosystem. C. japonica has a high ability to tolerate the anoxic condition and adapt towide range of salinity concentration. However, a large amount death of C. japonica occurred in
1997 in Lake Shinji, a representative lake for fishery of C. japonica in Japan. We consideredthat there are causes for this large amount death in addition to the final deterioration in theirhealth conditions.
For this study, several containers with different set of population densities of C. japonica
were submerged in Ohashi River, an outflow of Lake Shinji, from the early August to the endof October. Death rate in each container, tolerance ability and filtration rate of C. japonica
were collected periodically from each container. The following results were obtained: 1）The
death rate increased in high population density of C. japonica. 2）The filtration rate decreasedin high population density of C. japonica . 3）The tolerance ability for an anoxic condition
decreased in high population density of C. japonica. 4）These effects occurred in the populationof over 2000 ind./m2 of C. japonica with ca. 2 cm length of shell size. 5）Tolerance ability foranoxic condition increased when water temperature decreased under 20℃, and little dead shells
were observed in October. 6）The rapid decrease in dry flesh weight of C . japonica wasobserved before the decrease of tolerance in anoxic condition, with increase in number of deathof C. japonica. It is concluded from these results that the health condition of C. japonica, suchas the decrease of flesh weight, seemed to be an important factor for decrease in tolerance, andover population of C. japonica in Lake Shinji before the large amount death in 1997 wasconsidered to be one of the cause of this phenomena.
Key words: Corbicula japonica , Lake Shinji, large amount death, population density, anoxic
tolerance

1．はじめには言うまでもないが，近年水質保全の上でも重要な役割を果たしていることが明らかにされている（中村（由）ら，1998; Nakamura et al ., 1988）．ヤマトシ
ジミはろ過摂食により，湖水から植物プランクトンを直接体内に取り込み消化分解して排泄している．

島根県にある宍道湖は日本を代表する汽水湖であり，ヤマトシジミの生産量は全国 1 位である（中村，2000）．ヤマトシジミは水産資源として重要なこと

1

島根大学生物資源科学部 Faculty of Life and Environmental Science, Shimane University, Matsue 690−8504, JapanE−mail:aizaki@life.shimane−u.ac.jp

31相崎守弘・高橋

32

1 個体が毎時 0.2 リットルの湖水をろ過する能力を持ち，宍道湖の湖水は単純計算では 3 日に 1 度ヤマ
トシジミの体内を通過している（相崎ら，1998；相崎・福地，1998）．
この宍道湖を代表するヤマトシジミが 1997 年の夏季に大量斃死を起こし，漁業に対して重大な被害を与えたばかりでなく，環境へも大きな影響を与えた．この大量斃死は宍道湖のヤマトシジミ現存量の74％ にもおよび，また全域にわたって被害を受けていた．従来，貧酸素水塊の影響を受けて水深の深い部分でヤマトシジミが斃死する現象は見られていたが，今回の斃死は水深の浅いところでも生じており，従来とは異なった初めての現象である（島根県
水産試験場三刀屋内水面分場，1998）．
島根県内水面水産試験場ではこの大量斃死の原因として，消去法により台風によってもたらされた多量の浮泥によるものと結論づけた（島根県水産試験場三刀屋内水面分場，1998）．しかしながら，ヤマトシジミは本来懸濁物を排泄する高い能力を持っており，また状況が悪いときには殻を閉じてしばらくの期間は回復するまで耐えることができる能力を持っている．したがって，直接的な原因は浮泥にあるにしても，間接的には抵抗力の低下した状態に置かれていたことが原因と考えられる．我々は，ヤマトシジミを使った水質浄化実験を行っているが，1998 年夏季に実験水槽の水が停止してしまい，生
息密度の高い水槽など条件の悪かった水槽では全滅したが，停止前の環境の良かった水槽では大半が生き 残 っ た と い う 現 象 を 体 験 し て い る（ 前 田 ら ，
2000）．このことから，ヤマトシジミの斃死には直接的な原因の他に，事前の健康状態が重要であり，健康状態によって耐性が変化してくるものと考えた．
そこで事前の健康状態が無酸素耐性に与える影響を調べる目的で，ヤマトシジミの生息密度を変化させた条件のコンテナを作り，大橋川に浸漬し，無酸
素耐性とろ過活性や軟体部重量変化などについて調査した．

2．実験方法2.1 大橋川における調査
生息密度がヤマトシジミの斃死や無酸素耐性及び生理活性に与える影響を調べる目的で，大橋川に生息密度を変えたコンテナを浸漬し，実験を行った．
実験期間は 1999 年 8 月初旬から 10 月下旬までの約

愛・山口啓子
表 1 実験条件．
Table 1 Experimental Conditions.

3 ヶ月間行った．内寸 470×400×225 mm のコンテ
ナを 6 つ用意し，砂とヤマトシジミを入れ，大橋川の川辺に浸漬した．砂は宍道湖鳥ヶ崎の沿岸部で採取し，コンテナの底から約 10 cm の厚さになるように入れた．また，ヤマトシジミは宍道湖西部湖岸で採取したものを使った．殻長は約 20 mm，湿重量は 2.7±0.4 g のものを用いた．生息密度は 1 m2 当たりの個体数として，No.1; 1,000，No.2; 1,500，No.3;
2,000，No.4; 3,000，No.5; 4,000（表 1）とした．また，コンテナは岸に近い方から No.4，No.1，No.2，No.3，
No.5 の順で設置した．コンテナを設置した付近は岸辺にはヨシが茂っており，そのため水の流れは妨げられた．No.5 を設置した付近はちょうどヨシ帯が切れる付近で水の流れはよかったが，一番岸よりの No.4 のコンテナ付近は流れが特に悪かった．
週に 1 回の頻度で，各実験系からヤマトシジミを20 個体づつ採取し，研究室に持ち帰り実験を行った．ただし，No.1 については，個体数が少なく影響が出やすいためコンテナを 2 つ用意し，10 個体づつ採取した．同時に，多項目水質計（水質チェッカー U−10，堀場製作所）を用いて水温，溶存酸素（DO），塩分濃度を測定した．また，実験系毎にヤ
マトシジミの斃死個体数の計数を行った．各実験系
で計数された斃死個体数から累積斃死率を算出した．斃死個体の計数はコンテナを引き上げて確認し，開殻した状態のものを死貝とした．死貝はその都度コンテナから取り除いた．
2.2 ろ過速度の測定
1 リットルの広口ガラス瓶にヤマトシジミ 10 個
体と試水 1 リットルを入れ，ふたをしない条件で培養した．底質は入れなかった．試水のみを入れたものをコントロールとした．実験容器は，20℃ に設定した恒温槽に保持し，暗条件下で 90 分間静置した．実験に先立ち，ヤマトシジミを設定水温で最低
1 時間馴化させた．実験に用いた試水は堀川から実験の当日に採水したものを用いた．堀川は宍道湖の湖水が導水され，汽水環境になっているが，家庭排水等の流入により宍道湖に比べて汚濁した水質となっている．

ヤマトシジミの大量斃死機構に関する基礎的研究Ⅰ

実験開始時と実験終了時（90 分後）に試水を 300
ml ずつ採取し，懸濁物質（SS）濃度，濁度，アンモ
ニア態窒素（NH4−N）濃度を測定した．試水はサイフォンを用いて，糞や擬糞が混入しないように注意しながら取水した．懸濁物質（SS）濃度は，ガラス
フィルター（GF/F）でろ過後，105℃ で乾燥させて重量を測定し求めた．濁度は携帯濁度計（Hach 社，
2100 P 型）を用いて測定した．NH4 −N 濃度はオー
トアナライザー（ブラン・ルーベ社，AAⅡ型）を用いて分析した．実験に用いたヤマトシジミは，実験終了後，殻長及び湿重量を測定し，軟体部について
60℃，24 時間で乾燥させて軟体部乾燥重量を求めた．
懸濁粒子のろ過速度の測定は，経時変化の測定で藻類現存量が実験開始から 90 分までは直線的に変化している結果（相崎ら，1998）を基に，その時間内での変化量から求めた．ろ過速度はヤマトシジミ
がろ過摂食，または呼吸のため一定時間に体内に通した水のろ過水量であり，懸濁粒子の除去速度と異なり，試水の初期の濃度に影響を受けない．
したがって，ヤマトシジミの生理活性の指標として優れている．ヤマトシジミのろ過速度は以下の式にしたがって計算した（Nakamura et al ., 1988）．
F ＝（V / t）
［ln（C（0）/C（t））−ln（Cb（0）/Cb（t））］
V ：試水の量（L），t ：培養時間（h），C（0）：ヤマ
トシジミを入れた容器内での実験開始時における懸濁粒子濃度（mg/l），C（t）：ヤマトシジミを入れた容
器内での t 時間後における懸濁粒子濃度（mg/l），
Cb（0）：コントロール系の実験容器内での実験開始時における懸濁粒子濃度（mg/l），Cb（t）：コントロール
系の容器内での t 時間後における懸濁粒子濃度（mg/l）を表す．
図 1 に示すように，本実験において SS 濃度と濁度との間には高い相関が得られ，濁度からほぼ正確な SS 濃度を推定することが可能となった．そこで，
本実験ではろ過速度を算出する際，濁度から SS 濃度を換算して用いた．
2.3 無酸素耐性実験
ろ過速度の測定実験と同様な条件で，容器の上部まで試水を満たし，試水を無酸素状態にした後，ふたをして暗条件下の恒温槽で保持した．ただし，各実
験系について，ろ過速度の測定に用いたヤマトシジミとは別の 10 個体を用いた．無酸素の試水は，溶
存酸素（DO）が DO メーターで検出されなくなる（0.05 mg/l 以下）まで窒素ガスを充分吹き込んで33

図 1 濁度と SS 濃度の関係．
Fig.1 Relationship between turbidity and SS concentrationin experimental waters.

作った．生死の判定は，開殻した状態のものを死貝とした．毎日一定時刻に観察し，半数致死日数を調べ，生息密度の違いによる無酸素耐性の違いを調べ
た．

3．結

果

3.1

大橋川に浸漬したコンテナにおけるヤマトシ
ジミの斃死状況
実験期間中の水温，DO 濃度及び塩分濃度の変化を図 2 に示す．水温は 8 月 26 日の 29.3℃ をピークに次第に低下した．9 月 20 日までは 25℃ 以 上 であったが，10 月 18 日以降には 20℃ 以下となった．
DO 濃度は 3.07〜7.06 mg/l と，極端な貧酸素化は見られなかった．塩分濃度は 3.6〜10.1 psu と，極端な低塩分化，高塩分化は見られなかった．

図 2 大橋川実験地点における水温（◆），塩分（■）
及び存酸素濃度（▲）の変化．
Fig . 2 Changes in the water temperature , salinity anddissolved oxygen concentrations at experimental site in
Ohashi River during the experimantal period.

34

相崎守弘・高橋愛・山口啓子図 3 大橋川に浸漬したコンテナーでのヤマトシジ
ミの斃死個体数と累積斃死率．
（◆）No.1，（■）No.2，（▲）No.3，（●）No.4，（＊）No.5.
Fig.3 Death numbers of C.japonica and death ratio in theeach experimental container submerged in Ohashi River.

図 4 単位殻長当たりの軟体部乾燥重量の変化．
（◆）
No.1，（■）No.2，（▲）No.3，（×）No.4，（＊）No.5.
Fig.4 Changes in the flesh dry weight per unit shell lengthin each experimental container submerged in Ohashi River.

図 3 に大橋川に浸漬した各コンテナでのヤマトシ
ジミの斃死個体数と累積斃死率を示す．8 月中は生息密度の高い No.4，No.5 のコンテナで 20 個程度の斃死個体が計測されたが，密度の低い No.1 及びNo.2 ではほとんどみられなかった．9 月 3 日は他の日に比べて多量の斃死個体がみられ，特に No.4 では 83 個体という高い値が計測された．また，9 月
中は No.5 のコンテナでは 30 個体程度が毎週死んでいたが，ほかのコンテナではさほど多くの死亡個体は見られなかった．No.4 のコンテナでは 9 月 3 日に多くの死亡固体がみられたが 9 月下旬にはあまりみられなくなった．また 10 月にはいると死亡個体数は減少し 10 月 25 日には各系とも 0 となった．累積斃死率をみると，生息密度が 2,000 個体／m2 までの密度では死亡率に大きな違いは見られず，3,000個体以上で死亡率が高まることが明らかになった．
No.4 と No.5 を比較すると密度の低い No.4 の方が斃死率が高くなったが，これは 9 月 3 日に多量の斃死個体が見られたためであり，そのケースを除けばNo.5 の方が死亡個体数が多かった．9 月 3 日に No.4
で多くの斃死個体が見られたのは，No.4 のコンテ
ナがもっとも岸寄りだったため，水質悪化が激しかったことによるものと考えられた．

No.5 では実験開始からすぐに重量は低下し，8 月 26
日には 27 mg まで低下した．9 月 3 日に大量の斃死個体が出た No.4 でもその前週の 8 月 26 日には軟体部乾燥重量は 27 mg ま で 低 下 し て お り ， そ の 他
No.1，No.3 でも 9 月 3 日には 29 mg と 30 mg 以下となった．大量斃死を起こした No.4 では 9 月 3 日の軟体部重量は 25 mg まで低下した．生息密度の高い No.5 ではその後も 26〜27 mg の値を維持し，10
月 9 日になって 30 mg まで回復した．No.4 では 9
月 10 日には 28 mg まで回復しており，9 月 27 日以
降は 30 mg を超える値となった．No.1，2，3 では 9
月 3 日以外は 30 mg を越えており，高いときには約 40 mg の値を示した．

3.2 軟体部乾燥重量
大橋川に浸漬したコンテナにおけるヤマトシジミの軟体部乾燥重量の変化を図 4 に示す．実験に用いたヤマトシジミは殻長約 2 cm のものを用いたが，すべての個体が同じサイズではなかったとことから，
サイズによる補正を行うため，殻長 1 cm 当たりの軟体部乾燥重量に換算して示した．生息密度の高い

3.3 ろ過活性
図 5 にろ過活性の変化を示す．0.15 l/Ind.・h を中心に変動しており，生息密度の高いコンテナで変動が激しかった．8 月 26 日から 9 月 10 日までは密度の違いによるろ過速度の差が小さかった．9 月 3 日には全ての系で実験期間中最も低い値を示し，斃死
個体数が多かった No.4 では 0.09 l/Ind.・h と最も低い値を示した．また，9 月 3 日以降，ろ過速度は回復傾向を示し，密度の低い系ほど回復率が高かった．
図 6 に 8 月 13 日から 9 月 27 日までの実験で得られた各生息密度での平均ろ過速度を示す．No.1 お
よび No.2 の系では平均ろ過速度は 0.15 l/Ind.・h と同じであったが，生息密度 2,000 個体の No.3 では
0.145 l/Ind.・h と少し低下し，3,000 個体および 4,000
個体の No.4 および No.5 では，0.137，および 0.135
l/Ind.・h とろ過速度が低下していることがわかった．

ヤマトシジミの大量斃死機構に関する基礎的研究Ⅰ

図 5 生息密度の異なる各コンテナーでのヤマトシ
ジミのろ過速度の変化．（◆）No.1，（■）No.2，（▲）
No.3，（●）No.4，（＊）No.5.
Fig.5 Changes in the filtration rate of C.japonica in eachexperimental container submerged in Ohashi River.

3.4 アンモニア排出速度
ろ過速度の測定と同時にアンモニアの排出速度についても測定した．その結果を図 7 に示す．アンモニア排出速度は 1〜15μgN/Ind.・h の間を変動した．
実験開始直後と 9 月 27 日には低い排出速度であったがその他では 5〜10μgN/Ind.・h 程度の値を示す
ことが多かった．実験期間の全平均値は 7μgN/Ind.・
h で生息密度とはほとんど関連性が見られなかった．また，排出速度と初期アンモニア濃度および試
水の SS 濃度との間には何の関係も見られなかった．同様にろ過速度や斃死個体数などとの関連も見られなかった．
3.5 無酸素耐性
表 2 に無酸素条件下におけるヤマトシジミの半数致死日数を示す．設定水温 20℃ とした 8 月 13 日では半数致死日数は約 2 週間であったが，8 月 20 日には 7〜12 日になった．特に，No.4 で最も短くなった．
8 月 26 日のサンプルではすべて 9 日以上となっ35

図 6 生息密度の異なる各コンテナーでのヤマトシ
ジミの平均ろ過速度（8〜9 月）．
Fig.6 Comparison among the mean filtration rates of C.
japonica during Aug . to Sep . in the each container
submerged in Ohashi River.

たところから，9 月 3 日のサンプルでは設定温度を30℃ に変更して実験を行ったところ 2〜3 日という短い日数で半数が死亡した．前述したごとくこの日には大橋川に浸漬したコンテナでの死亡率も高かったところから，ヤマトシジミの健康状況はかなり悪かったものと推測される．9 月 10 日以降は設定温度を 25℃ とし実験した．生息密度の低い No.1 及びNo.2 では 9 月 27 日に 8 日程度まで延びその後大きな変化は見られなかったが，No.3，4，5 では徐々に耐性が回復し，10 月になると生息密度による違いは見られなくなった（図 8）
．

4．考

察

宍道湖におけるヤマトシジミの大量斃死原因としては，夏場の高水温，台風による塩分の低下，貧酸素化，浮泥によるエラづまりなどが考えられ検討された．その結果，直接的原因は浮泥によるエラ詰まりであるとの結論が得られている（島根県水産試験場内水面分場，1998）．しかしながら，その他の要表 2 無酸素耐性実験における半数致死日数．
Table 2. Median lethal time（days）in the experiment ofanoxic condition.

図 7 生息密度の異なる各コンテナーでのヤマトシジミからのアンモニア排出速度の変化．（◆）No.1，（■）No.2，（▲）No.3，（×）No.4，（＊）No.5.
Fig . 7 Changes in the excretion rate of NH4 − N by C .
japonica in the each container submerged in Ohashi River.

36

相崎守弘・高橋愛・山口啓子図 8 無酸素耐性実験におけるヤマトシジミの半数致死日数の変化．（◆）No.1，（■）No.2，（▲）No.3，（×）No.4，（＊）No.5.
Fig.8 Changes in the median lethal days of C.japonica in
the anoxic tolerance experiment.

因についても可能性が否定されたわけではなく，特に，大量斃死が発生する前にヤマトシジミが異常発生しており，それが原因であると考える漁師もいた
ことが報告されている．図 9 に内水面水産試験場が推定した宍道湖におけるヤマトシジミの資源量を示す．
1982 年の夏季には約 2 万 8 千トンであった資源量が斃死直前には 7 万 8 千トンまで増加しており，それが大量斃死により 1 万 1 千トンまで低下している（島根県水産試験場内水面分場，1998）．1982 年の資源量は宍道湖にとって適当な資源量であったと考えられており，このときの個体密度はヤマトシジミのよく生息している 0〜3 m までの水深で約 1,500
個体／m2 と推定されている（島根県水産試験場内
水面分場，1984）．この値に比べて斃死直前の生息密度は約 2.8 倍になっているところから，個体数では 4,200 個体／m2 程度の値になっていたものと推測される．この生息密度は実験を行った No.5 の生
息密度とほぼ同じであるが，個体サイズは異なっていると考えられるところから単純には比較できな
い．しかし，大量斃死が起きる直前に生息密度が異常に高くなっていたことは，今回の実験結果と合わせて考えるとき，ヤマトシジミの大量斃死の伏線として大きなウエイトを占めるものと考えられる．
生息密度が高くなることにより，ヤマトシジミの無酸素耐性が低下することは図 3 及び図 8 から明らかであるが，その原因は明らかではない．ヤマトシ
ジミは無酸素耐性が大きなことで知られており，健康な個体では 20℃ においては 2 週間以上生存可能であり，30℃ においても半数致死日数は 5 日程度であることが知られている（中村（幹）ら，1997）．
今回の結果はこのような数字に比べると，20℃ で

図 9 宍道湖における 1982 年及び 1997 年の大量斃
死前後でのヤマトシジミ現存量の比較（島根県水産試験場三刀屋内水面分場，1998）．
Fig.9 Comparison among the standing stock of C.japonica
in 1982 and before and after the large amount death of C.
japonica in 1997.

測定した 8 月においても 7 日程度の半数致死日数がNo.4 で測定されており，耐性が低下していたことが分かる．また，大量斃死が起きた 9 月 3 日では 30℃での測定であったが 2〜3 日という短い半数致死日数であり，ヤマトシジミの無酸素に対する耐性が著しく低下していたことが推測される．
このような無酸素耐性の低下と関連が見られるのは軟体部乾燥重量変化である．図 4 に示したごとく，
大橋川で多くの個体が死亡した No.4 および No.5 の系では軟体部乾燥重量が殻長 1 cm 当たり 25 mg 程度まで低下し，短期間の内に 15％ 程度の重量減少が見られた．これは高水温における異常代謝が原因
か，貧酸素化が生じ嫌気呼吸が起こったためによる
ものか原因は不明であるが，とにかく急激な重量減
少が生じていたことは事実である．生息密度が高い
No.5 では，軟体部重量の回復は進まず，その間毎
週 30 個体程度づつ死亡していた．軟体部乾燥重量が 30 mg 以上になった系での死亡個体数は少なく，無酸素耐性実験結果との直接的な関係は見られな
かったが軟体部重量減少が無酸素耐性の低下に関係があることが強く示唆された．No.5 でも 10 月になると斃死個体はほとんど見られなくなった．10 月に斃死個体が見られなくなった原因としては水温が25℃ 以下まで低下したことが大きな要因と考えられるが，軟体部重量の回復もその原因の 1 つと考え

ヤマトシジミの大量斃死機構に関する基礎的研究Ⅰられる．
ヤマトシジミの殻長と軟体部乾燥重量との間には強い相関関係が見られ，大きなシジミほど重量も重くなる．1997 年に宍道湖より採取した殻長 2 cm のヤマトシジミの軟体部乾燥重量の平均値は 77.1 mg
であった4）．1 cm 当たりでは 39 mg 程度に相当する．
夏季における健康なヤマトシジミの軟体部乾燥重量は明らかでないが，今回の実験結果から考え合わせると殻長 2 cm 程度の個体では 70〜80 mg 程度ではないかと推測される．今回の実験からはこの値が 60
mg を低下すると危険な状態になり，50 mg まで低下するとかなり深刻であることが示唆された．しかし，単に重量だけが問題なのではなく，重量変化が重要である可能性も考えられる．重量変化の重要性に関しては次報で報告する．ヤマトシジミは殻長の他，殻高，殻幅などの測定が可能であり，体積として算出が可能である．軟体部重量を殻のサイズで補正する場合，体積当たりで補正した方がより精度が向上するものと考えられる．
軟体部重量がヤマトシジミの健康状況の指標として重要なことが示唆されたことから，今後の検討課
題として健康な状況にあるヤマトシジミの軟体部重量が環境変動によりどのように変化するかを調査する必要がある．
その他，貧酸素耐性の変化に対応する活性として，ろ過活性及びアンモニア排出活性について調べた．
その結果，貧酸素耐性が低下した 9 月 3 日にはろ過活性も著しく低下したが，その他の日については明
確な関係は見られなかった．但し，平均的に見ると生息密度の高い系での個体当たりのろ過活性は低下しており，これは軟体部重量の低下や貧酸素耐性の低下の原因と結びつく可能性は高い．アンモニア排出速度に関しては，その変化の要因について明確にすることは出来なかった．

5．摘

要

汽水域におけるヤマトシジミは漁業のみならず物
質循環の上でも重要な役割を果たしている．ヤマト
シジミは貧酸素耐性が高く，また広範囲の塩分濃度に適応できる能力を持っている．しかしながら，
1997
年に宍道湖において大量斃死が生じ，約 74％ が死滅したと報告されている．本研究では，ヤマトシジ
ミの大量斃死には直接的原因の他に間接的な要因としてヤマトシジミの健康状況が重要な影響を及ぼしていると考え，実験を行った．実験はヤマトシジミ

37の生息密度を変えたコンテナを大橋川に浸漬し，そこでの斃死率の調査，無酸素耐性実験及びろ過活性の測定を行った．その結果，以下のことが判明した．
1）生息密度が高まると斃死率が増加した．2）生息密度が高まるとろ過活性が低下した．3）生息密度が高まると無酸素耐性が低下した．4）殻長 2 cm 程度のヤマトシジミの場合，2,000 個体／m2 以上の生息密度になると影響が現れた．5）水温が 20℃ 以下に低下すると影響は見られなくなった．6）軟体部
重量の急激な減少の後に，無酸素耐性の低下や多数の死亡個体が見られた．
これらの結果から，ヤマトシジミの無酸素耐性の低下には軟体部重量の減少が重要な要因として関与
していることが示唆され，高密度の生息環境は耐性の低下に関係していることが判明した．大量斃死前の宍道湖でのヤマトシジミの高い生息密度が，大量斃死を引き起こした要因として重要であることが示
唆された．

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前田伊佐武，相崎守弘，山口啓子，藤田直樹（2000）
汽水湖水を連続供給した屋外実験水槽でのヤマト
シジミの水質浄化能に関する研究，水環境学会誌，
23: 716-720.

LAGUNA（汽水域研究）8，39〜46 頁（2001 年 3 月）
LAGUNA 8，p.39−46（2001）

ヤマトシジミの大量斃死機構に関する基礎的研究Ⅱ
末光健治1・山口啓子1・相崎守弘1
Study on the mechanism of the large amount death of Corbicula japonica II
Kenji Suemitsu1, Keiko Yamaguchi1 and Morihiro Aizaki1

Abstract: Corbicula japonica is a typical brackish bivalve and plays an important role in thebrackish lake ecosystems. Large amount death of C. japonica is a very serious problem forboth the fishery productivity and the water quality of brackish lakes. To make ways to avoid
the large amount death, it is required to establish some values to check the condition of thebivalve. To clarify the value of the elements effective to check the condition of C. japonica ,some experiments were carried out in this study. Seasonal changes of Condition Index defined
as an index representing the content richness of the shell（ ＝A.F.D.W. /（ shell length × shellheight × shell width ）×1000 ）, filtration rate and tolerance of anoxic condition , were
examined for C. japonica living in an artificial lagoon built beside the Lake Jinzai, Shimane
Prefecture, from March 2000 to January 2001. Although the Condition Index reduced largely
from May to September, the filtration rate and the tolerance of anoxic condition did not reduce
so apparently. It indicates that the artificial lagoon was kept in a comfortable condition for C.
japonica through the experiment period. The Condition Index of C. japonica kept in an anoxic
condition artificially reduced rapidly. It appears that the large amount death occurs when the
reducing rate of the Condition Index becomes larger than 3％/day. In these cases of large
amount death, the filtration rate is reduced to under 0.1 L/ind.・hr. The combination of thesetwo values may provide a guide to check the condition of C. japonica and effective to predictthe large amount death.
Key words: Corbicula japonica, Condition Index, filtration rate, tolerance of anoxic condition,seasonal change

は

じ

め

に

直接的に水柱から除去し，更に漁獲や捕食されることを通じて栄養塩を系外除去する役割も持ち，宍道
湖の水質浄化において重要な役割を果たしていることが，近年注目されてきている（Nakamura et al .,1988；山室，1994；相崎ほか，1998；相崎・福地，
1998 など）．
一方，宍道湖ではヤマトシジミの斃死個体の増加が問題となっている．1997 年の夏季に起こった大量
斃死では，8 月に 78,610 トンであったヤマトシジミ

ヤマトシジミ（Corbicula japonica ）は汽水域においてしばしば優占する二枚貝である．島根県東部に位置する宍道湖と神西湖はヤマトシジミの優占する汽水湖で，重要な漁場となっている．特に宍道湖はヤマトシジミの生産が日本で最も高く，漁業資源としての価値が広く認識されている（中村，2000 a）．
また，ヤマトシジミは濾過摂食により水中懸濁物を

1

島根大学生物資源科学部 Faculty of Life and Environmental Science, Shimane University, Matsue 690−8504, JapanE−mail: keiko@life.shimane−u.ac.jp

39

40

末光健治・山口啓子・相崎守弘の現存量が，11 月には 11,165 トンとなり，現存量の 8 割以上が減少し，漁業関係者の生活を脅かしている．また大量斃死により，ヤマトシジミの懸濁物質を除去する能力が低下し，さらに斃死個体が腐敗，分解することにより発生するアンモニアや硫化水素のため，宍道湖の水質が著しく悪化することも問題となっている（島根県水産試験場三刀屋内水面分場，1998）．
宍道湖での大量斃死の原因は浮泥等により鰓詰まり，呼吸困難を起こしたためであると報告されている（島根県水産試験場三刀屋内水面分場，1998）．
しかし，ヤマトシジミの成貝は本来，高い懸濁物質の排出能力，環境悪化への耐性を持っている．浮泥が直接的な原因であったとしても，それ以前にヤマトシジミが別の要因（間接的原因）で抵抗力を低下させていた可能性がある．
前報（相崎ら，2001）において，ヤマトシジミの事前の健康状態が無酸素耐性に与える影響を調べる目的で，ヤマトシジミの生息密度を変化させた場合の軟体部乾燥重量・ろ過活性・無酸素耐性の変化について調査研究が行われた．その結果，生息密度を高く設定した系（3000，4000 個体／m2）においてヤ
マトシジミの斃死率が上昇し，斃死率の高い時期には軟体部乾燥重量・ろ過活性・無酸素耐性が低下していることがわかった．これらの項目はヤマトシジ
ミの健康状態を示す指標値となりうる項目（健康指標項目）と考えることができる．そこで本研究では，ヤマトシジミの大量斃死機構に関する基礎的研究として，環境などの要因や生育状況の把握が容易な人
工湿地に生息するヤマトシジミを対象に，重量やろ
過活性・無酸素耐性などの健康指標項目について年間を通した値の変化を調べ，健康状態の把握を行った．ただし，軟体部乾燥重量は各個体の大きさに支配され，異なる個体の比較が困難である．そのため
本研究では，大きさの異なる個体においても適用可能な指標として肥満度を採用し，肥満度・ろ過速度・無酸素耐性を健康指標項目として指標値を検討した．
人工湿地のヤマトシジミについて約 1 年間，健康指標項目の測定を行った結果，肥満度とろ過速度の減少が単純に大量斃死を招くものでは無いことがわ
かった．そこで大量斃死と肥満度，ろ過速度の値との関係をより明確にすることを目的として，人工的に悪化させた環境において飼育したヤマトシジミの健康指標項目の値と斃死率の関係を調べ，斃死率の上昇を予測する指標としてのこれらの指標項目の有

図 1．神西湖畔人工湿地の概略図．
Fig.1 Design of the artificial lagoon built beside Lake
Jinzai.

効性について検討を行った．

実

験

方

法

1．人工湿地に生息するヤマトシジミにおける健康指標項目の季節変化
ヤマトシジミの調査は島根県出雲市から湖陵町にまたがる神西湖湖畔に建設した人工湿地（図 1）において，2000 年 3 月から 2001 年 1 月までの間に月に一回の頻度で行った．人工湿地への流入水は，神西湖からポンプにより汲み上げた湖水を貯水槽に一時貯留した後，その上澄み水を 6 t／m2・h，滞留時間が約 2 時間になるように連続的に供給した．この人工湿地に 2000 年 2 月 29 日，2 kg／m2 の密度で
神西湖産ヤマトシジミを投入した．この生息密度は，前田ら（2000）・相崎ら（2001）の結果を参考として，密度効果が生存やろ過活性に悪影響を及ぼさない程度の値として設定した．投入時のヤマトシジミは平均殻長が 20.3±1.6 mm，平均重量が 3.27±0.75 g であった．
ヤマトシジミの調査日は，2000 年 3 月 7 日，4 月
13 日，5 月 13 日，6 月 6 日，7 月 4 日，8 月 8 日，9
月 8 日，10 月 4 日，11 月 7 日，12 月 8 日，2001
年 1 月 10 日であった．3 月 7 日の調査で，投入時における湿地内のヤマトシジミの分布が極端に偏っていたため，4 月 3 日に鋤簾を用いて回収し，分布が均一になるように再投入した．生残率は 4 月 13 日
以降の調査日に現地にてコドラート内の生存個体数を計測し（30 cm×30 cm×15 地点の平均），4 月 13日の個体数との比として求めた．
夏季の極端な水温上昇を防ぐため 7 月末〜9 月末の間，人工湿地の上に寒冷紗（遮光率 50％）をかけた．また，月に一度の調査時には湿地内の水を抜き，

ヤマトシジミの大量斃死機構に関する基礎的研究Ⅱ

底質表面の泥をホースで洗い流した．
1−1．
サイズ・肥満度の測定
人工湿地内からコドラート（30 cm×30 cm×2 地点）で採取したヤマトシジミを研究室に持ち帰り，計測・実験を行った．毎月 40 個体について，湿重量，殻長，殻高，殻幅，軟体部乾燥重量（60℃，2
日間乾燥），軟体部灰重量（600℃，2 時間燃焼）の計測を行った．さらに，この計測結果から肥満度を算出した．肥満度は貝の内部充足度を表し，論文によって軟体部の湿重量や殻重量が利用されている（例えば西沢ほか（1992），網尾ほか（1989））．本論
文では以下のように定義して計算を行った．
肥満度＝軟体部有機物量／（殻長×殻高×殻幅）×1000
ただし，軟体部有機物量（AFDW）＝軟体部乾燥
重量−軟体部灰重量1−2．
ろ過速度
ヤマトシジミのろ過速度は，一般に水温の影響を強く受けるため，毎月 25℃ の恒温槽内において約6 時間の馴致後に測定した．1 L の広口ガラス瓶に持ち帰ったヤマトシジミを 10 個体と，人工湿地流
入水を試水として 1 L 入れ，試水のみを入れたものをコントロールとした．実験容器は 25℃ の恒温槽で保持し，実験開始時と実験開始 90 分後に試水を採水し，濁度の測定を行った．試水は擬糞などが混入しないように注意しながらシリンジを用いて採水
し，濁度は携帯濁度計（Hach 社，2100 P 型）を用いて測定を行った．濁度と懸濁粒子濃度との間には高い相関があり，濁度からほぼ正確に懸濁粒子濃度を推定することができる（相崎ら，2001）．これを利用して，ろ過速度の算出には濁度を懸濁粒子濃度に換算し，Nakamura et al （. 1988）の方法に準じて，ろ過速度（F ）を算出した．
］
F ＝（V / t）
［ln（C（0）/C（t））−ln（Cb（0）/Cb（t））
V ：試水の量（L），t：培養時間（h），
C（0） ：ヤマトシジミを入れた容器内での実験開始時における懸濁粒子濃度（mg/L）
C（t） ：ヤマトシジミを入れた容器内での t 時間後における懸濁粒子濃度（mg/L）
Cb（0）：コントロール系の実験容器内での実験開始時における懸濁粒子濃度（mg/L），
Cb（t）：コントロール系の容器内での t 時間後における懸濁粒子濃度（mg/L）を表している．

41

1−3．
無酸素耐性実験
無酸素耐性は環境悪化時にヤマトシジミが持つ個体維持能力を表す．本実験では人工湿地内に生息するヤマトシジミの無酸素耐性を比較するために，無酸素水中における半数致死日数の測定を行った．死貝の混入を防ぐため，実験には研究室において潜砂したヤマトシジミを用いた．試水には人工海水（テトラ社製）を用い，人工湿地に近い 8.5‰の塩分に調整した．底質を入れない 1 L の実験容器に試水を満たし，ヤマトシジミ 10 個体を入れた．試水を無酸素状態にするため，窒素ガスを溶存酸素が DO
メーターで 0.05 mg/L 以下になるまで吹き込んだ．
その後ふたをして暗条件下の 25℃ の恒温槽で保持し，毎日一定時刻に観察して斃死個体を確認した．
腐敗による水質悪化を防ぐために死貝は取り出し試
水の交換を行った．半数致死日数の測定は 2000 年
5 月から 2001 年 1 月まで行った．
1−4．
湿地の環境
人工湿地内の環境要素として水温・電気伝導度・
クロロフィル a 濃度（Chl−a）・溶存酸素濃度（DO）を測定した．水温および電気伝導度は自記水温・電気伝導度計（CI サイエンス社製，C 55−F）を用いて連続測定（5 分毎）した．塩分はこのデータから計算によって求めた．Chl−a と DO は週 1 回の頻度で測定した．Chl−a は SCOR/UNESCO 法で測定し，DOは多項目水質計（HORIBA 社製，U−10 型）を用いて測定した．
2．
環境悪化時の肥満度・ろ過速度・斃死率の変化
2−1．
無酸素条件実験
無酸素耐性実験と同条件の密閉容器にヤマトシジ
ミを入れ（各 10 個体×2 容器），無酸素での保持をそれぞれ 3 日間，5 日間，7 日間行う系，および無酸素の飼育を行わない飼育前系（0 日間），計 4 系を設定し，各日数経過後のヤマトシジミの肥満度・ろ過速度・斃死率について調べた．無酸素飼育の影響により斃死した個体を含めて斃死率を求めるために，設定日数経過後に生存した個体をさらに 25℃の人工湿地水でエアレーションを行いながら 2 日間飼育した．実験開始から日数経過後 2 日間までの期
間中にへい死した個体を，各系無酸素飼育の影響により斃死した個体と判断した．
2−2．
無給餌条件実験末光健治・山口啓子・相崎守弘

42

図 2 人工湿地内に生息するヤマトシジミにおける 1
個体当たりの湿重量（g）と肥満度（g/cm3）の経時変化．
Fig.2 Seasonal change of wet weight（ g ）and conditionindex（g/cm3）for Corbicula japonica in the artificial lagoon.

図 3 人工湿地内に生息するヤマトシジミ 1 個体当たりのろ過速度（25℃）と半数致死日数の変化．
Fig.3 Filtration rate（l/ind.・hr）at 25℃ and Medial lethaltime（day）of C. japonica in the artificial lagoon.

飼育前の状態として，まず，採取直後のヤマトシジミについて肥満度，ろ過速度，無酸素耐性の測定を行った．その後，ヤマトシジミを人工海水中に置き，無給餌でエアレーションを行いながら室温にて
2 ヶ月間（2000 年 9 月〜11 月）飼育した．飼育後のヤマシジミ 10 個体に対して，肥満度の計測，ろ過速度，無酸素耐性の測定を行った．

とが観察されたため，ろ過速度の測定を行ったところ，0.09 L／個体・h という低い値になっていた．
無酸素耐性については，5 月から 9 月までは半数致死日数は七日，または八日であり，大きな変化は見られなかった（図 3）．10 月，11 月，12 月と気温が低下するにつれて半数致死日数は長くなる傾向がみられた．
1 月では，半数致死日数は 12 月より短く
なった．

結

果

1．
人工湿地のヤマトシジミの成長
人工湿地より採取したヤマトシジミの湿重量および肥満度の平均値について，経月変化を図 2 に示す．
湿重量は盛夏の 7 月から 9 月および冬季の 12 月から 1 月に成長の停滞があったが，全実験期間では 1
個体平均 3.32 g から 7.62 g へと 4.30 g 増加した．
肥満度は 3 月から 5 月までは増加，5 月から 9 月までは減少，9 月から 1 月にかけて再び増加していた．肥満度は 2000 年 5 月に最大値 0.054 g/cm3 ，9月には最低値 0.017 g/cm3 を示した．
2001 年 1 月には2000 年 3 月とほぼ同じ値 0.040 g/cm3 となった．
2．
ろ過速度と無酸素耐性
ろ過速度と半数致死日数の経月変化を図 3 に示
す．ろ過速度は 7 月から 8 月にかけては低下したが，8 月から 10 月に向けて大きく上昇した．
10 月に実験期間の中でも最も高い値 0.173 L／個体・h となった後，ろ過速度は低下し，11 月から 12 月にかけて大きく低下した．1 月においても低い値のままであり，最も低い値 0.084 L／個体・h を示した．また，
7 月 28 日に人工湿地内の水が非常に濁っているこ

3．
人工湿地の環境と生残率
水温の変化を図 4 A に示す．水温は 3 月と 12 月
はじめには 10℃ を下回っていた．夏季（7 月〜9 月）の日中は 30℃ を超えていたが，一日の変動幅は 7〜8℃ あり，夏季も夜間は 25℃ 程度に下がっていた．
塩分は変動が激しく（図 4 B），一時的に 0 psu 程
度に下がったこともあったが，最高でも 16 psu 程度で，平均して 8 psu 前後であった．ヤマトシジミの生息する水域の塩分としては，好条件な範囲の変動であった．
図 5 にクロロフィル a 濃度と溶存酸素濃度の季節変化をしめす．
3 月〜6 月までは Chl−a は高い値で推移していたが，7 月以降急激に低下し，9 月まで低い値が継続した．10 月以降，Chl−a はやや回復したものの高い値ではなかった．DO は，全般には 6 mg
/L 以上の高い値であったが，7 月 28 日と 8 月 5 日の測定では 3 mg/L 以下に低下していた．
図 6 に人工湿地内のヤマトシジミの生残率を示
す．月平均 5％ 程度で緩やかに減少した．
4 月から 5月に 10％ を超える生残率の減少があったが，大量
斃死といえるような生残率の急激な低下はなかった．

ヤマトシジミの大量斃死機構に関する基礎的研究Ⅱ

43

図 4 人工湿地内の A）水温 B）塩分．水温・塩分ともに 2 時間の平均値（5 分ごとの測定値を 24 個ごとに平均）が 1 ポイントで表されている．
Fig.4 Changes in A）temperature（℃）and B）salinity（psu）of the artificial lagoon water during the experimental period.

4．
環境悪化時の肥満度，ろ過速度の検討

図 5 人工湿地内のクロロフィル a 濃度と溶存酸素濃度の変化．
Fig . 5 Changes in concentration of Chl − a（μg / l ）anddissolved oxygen（mg/l）of the artificial lagoon water during
the experimental period.

無酸素条件
表 1 に各実験の結果を示す．3 日間の飼育を行ったものでは肥満度の減少は 2.23％ と小さく，ヤマトシジミの斃死も起こらなかった．5 日間では 19.83％の肥満度の減少があり，無酸素の飼育後 2 日以内に 20 個体中 2 個体が斃死したため，斃死率は 10％となった．
7 日間では 25.64％ 肥満度が減少し，無酸素の飼育中に 3 個体，無酸素の飼育後に 4 個体，合計 7 個体が斃死した．斃死率は 35％ となった．
ろ過速度については，0 日間は 0.097 L／個体・h，3
日間飼育をおこなったものでは 0.083 L／個体・h，5日間で 0.089 L／個体・h，7 日間では 0.072 L／個

表 1 環境悪化時におけるヤマトシジミの肥満度の変化と斃死率およびろ過速度．
Table 1 Changes in reducing rate of Condition Index, mortal rate and filtration rate of Corbicula
japonica under experimental conditions.

末光健治・山口啓子・相崎守弘

44

体・h となり，7 日間の飼育によりろ過速度はわず
かに低下した．
無給餌条件
無給餌での飼育を行ったものにおいて，表 1 に示すように肥満度の減少は 1.78％ と非常に小さかった．濾過速度は飼育前では 0.140 L／個体・h であったが，無給餌での飼育後には 0.063 L／個体・h と大きく低下した．無給餌飼育後の個体で無酸素耐性実験を行った結果，半数致死日数は 7 日となり，耐性の低下は見られなかった．飼育期間中にへい死した個体は 20 個体中 1 個体のみで，斃死率は 2 ヶ月
間で 5％ であった．

考

察

1．
人工湿地におけるヤマトシジミの健康状態
本研究で約 1 年間にわたり人工湿地内に生息する
ヤマトシジミ成貝個体群の観察・測定を行った結果，6 月から 9 月にかけて肥満度が 68％ 以上と著しく減少したが，大量斃死は起こらなかった．相崎ら（2001）では軟体部乾燥重量の減少が斃死と密接な関連があることが指摘されたが，本研究から軟体部の減少が必ずしも斃死につながるわけではないことがわかる．
6 月から 9 月に肥満度が減少した理由の一つとして，この時期がヤマトシジミの繁殖期であることがあげられる．最も肥満度の高かった 5 月には生殖腺の顕著な発達が見られていた．神西湖と地理的に近い宍道湖におけるヤマトシジミの繁殖期は 5 月下旬
から 10 月上旬で，産卵盛期は 6 月中旬と 9 月下旬にあると報告されている（島・後藤，1988）．一般に，ヤマトシジミ幼生の出現は水温が 22.5℃ から 27℃の時に多いとされる（根本ら，1996）．本研究の人工湿地でも，6 月と 10 月上旬に放卵放精が現場において確認されており，上記の報告とほぼ一致す
る．一方，人工湿地では 7 月〜9 月の日中に水温が30℃ を超えており（図 4 A），このころの軟体部の減少は，生殖活動が主な原因とは考えがたい．そこ
で環境要因をみると，7 月から 9 月はクロロフィル
a 濃度すなわちヤマトシジミの餌料量が低い値を維持していた（図 5）．また，7 月末から 8 月初めに流入水の溶存酸素濃度が 3 mg/L 以下まで低下した時期があった（図 5）．このように，7−9 月には高水
温・餌料の減少・一時的貧酸素化といった環境要因
も肥満度の減少に関わったと考えられる．

本研究のヤマトシジミのろ過速度は 7 月から 8 月にやや低下し，その後回復して 10 月に最大値を示
し，秋から冬に向けて低下した．ろ過速度は個体サ
イズによって変化することが知られ，相崎・福地（1998）の報告では，殻長 25 mm で 20℃ において 0.4
l／個体・h の値が得られている．本研究の結果はその値に比べてやや低い傾向にある．この原因としては個体サイズに対して用いた水量が少なかったため，過小評価となったと考えられる．本実験で得たろ過速度を単位湿重量当たりに換算すると図 7 のよ
うになり，日中の水温が 25℃ 付近であった 6 月・10
月が最もろ過活性が高かった．ろ過活性は水温に大きく依存することが知られ，一般に水温 20〜25℃付近をピークとして，それより低温・高温で活性は低下する（中村，2000 b）．本研究の結果もそれと調和的であった．ろ過速度は 7 月 28 日のように一時的に低下しても，8 月 8 日の月例調査時には水温に見合ったろ過速度までほぼ回復していたと考えることができる．
無酸素耐性も飼育水温に大きく依存し，高水温時には極端に耐性が低下することが知られる（中村ら，1997）．実際の生息条件においては水温の高い夏季に最も耐性が低下すると考えられるが，8 月の無酸
素耐性は欠測となってしまったため，詳細な検討はできない．逆に 11 月〜12 月は人工湿地の水温が低下したため半数致死日数がやや長くなったと考えられる．本研究では，全期間を通じて 25℃ に馴致して実験を行ったため，無酸素耐性の季節変化は小さ
かった．
25℃ 馴致条件では期間を通じてヤマトシジ
ミは高い無酸素耐性を示し，高い個体維持能力を維持していたといえる．
このように，人工湿地のヤマトシジミは，肥満度に大きな減少があっにもかかわらず，大量斃死する
ことは無かった．4 月から 5 月にかけて生残率の減
少がやや大きいが，これは 4 月 3 日に人工湿地内を鋤簾で攪乱したことの影響，あるいは 5 月の生息個
体数がやや過少に見積もられている，と考えられる．
健康状態としては，夏季にやや殻成長の停滞とろ過活性の低下が見られ，高水温・貧酸素化が健康状態に影響した可能性はあるが，これらも斃死とは結びつかなかった．
1997 年の宍道湖の大量斃死および相崎ら（2001）の大橋川における実験においては，ヤマトシジミの生息密度が非常に高い場合に斃死が起こりやすくなっていた．一方，本研究では人工湿地
内の密度は期間中 2.0〜2.7 kg／m2（平均 2 g の個体であれば 1000〜1400 個体／m2 に相当）程度であっヤマトシジミの大量斃死機構に関する基礎的研究Ⅱ

45

図 7 重量当たりに換算したろ過速度．
Fig.7 Filtration rate（l/g・hr）at 25℃ of C. japonica in theartificial lagoon.
図 6 人工湿地内に生息するヤマトシジミの生残率．
Fig.6 Survival rate of C. japonica in the artificial lagoon.

た（投稿準備中）．この値は安定した漁獲量を維持していた時期の宍道湖におけるヤマトシジミの生息密度に近い（島根県，1984）．人工湿地のヤマトシジミは生息密度の上では好ましい状態で維持されていた．また，人工湿地では寒冷紗や底泥の除去など
ヤマトシジミの保護を行っていたことも斃死の予防につながったと考えられる．人工湿地の環境はヤマ
トシジミにとってほぼ好条件であったと考えられる．本研究で得られた年間を通じての肥満度およびろ過活性の変化は，むしろ対象水域におけるヤマト
シジミの生理周期や環境要因の季節変化と密接に関係した周期的変化としてとらえることが出来る．
2．環境悪化実験における健康指標項目の値変化と野外調査結果の比較
表 1 には無酸素条件実験系・無給餌条件実験系に加えて，5−9 月の人工湿地系および相崎ら（2001）の実験で大量斃死が起こった系（No. 4，8 月 26 日〜
9 月 3 日）における健康指標項目の値とその変化を示した．ただし相崎らのデータは重量と殻長のみであったため，本研究で用いたシジミのデータから肥満度を推算した．また，相崎ら（2001）は，軟体部
乾燥重量の急激な減少の後に斃死率が増加したことも指摘した．そこで，表 1 には肥満度の減少を一日当たりに換算した値，減少速度％／day を示した．
無酸素条件実験では飼育 3 日目までの減少速度は0.78％／day と低いが，5 日間飼育では 3.97％／day,
7 日間では 3.65％／day となった．3 日目と 5 日目の間で軟体部重量の減少速度が大きく変わっており，
斃死率は 5 日目以降に上昇している．相崎ら（2001）の斃死系においては，飼育中にへい死が起こったときにおける肥満度の減少速度は 3.42％／day であった．一方，人工湿地における調査では 5−9 月の間に 68％ 以上の肥満度の減少があったが，これは一日当たりに換算すると 0.58％／day となる．最も減少の大きかった 6 月−7 月でも，一日当たりでは1.34％ の減少であった．これらの時期において人工湿地のヤマトシジミの斃死率は 4 ヶ月で 18％ であり，全期間を通じた穏やかな減耗と調和的な減少であった（図 6）
．無給餌条件実験においては 2 ヶ月間
で肥満度の減少はほとんどなく，斃死率も 2 ヶ月間
で 5％ という低い値であった．これらの結果から，肥満度の減少速度が約 3％／day 以上となったとき，
斃死が起こるということができる．
無酸素条件実験においてヤマトシジミは嫌気呼吸を行っていたと考えられる．嫌気呼吸を行う際には，体内のグリコーゲンを消費する（Hochachka, 1984）．
肥満度の急激な減少は，嫌気呼吸による体内蓄積
栄養の急速な消費を反映した現象であろう．3％／
day 以上という数字の意味は本研究では明らかにできなかったが，嫌気呼吸を行って 3 日程度では斃死はおこらず肥満度の減少も小さいことを考慮すると，嫌気呼吸速度がある限度を超えると斃死に至るのかもしれない．
相崎ら（2001）の実験において斃死が起こった系の場合，その死亡要因は特定できなかったが，肥満度の減少速度が無酸素条件実験の場合と類似することから，嫌気呼吸に入っていた可能性が高い．斃死
直前（8/26）において大橋川の溶存酸素濃度は 3 mg
／L 程度とやや低かった．浮泥の襲来や硫化水素の発生が嫌気呼吸を起こさせたのかもしれない．
相崎ら（2001）において斃死の起こった系ではろ過速度が大きく低下して，0.1 L／個体・h 以下になっていた．無酸素条件実験においてもろ過速度は0.1 L／個体・h 以下に低下しており，斃死が起こる
ときにはろ過活性が低下しているということができ46

末光健治・山口啓子・相崎守弘

る．しかし，その逆は必ずしも成り立っていない．
無給餌条件実験の結果ではろ過活性が大きく低下していたが，斃死率は非常に低かった．無給餌であるにもかかわらず，肥満度に減少がほとんど見られなかったことから，この実験ではヤマトシジミは休眠状態に入っていたと考えられる．また，冬季など水温が低下した場合もろ過活性は大きく低下する．このように，ろ過活性が低下しただけでは斃死が起こるということはできない．肥満度についても，たとえば水域の個体群が一斉に放卵放精を行った場合など，短期間に急激に減少することがあり得る．しかし 3％／day 以上の肥満度の急激な減少（休眠状態
ではないことを意味する）とろ過速度の 0.1 L／個
体・h 以下への低下が同時に起こった場合には，斃
死が起こりやすい状態にあると判断できるものと考えられる．
3．
応用の可能性と今後の課題
本研究において，ヤマトシジミの斃死率が上昇する場合の健康指標値（ろ過速度・肥満度減少速度）の目安が示された．ろ過速度の測定は濁度計を用いて現場において即座に行うことができる．一方，肥満度の減少速度の測定から斃死を予測するには，週1 回程度の定期的な試料採集と数日の処理日数が必要であり，宍道湖のような湖沼で実際に行うことは難しい．しかし，前述のように，肥満度やろ過速度の変化には年周期があると考えられ，対象水域におけるヤマトシジミが健全な状態にある場合のこれらの値の変動パターンと各時期の標準値を把握することができれば，それを基準に実測値の比較検討を行うことでヤマトシジミの健康状態を判断することが可能となるだろう．また，漁協などの協力によって定期的な肥満度測定を行うことができれば，肥満度の変化速度の把握も不可能ではないだろう．
本実験の無酸素条件実験は 12 月に行ったため，実験に使用したヤマトシジミは活性が低下しつつあった．そのため，無酸素条件とろ過速度の低下との関係については，実験によって顕著な変化を把握する事ができなかったと考えられる．夏季を中心とした時期に再度，実験を行い検討する必要がある．

引

用

文

献

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LAGUNA（汽水域研究）8，47〜55 頁（2001 年 3 月）
LAGUNA 8，p.47−55（2001）

貝類遺骸の殻サイズ分布形の鉛直方向への変化−津屋崎干潟を例に−

田中秀典1
The vertical change of size−frequency distribution pattern of dead shells
Hidenori Tanaka1

Abstract: In Tsuyazaki tidal flat in North Kyushu, the sediment from the surface to the depthof 50cm were collected at 10cm intervals. Shell size of Umbonium moniliferum, Batilailia zonalis
and Macoma ingongrua, which were included in the sediment, were measured. The dead shells
were not greatly different from primary shell size−frequency distribution at the surface, at a
center of their habitation. This tendency was found in the dead shell at other depth also. On theother hand, outside the habitat, the shell size distribution histogram of B. zonalis showed rightbacking away . At other depth , there was a little number of shells outside their habitat .
Therefore, histogram of dead shell size distribution does not show a tendency.
Key words: shell size, taphonomy, TAZ, Tsuyazaki tidal flat, vertical distribution

1．はじめにの表面や表層での水平方向への情報の変化を扱ったものがほとんどである．鉛直方向への情報の変化を扱 っ た 研 究 例 は 少 な い（ Van Straaten , 1952 a , b ;Medahl, 1987）．そこで，九州北部にある津屋崎干
潟で深さ 50 cm までの堆積物を採集し，TAZ における貝類遺骸群の観察をおこなった．田中（2000）
において，堆積物中に含まれている貝類遺骸群の種
組成の鉛直方向への変化についてはすでに報告している．そのためこの論文では，イボキサゴ（Umboniummoniliferum ： 巻 貝 ）・ イ ボ ウ ミ ニ ナ（ Batilalia
zonalis ： 巻 貝 ）・ ヒ メ シ ラ ト リ ガ イ（ Macoma
incongrua：二枚貝）の 3 種類の貝類遺骸に焦点をあて，これらの貝類遺骸の殻サイズ分布が鉛直方向へ
どのように変化するかについて述べることにする．

生きている貝類が化石となるためには，死後貝類の遺骸が破壊をまぬがれる深さまで埋没する必要がある．その間には，TAZ（Taphonomical active zone）と呼ばれるタフォノミーの影響をうけやすいゾーンが存在している（Davies et al., 1989 a, b）．貝類の遺骸がこの TAZ に滞留している間にどのような影響を受けるかを評価することは，貝化石を使って古環境の復元をする場合において重要になってくる．現在の干潟は，このようなタフォノミーの観察が行いやすいため，数多くの研究がなされている（下山，1979 ; Shimoyama , 1984, 1985 ; Füsrich and Flessa ,1987; Tanabe et al., 1986; Tanabe and Arimura, 1987；
田中・近藤，1995; Medahl, 1997；田中・前田，1999など）．しかし，これらの研究のほとんどは，干潟

1

島根大学汽水域研究センター Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University, Matsue 690−8504, JapanE−mail: BYA 06151@nifty.com

47

田中秀典

48

マモが分布している．
2.2 調査方法
1994 年 5 月 9・11 日，24・27 日の大潮時に，感潮水路とレキ質平底を除く全ての底質から試料採集（5 地点）をおこなった．各試料採集地点では，0.5
m×0.5 m×0.1 m（深さ）の堆積物を，深さ 50 cm まで採集した．採集した堆積物は，現場におて 2 mmのメッシュにかけて，残った物を研究室に持ち帰った．研究室に持ち帰った試料は，貝殻とその他のものに区分し，貝殻の殻頂（巻貝）と蝶番（二枚貝）が残っているものピンセットで拾い出した．拾い出した貝殻遺骸群の中で，イボキサゴ（巻貝）・イボウ
ミニナ（巻貝）・ヒメシラトリガイ（二枚貝）の 3 種類の貝類遺骸に関しては，完全な個体を取り出して殻サイズを計測した．巻貝では殻の直径を，二枚貝では殻高をデジタルノギスで計測した．

3．結
図 1 津屋崎干潟の底質図と試料採集地点．
Fig.1 Sample points and bottom sediment map.

2．調査地と方法
2.1 調査地
調査は九州北部で，玄界灘に面した福岡県宗像郡
津屋崎町にある干潟でおこなった（図 1）．この干潟は，南北約 2 km，東西は最も広いところで 100 m 程
度と，南北に細長い（図 1）．この干潟の環境や生物などについては，下山による一連の研究（下山，1979,
1980; Shimoyama, 1984, 1985）や筆者のこれまでの研究（田中・近藤，1995；田中，2000）によって明らかにされているので，ここでは簡単に述べることにする．底質の区分は下山（1979）に従った．底質は次の 5 つに区分できる（図 1）： 1）泥質平底（奥部）．ヤマトオサガニの巣穴とイボウミニナの生貝が見られる．また，コアマモがパッチ状に分布する．
2）泥砂質平底（奥部と湾口部）．ヤマトオサガニの巣穴とイボウミニナの生貝が見られる．湾口部ではイボキサゴの生貝が見られる． 3）砂質平底（湾口部）．ニホンスナモグリ・テッポウエビの巣穴が見られる．イボキサゴの生息地であり，生貝が多数見られる． 4）レキ質平底（くびれ部の両岸）．アラレ
タマキビ等の岩礁生の貝が見られる．堆積物の表面にはスナガニの巣穴が見られる． 5）感潮水路．ア

果

各試料採集地点の様子は，田中（2000）において述べているので，詳しいことはそちらを参照してほしい．この論文ではイボキサゴ・イボウミニナ・ヒ
メシラトリガイの殻サイズについてのみ述べることにする．また遺骸数は，0.5 m×0.5 m×0.1 m（深さ）の堆積物に含まれているものを示している．
3.1 Loc.1 b：入り江の最奥部の泥質平底．
0-10 cm：イボキサゴの遺骸は 496 個体含まれており，28 個体が完全個体であった．殻の破損率は 94％であった．これらの遺骸の平均直径は 9.2 mm で，最小は 5.5 mm で最大は 12.8 mm であった．殻サイ
ズ分布は，8 mm サイズをピークとした単山型のヒストグラムをしている（図 2）．イボウミニナの遺骸は 283 個体含まれており，6 個体が完全な個体であった．殻の破損率は 97.9％ であった．これらの遺骸の平均直径は 8.8 mm で，最小は 6.6 mm で最大は 10.1 mm であった．個体数が少ないためヒス
トグラムは傾向を示さない（図 3）．ヒメシラトリガイの遺骸は，まったく含まれていなかった（図 4）．
20-30 cm：イボキサゴの遺骸は 964 個体含まれており，217 個体が完全個体であった．殻の破損率
は 77.5％ であった．これらの遺骸の平均直径は 9.5mm で，最小は 3.1 mm で最大は 14.1 mm であった．
殻サイズ分布は，11 mm サイズをピークとした単山型のヒストグラムをしている（図 2）．イボウミニ貝類遺骸の殻サイズ分布形の鉛直方向への変化−津屋崎干潟を例に−

49

図 2 イボキサゴの殻サイズ分布．
Fig.2 Size−frequency distribution pattern of Umbonium moniliferum.

ナの遺骸は 683 個体含まれており，43 個体が完全個体であった．殻の破損率は 93.7％ であった．これらの遺骸の平均直径は 9.7 mm で，最小は 6.8 mm
で最大は 12.5 mm であった．殻サイズ分布は 10 mm
サイズをピークとした単山型のヒストグラムをしている（図 3）．ヒメシラトリガイの遺骸は 7 個体含まれており，いずれも完全個体でであった．これらの遺骸の平均殻高は 16.1 mm で，最小は 11.3 mm で最大は 23.4 mm であった．個体数が少ないため，ヒ
ストグラムは傾向を示さない（図 4）．
40-50 cm：イボキサゴの遺骸は 883 個体含まれており，88 個体が完全な個体であった．殻の破損率は 90％ であった．これらの遺骸の平均直径は 8.8mm で，最小は 3.3 mm で最大は 14.2 mm であった．
殻サイズ分布は，殻サイズ分布は 10 mm サイズをピークとした単山型のヒストグラムをしている（図2）．イボウミニナの遺骸は 471 個体含まれており，353 個体が完全な個体であった．殻の破損率は 25％であった．これらの遺骸の平均直径は 7.2 mm で，最小は 2.0 mm で最大は 12.0 mm であった．殻サイ
ズ分布は 10 mm サイズをピークとした単山型のヒストグラムをしている（図 3）．ヒメシラトリガイの遺骸は 24 個体含まれており，10 個体が完全な個体であった．殻の破損率は 58.3％ であった．これらの遺骸の平均殻高は 13.6 mm で，最小は 6.9 mm で最大は 23.7 mm であった．殻サイズ分布は 12 mm
サイズをピークとした単山型のヒストグラムをしている（図 4）．
3.2 Loc.2 a'：入り江の奥の泥質平底．イボウミニ
ナおよびヒメシラトリガイの生息地．
0-10 cm：イボキサゴの遺骸は 496 個体含まれており，37 個体が完全な個体であった．殻の破損率
は 92.5％ であった．これらの遺骸の平均直径は 8.6mm で，最小は 3.3 mm で最大は 13.9 mm であった．
殻サイズ分布は 3 mm と 11 mm サイズをピークとした 2 山型のヒストグラムをしている（図 2）．イボ
ウミニナの遺骸は 747 個体含まれており，205 個体
が完全な個体であった．殻の破損率は 72.6％ であった．これらの遺骸の平均直径は 6.8 mm で，最小は2.2 mm で最大は 12.9 mm であった．殻サイズ分布は 2 mm と 9 mm サイズをピークとした 2 山型のヒ
ストグラムをしている（図 3）．ヒメシラトリガイの遺骸は 139 個体含まれており，93 個体が完全な個

50

田中秀典

図 3 イボウミニナの殻サイズ分布．
Fig.3 Size−frequency distribution pattern of Batilalia zonalis.

図 4 ヒメシラトリガイの殻サイズ分布．
Fig.4 Size−frequency distribution pattern of Macoma ingongura.

貝類遺骸の殻サイズ分布形の鉛直方向への変化−津屋崎干潟を例に−体であった．殻の破損率は 33.1％ であった．これらの遺骸の平均殻高は 18.5 mm で，最小は 8.9 mm
で最大は 23.1 mm であった．殻サイズ分布は 18 mm
サイズをピークとした単山型のヒストグラムをしている（図 4）．
20-30 cm：イボキサゴの遺骸は 290 個体含まれており，39 個体が完全な個体であった．殻の破損率は 86.6％ であった．これらの遺骸の平均直径は8.6 mm で，最小は 2.4 mm で最大は 14.8 mm であった．殻サイズ分布は 3 mm と 12 mm サイズをピークとした 2 山型のヒストグラムをしている（図 2）．
イボウミニナの遺骸は 386 個体含まれており，248
個体が完全な個体であった．殻の破損率は 35.8％であった．これらの遺骸の平均直径は 6.8 mm で，最小は 2.0 mm で最大は 12.0 mm であった．殻サイ
ズ分布は 2 mm と 8 mm サイズをピークとした 2 山型のヒストグラムをしている（図 3）．ヒメシラトリガイの遺骸は 58 個体が含まれていたが，破損した個体は含まれていなかった．これらの遺骸の平均殻
高は 18.3 mm で，最小は 5.8 mm で最大は 25.0 mmであった．殻サイズ分布は 18−20 mm サイズをピークとした単山型のヒストグラムをしている（図 4）．
40-50 cm：イボキサゴの遺骸は 949 個体含まれており，87 個体が完全な個体であった．殻の破損率は 90.8％ であった．これらの遺骸の平均直径は7.6 mm で，最小は 2.4 mm で最大は 14.9 mm であった．殻サイズ分布は 3 mm と 11 mm サイズをピークとした 2 山型のヒストグラムをしている（図 2）．
イボウミニナの遺骸は 435 個体含まれており，289
個体が完全な個体であった．殻の破損率は 33.6％であった．これらの遺骸の平均直径は 5.2 mm で，最小は 2.0 mm で最大は 12.6 mm であった．殻サイ
ズ分布は 2 mm と 9 mm サイズをピークとした 2 山型のヒストグラムをしている（図 3）．ヒメシラトリガイの遺骸は，92 個体が含まれており，破損した個体は含まれていなかった．これらの遺骸の平均殻
高は 15.3 mm で，最小は 5.0 mm で最大は 24.0 mmであった．殻サイズ分布は 20 mm サイズをピークとした単山型のヒストグラムをしている（図 4）．
3.3 Loc.2 b'：入り江の奥の泥質平底．
0-10 cm：イボキサゴの遺骸は 58 個体含まれており，7 個体が完全な個体あった．殻の破損率は 87.9％であった．これらの遺骸の平均直径は 7.8 mm で，最小は 3.1 mm で最大は 14.7 mm であった．個体数が少ないためヒストグラムの傾向は認められない51（図 2）．イボウミニナの遺骸は 77 個体含まれていたが，完全な個体は 9.9 mm のものが 1 個体だけであった．殻の破損率は 98.7％ であった（図 3）．ヒ
メシラトリガイの遺骸は 14.3 mm のものが 1 個体
含まれているだけであった．殻の破損率は 0％ であった（図 4）．
20-30 cm：イボキサゴの遺骸は 172 個体含まれており，24 個体が完全な個体であった．殻の破損率は 86％ であった．これらの遺骸の平均直径は 5.9mm で，最小は 2.7 mm で最大は 12.2 mm であった．
3 mm と 10 mm サイズをピークとした 2 山型のヒス
トグラムをしている（図 2）．イボウミニナの遺骸は298 個体含まれており，49 個体が完全な個体であった．殻の破損率は 83.6％ であった．これらの遺骸の平均直径は 9.4 mm で，最小は 7.4 mm で最大は11.2 mm であった．殻サイズ分布は 9 mm サイズをピークとした単山型のヒストグラムをしている（図3）．ヒメシラトリガイの遺骸は 23 個体が含まれて
おり，完全な個体は 20 個体であった．殻の破損率
は 13％ であった．これらの遺骸の平均殻高は 17.8mm で，最小は 15.0 mm で最大は 20.9 mm であった．
殻サイズ分布は 16 mm サイズをピークとした単山型のヒストグラムをしている（図 4）．
40-50 cm：イボキサゴの遺骸は 432 個体含まれており，完全な個体は 60 個体であった．これらの遺骸の平均直径は 6.5 mm で，最小は 2.9 mm で最大は 14.4 mm であった．殻サイズ分布は 3 mm と 11mm サイズをピークとした 2 山型のヒストグラムをしている（図 2）．イボウミニナの遺骸は 446 個体含まれており，完全な個体は 109 個体であった．殻の破損率は 75.6％ であった．これらの遺骸の平均直径は 9.4 mm で，最小は 4.0 mm で最大は 11.7 mmであった．殻サイズ分布は 9 mm サイズをピークとした単山型のヒストグラムをしている（図 3）．ヒメ
シラトリガイの遺骸は 24 個体含まれており，完全な個体は 11 個体であった．殻の破損率は 54.2％ であった．これらの遺骸の平均殻高は 16.5 mm で，最小は 10.4 mm で最大は 20.3 mm であった．殻サイ
ズ分布は 16−18 mm サイズをピークとした単山型のヒストグラムをしている（図 4）．
3.4 Loc.3 a：入り江の中央部の砂質平底．イボキ
サゴの生息地．
0-10 cm：イボキサゴの遺骸は 1037 個体含まれており，完全な個体は 181 個体であった．殻の破損率は 82.5％ であった．これらの遺骸の平均直径は

52

田中秀典

6.3 mm で，最小は 2.0 mm で最大は 13.5 mm であった．殻サイズ分布は 3 mm と 10 mm サイズをピークとした 2 山型のヒストグラムをしている（図 2）．
イボウミニナの遺骸は 213 個体含まれており，完全な個体は 73 個体であった．殻の破損率は 65.7％ であった．これらの遺骸の平均直径は 3.4 mm で，最小は 2.0 mm で最大は 12.6 mm であった．殻サイズ
分布は 2 mm サイズをピークとした右下がりの単山型のヒストグラムをしている（図 3）．ヒメシラトリガイの遺骸は 6 個体含まれていたが，完全な個体は全くなかった（図 4）．
20-30 cm：イボキサゴの遺骸は 2341 個体含まれており，完全な個体は 376 個体であった．これらの遺骸の平均直径は 5.7 mm で，最小は 2.2 mm で最大は 13.2 mm であった．殻サイズ分は 3 mm をピークとした右下がりの単山型のヒストグラムをしている（図 2）．イボウミニナの遺骸は 563 個体含まれており，完全な個体は 221 個体であった．殻の破損率
は 59.9％ であった．これらの遺骸の平均直径は 3.9mm で，最小は 2.0 mm で最大は 12.5 mm であった．
殻サイズ分布は 2 mm サイズをピークとした右下がりの単山型のヒストグラムをしている（図 3）．ヒメ
シラトリガイの遺骸は 11 個体含まれており全て完全な個体であった．これらの遺骸の平均殻高は 17.5mm で，最小は 13.2 mm で最大は 22.1 mm であった．
殻サイズ分布のヒストグラムは目立った傾向を示さない（図 4）．
40-50 cm：イボキサゴの遺骸は 4859 個体含まれており，完全な個体は 2081 個体であった．殻の破損率は 57.2％ であった．これらの遺骸の平均直径は 7.4 mm で，最小は 2.0 mm で最大は 17.5 mm であった．殻サイズ分布は 3 mm と 11 mm サイズをピークとした 2 山型のヒストグラムをしている（図2）．イボウミニナの遺骸は 1654 個体含まれており，完全な個体は 339 個体あった．殻の破損率は 79.5％であった．これらの遺骸の平均直径は 3.2 mm で，最小は 2.0 mm で最大は 9.3 mm であった．殻サイ
ズ分布は 2 mm サイズをピークとした右下がりの単山型のヒストグラムをしている（図 3）．ヒメシラトリガイの遺骸は 106 個体含まれており，完全な個体
は 43 個体であった．殻の破損率は 59.4％ であった．
これらの遺骸の平均殻高は 16.0 mm で，最小は 8.7mm で最大は 23.1 mm であった．殻サイズ分布は 16mm サイズをピークとした単山型のヒストグラムを示す（図 4）．

3.5 Loc.4b：入り江の開口部．イボキサゴの生息地．
0-10 cm：イボキサゴの遺骸は 1552 個体含まれており，完全な個体は 105 個体であった．殻の破損率は 93.2％ であった．これらの遺骸の平均直径は6.5 mm で，最小は 2.2 mm で最大は 13.9 mm であった．殻サイズ分布は 3 mm と 11 mm サイズをピークとした 2 山型のヒストグラムをしている（図 2）．
イボウミニナの遺骸は 17 個体含まれており，完全な個体は 7 個体であった．殻の破損率は 58.8％ であった．これらの遺骸の平均直径は 4.9 mm で，最小は 3.1 mm で最大は 8.2 mm であった．個体数が少ないため，ヒストグラムは傾向を示さない（図3）．ヒメシラトリガイの遺骸は全く含まれていな
かった（図 4）．
20-30 cm：イボキサゴの遺骸は 889 個体含まれており，完全な個体は 372 個体であった．殻の破損率は 58.2％ であった．これらの遺骸の平均直径は5.7 mm で，最小は 2.3 mm で最大は 16.1 mm であった．殻サイズ分布は 3 mm をピークとした右下がりの単山型のヒストグラムをしている（図 2）．イボウ
ミニナの遺骸は 153 個体含まれており，完全な個体
は 47 個体であった．殻の破損率は 69.3％ であった．
これらの遺骸の平均直径は 3.2 mm で，最小は 2.0mm で最大は 9.1 mm であった．殻サイズ分布は 2mm サイズをピークとした右下がりの単山型のヒス
トグラムをしている（図 3）．ヒメシラトリガイの遺骸は破損した 1 個体が含まれていただけであった（図 4）．
40-50 cm：イボキサゴの遺骸は 3304 個体含まれており，完全な個体は 1339 個体であった．殻の破損率は 59.5％ であった．これらの遺骸の平均直径は 6.2 mm で，最小は 2.2 mm で最大は 14.5 mm であった．殻サイズ分布は 3 mm をピークとした右下がりの単山型のヒストグラムをしている（図 2）．イ
ボウミニナの遺骸は 513 個体含まれており，完全な個体は 206 個体であった．殻の破損率は 59.8％ であった．これらの遺骸の平均直径は 3.4 mm で，最小は 2.0 mm で最大は 12.7 mm であった．殻サイズ
分布は 2 mm サイズをピークとした右下がりの単山型のヒストグラムをしている（図 3）．ヒメシラトリガイの遺骸は 8 個体含まれており，完全な個体は 4個体であった．殻の破損率は 50％ であった．これらの遺骸の平均殻高は 18.1 mm で，最小は 15.7 mm
で最大は 19.8 mm であった．個体数が少ないために，ヒストグラムは傾向を示さない（図 4）．

貝類遺骸の殻サイズ分布形の鉛直方向への変化−津屋崎干潟を例に−

4．貝類の生息地と生息地外での貝類遺骸の殻サイズ分布の変化
貝類遺骸群の殻サイズ分布は，生息地内ではあまりタフォノミーの影響を受けないため，初期殻サイ
ズ分布型とほぼ同じか大きく異なっていない．それに対して，生息地以外では運搬の過程で様々な影響を受けるために大きく異なった形を示していると考えられる（下山，1989）．この津屋崎干潟では，下山（1979），Shimoyama（1984, 1985）によって，今回対象とした 3 種類の貝類の初期殻サイズ分布について調べられている．そこで，これらの貝類の遺骸の殻サイズ分布が，生息地と生息地外で深度ごとにどのように異なっているかを検討してみた．
イボウミニナとヒメシラトリガイの生息地の中心
は Loc 2 a’（下山，1979; Shimoyama, 1984）である．
ここではイボウミニナの遺骸の殻サイズ分布は，表層（0−10 cm）では成貝サイズと幼貝サイズの 2 つにピークを持つ 2 山型をしている（図 3）．これは，下山（1979）で報告されている初期殻サイズ分布とほぼ同じである．また，ヒメシラトリガイも
Shimoyama（1984）で報告されている初期殻サイズ
分布とほぼ同じ，単山型の殻サイズ分布をしている（図 4）．これらの貝類の殻サイズ分布は，生息地の表層では初期殻サイズ分布とは大きく異なっていない．そして，このような初期殻サイズ分布とあまり違わないヒストグラムは，深さ 20−30 cm，40−50 cmの堆積物に含まれるイボウミニナ・ヒメシラトリガ
イの遺骸群の殻サイズ 分 布 に お い て も 見 ら れ る（図.3，4）．これらが示しているように，生息地では殻サイズ分布パターンの変化はほとんど見られなかった．
それに対して，生息地外の干潟表層に含まれるイ
ボウミニナの遺骸は，外海に近い Locs.3 a，4 b では
幼貝に偏った右下がりの殻サイズ分布を示している（図 3）．そして，この殻サイズ分布のパターンは，
試料採集地点の表層以外に含まれる遺骸においても認められる（図 3）．一方，湾奥側の Locs.1 b，2 bの表層の遺骸群では，殻サイズ分布は単山型を示しており，この傾向は Loc.1 b の 40−50 cm 除く，全ての深さで認められる（図 3）．イボウミニナに対して，ヒメシラトリガイの遺骸は，Loc.3 a の深さ 40−50 cm を除いて個体数が少なく，殻サイズのヒス
トグラムからは傾向が読みとれない（図 4）．Loc.3 aの深さ 40−50 cm では，初期殻サイズ分布に近い単山型の殻サイズ分布を示している．Bucoot（ 1953）

53

は，これらイボウミニナの遺骸に見られるような幼貝サイズに偏った殻サイズは運搬の時の選択的な淘汰の結果であるとした．しかし，今回調査したこの津屋崎干潟は外界との連絡路が狭く，潮の干満を除くと水流の影響はあま り な い と 思 わ れ る ． 下 山（1989）は，このような遺骸の殻サイズ分布を貝類の生息地の周辺部で見られるものとした．今回のイボウミニナの遺骸群の殻サイズ分布は，これにあたると思われる．一方，田中・近藤（1995）は，ヒメ
シラトリガイの遺骸が破片化した個体でも生息地か
らほとんど移動されないと述べており，ヒメシラト
リガイの遺骸が生息地以外でほとんど見られないのは，このためと思われる．しかし，Loc.3 a の 40−50
cm でまとまった数のヒメシラトリガイの遺骸群が認められる．田中・近藤（1995）から，これらの遺骸群は生息地である Loc.2 a’の場所から運搬されてきたのではなく，もともとこの場所に生息していたものと考えることができる．また，Loc.3 a のこの深さから得られた貝類遺骸の C14 年代は，2050±70
Y.B.P. を示している．おそらく，この地点が過去において泥質平底であった時期の残留集団（Cadée,1982）だと思われる．そのため，このように死後も生息地から移動されにくい貝類の化石の殻サイズ分
布は，初期殻サイズ分布を反映している可能性が高いと考えられる．
次に，イボキサゴの遺骸群について述べることにする．この巻貝の遺骸群の殻サイズ分布は，生息地の Locs.3 a，4 b の表層では，Shimoyama（1985）で示されている初期殻サイズ分布とほぼ同じである．
しかし，表層以外の堆積物に含まれる遺骸の殻サイ
ズ分布のパターンは，生息地内でも Locs.3 a と 4 bで異なっている．Loc.4 b では，表層以外の深さでは幼貝にピークを持つ右下がりのヒストグラムを示す（図 2）．これに対して，Loc.3 a では深さ 20−30 cm
では，幼貝をピークとした右下がりのヒストグラムを示すが，深さ 40−50 cm では幼貝と成貝にピークを持つ 2 山型のヒストグラムを示す（図 2）．深さ 40−50 cm に含まれるイボキサゴの遺骸の殻サイズ分
布は，幼貝と成貝の割合があまり違わない点で，
Shimoyama（1985）で示されている初期殻サイズ分
布と異なっているが，原因についてはわからない．
一方，生息地外の Locs.1 b，2 a’，2 b の表層では，イボキサゴの遺骸数が生息地に比べてかなり少な
く，殻サイズ分布は 2 山型をしたり単山型を示していたりするが，生息地に比べて遺骸数がすくないた
め，傾向を示しているとは言い難い．そして，この

田中秀典

54

ような傾向は表層以外の堆積物においても見られる（Loc.1 b の深さ 20−30 cm は除く）．イボキサゴにおいても，他の 2 種の貝類遺骸と同様の結果が得られた．しかし，イボキサゴの場合は，試料間で遺骸数が大きく異なっている（最大 300 倍程度）．そのため，標本数がサンプル間で大きく異なる場合には，殻サイズ分布が情報の変化の指標として使えるかど
うかの検討も必要であろう．

5．ま と め九州北部にある津屋崎干潟で，表層から 50 cm の深さまでの堆積物を 10 cm 間隔で採集し，そこに含まれるイボキサゴ・イボウミニナ・ヒメシラトリガ
イの遺骸の殻サイズを計測した．その結果，生息深度や殻の強度など色々な違いがあるにもかかわらず，いずれの貝類遺骸も生息の中心地の表層では，初期殻サイズ分布と大きく違っていなかった．そして，この傾向は生息地の中心で表層以外の堆積物（深さ 20−30 cm，40−50 cm）に含まれる遺骸群においても見られた．一方，生息地外では，イボウミニナ
では幼貝サイズをピークとした右下がりのヒストグ
ラムを示すものが多く見られた．その他の 2 種においては，生息地以外では個体数がすくなく遺骸の殻サイズ分布のヒストグラム傾向はあまり認められなかった．また，イボキサゴのように，サンプル間で標本数が大きく異なる場合には，殻サイズ分布をサンプル間の比較に用いるにはあまり適してないように思われる．

6．謝辞

この研究を進めるにあたり，高知大学理学部の近藤康生助教授には，野外調査・室内処理などのご指導をいただいた．京都大学大学院理学研究科の増田富士雄教授，前田晴良助教授には論文をまとめる際にいろいろご指導をいただいた．九州大学農学部津
屋崎臨海実験所には，試料採集のさいに宿泊をさせていただいた．また，試料採集に同行していただいた高知大学理学部地学科の同級生の方々に，この場をかりてお礼申し上げます．

7．引用文献Cadée, G. C.
（1982）
Low juvenile mortality in brachipods,
some comments. Publ. Versl. Neth. Inst. Sea Res., 3: 1

-29.
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process : shells beds in a hurricane−influenced inlet on
the Texas coast . Palaeogeogr . Palaeoclimatol .
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Davies, D.J., Powell, E.N. and Stanton, R. J. Jr．
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Relative rate of shell dissolution and net sedimentaccumulation − a commentary : can shell beds form by
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貝類遺骸の殻サイズ分布形の鉛直方向への変化−津屋崎干潟を例に−

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55

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Van Straaten, L. M. J. U.（1952 a）Biogene textures andthe formation of shell beds in the Dutch Wadden Sea I.
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Van Straaten, L. M. J. U.（1952 b）Biogene textures andthe formation of shell beds in the Dutch Wadden Sea
II. Proc. Koninkl. Ned. Akad. Wetenschap., 55: 509516.

LAGUNA（汽水域研究）8，57〜66 頁（2001 年 3 月）
LAGUNA 8，p.57−66（2001）

中海における塩分躍層の動態についての新知見─ 1996 年度の湖底設置型音波探査装置による観測データから ─

徳岡隆夫1・三瓶良和1・板坂尚孝1・亀井健史1
A new discovery on the halocline behaviour At Lake Nakaumi−from 1996 observation by the echo−sounding instrument settled on lake bottom
Takao Tokuoka1, Yoshikazu Sampei1, Naotaka Itasaka1 and Takeshi Kamei1

Abstract : To investigate the halocline behaviour and water quality in brackish lakes andestuaries, we have already developed a long−term observation system. The system consists ofan acoustic observation system and it measures acoustic reflection caused by the rapid changeof acoustic impedance at the boundary of the halocline in water. Long−term observations using
the system were successfully carried out in Lake Nakaumi. Salinity, pH, dissolved oxygen,water temperature , and water flow rate and direction were also investigated by the otherequipments . The results suggest that the halocline is easily moved and its behaviour is
influenced by wind significantly. In addition, a simplified model of the halocline behaviour
with the wind velocity and the distribution of salinity has been developed. Through the data
presented in this paper, the importance of integrated studies of halocline bahaviour, and theusefulness of the long−term observation system.
Key words: acoustic observation, brackish lake, halocline, Lake Nakaumi, Lake Shinji

1．はじめにはなく，密度の大きな海水が淡水の下に潜り込む形
でその境界には弱混合型の塩分躍層が形成される．
この塩分躍層は，夏季になると密度躍層に温度躍層が加わり，上層部と下層部の水塊が安定するという物理的影響と，下層において呼吸量および分解量が増加するという生物的影響が合わさることにより，容存酸素が少ないいわゆる貧酸素水塊が形成される．このような貧酸素水塊の形成は漁業或いは水質管理上重大な問題となる．
中海における塩分躍層は，大橋川からの淡水〜低塩分水と境水道からの海水の流入に風・気圧・気温

河口域では河川水と海水が接触混合することによって複雑な流れや水質の変化が見られる．そにには豊かな生態系が存在し，かつ維持されており，人間の生活環境とも深く関わっている．このような水環境を支配している重要な要素として，水の流れと水質が考えられるが，両者は潮汐，地形，水文条件等の変化により常に変動している．潮位差の小さい
日本海側の河口では，海水と淡水の混合が弱く，海
水と淡水はその密度差のために容易に混合すること

1

島根大学総合理工学部地球資源環境学教室
Faculty of Science & Engineering, Shimane University, Matsue 690−8504, JapanE−mail:tokuoka@riko.shimane−u.ac.jp

57

58

徳岡隆夫・三瓶良和・板坂尚孝・亀井健史

が影響しあって形成や消滅が起こり，その挙動は極めて複雑である．また，塩分躍層の挙動は，一日のうちでも潮汐，波浪，湖水の流れおよび内部振動等によって変化することが指摘されている（奥田ほか，
1994）．このような変化は上部低塩分層と下部高塩分層の動態の違いに起因しており，中海・宍道湖では停滞した貧酸素高塩分層が湖縁に遡上した場合，湖棚に生息する魚介類を死滅させ漁業に甚大な被害を与える怖れがある．
徳岡ほか（1993，1994）は，貧酸素水塊の形成要因である塩分躍層を音波探査法で観測できることを示し，さらに小型船に探査機を搭載することにより中海における塩分躍層の広域的な分布を明らかにした．しかし，塩分躍層の形成過程とその後の挙動，
さらには季節的変動特性と風・気圧・気温等といった自然条件との関係に関しては，実際の観測例が極めて少なく，不明な点が多かった．これは，湖水に大きく影響を与える台風などの荒天時には出航することができず，観測が不可能となるためであるが，塩分躍層はこの時に最も複雑な挙動をとることが考えられるからである．
上記の点に基づいて徳岡ほか（1995，1996）は，荒天時においても観測可能な固定設置型音響探査装置（塩分躍層動態観測システム）の開発を行い，それを用いて中海において長期観測を行っている．その結果，風と塩分躍層の挙動には密接な関係があり，風速が速くなるにつれて下部高塩分層が移動することを報告している．
以上のような観点から，本研究では湖底の環境等を評価する際には，その湖水の水質および動態の連続的な観測が必要であると考え，水質計（塩分・水
温・溶存酸素・pH），流向流速計（塩分・水温・水深・濁度・流向・流速）および湖底設置型音響探査装置を用いて，中海における塩分躍層の挙動と水質および気象条件との相互関係を定量的な観点から解明することを試みた．

2．観測場所および観測期間
中海は鳥取県西部から島根県東部にまたがる汽水湖であり，境水道によって日本海と，大橋川によって宍道湖とつながっており，その湖水面積は日本第5 位（汽水湖としては北海道のサロマ湖についで第2 位）である．しかし湖水面積に対して平均水深は5.4 m と比較的浅く，最も深い所でも水深 8 m 前後
（人工改変地を除く）である．

図 1 （a）観測水域，（b）A 地点：建設省中海湖心観
測所．
Fig . 1 （ a ）Map showing the observation area , （ b ）Observation area A（The Lake Nakaumi Observatory of
the Ministry of Construction）.

今回の調査にける観測場所は，場所的な変化を考え，中海湖心から中浦水門にかけて順に A 地点，B
地点，C 地点の 3 地点を設定した（図 1 a）．また，音響探査装置は A 地点（中海湖心観測所）に設置し（図 1 b），観測期間は 1996 年 7 月 26 日から 10 月 29
日までの約 3 ヶ月間である．

3．観測方法の概要
3.1 湖底設置型音響探査装置（徳岡ほか，1995，
1996）
本観測装置の概要は音響送受波器・送受信機・システム制御・データ収録器から構成され（図 2），送受波器の下部には沈下防止と固定のため直径 50 cm

中海における塩分躍層の動態についての新知見─ 1996 年度の湖底設置型音波探査装置による観測データから ─59

図 2 塩分躍層動態観測システムの概要．
Fig.2 Concept of the observation system for halocline behavior.

表 1 塩分躍層動態観測装置の仕様．
Table 1 Specification of the halocline behavior observation
system with acousic profiler.

図 3 湖底設置型音響送受波器の概観．
Fig . 3 Appearance of the transducer fixed on the lakebottom.

れているように，入射波と反射波の振幅比は反射係数 r として
r＝（ρ2V2−ρ1V1）／（ρ1V1＋ρ2V2）の鉄板を取り付けてある（図 3）．また，送受波器は200 m のケーブルによって音響送受信機に接続され，送受波器により受信されたアナログ信号をシス
テム制御でデジタルに変換，コンピュータで画像処理してモニターディスプレイ上に表示され，同時にMO ディスクに記録される．本装置の基本仕様は表1 に示したとおりである．
本装置の原理は一般に使用されている魚群探知機
や測深器と同様で，音波（トーン・バースト信号）を送信すると，送出された音波は音響インピーダン
ス（密度と音速の積）の異なる境界で一部反射し，透過波と反射波に分かれて反射波は戻ってくる．音響
インピーダンスの異なる境界は水と海底，水と魚，
水とプランクトン，暖流と寒流などが知られている．
既に徳岡ほか（1993）および西村ほか（1994）で示さで示される．ここでρ1，ρ2 はそれぞれの媒体の密度，V1，V2 はそれぞれの媒体の音速を表す．水中における密度および音速は，塩分と温度の関数で表すことができ，音速の変化は塩分と水温の両方の変化に依存し，密度の変化は主に塩分変化に依存する（西村ほか，1994）．このことから反射係数は汽水域では主に塩分変化によって変化していると考えられる．本装置ではこの反射面をとらえることによって塩分躍層の動態観測を可能にした．
観測例として図 4 に 10 月 11 日の T−3 地点の音響画像を示した．図中の縦軸は湖底からの距離を
1 m 間隔で表示している．横軸は時間軸であり，特定の観測地点における時間的な変化をみることができる．この音響画像では反射強度は色によって分けられており，反射強度が増すにつれて淡青，青，黄60

徳岡隆夫・三瓶良和・板坂尚孝・亀井健史

図 4 1996 年 10 月 11 日の湖心 T−3 地点における音響画像．
Fig.4 Graphics of a time series data of acoustic profile by
the halocline behavior long−term observaion system（Point
T−3 at the center of the lake, Oct. 11, 1996）.

緑，橙，赤，黒となる．
徳岡ほか（1996）によれば図中の矢印 A の赤い帯状の下面は水面を示し，矢印 B で示した赤色の反射画像は波による乱反射像である．矢印 C で示される最下部は湖底であり，湖底上 90 cm までの赤い帯状の反射画像は機械的信号ノイズマスクである．
矢印 D で示される幅 30〜100 cm の帯状の反射面は塩分躍層を表している．その他，矢印 E で示される斑点状もしくは線状の反射画像は魚群および浮遊物によるものと思われる．
3.2 塩分，水温，溶存酸素，pH，水深，濁度，流向，流速
音響探査装置による記録と併せて湖水の動態を把握するため，B 地点の湖底にアレック電子㈱製の電磁流向・流速計（検出部は湖底上 60 cm）を設置し観測を行った．この流向流速計には塩分計・温度計・
圧力式深度計および濁度計が装備してあり，それらの検出部は湖底上 50 cm に位置する．また 3 地点すべてにおいて塩分濃度，水温，溶存酸素，pH の水
深 50 cm 毎の変化を㈱堀場製作所製の水質チェッカー U−10 を用いて約 1 週間毎に測定した．

4．観測結果および考察
徳岡ほか（1996）は中海の湖心と湖縁において同システムによる観測を行い（図 5），塩分躍層の挙動
は風の強弱によって「無風時」（3 m/s 以下），「通常時」（中風）（3〜12 m/s），「強風時」（12 m/s 以上）

図 5 観測水域（徳岡ほか，1996）．
Fig.5 Observation site by Tokuoka et al .（1996）.

の三種類のパターンに分けられると報告している（図 6，7）．
今回の観測期間中には 12 m/s 以上の風は観測されなかったが，本研究では風速との関係を細分化して詳細に議論することができた．すなわち，風速を「無風時」（0〜4 m/s），「微風時」（4〜6 m/s），「弱風時」（6〜8 m/s），「中風時」（8〜12 m/s）と定義し，それぞれに対応する塩分躍層の挙動を議論した．図8 にそれぞれの風速時の湖心 T−3 地点の音響画像を示した．「無風時」には明瞭な塩分躍層の反射面は見られず，「微風時」には反射面が水深約 3.5 m に見られ，それが「弱風時」・「中風時」となるとそれぞれ水深約 4.5 m から 5.5 m へと移動している．ただし，ここでいう塩分躍層とは，徳岡ほか（1996）
で示された音響探査装置の検出感度である 3‰／50cm 以上の変化である．以下にそれぞれの風速時の特徴と湖水の動態について考察する．
ただし，本研究において用いた風向・風速等の気
象データは，全て建設省出雲工事事務所中海湖心観
測所の 1 時間ごとの観測データである．
4.1 「無風時」
今回の調査期間中，中海において一日中ほとんど 4
m/s 以上の風が吹かなかった日は 8 月 26，28，29
日，9 月 4，5，6，25，26 日，10 月 12，14，18 日であった．中海においてこのような状態はまれである．
「無風時」の代表的な例として，9 月 6 日 0 時〜
24 時の T−3 地点の音響画像を図 8 に示した．9 月 5日〜9 月 6 日 18 時にかけては風速 4 m/s 以上の風が中海における塩分躍層の動態についての新知見─ 1996 年度の湖底設置型音波探査装置による観測データから ─61

無風時（3 m/s 以下）

通常時（3〜12 m/s）

通常時（3〜12 m/s）

強風時（12 m/s 以上）
強風時（12 m/s 以上）
図 6 中海湖心音響画像（徳岡ほか，1996）．
Fig.6 Graphics of a time series data of acoustic profile atthe center of the lake（Tokuoka et al ., 1996）.

図 7 中海湖縁音響画像（徳岡ほか，1996）．
Fig.7 Graphics of a time series data of acoustic profile atthe margin of the lake（Tokuoka et al ., 1996）.

吹くことはほとんどなく，降雨は観測されなかった．
このときの水質特性を図 9 に示した．塩分は表層の約 17％ から湖底の約 31％ までほぼ等勾配で増加している．音響画像においても塩分躍層の明瞭な反射面は見られていない．この理由としては，「無風時」には波がほとんどないため，拡散等の作用によって塩分勾配が均等に近くなり，塩分躍層は消滅し，音響画像で捉えられなかったと考えられる．このことは徳岡ほか（1996）でも指摘されている．
溶存酸素は水深 3 m までは 10 mg/l 前後で，それ以深では水深が深くなるにつれて徐々に減少し，水深 6 m で無酸素となっている．水温は表層から湖底まで約 26℃ であった．

月 2，4，5 日であった．中海において 4〜6 m/s の風はほぼ毎日吹いているが半日以上吹き続けることはほとんどなかった．「微風時」の代表的な例として，10 月 4 日 15 時〜5 日 15 時までの T−3 地点の音響画像を図 8 に示した．この期間中は風速 4〜6m/s の西南西の風が吹き続け，降雨は観測されなかった．音響画像では水深 3.5 m 付近に塩分躍層の反射面が見られる．この理由としては，「微風時」になると波の伝播によって湖水が上方から混合され均一化される．このため混合した直下では塩分勾配が増加し，水深約 3.5 m に塩分躍層が形成され，音響画像で捉えることができたものと考える．
塩分は湖面の 21.2‰から湖底 6.7 m では 32.4‰まで増加し，水深 3.5〜4 m で塩分勾配は最大の 4.8‰
／50 cm となっている（図 10）．また，溶存酸素は
塩分躍層の存在する水深 3.5 m から急減し，水深 4.5m 以深ではほぼ無酸素となっている．水温は湖面4.2 「微風時」
今回の調査期間中の中海において少なくとも半日
以上 4〜6 m/s の風が吹き続けた日は 9 月 1，2 日，10

徳岡隆夫・三瓶良和・板坂尚孝・亀井健史

62

無風時（０〜４ｍ/ｓ）

約３．
５ｍ

微風時（４〜６ｍ/ｓ）

約４．
５ｍ

図 9 「無風時」の湖心における塩分，水温，溶存酸
素および pH の鉛直分布．
Fig . 9 “ Windless day ” Vertical profiles of salinity ,temperature, dissolved oxygen and pH.

弱風時（６〜８ｍ/ｓ）の 20.6℃ から湖底 6.7 m では 23.9℃ まで増加し，水深 3.5〜4.5 m で水温勾配は最大となっており，温度躍層の逆転が見られる．
約５．
５ｍ

中風時（８〜１２ｍ/ｓ）
図 8 「無風時」，「微風時」，「中風時」の中海湖心 T−
3 地点における音響画像．
Fig.8 “Windless day”, “a breeze day”, “medium−windyday” Graphics of the time series data of acoustic profile atthe center of the lake T−3.

4.3 「弱風時」
今回の調査期間中の中海において少なくとも半日
以上 6〜8 m/s の風が吹き続けた日は 9 月 7 日，10
月 1，20 日であった．中海において 6〜8 m/s の風は頻繁に吹いているが半日以上吹き続けることはほ
とんどなかった．この中でも「弱風時」の代表的な例として 10 月 20 日 0 時〜24 時の T−3 地点の音響
画像を図 8 に示した．この期間中は風速 6〜8 m/sの北の風が卓越し，降雨は観測されなかった．音響
画像において塩分躍層の反射面は 9 時には水深約 4m に存在しているが，19 時には水深約 4.5 m に移動している．これは 13 時から 20 時まで吹き続けた中海における塩分躍層の動態についての新知見─ 1996 年度の湖底設置型音波探査装置による観測データから ─63

図 10 「微風時」の湖心における塩分，水温，溶存酸
素および pH の鉛直分布．
Fig . 10 “ a breeze day ” Vertical profiles of salinity ,temperature, dissolved oxygen and pH.

図 11 「弱風時」の湖心における塩分，水温，溶存酸
素および pH の鉛直分布．
Fig.11 “Faint−wind day ” Vertical profiles of salinity,
temperature, dissolved oxygen and pH.

風速 6〜8 m/s の風によって，湖水が水深約 4.5 m まで混合し，その直下に塩分躍層が形成され，音響画
像に捉えられたと考えられる．
また，塩分・水温・溶存酸素は共に水深 3.5 m ま
で一定であり，水深 6 m ではそれぞれ 30.6‰，22.8℃，0.2 mg/l となっており，鉛直的な測定点数が少ないため塩分躍層を確認することはできなかったが，反射面より浅い深度では湖水が均一化し，深い深度ではほぼ無酸素となっていた（図 11）．このことから音響画像において反射面の見られる水深約4.5 m に塩分躍層が存在していることが考えられる．

いて 8〜12 m/s の風が吹くことはあまりなく，半日
以上吹き続けることはほとんどなかった．この中でも「中風時」の代表的な例として 9 月 21 日 0 時〜24
時の T−3 地点の音響画像を図 8 に示した．9 月 21
日は 13 時から風速 8〜2 m/s の北東の風が吹き，18時には 11.9 m/s（同日最大風速）となった．また，降雨は観測されなかった．音響画像において塩分躍層の反射面は 9 時に水深 2 m に現れ，13 時からは徐々に下方に移動し，20 時には水深 5.3 m にまで達した．これは 13 時から吹き続けた風速 8〜12 m/s の風によって，湖水が水深 5.3 m まで混合し，その直下に塩分躍層が形成されたと考えられる．
また，塩分・溶存酸素は共に水深 3.5 m まで一定
であり，水深 6.5 m ではそれぞれ 29.4‰，0.2 mg/lとなっており塩分躍層は確認できず，反射面より浅い深度では湖水が均一化し，深い深度ではほぼ無酸

4.4 「中風時」
今回の調査期間中の中海において少なくとも半日
以上 8〜12 m/s の風が吹き続けた日は 8 月 30，31
日，9 月 21，22 日，10 月 26 日であった．中海にお徳岡隆夫・三瓶良和・板坂尚孝・亀井健史

64

素となっていた（図 12）．水温は表層から水深 6.5m まで約 25℃ と一定であり，温度躍層は見られな
かった．これらのことから「弱風時」と同様に音響
画像において反射面の見られる水深 5.3 m に塩分躍層が存在することが考えられる

図 12 「中風時」の湖心における塩分，水温，溶存酸
素および pH の鉛直分布．
Fig.12 “Medium−wind day” Vertical profiles of salinity,
temperature, dissolved oxygen and pH.

図 13

4.5 湖水のサイクル
図 13 に 10 月 15 日 0 時〜10 月 21 日 0 時の音響
画像と風速・塩分および DO（それぞれ水深 1.1 m・
3.5 m・5.6 m における測定値）の経時変化を示した．
10 月 15 日 12 時頃から吹き始めた 6〜10 m/s の風に
よって音響画像では水深約 3.5 m に反射面が現れている．またそれと同時に塩分濃度は上層で 18‰から 21‰まで増加し，中層で 25‰から 21‰まで減少している．溶存酸素は上層ではほとんど変化はなく，中層では 5.0 mg/l から上層と同じ値である 9.0 mg/lまで増加している．このことから風が吹くことによって音響画像の反射面が見られる深度まで湖水が均一化したことがわかる．
しかし，その後風が弱まるとすぐに元の状態に戻っており，さらに「無風時」の状態が続いた 10 月
18 日 0 時から 10 月 19 日 9 時においては，塩分・DO とも上層と中層の差は広がり勾配が緩やかになっていることが明らかとなった．またその後 10
月 19 日 15 時から 6〜10 m/s の風が吹き始めると音響画像では反射波が水深 4 m 前後に現れ，それと同時に塩分・DO は中層が上層に歩み寄る形で，湖水が少なくとも水深 3.5 m まで均一化されている．
またこの時下層では無酸素となっていた．

1996 年 10 月 15−21 日の湖心 T−3 地点における音響画像と風速，塩分および溶存酸素の経時変化．
Fig.13 Graphics of a time series data of acoustic profile, wind velocity, salinity and dissolved oxygen.

中海における塩分躍層の動態についての新知見─ 1996 年度の湖底設置型音波探査装置による観測データから ─

図 14 「無風時」の B 地点湖底における塩分，水温，
水深，濁度，流向および流速の経時変化．
Fig . 14 “ Windless day ” time series data of salinity ,temperature, water depth, muddiness, water flow direction
and waer flow rate at B point.

これらのことから中海においては，風が吹くと湖水が音響画像で反射面の見られる深度まで均一化
し，風が弱まると元の状態に戻り，さらにまた風が吹くと均一化するといったサイクルで湖水が挙動していることが明らかとなった．
4.6 水域による特徴
図 14 に「無風時」の B 地点の湖底における水質の経時変化を示した．塩分濃度・水温はそれぞれ
30.5‰，25.5℃ とほぼ一定の値を示し，濁度変化はほとんど見られない．流向は上げ潮時には SE〜SWの南成分で，そこから下げ潮になるにつれて SW−
W−NW と変化した．流速は満潮時・干潮時に遅くなる変化を示した．このことから B 地点の湖底においては，潮汐に伴って海水が流出入していると考える．また，A，B，C 地点における 9 月 21 日 8 時

65

図 15 1996 年 9 月 21 日 8 時 45 分の A，B，C 地点における塩分，水温，溶存酸素および pH の鉛直分布．
Fig.15 Vertical profiles of salinity, temperature, dissolved
oxygen and pH at 08.45, Sept. 21, 1999 at points A, B and C.

15〜45 分に測定した水質の鉛直変化を図 15 に示した．塩分濃度は 3 地点とも水深 2 m まで 16〜17‰とほぼ一定であり，そこから徐々に増加し，湖底では 33〜34‰となっている．
また，水温も 3 地点とも同様の変化を示し，表層・約 24℃，中層・約 26℃，下層・約 25℃ となっている．しかし，溶存酸素は A 地点では湖底で無酸素となっているのに対し，B・C 地点は湖底でそれぞれ 4.86 mg/l，5.71 mg/l と高い値を示している．これらのことから B・C 地点の湖底においては比較的高い溶存酸素を有する海水が潮汐に伴って流入していると考えられる．
以上のことから，中海における塩分躍層および下部高塩分層の挙動は，図 16 のように考えられる．すなわち，「無風時」には湖水はあまり大きな挙動をしないため，拡散等の作用により塩分勾配が均等に近くなり，塩分躍層は存在しない．ところが，「微風時」になると波の伝播によって湖水が上方から混

徳岡隆夫・三瓶良和・板坂尚孝・亀井健史

66

合され均一化される．このため混合した直下では塩分勾配が増加し，水深約 3.5 m に塩分躍層が形成される．
さらに風が強くなり「中風時」になると湖水の攪
拌される深度は深くなり，湖心では水深約 5.5 m に塩分躍層が形成される．またこのとき下部高塩分層
は湖心から湖縁に移動する．台風のような「強風時」では下部高塩分層の移動はさらに顕著である（徳岡ほか，1996）．このことから中海においては，風による湖水の攪拌と湖水の振動は複合的に起こっていると考えられる．
また，B・C 地点の湖底においては潮汐に伴って海水が流入し，その海水は比較的高い溶存酸素を含んでいることが明らかとなった．
今後は，さらに湖水全体の動きを把握するため，
広域的な長期同時観測を行うことが必要であると考
える．

引

用

文

献

西村清和・安間恵・土屋洋一・松田滋夫・徳岡隆
夫・井内美郎（1994）塩水楔のための水中音波探査機の開発，LAGUNA（汽水域研究）1: 1-9.
奥田節夫・藤井智康・川上誠一（1992）中海・宍道湖における水位変動（2）．汽水湖研究，2, 1-6.
奥田節夫・藤井智康・植田敏史（1994）中海の物理
特性．汽水湖研究，7: 21-33.
徳岡隆夫・高安克己・三瓶良和・土屋洋一・安間恵・松岡弘和・井内美郎・西村清和（1993）音波探査による中海の浮泥層と塩水楔の検討（予報）．
山陰地域研究（自然環境），9: 9-17.
徳岡隆夫・大西郁夫・三瓶良和・瀬戸浩二・田村嘉之・高安克己・安間 恵・土屋洋一・松田滋夫・
井内美郎・西村清和（1994）音波探査による中海・宍道湖の塩分躍層の検討とその意義．LAGUNA（汽水域研究），1: 11-26.
徳岡隆夫・高安克己・三瓶良和・瀬戸浩二・井内美郎・西村清和・安間 恵・須崎 聡・松田滋夫・
山中 正（1995）汽水域塩分躍層の動態長期観測システムの開発（予報）．LAGUNA（汽水域研究），
2: 21-27.
徳岡隆夫・三瓶良和・亀井健史・玉理圭太郎・西村
清和・松田滋夫・須崎聡（1996）汽水湖中海における塩分躍層動態の長期観測，LAGUNA（汽水域研究），3: 73-90.

図 16 中海における風に伴う湖水の挙動．
Fig.16 Schematic illustration of the movement of lakewater caused by wind in Lake Nakaumi.

追記：この研究は 1996 年度に島根大学理学部地質学科の板坂尚孝の卒業研究「汽水湖中海における塩分躍層の挙動と水質特性に関する研究」として観測を行い，まとめたものである．この後，このような研究に関連した観測機器開発のための観測の場を江の川に移したために，この研究成果を公表する機会を失してきた．しかしながら，無風時が続いた場合には塩分躍層は消失し，微風時になるとともに塩分躍層が形成されていくことを観測データから指摘したことは 1 つの知見であるので，ここに報告することにした次第である．その後の研究の進展を取り入れずに報告をまとめたことについてはお詫び申し上げます．当時，観測機器の開発をともに行ってきた
地質調査所西村清和氏，千本電気㈱須崎 聡氏らをはじめとする塩水楔研究グループ各位，汽水域研究センターの高安克巳教授，および中海湖心における観測データを利用させていただいた建設省出雲工事事務所にお礼申し上げます．
（徳岡隆夫）LAGUNA（汽水域研究）8，67〜78 頁（2001 年 3 月）
LAGUNA 8，p.67−78（2001）

江の川の塩水楔─ 塩水溯上とその上流の地下塩水との関係 ─（1999 年 12 月〜2000 年 2 月）

徳岡隆夫1・三瓶良和1・上野博芳2・西村清和3・須崎 聰4
松田滋夫5・久保田俊輔6・鈴木重教7・池田龍彦8
Saline wedge at River Gonokawa, Shimane Pref., Japan−Saline water intrusion at estuary river and its relation to the underground water−（Observation at a period of water shortage during Dec. 1999−Feb.2000）
Takao Tokuoka1, Yoshikazu Sampei1, Hiroyoshi Ueno2, Kiyokazu Nishimura3, Akira Suzaki4,
Shigeo Matsuda5, Shunsuke Kubota6, Shigenori Suzuki7, and Tatsuhiko Ikeda8

Abstract: A new monitoring system for the observations of spatial and temporal movement of
halocline occurring at boundary between fresh water（the low−salinity water）and salt water（thehigh−salinity water）has been developed and applied since 1992. The saline wedge（salt−water
intrusion along the bottom of river）has been observed at the lower stream of River Gonokawa
of Shimane Prefecture since 1997, and when discharge rate decreased below 50 m3 /s in 1999,
we observed for two months that the head of saline wedge invaded up to 7.2 km . A
groundwater well was installed at the riverbank for the observation of groundwater system.
The well is 50 m in length and penetrates the alluvial sand and gravels. The preliminary resultsfrom this observation well indicate that the boundary between saline and fresh water in adjacentsubsurface aquifer system moves downward when the discharge rate at the river increases.
Consequently the movement of saline wedge is positively related with the boundary between
saline and fresh water in subsurface aquifer system.
Key words: saline wedge, halocline, groundwater, Gonokawa

1．はじめに使用しての結果を報告した（徳岡ほか，1999 b）．これに引き続いて 1999 年 12 月から 2000 年 2 月に塩水溯上の観測を行い，同時に渇水期に塩水が溯上する範囲より上流に深度 50 m の井戸を設置して地下

江の川の塩水楔の観測については 1998 年 12 月から 1999 年 2 月にかけての渇水期に各種観測機器を
1
2
3
4
5
6
7
8

島根大学総合理工学部 Faculty of Science and Technology, Shimane University, Matsue 690−8504, Japan
北陸先端科学技術大学院大学情報科学研究科 Japan Advanced Institute of Science and Technology in Hokuriku
地質調査所海洋地質部 Marine Geology Department, Geological Survey of Japan
千本電機㈱ Senbon Denki Co., Ltd.
クローバテック㈱ Clovertech Inc.
㈱ワイ・オー・システム Y.O.Systems Inc.
㈱鶴見精機 The Tsurumi−Seiki Co., Ltd.
国土交通省中国地方整備局浜田工事事務所 Hamada Branch, Ministry of Land, Infrastructure and Transport

67

68

徳岡隆夫・三瓶良和・上野博芳・西村清和・須崎に貯留されている塩水塊についての連続観測を行い，塩水溯上と地下の塩水との動きの関係を捉えることにした．江の川は弱混合型（塩水楔型）の感潮
河川の日本における代表的な例としてよく知られていて（たとえば西條・奥田，1996），筆者らのグループは 1997 年度から観測機器の開発とともに観測を行ってきている（徳岡ほか，1998 および 1999 a）．
江の川では，塩水は通常は河口から 4〜7 km の範囲で，渇水時には河口から 8.2 km にある赤栗の瀬にまで至り，大渇水時にはこれを越えて溯上する．
1998 年度には河口からの距離 7.4 km 地点をベースとし，6.4〜7.6 km の範囲で観測を行い，河川水位（流量）と塩水溯上限界との関係を検討した．
1999 年3
度は渇水（この場合は 50 m /s）が始まった 1999 年 12
月始めから次にのべる 3 つの観測を行った．観測地
域を図 1 に示す．

2．調査の概要
2-1．
舟上からの音波探査による塩水楔の観測
河口から赤栗の瀬に至る範囲について，塩水楔音
響探査システム SC−3 型を改良した SC−3 R 型（千本電機株式会社製，記録部はクローバテック株式会社製）によって塩水楔の発達状況の観測を計 3 回（1999.9.10，10.27，12.4）行った．また，川床までの
垂直方向の水質（温度・電気伝導度・塩分・pH・
DO）測定を各回とも 4 地点で行った．
2-2．
川床設置機器による河口から 7.4〜8.2 km 地点
での連続観測前年度（徳岡ほか，1999）と同じく 7.4 km 地点を基点として渇水の始まった 1999 年 12 月始めから
2000 年 2 月にかけて連続観測を行った．使用した機器は以下のとおりで，設置にあたってはスキュー
バダイビングによる確認を行った．
・塩水楔音響探査システム SC−2 型（川床設置，オ
ンライン式）（千本電機株式会社製）
・塩水楔音響探査システム CL−2 型および新たに改良された CL−3 型（川床設置，オフライン式）（ク
ローバテック株式会社製）
・水温・電気伝導度・塩分を測定するマルチ CT センサ（株式会社鶴見精機製）
・光ファイバ式温度分布計測システム DTS−80（株式会社ワイ・オー・システム製）
・IC メモリ付き小型水温計 WaDaR（株式会社鶴見精機製）

聰・松田滋夫・久保田俊輔・鈴木重教・池田龍彦

図 1 江の川における塩水溯上調査観測区域と地下水調査観測井の位置．
Fig.1 Index map showing observed area of the lower
stream of R. Gonokawa and the site of the observation
well.

・流向流速計（メモリー電磁流速計 ACM−16 M 型，
アレック電子製）
2-3．
市村観測井での地下水観測
通常の渇水時には塩水が溯上しない松川町市村（江の川右岸，河口からの距離 8.65 km）の堤防上に
深さ 50 m の観測井を 1999 年 10 月に設置し（GL14.63 m）
し，5 回
（1999.10.27，11.18，12.3，2000.1.8，
2.3）の水位・水質（温度・電気伝導度・塩分・pH・DO）の測定を行った．また試作された井戸用マル
チ CT センサ（圧力センサによる水位測定装置付きで共著者の鈴木・西村による；GL からの位置：CT
1，−37.5 m；CT 2，−40.5 m；CT 3，−41.5 m；CT 4，−42.5 m；CT 5，−45.5 m；水位センサ，−19.5 m；
測定時間間隔，5 分）を設置して 35 日間（1999.12.3
日〜2000.1.7）の連続観測を行った．

3．調査結果3-1．
舟上からの音波探査による塩水楔の観測
塩水楔音波探査機 SC−1 型を改良した SC−3 R 型
を用いて行った．SC−3 型は放電破壊記録式の SC−
1 型の後継機として超音波を用いた感熱式記録器
で，小型軽量化とバッテリー内蔵型を目的として千本電機株式会社により開発されたものである．淡塩
境界の記録は，感熱記録紙に 10 階調で出力されるとともに，外部へ送信トリガ信号とともに，アナロ
グ信号として出力される．この外部出力信号を利用することにより，デジタル収録器へのデータ収録を容易に行うことが可能である．1999.9.10，10.27，12.4

江の川の塩水楔─ 塩水溯上とその上流の地下塩水との関係 ─（1999 年 12 月〜2000 年 2 月）

69

図 2 塩水溯上観測機器設置位置図．
Fig.2 Map showing observed area for saline wedge by various euipments.

の 3 回の調査で観測された塩水溯上限界はそれぞれ
5.2 km，8.2 km，7.0 km であった．塩水溯上限界は後述する江の川の流量の変化（図 5）とよく対応している．
12 月 4 日の記録を図版 1−1 に示す．
これらの観測ではそれぞれ直後に舟を引き返して各 4 地点を選んで水質測定を行っている．結果を音探記録（図版 1−1）のなかに示す．音響的に識別される淡塩境界は各地点で垂直方向に見いだされる塩分の急変する位置によく相当している．いずれの場
合も溯上限界域において入りこんだ塩水は 25 PSU以上を保っていて，上位を流れる淡水と混合は弱い
ことがわかる．また，全域にわたって流下する淡水によって下位の塩水が削りとられる現象（連行）が観察され，とくに川床地形が下流に向かって深みから高まりへと変化する辺りでそれが著しい．
3-2．
川床設置機器による河口から 7.4〜8.2 km 地点
での連続観測渇水期に調査することをねらって 12 月 4 日に機器を図 2 のように設置し，連続観測を開始した．結果としては機器設置を行った 12 月 4 日から 6 日にかけての期間が冬期にもっとも流量が減じた時期にあたっていて，50 m3 /s を下回ったが，その後は流量がむしろ増えていった．流量が 30 m3 /s 程度まで

70

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・池田龍彦

図版 1（1〜7）

1−1 江の川の塩水楔（1999 年 12 月 4 日の記録）．音響プロファイリングシステム SC−3 R型による淡塩境界分布．

1−2 川床設置オンライン探査装置 ON 1，ON 2，ON 3に記録された塩水溯上（1999 年 12 月 4 日〜6 日）．

1−5 光ファイバによる塩水溯上時の川床温度の時空変化（1999 年 12 月 4 日〜6 日．
）

1−3 マルチ CT センサによる塩水溯上時の川床温度変化（1999 年 12 月 4 日〜6 日）．

1−6 メモリー電磁流速計 ACM による塩水溯上時の流速の連続測定結果（1999 年 12 月 4 日〜6 日）．

1−4 マルチ CT センサによる塩水溯上時の川床塩分変化（1999 年 12 月 4 日〜6 日）．

1−7 市村観測井の 5 点での井戸用マルチ CT センサ
による塩分の連続観測（1999 年 12 月 4 日〜2000 年 2
月 3 日）

江の川の塩水楔─ 塩水溯上とその上流の地下塩水との関係 ─（1999 年 12 月〜2000 年 2 月）

71

下がることを期待したが，それは実現しなかった．
しかしながら，12 月 4〜6 日にかけての流量の減少の際に，赤栗の瀬の近くまでの塩水溯上が観測された．この結果について以下に述べる．
（1）塩水楔音響探査システム（SC−2 a 型，川床設置
オンライン式，千本電機製）による淡塩境界の時系
列変化の観測送受波器 3 基（ON 1，2，3）がそれぞれケーブルで記録部に連結している．なお，今回使用した機器は川床近くの記録をとれるように SC−2 型から SC−
2 a 型に改良した送受波器を使用した．それぞれの送受波器の位置と深度は以下のとおりである．
河口からの距離
水深ON 17.70 km10.0 mON 2
7.55 km
8.0 m
ON 3
7.45 km
8.7 m
各地点とも測定間隔は 2 分である．今回の実観測期間はそれぞれ計 24 日である．観測期間中に川平での流量が 50 m3 /s を切って赤栗の瀬に至る塩水溯
上が起こった 1999 年 12 月 4〜6 日の ON 1 の記録を図版 1−2 に示す．記録は示していないが，ON 3，
ON 2，ON 1 の順に川床をはい上がる塩水塊の通過があったこと，また塩水溯上が時間的に上流に進むにしたがって淡塩境界面の反射が強くなることから，塩水の濃度が増していくこと，などがわかる．
（2）川床設置型塩水楔音響探査システム（CL−2 お
よび CL−3 型，川床設置オフライン式，クローバテッ
ク製）による淡塩境界の時系列変化の観測
昨年度に開発された CL−2 型（全体の電源供給をバッテリー駆動としたまま，記録部のみを陸上に設置するシステム）およびこれをもとに反射面をより鮮明に捉えるための改良とあらたに水温センサを組み込んだ CL−3 型をもちいて観測を行った．観測地
点と期間は以下のとおりである．
河口からの距離水深OFF 18.10 km
8.5 m
OFF 2
5.50 km8.0 m
OFF 3
2.00 km
8.4 m
観測期間は OFF 1 と OFF 2 が CL−3 型で 33 日，
OFF 3 が CL−2 型および CL−3 型で 61 日である．図
3 に CL−3 型による河口から 5.5 km 地点で得られた
潮汐によって振動する淡塩境界面の連続記録（1999年 12 月 6〜11 日）を示す．

図 3 塩水楔音響探査システム CL−3 型（川床設置，オ
フライン式）OFF 2 連続記録（河口から 5.5 km，1999
年 12 月 6 日〜2000 年 1 月 8 日）．
Fig.3 A record of saline wedge by the underwater acoustic
refletion measurement system of Off−line Model CL−2.

（3）水温，電気伝導度を測定するセンサ（マルチ CT
センサ，鶴見精機製）による川床 5 地点での温度・塩分変化の連続測定
マルチ CT センサは江の川の塩水溯上観測のために鶴見精機によって平成 9 年度に試作され，その都
度改良が加えられてきたものである．延長 700 mの多芯ケーブルに温度・電気伝動度センサを 5 個接続し，川底近く（川底から 15 cm 上）の水温・電気
伝動度を連続測定し，両者から塩分（PSU）を換算する仕様となっている．光ファイバの測線にほぼ平行するようにケーブルの敷設を河口からの距離 7.55
km〜7.81 km の川底に行い，センサ 5 個（CT 1，CT
2，CT 3，CT 4，CT 5）を設置した．各地点での測定は 5 分間隔である．
河口からの距離
水深CT 17.55 km
8.0 m
CT 2
7.63 km
8.0 m
CT 3
7.68 km
8.6 m
CT 4
7.76 km
8.8 m
CT 5
7.81 km
9.9 m
1999 年 12 月 4 日〜6 日の塩水溯上時の温度および塩分の記録をそれぞれ図版 1−3 および 1−4 に示す．
温度と塩分の時系列変化は良く一致することから，塩水楔の移動を知ることができる．
（4）
光ファイバ式温度分布計測システム DTS−80，㈱ワイ・オー・システム製による川底での水温分布の連続測定
平成 9，10 年度と同様に使用した光ファイバ式温度分布計測システムは 1 本の光ファイバケーブルで多くの点の温度測定が同時に，しかも連続的に行え

72

徳岡隆夫・三瓶良和・上野博芳・西村清和・須崎

る．ケーブルの 1 m ご とに温度が測定され，精度は4 km の範囲で±0.2℃ 程度である．今回は河口からの距 離 7.45 〜 8.25 km に わ
たって全長 1000 m で設置した．測定は 5 分間隔で，観測期間は 1999 年 12 月 4日〜2000 年 1 月 7 日の計
34 日である．水温 2℃ ごとに区切ってカラー表示した 1999 年 12 月 4〜6 日の結果を図版 1−5 に示す．なお，光ファイバケーブルによる水温デー タ の ク ロ ス
チェックのために IC メモ
リ 式 小 型 水 温 計（ T . S
WaDaR，鶴見精 機 製 ， 温
度センササーミスタ、測定
範 囲 − 2 〜 35℃ ， 精 度 は0.022℃）を 2 地点（T 1，T2）に，光ファイバに連結して設置して 測 定 し て いて，光ファイバによる温度測定が精確であることを確認している．
（5）流向流速計による水温・
流向・流速の連続測定
メモリー電磁流速計
ACM−16 M 型（アレック電子製）を音波探査機 ON 1の近く（7.55 km 地点，水深 8.1 m）に設置し，1999
年 12 月 4 日〜2000 年 1 月
7 日の計 34 日，測定間隔 20分毎で観測を行った．12 月
4〜6 日のデータを図版 1−6 に示す．

聰・松田滋夫・久保田俊輔・鈴木重教・池田龍彦

図 4 川平における水位（1999 年 12 月 1 日〜2000 年 1 月 28 日，国土交通省浜田工事事務所による）．
Fig.4 Water level at Kawahira Observation Site（Dec. 1,1999〜Jan. 28, 2000.

図 5 川平における流量（1999 年 12 月 4 日〜6 日，国土交通省浜田工事事務所
による）．
Fig.5 Discharge late（m3/s）at Kawahira Observation Site
（Dec. 1,1999〜Jan. 28, 2000）.

（6）江の川の水位・流量変化
調査期間中の江の川の川平観測所（河口から 9.1km）の 1 時間ごとの水位・流量データ（国土交通省
中国地方建設局浜田工事事務所による）にもとづいて塩水溯上時の 12 月 4 日〜6 日のデータを図 4 お
よび 5 に示す．

3-3．
市村観測井での地下水観測（1）観測井の位置の選定とボーリング
江の川での塩水溯上とその上流に貯留された地下の塩水塊との関係を明らかにするために適当な場所を選定して観測井を設置し，新たに開発された井戸用マルチ CT センサ（圧力センサ付き）を使用して観測を行うことにした．これまでの国土交通省浜田工事事務所による調査（昭和 61 年および平成 6 年

江の川の塩水楔─ 塩水溯上とその上流の地下塩水との関係 ─（1999 年 12 月〜2000 年 2 月）

写真 1

73

江の川の右岸堤防（市村）におけるボーリング

図 6 設置された市村観測井の概要．
Fig.6 Configuration of monitoring sensors in the Ichimura
observation well installed at 8.65 km from the river mouth.

度の報告書による）で，河口からの距離 9 k の松川
橋の近くまで大渇水の際には地下に塩水が存在する
ことがわかっていたことから，地下に塩水がほぼ恒常的に存在し，かつ沖積砂礫層がすくなくとも 50m の厚さで分布し，かつ川の流路に近く，ボーリ
ングの可能な場所を選定することとして，河口からの距離 8.65 k の松川町市村の河川堤防上でボーリングを行った．オールコア採取を行い，すべて砂礫層からなることから，一連の沖積層と判断した（図6）．井戸は径 110 mm のケーシングで適当な間隔に孔をあけて地下水の移動に問題を生じないような仕上げとした（写真 1，2 参照）．
（2）観測井における水位および温度・塩分観測
水質計 600 XL（YSI ナノテック社）によって温度・
電気伝導度・塩分・溶存酸素・pH を連続観測期間
中 1 回を含めて計 5 回行った．結果を図 7〜11 に示
す．
（3）井戸用マルチ CT センサの設置と地下水位・温度・塩分の連続観測
新たに試作した井戸用マルチ CT センサはマルチ
CT センサ（西村ほか，1998）を改造して観測井において垂直方向に適当な深さにおいて温度と電気伝導度（塩分）を時系列で測定しようとするものであ

写真 2採取されたボーリングコアの沖積砂礫層

写真 3

観測井への CT センサの設置

る．センサと測定方法は同じで，地下水位測定のための圧力センサを装着している．淡塩境界の深度は変動することから，設置前に水質計によって深度を確認し，変動幅を考慮してケーブル長を調節することによってセンサの位置を固定して観測を行った．
設置状況を写真 3 に示す．連続観測を計 61 日間（1999 年 12 月 3 日〜2000 年 2 月 3 日）行った．セ74

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・池田龍彦

図 7 市村観測井における水質観測（その 1）1999 年
10 月 21 日．
Fig.7 Temperature and salinity disribution at the observation well（Oct. 21, 1999）.

図 8 市村観測井における水質観測（その 2）1999 年
11 月 18 日．
Fig.8 Temperature and salinity disribution at the observation well（Nov. 18, 1999）.

図 9 市村観測井における水質観測（その 3）1999 年
12 月 3 日．
Fig.9 Temperature and salinity disribution at the observation well（Dec. 3, 1999）.

図 10 市村観測井における水質観測（その 4）2000
年 1 月 8 日．
Fig.10 Temperature and salinity disribution at the observation well（Jan. 8, 2000）.

江の川の塩水楔─ 塩水溯上とその上流の地下塩水との関係 ─（1999 年 12 月〜2000 年 2 月）

75による塩水溯上観測では 1999 年 12 月 4 日に塩水楔の先端が河口からの距離 7.0 km の位置にたっしていることがわかる．先端での塩分は 30 PSU である（図版 1−1）．
（3）河口からの距離 7.4 km〜8.2 km に各種観測機器を設置（図 2）して，塩水溯上の観測を 34 日間行った．結果としては機器を設置した 12 月 4 日から 6日までが，この季節としてはもっとも流量が小さくなり，赤栗の瀬の近くまで塩水溯上が起こった．各
種機器による観測結果はまとめて図版 1 に示されている（4）オフライン式塩水楔探査装置は上記の観測を補足するために，あらたに温度センサをつけた機器によって 2.0 km，5.5 km，8.1 km 地点での観測を行った．河川流量の変化と潮汐に対応してこれらの地点
で淡塩境界が振動していることが記録された（図3）．

図 11 市村観測井における水質観測（その 5）2000
年2月3日
Fig.11 Temperature and salinity disribution at the observation well（Feb. 3, 2000）.

ンサ CT 1〜CT 5 および圧力センサの測定間隔は 5分である．地下水位の変動を図 12 に，CT 1〜CT 5
における温度と塩分の時系列変化をそれぞれ図 13
および図版 1−7 に示す．

4．観測結果についての考察
4-1．
江の川の塩水溯上（1）塩水溯上が起こった際にその上流の地下に貯留されている塩水塊がどのような反応をするかを知るためにこの観測を行った．江の川の塩水溯上は河川の水位・流量の変化と直接関係して起こっていることが各種の機器を併用した総合的な観測によってこれまでに明らかにされている（徳岡ほか，1998，1999b）ことから，1999 年 12 月 4 日に川平流量が 50 m3 /s 以下となり，赤栗の付近まで塩水溯上が起こった
機会を捉えてこの一連の観測を行った．結果としてその後の流量の減少はほとんどなく，逆に流量が増加したことから，流量の減少（塩水楔の後退）に伴う地下の淡塩境界の動きが捉えられた．
（2）SC−3 R 塩水楔音響プロファイリングシステム

4-2．
塩水溯上域より上流に設置した観測井での地下水の塩水塊の動き（1）塩水溯上とその上流の地下に貯留された塩水との関係を明らかにするために松川町市村で深度 50m の観測井を設置し，新たに試作した機器を用いて地下水位とともに温度・塩分の連続観測を行った．観測井での水位・水質測定（図 7〜11）では，地下水面は川床面よりわずかに高く（数 10 cm），淡塩
境界は DL−25〜26 m に位置している．淡塩境界以下の塩水は 21〜22 PSU で上位の淡水とは比較的シャープな境界面（漸移帯は数 10 cm 以下の厚さ）で接している．いずれの測定でも最深部では塩分が急激に低下している．より下位に被圧した淡水層が存在していることによる影響と考えられる．また，塩水層中では中位のあたりでやや塩分が高い．温度の変化は全体として小さいが，塩分の変化と対応している．
（2）地下水位は振幅 20 cm までの規則的な変動が認められ，潮汐によるものと判断される（図 12）．水位の変動は河川の水位・流量の変動（図 4，5）と連動していて，両者の時間差（河川水位データは 1 時
間ごと）は認められない．
（3）淡塩境界の変動を知るために淡塩境界を中心としてセンサー 5 つを上から CT 1−（3 m）−CT 2−（1m）−CT 3（ 1 m）−CT 4−（3 m）−CT 5 の順に設置
し，温度と塩分についての連続観測を行った（図 13
および図版 1−7）．淡塩境界は潮汐の影響とともに，河川の水位（結果として流量）の変化と応答してい76

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・池田龍彦

図 12 市村観測井での地下水位の連続観測（1999 年 12 月 4 日〜2000 年 2 月 3 日）．
Fig.12 Water table at the Ichimura Observation Site（Dec. 4, 1999〜Feb. 3, 2000）

図 13 市村観測井の 5 点での井戸用マルチ CT センサによる温度の連続観測（1999 年 12 月 4日〜2000 年 2 月 3 日）.
Fig.13 Variation of temperature at each monitoring level at the observation well.

ることが明らかになった．観測期間中に CT 1 は常に淡水中にあった．CT 2 は 12 月 3 日以降 26 日までは淡塩境界付近にあって潮汐による淡塩境界の振動によって塩分はほぼ 0 あるいは 22 PSU で変化
し，その変化の時間は次第におそくなり，27 日以

降は淡水中に入ったままとなる．このことは淡塩境
界が次第に CT 2 に近づき，ついにはそれ以下に下がったことを意味する．つぎに CT 3 についてみると 1 月 24 日以降には淡塩境界はこれより下に下がったことがわかる．さらに CT 4 では 2 月 1 日以

江の川の塩水楔─ 塩水溯上とその上流の地下塩水との関係 ─（1999 年 12 月〜2000 年 2 月）

77

図 14 江の川における塩水溯上距離と河川流量（川平観測所）の関係．
Fig.14 Relationship between saline invation limit and the discharge amount.

降に淡塩境界はそれ以下に下がっている．これらの変化を川平の水位変化と比較すると時間差をおいてよく相関していることが明らかである．その時間差はおおよそ 2 日程度と判断される．
（4）観測井での淡塩境界の変化と塩水溯上との関係について考察する．塩水溯上は河川流量の変化に対応しているので，今回の調査では 12 月初めに赤栗のあたりまで溯上した塩水楔はその後の河川流量の増大で後退したことが明らかである．今回の調査では塩水溯上が起こった最中に観測を開始したので，
赤栗付近まで溯上した時期に地下の淡塩境界がどのように変動したかは明らかにできなかったが，流量が増し（水位が上昇し）て，塩水楔が後退した際に赤栗より先の地下に貯留された塩水塊の水位は下がったことは明らかである．このことから，塩水溯
上とその先の地下に貯留された塩水塊が連動していることが確かめられた．

5．
まとめと今後の課題
塩水楔の観測システムについては 1992 年以降，本研究グループによって開発が進められ，特に江の川においてこの 4 年間観測が行われた．その結果，塩水溯上限界と河川流量とは図 14 に示すように正の相関をしていることが明らかになった．ただし，流量が 30 m3/s 以下となるような渇水時に塩水楔の先端の位置を実測によって捉えた例はないので，今後渇水が起こった際の調査が必要である．この調査では流量が 50 m3/s を上回った冬期の渇水期に通常の渇水時の塩水溯上限界である赤栗の瀬（河口から 8.2km）までの範囲で観測を行い，予測どおりの結果を得たが，それ以上の流量の減少は起こらなかった．
塩水溯上限界より上流の地下に貯留された塩水と塩水溯上の関係については河口からの距離 9.65 kmに深さ 50 m（GL−35.37 m）の観測井を設置して新たに井戸用のマルチ CT センサを試作して連続観測を行った．その結果，河川流量と地下水位は時間差なしに連動していること，また流量が増加した際には時間差をおいて淡塩境界は下がることが確認された．流量の増加で塩水楔の先端は後退するので，塩水溯上と地下の淡塩境界とは連動していると云える．しかしながら今回の観測では上に述べたように
その後の塩水溯上はなかったので，溯上時に地下の淡塩境界が上昇するところを捉えることは出来なかった．また，淡塩境界を検出するためのセンサ 5
つは 3，1，1，3 m の間隔で設置されていたために，その変動はこれらセンサの深度を通過する時点でしか捉えられていない．観測時期のチャンスと更なる機器の工夫はこれからの課題である．

引用文献
西村清和・松林 修（1996）光ファイバ分布型温度センサの海洋および湖沼調査への適用．海洋調査

78

徳岡隆夫・三瓶良和・上野博芳・西村清和・須崎

技術，8: 17-31.
西村清和・鈴木重教・徳岡隆夫（1998）多点型 CT
センサケーブル−測定システムの開発と汽水域での塩分・温度観測実験−．海洋理工学会誌，4: 41-54.
西條八束・奥田節夫（1996 編）河川感潮域．名古屋
大学出版会，248 p.
徳岡隆夫・三瓶良和・亀井健史・西村清和・須崎
聡・松田滋夫・久保田俊輔・鈴木重教（1998）江の川の塩水楔−塩水溯上の長期連続観測システムの開発−（予報）．LAGUNA（汽水域研究），5: 197

聰・松田滋夫・久保田俊輔・鈴木重教・池田龍彦-208.
徳岡隆夫・三瓶良和・亀井健史・西村清和・鈴木重教・松田滋夫・久保田俊輔・須崎 聡・上野博芳（1999 a）塩分躍層（塩水楔）動態観測システムの開発−汽水域の貧酸素水塊問題への貢献−．
LAGUNA（汽水域研究），6: 179-187.
徳岡隆夫・三瓶良和・上野博芳・西村清和・須崎
聡・松田滋夫・久保田俊輔・鈴木重教（1999 b）
江の川の塩水楔−塩水溯上の長期連続観測システ
ムの開発−（渇水期溯上例，1998 年 12 月〜1999
年 2 月）．LAGUNA（汽水域研究），6: 233-245.

LAGUNA（汽水域研究）8，79〜90 頁（2001 年 3 月）
LAGUNA 8，p.79−90（2001）

大橋川における高塩分水塊の動態観測（1999 年秋）
徳岡隆夫1・三瓶良和1・上野博芳2・西村清和3
須崎 聰4・松田滋夫5・久保田俊輔6・鈴木重教7
Long−term observation of high−saline watermass
at River Oohashigawa,, Shimane Pref., Japan（Observation in Autumn, 1999）
Takao Tokuoka1, Yoshikazu Sampei1, Hiroyoshi Ueno2, Kiyokazu Nishimura3,
Akira Suzaki4, Shigeo Matsuda5, Shunsuke Kubota6 and Shigenori Suzuki7

Abstract : A long−term observation system has been developed by the present writers since1992. The system consists of several sub − systems such as an acousic reflection profilingsystem for spatial disribution survey of halocline（ Model SC − 3 ）, an underwater acoustic
reflection measurement systems for long−term observation of halocline behaviour（On−linemode Model SC−2 and Off−line mode CL−2）, a thermometry system using optical fiber
distrituted temprature sensor（Model DTS−80）and a temperature salinity measurement systemusing multiple CT sensors（Model MCTH−2）. The observations was successfully carried out
from Sept. 30 to Nov. 2 at the middle part of River Ohashigawa in addition to the ship−survey
using Model SC−3.
Key words: halocline, saline wedge, oxygen−poor water mass, Lakes Nakaumi and Shinji,R.
Ohashigawa

1．はじめにて 1998 年 4 月に大橋川から宍道湖への高塩分水塊の流入を捉えるための予備的な観測についても上記で報告した．中海から大橋川を経て宍道湖にはときに高塩分水塊が流入することが知られていて，それが貧酸素化した水塊である場合には環境に悪影響を及ぼすことが指摘されており，本観測法によって高塩分水塊の動きを時間的・空間的に捉えることができることが明らかになったことから，この問題で貢献できるとの見通しを得ることがきた．そのために，

著者らの塩水楔研究グループは 1992 年以来，塩水楔（塩分躍層）の動態観測法の開発を行ってきていて，それらについては徳岡ほか（1999）で報告した．この観測法は当初は中海での塩分躍層の観測のために考案され，1997 年度から主に江の川の塩水楔の観測で機器の開発が進められていったものである．これらの機器のうちマルチ CT センサを使用し

1
2
3
4
5
6
7

島根大学総合理工学部 Faculty of Science and Technology, Shimane University, Matsue 690−8504, JAPAN北陸先端科学技術大学院大学情報科学研究科 Japan Advanced Institute of Science and Technology in Hokuriku
地質調査所海洋地質部 Marine Geology Department, Geological Survey of Japan
千本電機㈱ Senbon Denki Co., Ltd.
クローバテック㈱ Clovertech Inc.
㈱ワイ・オー・システム Y.O.System Inc.
㈱鶴見精機 The Tsurumi−Seiki Co., Ltd.

79

80

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

図 1 大橋川における高塩分水塊の動態観測地域
Fig.1 Observation area for the behavior of high−saline water at R. Oohashigawa

1999 年 9 月末から約 1 ヶ月間の予定で大橋川に各種の機器を設置して観測を行うことにした．その後も大橋川においては 1999 年 12 月および 2000 年 9月にも建設省（現国土交通省）出雲工事事務所の協力を得て観測を行っているが，ここでは上記の観測結果についてのみ報告する．この調査では株式会社
シマダ技術コンサルタントには大橋川畔の事務所を観測の基地として提供していただき，かつデータ収録機器の管理に協力をいただいた．島根県内水面水産試験場には大橋川の水質情報の提供を受けるとともに本論文中にデータを利用させていただいた．建設省（現国土交通省）出雲工事事務所からは調査についての便宜をはかっていただくとともに中海〜宍道湖の水質および気象データの提供を受けた．宍道
湖漁業組合には調査に御協力をいただいた．島根大
学汽水域研究センターの各位には御支援をいただいた．これらの機関および各位に御礼申し上げます．
なお，本号には著者らによってこれらの一連の機器開発についてテクノオーシャン 2000 でなされたポスター展示が資料として掲載されている（徳岡ほか，2001）．本報告の一部の図がカラーで示されているので，観測機器などについての説明とともに参照していただきたい．

2．観測場所と観測内容
1998 年 4 月の観測（徳岡ほか，1999）と同じく，
大橋川のほぼ中央部の矢田の渡しの西側右岸に観測基地を置き，ここから各観測機器のセンサ部をケーブルによって川床に下流側に向かって図 1 のように設置した．使用した機器と設置状況，観測期間は以下のとおりである．
（1）塩水楔音響動態観測システム（オンライン式，千本電機㈱SC−2 型）
3 地点（ON 1，ON 2，ON 3）で行い，測定時間間
隔は 2 分である．
（設置位置）
（水深）
・ON 1
・ON 2

（データ収録期間，
）
月．日．時

−m
データ不調
5.3 m 10.01.17〜10.10.16，
10.15.14〜10.24.02，
10.25.17〜11.02.08
計 25 日・ON 3
2.60 km 5.5 m↑（設置位置は大橋川における距離表示で，松江馬潟港からの距離．以下同じ）（2）塩水楔音響動態観測システム（オフライン式，ク
ローバテック㈱CL−3 型）
2.18 km2.44 km

大橋川における高塩分水塊の動態観測（1999 年秋）

3 地点（OFF 1，OFF 2，OFF 3）で行い，測定時間
間隔は 3 分である．水温についても同時に測定している．なお OFF 1 では親器を松江大橋の橋桁に，OFF2 と 3 では大橋川左岸の陸上に設置してデータの収録を行った．
（設置位置）（水深）（データ収録期間，）
月．日．時

・OFF 1

8.1 km 7.0 m 10.01.17〜11.02.10，（松江大橋直下）
計 32 日・OFF 2−0 1.53 km 6.2 m↑（塩楯島付近）・OFF 2−2 1.58 km 7.1 m↑（3）マルチ CT センサー（㈱鶴見精機製）
5 地点（CT 1〜CT 5）で行い，測定時間間隔は 5分である．
（設置位置）
（水深）
・CT 1
・CT 2

（データ収録期間，）
月．日．時

5.7 m センサ不調で測定不能
5.2 m 09.30.15〜 ．
21.06，
10.21.18〜10.24.00，
10.25.17〜10.26.11，
10.28.11〜11.02.08
計 29 日・CT 3
2.37 km 6.4 m↑
・CT 4
2.28 km 5.4 m↑
・CT 5
2.22 km 5.9 m↑（4）光ファイバ温度分布計測システム（DTS−80 型，㈱ワイ・オー・システム）
全長 1000 m の光ファイバを川床に敷設して行い，測定時間間隔は 5 分である．
2.55 km2.46 km（データ収録期間，）
月．日．時（設置位置）
1.55 km〜2.6 km

09.30.16〜11.02.10
計 33 日（5）メモリ電磁流向流速計（アレック電子製 ACM 16
M 型）
1 地点に設置して行い，測定時間間隔は 20 分である．
（設置位置）（水深）R1

2.6 km（データ収録期間，）
月．日．時

5.9 m 09.30.16〜11.02.10
計 33 日（6）川床形態調査
1.35 km〜2.6 km 間について 50 m 間隔で横断測量を1999 年9 月27 日に行い，川床地形断面を調査した．
機器の設置は 9 月 30 日〜10 月 1 日に行い，11 月

81

2 日に撤去した．なお機器の設置はダイバーにより行い，撤去時にもダイバーによって状況の確認を行っている．これらの観測の他に，1999 年 9 月 11
日と 10 月 22 日に塩水楔音響プロファイリングシス
テム（航走式：SC ー 3 型）により，中浦水門から湖心の建設省中海観測所を経由し，大橋川から宍道湖
嫁が島付近までの音響探査を行い，数地点を選定して水質調査（YSI 600 XL により水温，塩分，溶存酸
素，電気伝導度，PH）を行った．

3．観測結果3-1．塩水楔音響プロファイリングシステム（航走式：SC ー 3 型）による動態観測中海から宍道湖にかけての水塊構造を把握するために，1999 年 9 月 11 日と 10 月 22 日の 2 回，により観測を行った（船は島根大学汽水域研究センターのしじみちゃん号を使用）．SC−3 は航走しながら200 kHz の超音波を水面から湖底に向かって発信
し，塩分躍層で生じる反射波を受信し，塩分躍層の分布，形状を記録断面として捉えることができる．
反射信号はデジタル化され，データ収録器に記録される．10 月 22 日の記録をまとめて図 2 に示す．中浦水門から航路標識塔を経て湖心の建設省中海観測所，さらに大橋川の航路標識を目標に直線的に走行し，そこからは航路に沿い，大橋川ではほぼ中央部を走るようにした．船速は約 5 ノットを保つようにし，位置は GPS 測位によって 5 分ごとに記録している．水質の測定は中海の 3 点についてはいったん停船して行い，それら以外の点については音探終了
後に引き返して測定を行った．各地点の水質データをまとめて表 1 に，温度と塩分を図 3 に示す．また
図 2 のなかには各地点の温度・塩分の垂直分布を示している．
湖底地形をみると，中浦水門の南側には干拓工事に伴う深さ 10 m 以深の凹みがあるが，それ以外では水深 8 m から徐々に浅くなっていくスムースな地形をなしている．松江馬潟港沖の中海から大橋川
では航路にそって浚渫が行われていて水深 5〜6 mの凹凸のある地形をしている．大橋川中にある塩楯島のところには水深 4 m の高まりと 7 m を越える
深みがあり，松江大橋には 9 m の深みがある．また，宍道湖大橋の西の航路の深みの先には水深 2 mの高まりがあり，それを越えるとスムースな宍道湖の湖底へと移り変わる．塩楯島と宍道湖大橋より西の高まりは自然地形で，後述するように中・高塩分

82

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

図 2 音響プロファイリング装置（航走式）SC−3 による中浦水門−中海湖心−大橋川−宍道湖大橋の観測記録（1999 年 10 月 22 日）
Fig.2 A record of spatial distribution of halocline between Lake Nakaumi and Lake Shinji via R. Oohashi by acoustic
reflection profiling system（Model SC−3, Oct. 22, 1999）

大橋川における高塩分水塊の動態観測（1999 年秋）
表 1 中海〜大橋川の水質の垂直分布（1999 年 10 月 22 日）

図 3 中海〜宍道湖の各地点における温度・塩分の垂直分布（1999 年 10 月 22 日）
Fig.3 Vertical profiles of temperature and salinity at
various points in Lakes Nakaumi and Shinji

83

84

徳岡隆夫・三瓶良和・上野博芳・西村清和・須崎

水塊の動きはこれらによって規制されている．中海では水深 3 のあたりに塩分躍層が存在することは良く知られていることで，図 2 でも音響的によく表現されている．水質データを合わせて全体としてみると，中海では 30 PSU を越える高塩分水塊の上に 20
PSU 前後の中塩分水塊が重なっていると云える．ただし，シャープな 1 つの境界をしているわけではな
く，いくつかの副次的な成層も認められる．大橋川の入口に向かって中・高塩分層の境界面が浅くなって行く理由については明らかでない．大橋川では宍道湖側からの流れと地形の凹凸の影響によって音響的な乱れが認められ，中・高塩分層の境界が明瞭ではないが，中海下層の高塩分水塊は馬潟港の西の辺りまで達していて，この先では上層の中塩分水塊と混合しているものと判断される．中塩分水塊はこれより西では宍道湖側からの低塩分水塊の流れによって連行による削り取りの乱れが見られるが，矢田の渡しを越えて，朝酌川の流れの影響がなくなる辺り
から上流では音響境界が次第に明瞭になり，新大橋の下にまで中塩分水塊が達しているのがわかる．言い換えると，中海側から侵入した中塩分水塊の塩水楔の先端がこの位置にまで達している．上位の低塩分水塊は 5 PSU 程度で，東に行くに従って下位の中塩分水塊と混合して塩楯島のあたりでは 8〜9
PSU となっている．
3-2．
川床設置式の各機器による動態連続観測
各機器を図 1 に示すように設置して連続観測を行った．
（1）
塩水楔音響動態観測システム（オンライン式，SC−2 型）
矢田の渡し付近に子機 3 台をそれぞれ 400，200，
200 m のケーブルで設置して観測を行った．うち 1台は不調で，2 台（ON 2，ON 3）で 10 月 1 日から 11
月 2 日まで，それぞれ 25 日間の連続データが得られた．一部に欠測があるのはデータ送信時のトラブ
ルにより，一時的に取り込みが中断されたためである．ON 2 の結果をまとめて図 4 に示す．縦軸は水深，横軸は時間である．中海側からの塩水楔（今回の観測では 3−1 で述べた中塩分水塊）の侵入は音響
境界面の川床からの立ち上がりで示され，またその後退は音響境界面の降下から消失で示される．境界面が水面にまで達している場合は中塩分水塊の上面がほぼ水面にまで達していることを，それが途中にある場合にはその上位に低塩分水塊あることを示している．一般的にいうと，塩水楔の侵入のほうが後

聰・松田滋夫・久保田俊輔・鈴木重教

退よりもよりシャープな境界面が観察される場合が多い．これらの観測記録から，ほぼ 1 日 1 回の塩水
楔の侵入・後退があったことがわかる．ON 2 から水平距離にして約 160 m 離れて設置した ON 3 でも，ほぼ同様の記録が得られている．両者の音響境
界面の動きの時間差から塩水楔の移動速度を算出することが可能である．
（2）
塩水楔音響動態観測システム（オフライン式，CL−3 型）
松江大橋直下の 1 および地点塩楯島付近の 2 地点
（図 1）に設置をして観測を行い，それぞれ 32 日間の連続データが得られた．音響境界面の記録が上記のオンラインのそれと比較するとやや不鮮明である
が，バッテリー内蔵方式であることから，どこにでも設置できる利点がある．また，水温についても同時に観測できるようにしている．ここでは記録を示していないが，今後，水塊の広域的な動態観測には有効である．
（3）マルチ CT センサ
700 m 長のケーブルで接続されたセンサ 5 つ（CT1，CT 2，CT 3，CT 4，CT 5）を図 1 のように設置して観測を行った．設置後に CT 1 は不調であることがわかり，CT 2〜5 でそれぞれ計 29 日間の温度と塩分についての連続データが得られた．なお，途中でデータ収録の際のトラブルで一部が欠測となっている．全期間の CT 2〜CT 4 の温度と塩分のデー
タを図 5 と図 6 に示す．
CT 2〜CT 4 は直線距離にして 240 m であり，川床に設置していて水深の違いも小さいので，温度・塩分ともほとんど同じ変化をしているこ l とがわかる．温度と塩分を比較すると同じパターンで時間的な変化をしていることから，水塊ごとに温度・塩分が異なっていることがわかる．塩分の時系列変化は温度のそれと比較すると顕著であり，5 PSU 程度と17〜24 PSU の間でスイッチしている．前者は宍道湖側から大橋川を降る低塩分水塊の，後者は中海側から溯上する中塩分水塊の温度であることが明らかである．上記の（1）の音響による低・中高塩分水塊の侵入・後退（図 4）と比較するとその変化のパター
ンは時間的によく一致していることから，両者は同じ現象を捉えていることが明らかである．
（4）光ファイバ温度分布計測システム
全長 1.0 km のファイバを図 1 のように設置し，計大橋川における高塩分水塊の動態観測（1999 年秋）

図 4 大橋川矢田の渡しの川床に設置した音響探査装置 SC−2 型（オンライン式）による高塩分水塊の流出入記録（1999 年 9 月 30 日〜11 月 2 日）
Fig.4 A record of the behavior of high−saline water atYatanowatasi point by SC−3（Sept.30〜Nov.2, 1999）

85

86

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

図 5 マルチ CT センサによる大橋川川床における温度の時系列変化（1999 年 9 月 30 日〜11 月 2 日）
Fig.5 Time series data of temperature at the bottom of R. Oohasi by Multi−CT sensor（Sept.30〜Nov.2, 1999）

図 6 マルチ CT センサによる大橋川川床における塩分の時系列変化（1999 年 9 月 30 日〜11 月 2 日）
Fig.6 Time series data of salinity at the bottom of R. Oohasi by Multi−CT sensor（Sept.30〜Nov.2, 1999）

33 日間の連続した温度データが得られた．川床でのファイバの延長距離は 1050 m で，ファイバ 1 m
間隔で 5 分ごとに温度データが収録された．これら
を 0.5℃ ごとに区切って画像処理した結果を図 7 に示す（カラー図版は徳岡ほか，2001 を参照）．上記（3）で温度変化と塩分変化は対応していることから，
この図にみられる温度変化のパターンは（1）及び（3）で示されたと同じ現象を捉えていることがわかる．
（5）メモリ電磁流向流速計
図 1 に示す地点で計 33 日間の流速，流向，温度，
水深の連続記録が得られた．結果をまとめて図 8 に示す．

大橋川における高塩分水塊の動態観測（1999 年秋）

87

図 7 光ファイバによる大橋川川床における温度の時空変化（1999 年 9 月 30 日〜11 月 2 日）
Fig.7 Time series data of temperature at the bottom of R. Oohasi by Optical fiber sensor（Sept.30〜Nov.2, 1999）

4．島根県内水面水産試験場による松江大橋での観測との比較
松江大橋下に各種の観測機器を設置しての連続観測（水面から 1，3，6 m ごとの温度・塩分・濁度・
溶存酸素および流向・流速など）が行われ，その概
要は水質情報として定時ごとに速報されている．この速報は著者らの観測の実施においても貴重な参考資料となっている．水産試験場による原データから塩分について，上記と同様に規格化して図 9 に示す．
図 6 の大橋川中央部のデータと比較すると，ここでは中塩分層に相当する水塊は塩分でみると 15〜22
PSU であり，宍道湖から流入する低塩分水塊は約 4
PSU である．両図を比較することによって，大橋
川中央部まで到達する中塩分水塊のうちのいくつかが松江大橋にまで到達することがわかる．

5．1999 年 10 月 22 日の大橋川における水塊の動き
10 月 22 日には塩水楔音響プロファイリングシス
テムによって中海から大橋川を経て宍道湖に至る水塊構造が明らかにされた（図 2）．中海から大橋川へ流入した中塩分水塊は矢田の渡しを越えたあたりから次第に塩水楔の形が明瞭となり，22 日の 11 時 10分には新大橋を越えたあたりにその先端が位置している（図 10）．この日 1 日間の大橋川の中央部の観測機器設置場所付近での水塊のうごきについて各観測機器のデータを図 11〜15 に示す．音響探査装置
SC−2 型では ON 2 および ON 3 でそれぞれ 2 回の中塩分水塊の侵入・後退があったことがわかる（図11）．図 2 の塩水楔の侵入は図 11 では最初の侵入が01 時過ぎにここを通過して 11 時に新大橋まで進んだことを示している．流向流速計（図 12）では上流に向かう流れが支配的で，16 時以降には下流に向かう強い流れに変化しているが，図 11 の音響パターンで見られる中塩分水塊の動きとよく対応してい図 8 大橋川川床における観測期間中の流速・流向・
水温・水深・鉛直流速分布（1999.9.30〜11.02，アレッ
ク電子製 ACM 16 M による）

88

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

図 9 大橋川（松江大橋）における塩分の鉛直変化（1999 年 9 月 30 日〜11 月 2 日，島根県
内水面水産試験場のデータによる）
Fig.9 Vertical profile of salinity at Matsue Oohasi（Sept.30〜Nov.2, 1999, Data by Research Centerof Brachish Lake, himane Prefecuture）

図 10 SC−3 による塩楯島〜松江大橋間の水塊分布（1999 年 10 月 22
日，10.30〜11.05）
Fig.10 A record of spatial distribution of halocline between Shiotateshima
and Matue−Ohasi by Model SC−3

る．CT センサでは温度（図 13）と塩分（図 14）がよく対応していて，2 回の水塊の動きがあったこととよく対応している．CT 2 から CT 5 までは 240 m
あるので，2 度の塩水塊の侵入速度は 0.2 m/s（0.72km/h）であったことがわかる．光ファイバでもこの日に 2 度の水温の大きな変化があったことがわかる（図 15）．0 時過ぎに大橋川をはい上がった水塊がいったんは退き，再度 12 時ころからはい上がっていったことがしめされている．光ファイバ 1000 m

間での温度の時間変化から，最初のはいあがりの速度は 0.35 m/s（1.26 km/h），2 度目は 0.27 m/s（1.05 km/h）であったと計算される．以上に示したように，
このような観測システムによって塩水塊の移動を可視化した上で，さらに具体的に捉えることができた．
つぎに島根県内水面水産試験場による松江大橋下での連続観測データから温度・塩分・流速について
図 16 に示す．ここでも 2 回の水塊の動きが観測されている．上記の観測地域との間の距離は約 5 km

大橋川における高塩分水塊の動態観測（1999 年秋）

89

図 11 1999 年 10 月 22 日の音響探査装置 SC−2 型（オンライン式）による高塩分水塊の流出入記録
Fig.11 A one day（Oct. 22）record of the behavior of highsaline water by SC−2
図 13 1999 年 10 月 22 日のマルチ CT センサによる
温度記録
Fig.13 A one day（Oct. 22）record of the behavior of highsaline water by Multi CT sensor

図12 1999 年 10 月 22 日の流向流速計による流速記録
Fig . 12 A one day（ Oct. 22 ）record of velocity of the
behavior of high saline waterであることから，両者を比較することによって水塊の移動速度などをさらに把握することができる．

図 14 1999 年 10 月 22 日のマルチ CT センサによる
塩分記録
Fig.14 A one day（ Oct. 22）record of salinity of the
behavior of high saline water by Multi CT sensor SC−2

6．まとめ
1）中海から大橋川を経て宍道湖への塩水塊の動き
を著者らがこれまでに開発してきた各種の探査シス
テムをもちいて捉えることについては 1999 年 4 月の予備的な観測をもとに可能であるとの見通しが得られたことから，1999 年 9 月末から約 1 ヶ月間の観測を行った．その結果，水塊の動きを音響を使って可視化して捉えるとともに，温度・塩分および流向流速を連続的に測ることによって水塊の移動をリ
アルタイムで具体的に捉えることができた．大橋川
中央部では水塊の移動速度は時速 1〜2 km 程度の
ゆっくりとしたものである．
2）音響プロファイリングシステム（航走式，SC−3）をもちいて中海から大橋川を経て宍道湖に至る水塊構造を明らかにすることができた．図 17 に示すよ
うに中海から宍道湖にかけては塩分のことなる 3 つの水塊（高・中・低塩分水塊）があり，それぞれ音図 15 1999 年 10 月 22 日の光ファイバによる温度記録
Fig.15 A one day（Oct. 22）record of temperature of the
behavior of high saline water by Optical fibfre

響的に明らかな境界をもって接している．これらの水塊が主に潮汐・斐伊川からの流量・風によって移動する．さらに境水道からときに中海湖心近くまで流入してくる海水と斐伊川から宍道湖に流入する淡90

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

水を考慮すると，5 つの塩分（および温度）の異なる水塊が存在することになる．
3）川床に設置した各種の観測機器によって大橋川を溯上する水塊のうごきは時速 1 km を越える程度までのゆっくりとしたものであることが明らかになった．したがって貧酸素化した高塩分水塊が大橋
川を溯上して宍道湖に達するような場合になんらかの対策を効果的に講じることは可能であると云え
る．

引

用

文

献

徳岡隆夫・三瓶良和・西村清和・須崎 聡・松田滋
夫・久保田俊輔・鈴木重教・上野博芳（2001）塩水楔観測システムの開発（テクノオーシャン 2000
ポスター展示の紹介）．LAGUNA（汽水域研究，島根大学汽水域研究センター），8 号．
徳岡隆夫・三瓶良和・亀井健史・西村清和・鈴木重教・松田滋夫・久保田俊輔・須崎 聡・上野博芳（1999）塩分躍層（塩水楔）動態観測システムの開発−汽水域の貧酸素水塊問題への貢献−．
LAGUNA（汽水域研究，島根大学汽水域研究セン
ター），6 号，179-187.

図 16 1999 年 10 月 22 日の松江大橋における温度・塩分・流速記録（島根県内水面水産試験場のデータによる）
Fig.16 A one day（Oct. 22）record of temperature,salinity,
velocity of the behavior of high saline water at Matsueoohasi（ Data by Research Center of Brachish Lake , Shimane
Prefecuture）

図 17 中海−大橋川−宍道湖における水塊構造の模式図
Fig.17 A schematic modele of the movements of watermasses among Lake Nakaumi, Oohasigawa andLake Shinji

LAGUNA（汽水域研究）8，91〜94 頁（2001 年 3 月）
LAGUNA 8，p.91−94（2001）

短報

ヤドカリによるキバウミニナの空殻利用についての野外実験
田中秀典1
The field experiment ofempty shell（Terebralia palustris ）utilization by the hermit crab
Hidenori Tanaka1

Abstract: In a mangrove tidal flat of Iriomote Island, Okinawa, an experiment on utilization of
empty gastropod shells by hermit crabs was carried out. One hundred twenty−seven gastropod
shells of Terebralia palustris were left at the mangrove tidal flat in the Funaura Bay of the
Iriomote Island. After 48 hours, these shells were re−collected and shell size and distance froman experimental point were measured. Thirty−five shells were utilized by hermit crabs. Sixty
shells were not used and left as before. Most of the shells used by the hermit crabs werecollected at the distance of less than 10 m from the experimental point. The most moved shells
by the hermit crab were too far distance of 120 m from the experimental point. The small−sizedshells used by hermit crabs were collected near the experimental point. But, the shells collected
at a distant from the experimental point were only large ones. In the mangrove swamp, deadgastropod shells were used by the hermit crabs immediately after death and they moved theshells to a long distance on a short time.
Key words: Taphonomy, hermit crab, mangrove swamp, Terebralia palustris, Iriomote

は

じ

め

に

の地層が広く分布しており，巻貝化石が多産する．
そのため化石への応用も比較的簡単に行えると思われる．そこで，日本にあるマングローブ干潟において，ヤドカリがどれだけマングローブ干潟に生息す
る巻貝遺骸群に影響与えているのかを検討する実験をおこなった．

生物が化石となるためには，生物の死後，TAZ（taphonomically active zone: Davies et al., 1989 a, b）を越えて，深く埋没する必要がある．巻貝の場合，堆積物の表面に生息している種類が多く，巻貝が死後，TAZ を越えて埋没するまでに様々な影響を受ける．
その中の一つに，ヤドカリによる空殻の利用がある．
ヤドカリによる巻貝への影響を扱った研究は，Frey（1987），Walker（1989），Shimoyama（1985）などがある．しかし，マングローブ干潟での観察例はほとんどない．また，日本列島にはマングローブ堆積物1

島根大学汽水域研究センター
E−mail:BYA 06151@nifty.com

実験場所と方法
野外実験は，1998 年 5 月に沖縄県の八重山諸島にある西表島でおこなった（図 1）．この島には，日本のマングローブ林の約 80％ が分布している（佐Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University, Matsue 690−8504, Japan

91

92

田中秀典

図 1 調査地．
Fig.1 Location Map.

藤，1992）．島の海岸や大きな河川の河口にはマングローブ林が見られ，典型的な亜熱帯の海岸線を示している．アプローチのしやすさ，ツメナガヨコバ
サミ（Clibanarius longitarsus ）の生息個体数，キバ
ウミニナ（Terebralia palustris）の生息個体数などを考慮に入れて，西表島の北側にある船浦湾を実験場所に選んだ．湾の詳細な環境については，田中・前田（1999）と Tanaka（1999）において報告されているので，ここでは簡単に述べることにする．この湾は，幅 2 km，奥行き 1.5 km で，湾口が北に向かって大きく開いている．湾内の潮位差は 2 m ほどで，
春の大潮時には湾の内部のほとんどが干出する．湾の環境は，後背地・マングローブ林・外干潟の 3 つに大きく区分することができ，今回実験の対象としたツメナガヨコバサミは，外干潟とマングローブ林のチャネルに分布している（ 田 中 ・ 前 田 ， 1999 ;Tanaka, 1999）．このヤドカリは体長が 5 cm ほどあり，日本に生息しているヤドカリの中では大きな部類にはいる．この湾では，このヤドカリはほとんど
がキバウミニナの空殻を利用しており，まれにホカ
ケソデガイ（Labiostrombus epidromis）の空殻を利用している．ただし，後者の巻貝を利用しているもの

は，船浦橋の外側でのみ観察され，橋より陸側ではまったく見ることはない．そこで，キバウミニナの空殻をマングローブ林の際の干潟に放置し，48 時
間後に回収にいき，空殻がどれだけ残っているかを観察した．同時に，ヤドカリによって利用され，放置した地点から移動したものについては，干潟を広範囲に探索して回収するとともに，放置した地点からの距離も測定した．放置したキバウミニナの空殻は，放置した地点のすぐそばのマングローブ林の1 m2 に生息していたキバウミニナ（127 個体）をす
べてを採集し，殻サイズを計測した後，軟体部を取り除いたものを使用した．また，回収する際にわかりやすいように赤色に着色した．

結 果 と 考 察
図 2 は，放置したキバウミニナの空殻の殻サイズをしめしたものである．船浦湾のキバウミニナの生態情報については，西平（1983）によって報告されており，湾内の場所によって殻サイズに違いがある
ことを示している．この原因として，幼貝と成貝との間にわずかな生態学的要求の差異があり好む環境ヤドカリによるキバウミニナの空殻利用についての野外実験

図 2 放置したキバウミニナの殻サイズ分布．
Fig.2 Size−frequency distribution of empty shells at the
mangrove swamp.

が微妙に異なっている可能性を挙げている．今回実験のために使用したキバウミニナの殻は，成貝と幼貝の 2 つのサイズにピークを持つ 2 山型の殻サイズ分布を示し，成貝と幼貝の両方が含まれいる．おそらく，この巻貝の成貝と幼貝の分布域の中間にあたる環境から採集したためと思われる．そのため，空殻として生産されるキバウミニナの殻の大部分のサイズを網羅していると思われる．
放置してから 48 時間後に，これらの殻の回収を試みた．その結果，35 個体（28％）
がヤドカリによって利用されていた．60 個体（47％）は利用されずに放置した場所に残っていた．また，32 個体（25％）の殻が回収できず，回収率は全体で約 75％ であった．ヤドカリによって利用されていた 35 個体のキ
バウミニナの殻サイズ分布を図 3 に示している．このヒストグラムは，幼貝と成貝にピークをもつ 2 山型を示している．これらのピークは，実験のために放置したキバウミニナの空殻のピークとまったく同じである（図 2）．Walker（1989）は，ヤドカリによって引き起こされる影響を 7 つ挙げているが，その中の 1 つに殻の選択的な利用によるサイズ異常（Size−frequency anomalies）
がある．また，下山（1979, 1980）
や Shimoyama（1985）もヤドカリによる選択的な殻利用による影響について指摘している．しかし，今回の実験結果からは，ヤドカリによる殻サイズ選択による顕著な影響は認められなかった．この湾には，本土の潮間帯でよく見られるトゲツノヤドカリも生息している．このヤドカリは，本土ではウミニナやイボウミニナのような小型の巻貝の殻を利用している．キバウミニナの幼貝の殻サイズは，これらの巻貝のサイズと似っている．トゲツノヤドカリがこれ
らの小さいサイズの殻を利用したため，ヤドカリが利用している殻サイズに見かけ上偏りがないと思わ93

図3 ヤドカリが利用したキバウミニナの殻サイズ分布．
Fig.3 Size−frequency distribution of gastropod shells usedby the hermit crab.

図 4 移動距離と殻の大きさの関係．
Fig.4 Relation between moving distance and shell size.

れる．
次に移動距離について述べる．この湾におけるヤ
ドカリの移動距離については，田中・前田（1999）
が報告している．しかし，この研究では貝殻の回収率（全て 40％ 以下）が悪く，殻サイズが 4 cm 以下の個体について検討していない．そこで，今回の実験をもとに再検討してみる．図 4 は，ヤドカリが利用していたキバウミニナの殻を回収した場所から，貝殻を放置した場所までの直線距離を示したものである．また，殻サイズが 5 cm 以下のものと 5 cm 以
上のものとの区分をも示している．5 cm で区分したのは，放置した空殻の殻サイズの幼貝と成貝との境界であるためである（図 2）．ほとんどのヤドカリが空殻を放置した場所から 10 m 以内で回収された（69％）．そして，これらヤドカリが利用している殻の大部分は，殻サイズが 5 cm 以下の幼貝であった．
これに対して，10 m 以上離れた個体は少なかったが，最大 120 m 移動したものが見られた．これらの殻は，全て殻サイズが 5 cm 以上の成貝を利用し

田中秀典

94

ていた．田中・前田（1999）では，48 時間で最大210 m 移動したものもあると報告している．これらのことから，大きい殻を利用しているヤドカリは，
短時間でかなりの距離を移動できることがわかった．また，放置した場所からの直線距離を計測しているため，実際の移動距離はもっと長いと思われる．

ま

と

め

今回の実験から，西表島船浦湾のキバウミニナの殻は，死後すぐにヤドカリによって利用される可能性が高いことがわかった．また，大きい殻を利用しているヤドカリは，短時間で長距離を移動していることも判明した．これは，キバウミニナの殻が，波浪などの物理的な要因でなくとも，長距離運ばれる可能性を示している．このことは古生物学的な観点からも重要で，マングローブ林に生息した貝類の化石がリーフ堆積物の中から発見される場合があり，これらの化石はヤドカリによる運搬の結果の可能性もある．生息地から遠く離れた場所から産出する巻貝化石を観察する場合は，ヤドカリによる影響も考える必要があると思われる．

謝辞

この実験をするにあたり，京都大学大学院理学研
究科の前田晴良助教授には，フィールドにおいていろいろとアドバイスをいただいた．京都大学の大学院生の辻野匠，坂倉範彦，関口智宏（現：大阪大学）の方には，貝殻の計測や回収など実験や観察等において色々サポートをしていただいた．民宿マリウド
は宿泊に関してお世話になった．

引

用

文

献

Frey, R. W.（1987）Hermit crabs : Neglected factors intaphonomy and paleoecology. Palaios, 2: 313-322.
西平守孝（1983）西表島船浦のマングローブ湿地におけるキバウミニナ Terebralia palustris（Linne）の分布と個体群構造および摂食について．西表島
水域漁場開発計画調査結果報告書，28-35.
佐藤一紘（1992）マングローブ林．日本の海岸林−
多面的な環境機能とその活用（村井宏・石川政幸・
遠藤治郎・只木良也編）．226-237．ソフトサイエン
ス社．東京．
下山正一（1979）内湾性ヤドカリによる巻貝死殻集団の殻サイズ分布型の再構成．海洋科学，11: 527-535.
下山正一（1980）イボウミニナ死殻集団の殻サイズ分形とその形成様式．地球科学，34: 27-39.
Shimoyama, S（. 1985 ）Size − frequency distribution ofliving populations and dead shell assemblages in amarine intertidal sand snail , Umbonium（ Suchium ）moniliferum（LAMRCK）, and their palaeoecologicalsignificance. Palaeogeogr. Palaeoclimatol. Palaeoecol.,49: 327-353.
Tanaka, H.（1999）（MS）Taphonomy of Recent potamid
gastropod : Terebralia palustris in the recent mangroveswamp in the Iriomote Island, southwest Japan. D.Sci.
Thesis, Kyoto University.
田中秀典・前田晴良（1999）現生マングローブ干潟におけるキバウミニナの殻の保存状態と分布．地
質学論集，54: 151-160.
Walker, S.E（1989）Hermit crabs as taphonomic agents.
Palaios, 4: 439-452.

LAGUNA（汽水域研究）8，95〜100 頁（2001 年 3 月）
LAGUNA 8，p.95−100（2001）

短報

宍道湖・中海における水生絶滅危惧植物の分布
國井秀伸1
Distribution of endangered aquatic macrophytes in
Lakes Shinji and Nakaumi
Hidenobu Kunii1

Abstract: This paper describes the results of observation on the distribution of endangered
aquatic macrophytes in Lakes Shinji and Nakaumi, southwestern Honshu, Japan. Distributionof six submerged（Potamogeton pectinatus L., P. panormitanus Biv., Ruppia maritima L.,
Zannichellia palustris L., Chara corallina Willdenow var. kyushuensis Imahori and Zosterajaponica Ashers et Graebn.）and one emergent macrophyte（Carex rugulosa Kükenth）are
shown and their characteristic features are also shown.
Key words: aquatic macrophytes, distribution, endangered species, Lake Nakaumi, Lake Shinji

は

じ

め

に

な生育場所とする種に関して，イトクズモ，カワツ
ルモ，ヤハズカワツルモ，ネジリカワツルモ，リュ
ウノヒゲモ，オオクグ，アッケシソウなどの名前が載せられ，宍道湖と中海を結ぶ大橋川によく見られるコアマモも情報不足の種とされている．前述の「しまねレッドデータブック」植物編に載せられている
水生植物にも，汽水域を主な生育場所とする植物が2 種載せられている（オオクグとカワツルモ）．これら水生植物，特に汽水域の水生植物の実態に関しては，しかしながら，全国的にも地域的にもその詳し
い分布状況が把握されていないと考えられる．
そこで今回，宍道湖・中海周辺の絶滅危惧植物の実態調査として，汽水域の水生植物について，各植物の分布の現況を記録することとし，いくつかの植物に関しては生活史関連の調査も進め，今後の保全策の基礎資料を得ることとした．生活史関連の報告
は別の機会に譲り，ここでは分布に関する報告を行う．

「しまねレッドデータブック」植物編（島根県，1997）には，水生植物としてアサザ，アンペライ，
オオクグ，オグラノフサモ，オニバス，ガガブタ，
カワツルモ，シナミズニラ，スジヌマハリイ，タコ
ノアシ，デンジソウ，ナガエミクリ，ヒメミクリ，
ミクリ，ミズニラ，ミツガシワ，ヤマトミクリなどが保護上重要な植物として挙げられている．Ë村（1991）は島根半島における水生植物相について報告しているが，県内における水生植物の分布は十分に把握されているとは言えず，その実態は明らかでない．
日本ではリュウノヒゲモ，ヒロハノエビモ，カワツルモ，ネジリカワツルモ，ヤハズカワツルモ，コアマモ及びイトクズモの 7 種が汽水性の沈水植物とみなされるが（國井，1995），環境庁のレッドデー
タブック（環境庁編，2000）には，特に汽水域を主1

島根大学汽水域研究センター Research Center for Coastal Lagoon Environments, Shimane University, Matsue 690−8504, JapanE−mail:kunii@soc.shimane−u.ac.jp

95

國井秀伸

96

方

法

既存資料により，まず各植物の大まかな分布について知り，その後，水草の生育に適した夏季を中心に（1999 年及び 2000 年），これまでに宍道湖・中海周辺での生育が確認されているイトクズモ，コアマ
モ，カワツルモ，リュウノヒゲモおよび湿生植物であるオオクグの生育を，聞き取りおよび湖岸と船上から観察し，その分布を地図上にプロットした．今回紹介する植物のさく葉標本は，汽水域研究センターに保管してある．

結果

これまでに確かめられたそれぞれの植物の分布について以下に記す（図 1）．
イトクズモ（ミカヅキイトモ）（Zannichellia palustrisL.）（写真 1 a，b）
：絶滅危惧Ⅱ類．宍道湖と日本海を結ぶ佐陀川におけるその自生を，1994 年 7 月に
國井（1994）が記録するまでは，島根県内では長い間記録の無かった一年生の水生植物である．その後，
1995 年 5 月には鳥取県米子市の米子水鳥公園内のつばさ池で，リュウノヒゲモとカワツルモに混じり，
イトクズモが少数生えているのが報告され（國井，1995），揖屋干拓地の中央排水路に大きな群落があることもわかった．天神川の宍道湖口でイトクズモが生育しているという未確認情報もある．
以上のうち，揖屋干拓地の排水路以外の個体群はごく小さなものである．揖屋干拓地での生育は 1998
年 6 月以降確認されておらず，つばさ池でもこの数
年その生育は確認されていない．なお，この植物の成長と光合成に関しては，辻・國井（1998）による詳しい報告がある．
カワツルモ（Ruppia maritima L.）（写真 2 a，b）：絶滅危惧Ⅱ類．建設省（現国土交通省）中国地方建設局出雲工事事務所（1993）による斐伊川水系の植物調査により，中海本庄工区を囲む西部承水路と北部
承水路でのカワツルモの生育が確認されていた．その後，源（1997）
によってこの植物が本庄工区内，特に野原町宮ケ鼻付近に大きな群落を形成していることが確認され，さらに農水省の調査により（中国四国農政局，2000），カワツルモは中海本庄工区のほぼ全域にわたって点々と分布することが明らかと

図 1 5 種の水生絶滅危惧植物の宍道湖・中海での分布図．
Fig.1 Distribution map of five endangered aquatic
macrophytes in Lakes Shinji and Nakaumi.

なった．筆者は 1999 年夏に中海の宮ケ鼻・弁慶島
付近でカワツルモの水中ビデオ撮影を行い，その際にヨシの生えている砂質の沿岸部に高い確率で見られることを知った．この現象は興味深いものである
ので，今後生態学的な調査を進める必要があろう．
1999 年の観察では宮ケ鼻におけるカワツルモの発芽は遅く，7 月に入ってから起こり，わずか 3 ヶ月

宍道湖・中海における水生絶滅危惧植物の分布

写真 1（a） イトクズモ．
Photo 1（a）Zannichellia palustris.

97

写真 1（b）揖屋干拓地のイトクズモ．
Photo 1（b）Z. palustris in Iya Land
Reclamation area.

写真 2（a） カワツルモ．
Photo 2（a）Ruppia maritima.

写真 2（b） 宮ケ鼻のカワツルモ．
Photo 2（b）R. maritima in Miyagahana.

写真 3（a） リュウノヒゲモ．
Photo 3（a）Potamogeton pectinatus.

写真 3（b） 彦名処理地のリュウノヒゲモ．
Photo 3（b）P. pectinatus in Hikona Land
Reclamation area.

写真 4（a） オオクグ．
Photo 4（a）Carex rugulosa.

写真 5（b） 野原町船溜りのコアマモ．
Photo 5（b）Z. japonica in a port of Nohara−cho.

写真 5（a） コアマモ．
Photo 5（a）Zostera japonica.

写真 4（b） 大橋川河口付近のオオクグ．
Photo 4（b）C. rugulosa community at themouth of Ohashi River.

98

國井秀伸

ほどでその生活環を終えていた．
カワツルモは，米子水鳥公園のつばさ池でも神谷
要氏によりイトクズモの発見時に同時に採集されており，さらに，それに隣接する干拓地内（彦名処理地）の池において，2000 年夏に大きな群落が確認され（國井，2000），安来干拓地の排水路においても確認された．彦名処理地での 2000 年夏の観察によれば，カワツルモはリュウノヒゲモが優占していた
6 月 5 日には見られず，6 月 22 日に初めてその生育が確認され，さらに 8 月になって池の一部区域ではリュウノヒゲモと入れ替わって優占種となっていた．
なお，カワツルモは島根半島の加賀の海岸そばにある池での生育もË村喜則氏によって確認されている．神西湖での観察の報告もあるが，これはリュウノ ヒ ゲ モ の 誤 同 定 で あ る 可 能 性 が 高 い（ 國 井 ，
1997）．

コアマモ（Zostera japonica Aschers et Graebn.）（写真
5 a，b）：情報不足．日本各地の河口域などに生育する多年生の植物である（國井，1999）．宍道湖・中海においては Nishigami et al（1987）によってその.
分布が塩素量との関連で述べられている．今回，宍道湖・中海における分布を詳しく調査したところ，
Nishigami et al（1987）.
の結果同様，コアマモは大橋
川と中海のほぼ全域で見られたものの，剣先川では見られなかった．また，意宇川河口の群落は確認できなかった．宍道湖においても佐陀川の流入部近くの舟溜りに生育しているという聞き取りの結果を得ているが（田村，2000），筆者は未確認である．宍
道湖では以前には，北岸では松江市役所のあたり，
南岸では鳥ガ崎のあたりまで群落があったと言われている（Ë村喜則私信）．汽水域における藻場の主要構成種と考えられることから，中海におけるそのリュウノヒゲモ（Potamogeton pectinatus L.）（写真 3a，b）：絶滅危惧Ⅱ類．米子水鳥公園のつばさ池で大群落を形成し（國井，1998），それに隣接する彦名処理地においても 2000 年に大きな群落が確認さている（國井，2000）．その他の島根県内の自生地
としては，神西湖での自生について國井（1988）が報告しているが，最近の状況は不明である．

以上の植物のほか，今回の調査中，絶滅危惧Ⅰ類のツツイトモ（Potamogeton panormitanus Biv.）（写真 6 ）と 車 軸 藻 類 の フ シ ナ シ シ ャ ジ ク モ（ Chara
corallina Willdenow var. kyushuensis Imahori）（写真
7）を彦名処理地で，そしてイバラモと車軸藻の一種（Chara sp.）をつばさ池で，それぞれ確認している．彦名処理地及びつばさ池の水質等に関しては，
國井（2000）と神谷（2000）を，それぞれ参照してほしい．

オオクグ（Carex rugulosa Kükenth）（写真 4 a，b）
：絶
滅危惧Ⅱ類．湿生の多年生草本である．島根県内では，同じように塩生湿地に生えるシオクグ（Carex
scabrifolia Steud.）（地域（例えばレッドデータブッ
ク近畿研究会編著（1995）など）によってはこの植物も絶滅危惧種とされる）も生育している（Ë村，1991）．オオクグは，大橋川が中海と接する北岸（松
江市福富町）に大きな群落を形成し，中海ではその他安来市中海町用水路，米子市彦名町水鳥公園近く，
安来市十神町（油壷鼻），八束町江島汽水域研究センター分室前，八束町大根島波入，美保関町下宇部
尾，松江市新庄町，揖屋干拓地の東側承水路などでも小個体の生育が確認されている．また，大橋川の中州と宍道湖南岸の宍道町来待における生育も確認されている．平田市のグリ−ンパークの湖岸に以前オオクグが移植されている．
この植物については，その保全を目的とした生活
史関連の調査が島根大学理学研究科の今田直人氏によって行われ，今春（2001 年）2 月，大学院の修士論文としてまとめられた（今田，2001）．

増殖が望まれる．

お

わ

り

に

汽水域を主な生育場所とする水生植物の，宍道湖・中海における分布について紹介した．今回の調査により，コアマモを除くその他の植物は，主に干拓地内の排水路や池に生育していることがわかった．干
拓地は塩分を含む周囲の湖から仕切られた人工の場所である．中海における干拓地は，揖屋，安来及び弓浜工区が 1989 年 3 月の完成，そして米子水鳥公園のある彦名工区が 1992 年 3 月の完成と，どの干拓地もまだ完成後間もない．今後，時間の経過とともに水中や間隙水中の塩分が徐々に低下し，これらの水域では汽水性の水生植物から淡水性の水生植物
へと植物相が変化することが予想される．
レッドデータブックで明らかにされたように，汽水性の水生植物は全国的に絶滅の危機に瀕しているのが現状である．宍道湖・中海に生育する水生植物をいかに保全すべきかの議論が望まれる．

宍道湖・中海における水生絶滅危惧植物の分布

写真 6 ツツイトモ．
Photo 6 Potamogeton panormitanus.

謝辞

本調査は，1999 年全労済助成事業（環境問題研究
助成：案件名「宍道湖・中海周辺における汽水性絶
滅危惧植物の分布図作成」），1999 年度ホシザキグ
リーン財団委託事業（事業名：「宍道湖〜中海周辺の水域における絶滅危惧植物の実態調査」）及び平
成 12 年度科学研究費補助金（基盤研究（B）（2）：「汽水域における水生絶滅危惧植物の保全と修復」
No.12480163）等の助成によって行われた．米子水鳥公園ならびに彦名処理地での調査では，それぞれ関係者のお世話になった．記して感謝する．

文献

今田直人（2001）オオクグ（Carex rugulosa Kükenth）の保全生態学的研究．島根大学大学院理学研究科
平成 12 年度修士論文．
神 谷 要（ 2000 ）汽 水 性 沈 水 植 物 リ ュ ウ ノ ヒ ゲ モ（Potamogeton pectinatus L.）に与える水鳥の影響．

99

写真 7 フシナシシャジクモ．
Photo 7 Chara corallina var. kyushuensis.

島根大学大学院理学研究科平成 11 年度修士論文．
環境庁編（2000）改訂・日本の絶滅のおそれのある野生生物．植物Ⅰ（維管束植物）．（財）自然環境
研究センター，東京，660 p.
國井秀伸（1988）島根県神西湖の流入河川および周辺の用水路に生育する水生植物．山陰地域研究（自然環境），4: 103-106.
國井秀伸（1994）イトクズモ（ミカヅキイトモ）発見
記．水草研会報，54: 38.
國井秀伸（1995）イトクズモ．汽水湖，8: 27.
國井秀伸（1997）カワツルモ．汽水湖，10: 62.
國井秀伸（1998）リュウノヒゲモ．汽水湖，11: 52.
國井秀伸（1999）コアマモ．汽水湖，12: 57.
國井秀伸（2000）中海米子湾彦名処理地の水生植物．
ホシザキグリーン財団研究報告，4: 1-5.
建設省出雲工事事務所（1993）
斐伊川水系の植物．建設省中国地方建設局出雲工事事務所．192 p.
島根県（1997）しまねレッドデータブック．植物編．
266 p．島根県．
Ë村喜則（1991）島根半島の植生と植物相Ⅴ．水生

100

國井秀伸

植物と単子葉植物相．山陰地域研究（自然環境），
7: 67-81.
田村徹（2000）宍道湖・中海水系における異なった塩分環境下でのコアマモ（Zostera japonica Aschers.
et Graebn.）の光合成特性．島根大学大学院理学研究科平成 11 年度修士論文．
中国四国農政局（2000）本庄工区の利用についての調査結果（本庄工区検討委員会資料抜粋版）．
128 p.
辻和弘・國井秀伸（1998）危急種イトクズモの成長と光合成特性．
LAGUNA（汽水域研究），
5: 225-231.

Nishigami, K., Onoda, T., Oshima, A., Kashiwamura, S.
and Itoh, Kazutaka（1987）Distribution and brackish
environments of Zostera japonica in the lower reachesof the River Hii. Studies of teh San’in Region（Natural
Environment）, 3: 19-24.
源耕一（1997）中海における水生大型植物相の地域
的違い．島根大学理学部卒業論文．
レッドデータブック近畿研究会編著（1995）近畿地方の保護上重要な植物−レッドデータブック近畿−．関西自然保護機構，121 p.

LAGUNA（汽水域研究）8，101〜110 頁（2001 年 3 月）
LAGUNA 8，p.101−110（2001）

資料

塩水楔観測システムの開発（テクノオーシャン 2000 ポスター展示の紹介）

徳岡隆夫1・三瓶良和1・西村清和2・須崎 聡3
松田滋夫4・久保田俊輔5・鈴木重教6・上野博芳7
Development of saline wedge observation system（Introduction of Poster Exhibition at TECHNO−OCEAN 2000）
Takao Tokuoka1, Yoshikazu Sampei1, Kiyokazu Nishimura2, Akira Suzaki3,
Shigeo Matsuda4, Shunsuke Kubota5, Shigenori Suzuki6 and Hiroyoshi Ueno7

テクノオーシャンは隔年で開催される国際シンポジウム（TECHNO−OCEAN 2000 INTERNATIONALSYMPOSIUM）で，2000 年度は 11 月 9−11 日に神戸国際展示場で行われた．今回は「人は海について何を知ったのか，そして 21 世紀地球社会と海との関わりは」のメインテーマのもとに海洋科学技術センターなどの共催のもとで行われた．例年，海洋調査開発機器メーカーの大型の展示がなされるが，今回ははじめて学術研究団体展が併せて開催されることになり，20 グループほどの参加があった．当グ
ループは前回テクノオーシャン 98 シンポジウムから参加したが，今回の呼びかけに応えて，一般の興
味も沿岸や汽水域にも伸びてきていることを感じ取って出展することにした．以下の 4 つが展示したポスターである．

−中海での塩分躍層の観測−
汽水域の水の動きをしらべる（その 3）−大橋川での高塩分水塊の観測−
汽水域の水の動きを調べる（その 4）−感潮河川「江の川」の塩水くさびの観測−
当研究グループは 1992 年以来汽水域の塩分躍層を音響的に捉えられるのではないかとのアイデアのもとに研究を始め，文部省科学研究費試験研究 B
を平成 4〜5 年度及び平成 6〜7 年度に採択されたことから大学と官・産の共同により機器開発を軌道にのせることができた．それらの成果については本誌にその都度報告してきた．本研究グループは当初は中海を主な調査対象として塩分躍層の観測を行うな
かで機器の開発を行ってきたが，平成 9 年度からは
島根県の江の川を対象に塩水楔の観測を建設省中国地方建設局浜田工事事務所の協力で行うようになってから，機器の開発を飛躍的に進めることができた．
その後，平成 11 年度からは中海・宍道湖にも観測

汽水域の水の動きをしらべる（その 1）−これまでに開発した観測機器−
汽水域の水の動きをしらべる（その 2）
1

2
3
4
5
6
7

島根大学総合理工学部 Faculty Science & Engineering, Shimane University, Matsue 690−8504, JapanE−mail:tokuoka@riko.shimane−u.ac.jp
地質調査所 Marine Geology Dept., Geological Survey of Japan
千本電機㈱ Senbon Denki Co., Ltd.
クローバテック㈱ Clovertech Inc.
㈱ワイ・オ―・システム Y.O. Systems Inc.
㈱鶴見精機 The Tsurumi−Seiki Co., Ltd.
北陸先端科学技術大学院大学 Janan Advanced Institute of Science and Technology in Hokuriku

101

102

徳岡隆夫・三瓶良和・西村清和・須崎 聡
松田滋夫・久保田俊輔・鈴木重教・上野博芳の場を再び拡げて，とくに両湖をつなぐ大橋川で高塩分水塊がどのようにして宍道湖にまで流入するかの観測を同，出雲工事事務所の協力によって行うよ
うになった．これは社会的にも貧酸素水塊が環境への悪影響を与えることに対する社会的な関心にも応えることを目指してのことである．ポスター 3 と 4はこれら両機関の協力があって初めてできたものである．展示ではポスターの他に新たに開発した観測機器とともに調査の様子をビデオで示すなどして，なかなか好評であった（写真）．多くの研究者および機器開発メーカーも，汽水域を含む沿岸域が人の生活や環境保全の問題とかかわって重要であることをよく認識してきていることが感じられた．

以下は研究団体展展示パンフレットに示した本グループの宣伝である．
「本グループは河口域の塩水クサビや汽水湖の塩分躍層を対象に学・官（工技院地質調査所）・産（千本電機〔株〕，クローバテック〔株〕，〔株〕ワイ・オ―・システム，〔株〕鶴見精機）の協力により機器開発と観測を行ってきました．水質測定を基本にした
従来の観測法ではクサビや躍層の実態を捉えることは困難でしたが，水中の塩分急変部で生じる超音波の反射を可視化した測器（航走式・水底設置式），
海洋での投下式測器 XCTD をもとに開発した温度
塩分測定システム，光ファイバケーブル自体を温度センサとした分布型温度計を併用することによって，それらの動きをリアルに捉えることに成功しました．本システムは塩水の流動により生じる良好な環境や停滞による貧酸素化から生じる環境悪化，温暖化による塩水侵入・地下水の塩水化などの観測に
有効です．
」
（徳岡記）

参

考

文

献

西村清和・松林 修（1996）光ファイバ分布型温度センサの海洋および湖沼調査への適用．海洋調査技術，8: 17-31.
西村清和・鈴木重教・徳岡隆夫（1998）多点型 CT
センサケーブル−測定システムの開発と汽水域での塩分・温度観測実験−．海洋理工学会誌， 4: 41-54.
西村清和・徳岡隆夫・三瓶良和・須崎 聡・松田滋
夫・久保田俊輔・鈴木重教・上野博芳（2000）汽水域の環境計測システム．TECHNO−OCEAN 2000
PROCEEDINGS, 855-858.
徳岡隆夫・三瓶良和・亀井健史・西村清和・鈴木重教・松田滋夫・久保田俊輔・須崎 聡・上野博芳（1999 a）塩分躍層（塩水楔）動態観測システムの開発−汽水域の貧酸素水塊問題への貢献−．
LAGUNA（汽水域研究），6: 179-187.
徳岡隆夫・三瓶良和・上野博芳・西村清和・須崎
聡・松田滋夫・久保田俊輔・鈴木重教（1999 b）
江の川の塩水楔−塩水溯上の長期連続観測システ
ムの開発−（渇水期溯上例，1998 年 12 月〜1999
年 2 月）．LAGUNA（汽水域研究），6: 233-245.
徳岡隆夫（2000）汽水域をとらえる−江の川の塩水
楔観測．月刊「水」，11 月号，16-23.
徳岡隆夫・三瓶良和・西村清和・須崎 聡・松田滋
夫・久保田俊輔・鈴木重教・上野博芳・池田龍彦（2000）感潮河川における塩水溯上と地下水との関係：江の川の観測例．TECHNO−OCEAN 2000
PROCEEDINGS, 715-720.

汽水域の水の動きをしらべる(その１）−これまでに開発した観測機器−
Study the movement of the water in estuaries and coastal lagoons
１．汽水域での観測の意義と機器開発

Brackish lake

陸と海の接点に存在する汽水域はどこでも数千年の歴史を経て成立したもので，そこには環境変化の試練を受けた豊かな生態系がみられる．淡水と塩水の二層構造は汽水域の特徴で，その分布や移動方向などを知ることは，汽水域の環境保全および将来予測に重要である．塩水の流動により良好な水底環境が生じ，一方，酸素が消費された貧酸素水塊が漁場に侵入すると魚介類が死滅するなどの被害が生じる．さらにグローバルな視点で環境問題を考える場合，地球温暖化による海面上昇の影響は真っ先に汽水域に現れるので，汽水域は地球環境研究のモニタリングポストとしてふさわしい場所と言える．近年，こうした汽水域における水の挙動を定量的かつ時系列的に把握することが急務となってきているが，従来の観測方法は地点毎の水質（主に塩分）の測定のみであり，その実際の挙動をとらえることは困難だった．そこで我々のグループは，8年前から，音波，光ファイバ温度
センサ，高精度の塩分・温度センサ等を用い，広範囲・長期連続測定可能な観測機器を新たに開発し，観測を行い，水環境の保全や創造のために必要な基礎的データの取得を行っている．

Tidal river
感潮河川

Two-layer structure of
fresh water and salt water

汽水湖

Saline wedge

River-mouthFresh water
Salt water

Halocline

Upper stream

塩水楔

Fresh water

塩分躍層

Saline wedge

Salt water

汽水域の概念 Concept of estuary and coastal lagoon
Reflection

Acoustic impeadance
Z= Densityr xVelocity V
Z1= r1 V1 Z2= r2 V2Salinity

Temperature

塩分

水温

Reflection coefficient R = Z2 - Z1
Water level
Z1 + Z2
水面Reflection =Boundary of rapidly change of acoustic impeadance 音波発振線

塩分躍層
Halocline

Time

湖底

Detection of halocline and thermocline
1. Introduction
A brackish water area (estuaries and coastal lagoons) which is located at the contact between land and sea, has been formed through a history of thousands of years, and there is a rich ecosystem
which has been affected by the environmental changes. Brackish-water lakes and/or tidal river occur this area. Two-layer structure of fresh and salt waters is a characteristic of the brackish water. To
know the distributions and transfer directions of fresh and salt waters is important for environmental preservation and future prediction of the brackish water. Good bottom environment is maintained by
the flow of salt water,while the damage of the fishes dying out is generated by the invasion of an anoxic water mass to fishing ground. Moreover, when environmental problem is considered from theglobal viewpoint, the brackish water area is a suitable place as monitoring post of the global environment research, because the effect of sea surface elevation by global warming appears at the very
beginning in brackish water. Recently, though it is an urgent need to determine the behavior of the water in such brackish water quantitatively and sequentially, the conventional observation method was
only a measurement of water quality ( salinity mainly ) of the every site, and it was difficult to understand the actual behavior. Accordingly, since 1992 our group has been developing new observation
instruments for wide area and long-term measurements using ultrasonic waves, optical fiber temperature sensors, high-precise salinity and temperature sensors, etc., and has been carrying out theobservation. And now, we are acquiring basic data for preservation and creation of the hydrosphere environment.

Lake bottom

音響探査で生じる塩分躍層と塩分・水温の実測値（中海）Acoustic profiling and measured salinity and watertemperature in Lake Nakaumi

２．汽水域で起こる現象

36｡NJAPAN SEA

汽水域では塩水（高塩分水）と淡水（低塩分水）の密度差から，両者が容易にまじわらず，その境目に，塩分が急激に変化する塩分躍層が生じる．これに超音波を当てると魚群探知器が魚をとらえるのと同じように強い反射が生じる．塩分の急変するところでは，水の音響インピーダンス（密度Ｘ速度）が急変するからである．この測定原理を利用して塩分躍層の分布や塩水層の層厚を把握することができる．また海水が流入する河川（感潮河川）では上流に遡上した海水の先端部（塩水楔（くさび））を超音波で同様にとらえることができる．このようにして，塩水楔音響プロファイ
リングシステムと塩水楔音響動態観測システムが生まれた．
塩水と淡水では塩分が大きく違っているが，水温を測ってみると，やはり相違している．しかも塩分が急変するところで水温も急変する．このことは，水温を測れば，ある程度塩分を推定できることを意味し，水底で水温を連続的に測れば，塩水，淡水の流動を捉えることができる．光ファイ
バ式温度分布計測システムはこれを応用し，塩水塊の分布や動きを観測する．
我々は新たに開発した観測機器を用い，島根県東部の中海，宍道湖，大橋川，島根県西部の江の川などの汽水湖・感潮河川で観測を行っている．

2. Phenomena in brackish waterIn brackish water, the salt water (the high-salinity water) and the fresh water (thelow-salinity water) are not easily mixed because of the density difference between
them, and a halocline where the salinity rapidly changes is developed at the boundaryof both waters. Reflections similar to a fishfinder detecting fish are generated at thisboundary, when ultrasonic wave is put in the brackish water. This is because an
acoustic impedance (density x acoustic velocity ) of the water also changes suddenly
at the halocline.
It is possible to examine distribution of the halocline and thethickness of the salt water layer using this measurement principle. In this way, thefollowing were produced:"Underwater acoustic reflection profiling system for survey of
halocline" and "Underwater acoustic reflection measurement system for long-term
observation of halocline behavior". Not only the salinity but also the temperature varyfrom salt water to fresh water. Moreover, the salinity and the water temperature alsochange suddenly at the same depth. It means that we can estimate the salinity ofwater by measuring of water temperature. And it is possible to detect the flow of freshand salt waters, if the water temperature is continuously measured on the bottom.
"Thermometry system using optical fiber distributed temperature sensor" and "CTmulti-sensor temperature salinity measurement system" are based on this principle,
and they observe distribution and movement of the salt water mass.

MATSUE LAKE

EXPERIMENTSITE 1NAKAUMIMT. DAISENLAKE SHINJI

SHIMANE PREF.
RIVER

GONOKAWA
35｡N

GOTSU
HAMADA132｡E34｡30' N
134｡E

133｡E

Index map of observation sites

本体

SC-3型装置のブロック図
Block diagram of SC-3
acoustic profiling system

３．新たに開発した観測機器（１）塩水楔音響プロファイリング
システム （航走式：SC-3型）

EXPERIMENTSITE 2送受波器
Transducer

水面

航走しながら200kHzの超音波を水面から水底に向かって発信
し，塩分躍層で生じる反射波を受信し，塩分躍層の分布，形状を記録断面として捉えることができる．反射信号はデジタ
ル化されデータ収録器に記録される．

受信部
Receiver

記録部

送信部
Transmitter

制御部
Controller

Graphic
recorder

ON3
ON2

ON1

塩分躍層

デジタル記録器
SC-3型装置の外観
湖底
Position of sensors in R. Gonokawa
Digital recorder（左：本体，右：デジタル記録器）
3. Measurement systems for brackish water observation(1)An acoustic reflection profiling system for spatial distribution survey
SC-3 acoustic profiling systemof halocline(Model SC-3)(left: main body, right: digital recorder)This acoustic profilingsystem was made by
Basic specifications of measurement system
improvement of 200kHz
precision echo sounder. A(3)Thermometry system using optical fiber distributed
Fresh water(1)Acoustic reflection profiling system for spatial distribution
temperature sensor(Model DTS-80)
receiver of the system wassurvey of halocline(Model SC-3)
Temperature range-200 ~ 300℃
Transducer
Frequency
200kHzused as amplifiers toTemperature accuracy±0.2℃(measuring time 10min.)Beam angle 6 degree
maintain the linearity andReceiver amp.
Straight typeSpatial resolution
1m
RecorderThermal typefidelity of signal. The system
Measuring distance
8km/loop
Power supply
Internal Ni-Cd battery or
Number of channel
4 loopsmeasuresreflection
External battery(12V)Power supply
AC 100V, 200W
Salt water
Temperature
DC12V, 0.6A
amplitude and detect the(Y.O. systems Inc.)
Salinity(SenbonDenki Co., Ltd. )weak reflector caused by the(4)Temperature salinity measurement system using multiple CT(2)Underwater acoustic reflection measurement systems for
rapid change of acoustic
sensors (Model MCTH-2)
long-term observation of halocline behavior(On-line model,
Measurement items
Temperature and conductivity
impedance at the halocline in
Model SC-2 )Temperature sensor
Thermistor
Transducer
Frequency 200kHz
brackish water. Distribution of
Temperature range-2 ~ 35℃
Beam angle 6 degree
the halocline and thickness ofTemperature accuracy±0.02℃
Transmitter and receiver Transmission pulse width 15~110ms
SC-3型装置による記録例（島根県江の川） Example record of SC-3 acoustic profiling system
Conductivity sensor
Electromagnetic induction cell
Gain adjustment 0~ 30dB
the salt water layer can be
Conductivity range
0~70mS/cm
System controller and data logger
recorded as profile records.
A/D converter 12bit, sampling
Conductivity accuracy
0.03mS/cm
Water surface
frequency 1MHz
Analog reflection signal isControl & digital data recorder
Number of sensors
5
Acoustic unit
CPUCeleron 166MHz,Interval of sensors
100m
converted to digital signal
RAM64Mbytes, HD 6GB
Cable length
700m
MO disk drive 230Mbytes
and recorded in a digital
Interval of measurement 5, 10, 15, 20, 30min
Output-A(SenbonDenki Co., Ltd. and ClovertechInc.)
Receiver-1
A/D converter(Tsurumi-seiki
co.,
Ltd.)
data logger.
Output-B
SW（２）塩水楔音響動態観測システム

塩分躍層Transducer3（オンライン式：SC-2型， オフライン式： CL-3型）
200kHzの超音波を発信する送受波器を水底に固定し，水面に向かって音波を発信する．塩分躍層で生じる反射波を連続的SC-2型装置の設置に記録し，時間，空間的な動態を捉る．オンライン方式の装 送受波器およびケーブルの外観
Installation of SC-3 system
Transducer and cable
置では，送受波器は3台あり，最長400mのケーブルで陸上の記録部に接続され，リアルタイムの測定が可能である．また
SC-2型装置の外観
オフライン方式の装置はバッテリ駆動ですので，設置場所が（左：本体、右：デジタル記録器）
フリーとなる利点がある．
(2)An underwater acoustic reflection measurement systems for long-term
observation of halocline behavior(On-line model, Model SC-2 ; Off-line model,
Model CL-3)
The transducer which sends out an ultrasonic wave of 200kHz in the system is
set up on the bottom of water, and the ultrasonic wave is sent toward the surfaceof the water. The reflection generated by the halocline is continuously recordedin the systems, consequently, the system detects temporal and spatial behaviorof the brackish water. An on-line system, model SC-2 has three transducers withcables of 200m or 400m. The end of the cables is connected to the system onland.
On the other hand an off-line system, model CL-2 can be placed
anywhere we like because the system is driven by a battery power.

Transmitter-1

Trigger in

Receiver-2

Output-A
Output-B

Transmitter-2

Trigger in

Receiver-3

Output-A
Output-B

Transmitter-3

Trigger in

Lake bottom
Transducer-2

Transducer-1

SW

SW

SC-2型装置のブロック図
Block diagram of SC-2
acoustic reflection
measurement system(Option)A/D converter

A/D converter

CRT monitor
Trigger
outputCPU

MO Disk
drive
Color monitor

Hard disk

Salt water

SC-2 acoustic reflection measurement system(left: main body, right: digital recorder)SC-2型装置による記録例（島根県江の川）Example record of SC-2 acoustic reflection measurement system（３）光ファイバ温度分布計測システム （DTS-80型）
Main instrument DTS-80

光ファイバケーブル自体を温度センサとして利用する温度計
で，光ファイバケーブルを湖底や川底に敷設して温度を測定する．光ファイバケーブルの全長は最大4kmで，1m毎4,000点のケーブルに沿った分布温度が得られる．温度精度は±0.2℃．汽水域の湖や河川では淡水と塩水に温度差があり，水温の変化を捉えることにより塩水塊の分布や動きを知ることができる．
(3)A thermometry system using optical fiber distributed temperature sensor(Model
DTS-80)The optical fiber thermometry system is a thermometer using an optical fiber as
temperature sensor. This system may not have as high accuracy as thermistor
thermometers, but it has the great capability of simultaneous multi-point temperature
measurements using only one optical fiber cable. For example, temperatures can bemeasured at 4,000 points at an interval of one meter along a 4,000m long optical fiber.
The system can measure spatial and temporal distribution of water-bottom
temperature in brackish water .

Processing
unit(Computer)

Controller
Personalcomputer

光ファイバ温度分布計測
システムの外観
DTS-80 optical fiber
thermometry system（４）マルチCTセンサ温度塩分システム（ MCTH-2型）
海洋での水温・塩分測定用の投下式測器であるXCTDをベースにして，湖底や川底の温度，電気伝導度（塩分）を広範囲に測定できるようにした測定システムである．XCTDプローブを改造したCTセンサを100m間隔で5個つなぎ，水底の近くの塩分と水温を高精度に連続的（5分毎）に測定できる．

Optical fiber cableLasersource &detector
To measure distributed temperature
at one-meter intervals along a 4,000m
long optical fiber
MO diskdrive

光ファイバ温度分布計測システムのブロック図
Block diagram of DTS-80 optical fiber thermometry system

Temperature distribution records of DTS-80
ケーブル

100m

CT 5
CT センサ

CTセンサプローブの外観
CT sensor probes

CT 4

CT3

CT 2

CT 1

XCTDデジタル
コンバータ
XCTDdigitalconverter(4)A temperature salinity measurement system using multiple CT sensors (Model
CT センサMO ディスク
ノートパソコン
MCTH-2)切替器
Notebook
ドライブ
CT(Conductivity/Temperature) multi-sensor temperature salinity measurement
XCTsensor
RS-232C
computersystem is based on XCTD (Expendable Conductivity, Temperature & Depth Profiling
MO disk drive
selector
System) for oceanographic observation. The system utilizes five modified XCTD
probes as its CT sensors. Each CT sensor is connected with a 700m long multi-wirecable at an interval of 100m, and the cable is connected at its end to a measurement
control and data logging system. The CT sensors are installed on the bottom of a マルチCTセンサ計測システムの外観
マルチCTセンサ計測システムのブロック図
brackish water lake or a tidal river, and the continuous measurement (5 min. interval) Temperature salinity measurement
Block diagram of temperature salinity measurementof temperature and salinity can be carried out.

system using multiple CT sensors

光ファイバ温度分
布計測システムによる温度分布記録

system using multiple CT sensors

マルチCTセンサ
測定システムによる水温塩分記録（島根県江の川）
Temperature/salinity measurement
records of multiple CT sensors
2000/10/24 作成

汽水域の水の動きをしらべる(その２）−中海での塩分躍層の観測−
汽水湖では高塩分層が下に，低塩分層が上に重なり，その間に塩分が急変する塩分躍層ができています．これは２つの層の密度差から起こることで，なかなか混じり合 いません．特に夏になって上層の水温が高くなってくると，密度差はさらに大きくなるので，下の高塩分層は底のほうに停滞し，有機物の分解や生物によって含まれている酸素がしだいに減っていき，貧（無）酸素の高塩分水塊を生じさせ，湖底からのリンの溶出をもたらすなどして水質を悪化させます．また，この水塊が潮位・気圧・風の吹き方によって湖の底を這うように移動することがコノシロやヤ
マトシジミの大量 死と関係があるのではないかと考えられています．
これまで塩分躍層は船上から水質計を降ろして水質（塩分）を測定することによっ て行われてきました．しかし，この方法だと，天気が悪い時には観測ができません． くわしくデータをとろうとすると，観測点や観測の回数を増やさなければならず，経費もたくさんかかることになります．私たちの研究グループは，（その1）で示したように，湖底に観測機器を設置して塩分躍層の動きを昼夜を問わず，また天候にとらわれずにその動きを連続的にとらえる方法を開発しました．これによって，中海では 強い風が長時間に渡って吹くと高塩分水塊が移動を始め，陸に近い湖
棚にはい上がっ てくる現象や，台風のような強風で湖が荒れた時には塩分躍層は消失するのではなく，大きく振動して，風が弱まるとまたもとに戻るといった驚くべき現象が明らかに なっています．

中海における観測水域
境水道

境港
江島
美保湾

観測水域１

中海の大根島入江港の沖合約200m先に塩水楔音響動態観測システムの送受波器３台を設置しました．送受波器を設置した場所の水深は3.5m程度で，通常，水面から湖底まで低塩分水で満たされており，ふだん塩分躍層は存在していません． 水温，塩分，塩分層の動きを把握するため，温度塩分センサを備えた流向流速計や光ファイバ分布温度センサも同時に湖底に設置しました． 観測データの中で，典型的な塩分躍層の現れた音響断面を図（左上図）に示しました． この記録では，５月１１日８時頃から送受波器T‑3付近に沖合
いから塩水が到来し１２時〜１４時には水面下約50cmまで
塩分躍層が上昇したことを示しています．塩水層が到来した
時，湖底の塩分，水温，流向流速はどのように変化するかをグラフ（左下図）に示しました．音響記録の塩分躍層の上昇と，塩分の上昇，水温の低下が相関していることがわかります． また，流向は北向き（0, 360度）から南向き（180度）に変化しますが，これは塩水塊の動きを反映しています．また光ファイバケーブル（右上図）には，高塩分水塊の湖岸への到来に伴って湖底水温が低下する様子が光ファイバケーブ
ルの各地点で検知されています（中図）．光ファイバケーブ
ルの南端から順次水温が低下して低温の高塩分水でみたされることがわかります．
この長期観測により，湖岸付近では，主に強風（観測域付
近では西風）が吹いた後，湖水下層の塩水塊が湖岸（湖棚）に到来することがわかりました．

湖底に敷設された
光ファイバケーブル

塩分躍層
2

T‑3

中海
1

観測機器の設置図（中海大根島入江湖岸）

湖底

9

風
30

塩分
(psu )

の経時変化

低塩分水
高塩分水

25
15

水温

5

(℃)

強風による湖水の流動

360

流向

180

(°)

0
20

( cm /s)

0
5/9
12:00

5/10
0:00

5/10
12:00

5/11
0:00

5/11
12:00

5/12
0:00

!!!
P
P!
ELL
H
HE

距離(m)

流速

10

中海

大根島

水面

付き流向流速計
による塩分，水温，流向，流速3km

中海の観測水域

3102

観測水域 2

強風時の大根島入江T‑3地点における音響画像（1995年5月10−11日）

温度塩分センサ1

米子☆強い風が吹くと高塩分水塊が湖棚へはい上がってくる．
（大根島入江での観測例 1995年５月10‑11日）

20

0

大根島

光ファイバ分布型温度センサによる海底水温分布と時系列変化

5/12
12:00

貧酸素
高塩分水塊

貧酸素高塩分水塊の漁場への侵入

観測機器の設置作業☆台風のとき，塩分躍層は消失されずに大きく振動する．
（中海中心部での観測例 1995年9月15−17日）

湖底に敷設された
光ファイバケーブル

強風時の中海中心部T‑3地点における音響画像（1995年9月15−17日）

建設省中海湖心観測所
この付近に観測機器を設置した．
@▲▲

A ▲ C▲ D

▲F

▲H

▲J▲ K

M
▲▲

湖心観測所

送受波器T‑3

N

28
9/16
12:05

1,15

23
28
9/17
1:59

観測機器の設置図

23
28
12:21
23
28
12:29
23
28
12:45
23

温度塩分センサ付き流向流速計

35

28

25

12:53

塩分

15

23
28

( psu )

による塩分，水30

温，流向，流速

25

水温

の経時変化

20

(℃)

13:01
23
28
13:09
23
28

360

13:17

流向

180

23

(°)

28

30

流速

28

15

( cm /s)

0

13:26
23

13:34
23

0

28

9/16

９/16

9/17

9/17

9/18

9/18

9/19

0:00

12:00

0:00

12:00

0:00

12:00

0:00

13:42
23
28
18:00

中海の湖心に設置された建設省中海湖心観測所（写真上）を中心に，音響送受波器３台，光ファイバ分布温度センサ， 流向流速計，小型サーミスタ水温計を湖底に設置し，長期観測を行いました．観測水域の水深は6.5m程度で，通常，水面下3m付近に塩分躍層が存在します
が，天候により塩分躍層と湖水の動態は大きく変化することがわかりました．1995年9月15‑17日の大型台風１２号が接近したときの塩分躍
層動態観測の記録を示します．台風１２号の接近により，風が強まり， それに従い，水中に音響ノイズが現れ， 音響反射面（塩分躍層）が下降して行きました．9月16日23時には風速
15.7m/sに達し，それとともに反射面も湖底に達したものと思われます．同時観測の湖底の塩分測定結果では，塩分が急激に低下しています．これは下層の高塩分層がこの付近から移動し，上層の低塩分水が湖底まで満たされたことを示しています．また光ファイバ分布型温度センサ（右上図）は，温度の高い高塩分水塊が戻ってきた時の温度変化を刻々と記録しています（右下図）．

23

▲▲

@

▲ ▲

A

C D

▲

▲▲

▲

F

H

J K

▲▲

M

N

光ファイバ分布型温度センサによる海底水温分布と時系列変化
観測機器の設置作業

流向流速計

制作 2000年11月 徳岡隆夫（島根大学総合理工）・西村清和（地質調査所）
塩水楔研究開発グループ 徳岡隆夫・三瓶良和（島根大学総合理工）・西村清和（地質調査所）・須崎聡（千本電機〔株））・松田滋夫（クローバテック（株））・久保田俊輔（（株）ワイ・オー・システム）・鈴木重教（（株）鶴見精機）・上野博芳（北陸先端科学技術大学院大学）

汽水域の水の動きをしらべる(
その３）−大橋川での高塩分水塊の観測−
汽水湖中海では下位の高塩分層と上位の中塩分層の間に塩分躍層があります．これは 境水道から中浦水門を経て入ってくる海水と斐伊川→宍道湖→大橋川を経て中海に入 ってくる水塊が密度差からたやすくは混じり合わないことから起こります（（その 2）参照）．湖底付
近の高塩分水はとくに夏場には停滞して貧（無）酸素化し，気象条件によっては大橋川を溯上して，宍道湖にまで入りこみます．大橋川を生活の場としている漁師は，「川底を這うように澄んだ，冷たい水が上がってくるがそれだ！」といっています．この水には魚はおらず，この水が上がってくるとまったく漁 にならないとのことです．（その1）で説明した機器を矢田の渡し付近に設置して行 った観測から，以下に説明します．

宍道湖
大橋川
中海

観測水域

大橋川での一日の水の動きをとらえる（1999
年10月22日）
温度(℃)

大橋川付近の空中写真
水面

ON2
流向流速計
音響動態観測システム
送受波器
マルチCT
センサ

矢田の渡し」
大

橋

水底
水面

塩楯島

川

ON3
光ファイバケーブル

水底
0
:0
0

1
8:
00

1
2:
00

0
:0
0

音響動態観測システム
川床に設置した2つの送受波器が，同様に2回の水塊の動きがあったことを示しています．午前 1
時すぎにはい上がった水塊は昼前に後退しましたが，この位置から後退しきれずに再び はいあがっていったことがよくわかります．

塩分(P
SU)
観測機器の設置図
A'

6
:0
0

B'

河口からの距離(km)

マルチCT
センサによる温度塩分測定
4
つのセンサが川床に約 100ｍおきに設置されています．温度と塩分の変化が完全に対応 していることから，水塊の動きを知ることができます． C
T2から C
T5までは 240ｍ であるの で，最初のはい上がり速度は 0
.2
m/
s(0
.7
2k
m/
h)
，二度目は 0
.2
m/
s
(
0
.7
2k
m/
h)
となります．

B

A

光ファイバ分布型温度センサによる川床温度の時空間分布
中海入口(大橋川河口）からの距離 1.6kmから宍道湖側へ 2
.6
kmまでの
100
0ｍ間（縦軸）の川床の温度 変化が0.5℃ごとで示されています．温度の急激な変化は水塊が違うことを意味するので（右図），0時すぎに大橋川をはい上がった水塊がいったんは退き，再度昼からは い上がっていったことがわかります．図のA‑A'，B‑B'の傾きは水塊がはい上がる速度を示 していて，前者では 0.35m/s(1.2
6km/h)，後者では 0.2
7
m/
s(1
.0
5k
m/
h)
となりま
す．

観測機器の水底設置作業

マルチCT
センサの敷
設作業

流向流速計で観測された流速

光ファイバーケーブルの敷設

光ファイバーケーブルの敷設

観測室での機器調整

光ファイバ温度センサで一ヶ月の温度変化をみる(19
99
/9/
30
〜1
99
9/1
1/
2)．
河口からの距離(km)
Position(km)

2.6

2.4

2.2

2.0

1.8

1.6

9
/3
0

1
0/
1

1
0/
2

1
0/
3

1
0/
4

1
0/
5

1
0/
6

大橋川を溯上する塩水塊

1
0/
7

1
0/
8

1
0/
9

1
0/
10

1
0/
11

1
0/
12

1
0/
13

1
0/
14

1
0/
15

1
0/
16

1
0
/1
7

1
0
/1
8

1
0
/1
9

D
at
e(
y
(
/
月/
m/
日)
d
)

1
0
/2
0

1
0
/2
1

塩水楔音響プロファイリングシステム（航走式：SC‑3型）による大橋川（塩楯島〜大 橋間）の水塊
分布（19
99
年1
0月22
日，1
0.
3
0〜1
1
.0
5の記録）
中海側からの中塩分水塊の先端部が新大橋付近にまで達し，その上を宍道湖からの低塩分水塊がそれを削りながら流れています．水深2〜3ｍあたりに重なるように見える音響反射面はそこで塩分が急変していることを示しています．水面直下の濃い帯状部は音源から の直接反射，縦の線は波による乱れを示しています（上記の大橋川の一日の水の動きを示した観測データと同じ時間帯で測定しています）．

1
0
/2
2

1
0
/2
3

1
0
/2
4

1
0
/2
5

1
0
/2
6

1
0
/2
7

1
0
/2
8

1
0
/2
9

1
0
/3
0

1
0
/3
1

1
1
/1

1
1
/2

1
1
/3

中海〜大橋川〜宍道湖にかけての水塊の分布（概念図）
中海では下位の高塩分層が上位の中塩分層と塩分躍層で接し，宍道湖では湖底付近に 中塩分層がうすく拡がりますが，大部分は低塩分〜淡水層からなっています．大橋川では中海側か らの中塩分水塊と宍道湖側からの低塩分〜淡水塊が斐伊川の流量，潮の干満・風・気 圧などによって複雑な出入りをします．中海の高塩分水塊は通常は塩楯島を越えること はありません
が，気象条件によっては大橋に至り，さらに宍道湖にまで流入します．

まとめ
この観測システムによって高塩分水塊の動きを目で見えるようにリアルにつかまえることに成功しましたが，溶存酸素（DO）の測定が組み込まれていないこともあって，かんじんの無酸素水塊の宍道湖への来襲はまだとらえられていません．さらに改良を加えて，大橋川で長期の観測を続ければ，高塩分水塊が中海から宍道湖にどのようなタイミングで入り込むのかを明らかにすることが可能です．また，光ファイバをはじめとしてこれらの観測機器を中海から宍道湖まで連続して系統的に設置すれば，全体の水の動きをつかまえることもできるでしょう．大橋川をさかのぼる高塩分水塊の速度は今回観測した矢田の渡しから松江大橋（県内水面水試の観測による）の間まででみると時速1〜 2km程
度でゆっくりしたものですから，それが無酸素で，まわりの水環境に悪影響を与えるおそれがあるときに工学的な手段を使って破壊することも夢ではありません．

制作 2
00
0
年11
月 徳岡隆夫（島根大学総合理工）・西村清和（地質調査所）・上野博芳（北陸先端科学技術大学院大学）
塩水楔研究開発グループ 徳岡隆夫・三瓶良和（島根大学総合理工）・西村清和（地質調査所）・須崎聡（千本電機(株)）・松田滋夫（クローバテック(株)）・久保田俊輔（(株)ワイ・オー・システム）・鈴木重教（(株)鶴見精機）・上野博芳（北陸
先端科学技術大学院大学）

汽水域の水の動きをしらべる(その４）−感潮河川「江の川」の塩水くさびの観測−
河口域では一般に流下する河川水の下位に海側から海水がもぐりこみながら溯上する
塩水楔（くさび）が形成されます．流量が大きく，干満の差が小さい河川では淡水と海水はあまり混合せずに，海（塩）水は川床を這うようにして溯上して行きます．塩水溯
上の起こる範囲は日本の大きな河川では数 kmから数10km,世界の大河では数 100kmに及ぶ例があります．日本海に注ぐ江の川は感潮河川の代表的な例として知られていて，下流域では自然の状態が良く保存されているので，塩水楔の観測には好適な条件を備えています．建設省浜田工事事務所の支援のもとに行われた観測機器開発による観測例を以下に紹介します．塩水の溯上は川床の浚渫や上流での取水によって促進され，さまざまの被害が起こります．また，地球温暖化による海面上昇では塩水侵入が進み，地下水の塩水化により水資源に影響を与えることになるので，それをモニターしておくことは重要です．塩水くさびは河川管理上で重要な意味を持っていますが，これまでの調査は水質測定のみに頼っていたために，その実際の挙動を捉えることは困難でした．また，測定点や観測時間を増やしても，経費がかさむばかりで，実態の解明には限界がありました．ここに紹介する観測システムによって，塩水溯上がどこまで及んでいるかを船上からの音波探査ですみやかにとらえることができ，また，各種の機器を川床に設置することによってその動きを連続的にリアルにとらえることが初めて可能になりました．

江の川
江の川はその源を広島県山県郡大朝町阿佐山に発し，本流の長さ約 200km，流域の広さ3870km
2で全国16位，流域人口は約23万人です．中国山地を越えて日本海に注ぐ先行性河川で，上流部では河川争奪が各所でみられ，地形学的にはもっとも特徴があり，注目されている河川の一つです．また下流部では豊富な水量と日本海側は潮位差が小さいことから，弱混合型感潮河川の日本における代表例として知られています．
江の川ではスズキは河口から15kmにわたって溯上しており，アユとともに魚釣りの名所として知られています．

水面

塩分躍層

温度

塩分

川床

塩水楔音響プロファイリングシステム（航走式：SC‑3型）
による渇水期の塩水溯上状況（19
99
年1
0月27
日）

音響探査で生じる塩水楔(塩分躍層)と塩分水温の実測値（19
9
9年2
月1
4日）

日本海

江の川

9
7年度観測域
江津

9
9年度観測域
(
7.
4‑
8
.2
km
)

観測井戸

塩水楔音響動態観測システム（オンライン式：SC‑2型）による河口から 5.
5km地点での塩水溯上と降下（1
99
7
年12
月2
5日〜31
日）

(
8.
65
k
m)
J
R 三江線
川平水位観測所

9
8年度観測域B
9
8年度観測域B1km

江の川下流部の観測域
塩水楔音響動態観測システム（オフライン式： CL‑3型）による河口から 5.
5km地点での淡塩境界（1999
年12月6日〜11日）

塩水楔音響プロファイリングシステム（SC‑3型）
による航走調査

光ファイバ温度センサによる川床水温の時間空間変化からみた
塩水溯上と降下（1999
年2月3日〜11日）

マルチC
T
センサ温度塩分計測システム（ M
CT
H‑
2型)
に
よる川床での温度・塩分の変化（19
9
9年2
月7
日〜10
日）

光ファイバケーブルの設置準備 光ファイバケーブルの敷設作業

水中撮影でとらえた淡塩
境界（潮目）

川床に設置したオフライン音響
動態観測システム用送受波器

音響動態観測システムの送受波器の設置作業

マルチCT
センサの設置準備

川床に設置した光ファイバケー
ブル(
左)とオンライン音響動態
観測システム用送受波器(
右)

制作 2
00
0
年11
月 徳岡隆夫（島根大学総合理工）・西村清和（地質調査所）・上野博芳（北陸先端科学技術大学院大学）
塩水楔研究開発グループ 徳岡隆夫・三瓶良和（島根大学総合理工）・西村清和（地質調査所）・須崎聡（千本電機〔株））・
松田滋夫（クローバテック（株））・久保田俊輔（（株）ワイ・オー・システム）・鈴木重教（（株）鶴見精機）・上野博芳（北陸先端科学技術大学院大学）