地 球 化 学 42，99―111（2008）
Chikyukagaku（Geochemistry）42，99―111（2008）

報 文
210

Pb 堆積年代測定法による英虞湾の堆積環境の解析
百 島 則 幸＊，†・上 田 祐 介＊＊・杉 原 真 司＊
山 形 陽 一＊＊＊・国 分 秀 樹＊＊＊（2007年10月25日受付，2008年6月4日受理）

Investigation of sedimentation rate in Ago Bay,
Japan by lead-210 dating
Noriyuki MOMOSHIMA ＊，†, Yusuke UEDA＊＊, Shinji SUGIHARA＊,
Youichi YAMAGATA＊＊＊ and Hideki KOKUBU ＊＊＊＊Radioisotope Center, Kyushu University,
Hakozaki, Higashiku, Fukuoka 812-8581, Japan＊＊
Faculty of Science, Kumamoto University,
Kurokami, Kumamoto 860-8555, Japan＊＊＊
Fisheries Research Division, Mie Prefectural Science andTechnology Promotion Center,
Ugata, Ago, Shima 517-0501, Japan†
Corresponding author (momorad@mbox.nc.kyushu-u.ac.jp)

Lead-210 dating method was applied to the sediment cores collected in Ago Bay, Mie prefecture, Japan where the seawater and bottom sediments have been contaminated due to the active pearl cultivation carried out for more than 100 years. A contamination with pearl cultivation was observed on the vertical distribution of the organic carbon (OC) and nitrogen (N), andthe OC/N ratio suggesting marine plankton was a major source as the organic contaminants. A
surface mixed layer (SML) was observed on the excess 210Pb vertical distribution and the underlying part, below the SML, was divided into two layers with different sedimentation rates, suggesting the change of sedimentary condition in the late 1960s. The transition of the sedimentation rate is supposed to occur in connection with the change of pearl-production activity in AgoBay. The surface mixed layer of 137Cs has expanded to the deeper layer than that of the excess
210
Pb and the inventory of 137Cs was significantly smaller compared to that of the excess 210Pb.
These facts suggest different behavior of 210Pb and 137Cs in the marine environment after they
were transferred from the freshwater environment as soil-particle associated radionuclides.
Key words: 210Pb dating, sediment, 137Cs, Ago Bay, pearl cultivation, radionuclides

１．は じ め に
堆積環境の解析には様々な放射性核種が利用される＊

九州大学アイソトープ総合センター〒812―8581 福岡市東区箱崎6―10―1＊＊
熊本大学理学部〒860―8555 熊本市黒髪2―39―1＊＊＊
三重県科学技術振興センター・水産研究部〒517―0501 志摩市阿児町鵜方3098―9

が，この100年位の堆積速度の解析には，半減期22.3
年の鉛―210（210Pb）を用いる210Pb 堆積年代測定法（金井，2000）が有効である。これまでに，210Pb 堆積年
代 測 定 法 は，内 湾（Dellapenna,
Matsumoto,

1998; Lu

and

2005）
，大 陸 棚（金 井・池 原，1995;

100

百島・上田・杉原・山形・国分

Lewis et al., 2002），外洋（Cochran, 1985），湖沼（金て問題となった。三重県科学技術振興センターが1976

井ほか，1995）などのさまざまな堆積物試料に適応

年以降行っている英虞湾における底質と水質の汚染状されてきた。人間活動に附随して発生するさまざまな

況 の 調 査 に よ る と（中 西 ほ か，2001; 増 田 ほ か，

汚染物質は，水面への直接的降下や河川などを経由す

2004），汚 染 状 況 の 指 標 と し て 使 用 さ れ る 水 質 のる間接的な経路で湾や湖などにもたらされて堆積す

COD には減少傾向が見られているものの，底質のる。堆積物中のこれらの汚染物質の鉛直分布と210Pb

COD は，観測開始以降ほとんどの水域で増加傾向に

堆 積 年 代 を 対 応 さ せ る こ と で，人 間 活 動 の 影 響

あり，湾口部以外の内湾における汚染は深刻な状況にの 歴 史 が 明 ら か に さ れ て き た（真 田 ほ か，1999;ある。このため，環境再生に向けた三重県地域結集型

Yasuhara and Yamazaki, 2005; 横瀬ほか，2005;

共同研究事業「閉鎖海域における環境創生プロジェク

Kim et al., 2007）。

ト」が進められた。本研究は，同プロジェクトの一環

英虞湾は三重県志摩半島南部のリアス式の小湾で，
1893年頃に御木本幸吉により本格的な真珠養殖が始として，英虞湾の堆積環境を明らかにする目的で実施された。

まって以来，真珠養殖の中心となった湾である。複雑

２．210Pb 堆積年代測定法の背景な海岸線や大小さまざまな島は美しい海岸風景をつくり，伊勢志摩国立公園の一部にもなっている。しか210

Pb はウラン系列に属する天然放射性核種であし，近年湾内の水質や底質の悪化が著しく，代表的なる。ラジウム―226（226Ra）の娘核種である放射性気産業である真珠養殖への影響が問題となっている。三体ラドン―222（222Rn）は，地表面から大気中に拡散

重県の真珠養殖の歴史は古く，明治40年以降に天然

し，短半減期の子孫核種を経て大気中で210Pb に壊変

真珠形成過程研究から養殖真珠研究へと発展し産業化する。大気中の210Pb は，乾性および湿性沈着物としへの道を進んできた。大正末期から昭和初期にかけて水面や土壌表面に降下する（Momoshima

et

al.,

210

て，海外での真珠需要に支えられて大きく発展してき2006）。土壌表面に降下した Pb の一部は，河川水やた。戦前の最盛期の1938年頃には，三重県の生産量

地表流中の懸濁粒子とともに海や湖に移動して堆積すは4,000 kg と 全 国 生 産 量 の 約90％を 占 め る に 至 っる。一方，水面に直接降下した210Pb も水中の懸濁物た。第二次世界大戦後，わが国独自の技術で外貨を獲質に捕らえられ堆積する。210Pb 堆積年代測定法は，得できる産業として，政府は真珠養殖に力を入れ，輸堆積物に取り込まれた210Pb が固有の半減期で減衰し出量の増加などにより，1955年以降三重県での真珠ていくことを利用する年代測定法である。大気由来の生産量は急増した。そのため，真珠養殖漁場は密殖の210Pb は excess 210Pb と呼ばれ，一方，堆積物中の土状態となり，真珠貝の死亡による歩留まりの低下など

壌鉱物などに含まれている226Ra から生じる210Pb はの弊害が引き起こされた。1957年に筏を登録制にすsupported 210Pb と呼ばれ区別される。supported 210Pb

ることにより，適切な養殖環境を維持することに努めの 放 射 能 は，堆 積 物 中 の226Ra と そ れ か ら 生 成 したが，過密養殖による生産性の低下，瀬戸内海，四た210Pb は放射平衡にあると仮定して，226Ra の子孫核

国，九州における真珠養殖産業の拡大もあり，1966

種であるビスマス―214（214Bi）から評価することが年に最大生産量51トンを揚げた後は，輸出不振によできる。excess 210Pb の水中における滞留時間が堆積る長期不況に陥った。1967年に真珠不況により7トン速度と比べて短く，そして，堆積速度が一定で，堆積まで減少していた生産量は，1975年過ぎには市況は後の堆積物の移動，流入，流失が無く，堆積物中の ex-

徐々に回復 し 始 め，1984年 に21ト ン ま で 増 加 し た

cess 210Pb が閉鎖系に保たれている場合，excess 210Pb

が，現在では7トン前後で推移している（三重県農水放射能は堆積物表層から深部に向かって指数関数的に

商工部水産室，2007）。

減衰する。そのとき堆積速度

閉鎖性の高い英虞湾における過密養殖は，ヘドロの堆積や水質悪化などの弊害を引き起こした。弊害の最たる現象は1956年から始まった硫化水素発生によるは次式で表すことができる（Nittrouer et al., 1983/1984）
。
A＝

λ・z
………………………………………
lnC0/Cz

養 殖 貝 の 大 量 へ い 死 の 頻 発 で あ り（沢 田 ほ か，

ここで，C0は堆積物の上層の放射能，Cz は堆積物の1958），このような状況は1967年に不況に陥るまで続上層（C0）から距離 z だけ下層の放射能，λは210Pb

いた。赤潮の発生も同様で，英虞湾では全国に先駆けの壊変定数である。

210

Pb 堆積年代測定法による英虞湾の堆積環境の解析

堆積物の表層部は，生物活動と物理作用（波，海

101

2006）
。
一般に濃度 C の物質の輸送と拡散項は，拡散係数

流，潮流）により多かれ少なかれ混合を受けているの
式は表層混合層以下の深い部分に適応すること

D を含む方程式で表現される。ここで生物や物理混になる。生物混合は，底棲生物の摂食行動や移動行為合の過程を拡散項（混合係数 D）で表し，定常状態にともない堆積物が上下混合されるために発生するを仮定すると表層混合層における方程式は次のようにが，海底では表層10 cm 程度までに分布する生物の影

なる。

で，

響による混合効果が大きいとされている。底棲生物の活動は，堆積物表層が最も活発であり，深くなるにつ

D

∂2C
∂C
−A
−λC ＝0 …………………………
∂z 2
∂z



ら支配されるところが大きく，このような底棲生物に式を解くと次のようになる。
λ・zD C 
− ln  …………………………
A＝
lnC /C z  C 
混 合 が な い D＝0の 場 合 は，式 は 式 に 一 致 する。式では，表層混合層における混合係数 D は一よる上下混合は拡散に似た現象として解析されている定と仮定しているが（Goldberg and Koide, 1962;（野崎，1977）。表層混合層は，生物により堆積物粒

Christensen, 1982），深度とともに混合係数が減少す

子が上下にあるいは水平方向にかき混ぜられることかるモデルも提案されている（野崎，1977）。

れて減少するので，実際の分布構造は，生物混合と堆積速度の大きさで決まることになる。堆積速度が極めて小さい深海底の表層部において観測される210Pb の深部まで広がる分布構造は，底棲生物の活動にもっぱ

0

0

z

z

ら起こるもので，沿岸部に近い海底では混合層は深さ

堆積物の深さ距離 z は，堆積物の重みによる圧縮を

20 cm に達する場合もある。生物活動が活発に観測さ受けるため，堆積層の上部と下 部 で は 異 な っ て く

210れる堆積物表層以深の部分において， Pb の分布構る。210Pb 年代測定法の解析において，この効果を除造に影響を与える生物活動の有無の判断は難しいとこ

くために，堆積層の深さを距離の代わりに単位面積当ろがある。もし，表面混合層より深い層にも生物活動たりの積算重量を用いたり，堆積物の空隙率の補正が210の影響が及んでいるならば， Pb の放射壊変のみを行なわれる。単位面積当たりの積算重量を用いる場合考慮して評価した堆積速度は過大評価になる。

も物理混合は，海流 や 潮 流 に よ り 表 層 堆 積 物 が 舞上がり再び堆積することで起こる（Nittrouer

式は成立することが知られている（Officer andLynch, 1982）
。

and

３．実

Sternberg, 1981; Sanford, 1992）。河川からの流れ込験

試料採取

みがある海域では，河川の影響で流れが速い海岸近く

3.1に比較的重い粒子成分が選択的に堆積し，海岸から離志摩半島南部に位置する英虞湾は，湾口幅5.7 km，れると粒径のより小さな軽い粒子が堆積する粒子の選

湾口最大水深29 m，湾面積42.23 km2，湾内最大水深別が見られる。流れにより巻上げられた粒子は，一般

37 m，閉鎖度指数1.45で，環境基準類型 A に指定さ

的には流れとともに水平方向に移動して違う場所に堆れている比較的閉鎖性が高い海域である（国際エメッ

積するであろう。しかし，湾の開口部など潮汐で流れ

クスセンター，2007）。海底堆積物コアは，英虞湾のが反転する日変化が起こっているような場所では，表湾口部に近いタコノボリ（北緯34度17.120分，東経

層粒子の舞上がりと沈降は活発である一方で，粒子の136度47.452分）と湾中央部の立神（北緯34度17.860

移動がほとんどないこともある。海底表層の流れが大分，東経136度49.660分）にお い て，2004年6月17日

きいほど大きな粒子まで巻上げられるので，台風などにダイバーにより内径8.2 cm のアクリル製パイプをで海底が激しく撹拌されると，表層堆積物の大きな再用いて採取した（Fig. 1）。タコノボリは水深27 m（干配置がおこる。また，海底堆積物への影響は浅海域ほ

潮時24.4 m），立神は水深10 m（干潮時9.4 m）であ

ど大きいので，台風に襲われた湾内部の海底堆積物はり，タコノボリでは長さ41 cm，立神では長さ51 cm

混合される。半閉鎖湾であるキューバ Cienfuegos 湾のコアが得られた。中西ほか（2001）は，英虞湾全（水深14 m）では，海底堆積物が大型ハリケーンに域の底質汚染の状況を調べ，湾奥の枝湾ほど汚染が大210

より大きな混合を受けたためと考えられる Pb 堆積
137

速度のギャップとセシウム―137（ Cs）の多重ピー
ク が 観 察 さ れ て い る（Alonso-Hernandez

et

al.,

きいことを報告している。汚染状況で英虞湾の海域を分類すると，汚染の大きい方から，湾奥グループ＞湾中央グループ＞湾口グループの順になる。この分類に

102

百島・上田・杉原・山形・国分

Fig. 1 Sampling locations of the sediments in Ago Bay.

よるとタコノボリは汚染が最も少ない湾口海域であて，supported 210Pb の定量は214Bi の609.3 keV のピー

り，立神は中程度の汚染状況の湾中央海域となる。堆クを用いた。また，137Cs（半減期30年）の661 keV，

積物コアは，直ちに実験室に持ち帰り，表層から1 cm

カ リ ウ ム―40（40K）（半 減 期1.27×109年）の1460.5

間隔で切断し，貝殻などの不純物をできる限り取り除

keV，アクチニウム―228（228Ac）（半減期6.5時間，半

いた後，90°C で乾燥して，乳鉢で粉砕した。各層の減期5.76年の228Ra の娘）の911 keV のガンマ線ピー

有機炭素量と窒素量は elementar 社 varo MAX CNS

クの解析も合わせて行った。210Pb と137Cs の計数効率を用いて測定した。

は，210Pb 標準溶液（AEA Technolog QSA GmbH，

放射能分析

信頼水準95％の不確かさ3％）及び137Cs 標準溶液（日3.2

乾燥・粉砕した試料は，プラスチック容器（馬野化本アイソトープ協会，信頼水準95％の不 確 か さ1.3

学 容 器，容 量100 ml，内 径48 mm，内 高58 mm）に％）を有明海海底土に添加して作製した標準模擬線源

詰め，試料表面をアクリル板（直径47.6 mm，厚さ3により決定した。その他の核種のエネルギーのピークmm）で均一の高さになるように押さえ，アクリル板

計数効率は，標準模擬線源の137Cs ピークと152Eu 点線

はプラスチック容器内壁にボンドで接着することで，源のγ線ピークの相対的な計数値から決定した。

試料から222Rn が散逸しないように封入した。封入試

４．結

料は，226Ra と214Bi の放射平衡が成立するまで一ヶ月

果

空隙率，有機炭素量，窒素量

以上放置してから，低バックグラウンド仕様高純度ゲ

4.1

ルマニウム半導体検出器（EG&G ORTEC, GAMMA-

タコノボリと立神の堆積物の空隙率，有機炭素量及X，相対計数効率55％）でガンマ線スペクトルを測定

び窒素量の深度分布を Fig. 2と Fig. 3に示す。空隙率した。ゲルマニウム検出器は，低バックグラウンドのは 堆 積 物 密 度 を2.48（Yasuhara

andYamazaki,

鉛ブロック（100×200×50 mm）で 厚 さ150 mm 以2005）として求めた。空隙率は，タコノボリが0.64上になるように外側を遮蔽し，内面を厚さ4 mm の無〜0.82，立神が0.66〜0.91の範囲で変化し，タコノボ

酸素銅で内張りし，空気中のラドンの影響を除くため

リでは表層2 cm の高い値から深部に向かって連続的

クライオスタットより気化した窒素ガスを試料室に導で緩やかな減少を見せている。一方，立神では，表層入した（草野・百島，2002）。測定時間は各試料当た

1 cm が最も高い値であり，それから20 cm 程度までり24時間以上とし，ガンマスペクトルの解析は，解比較的大きく減少し，20 cm 以深ではタコノボリと同析ソフト Gamma Studio（SEIKO EG&G ORTEC）

様の連続的で緩やかな減少を示している。全体的に立210

で 行 っ た。 Pb の 定 量 は46.5 keV の ピ ー ク を 用 い神の方がタコノボリより空隙率は高い傾向が見られ

210

Pb 堆積年代測定法による英虞湾の堆積環境の解析

103

Fig. 2 Profiles of porosity, organic carbon (OC), nitrogen (N) and OC/N ratio at Takonobori.

Fig. 3 Profiles of the porosity, organic carbon (OC),nitrogen (N) and OC/N ratios at Tategami.

る。英虞湾の堆積物の空隙率は大阪湾で観測された値

秋季から冬季に浄化される傾向にあることを示していと同程度である（Yasuhara and Yamazaki, 2005）。

る（上野ほか，2000）。そして，通年平均としては悪有機炭素量（OC）は，表面付近が最も大きく，そ化傾向にあることが指摘されている。Fig. 2と Fig. 3

して深部に向かって減少を見せているが，その量と深の有機炭素量／窒素量の比（OC/N 比）は，表層から度分布のパターンはタコノボリと立神では異なってい

深部に向けてわずかに増加し，深部はほぼ一定の値でる。タコノボリの有機炭素量は，表層付近の19〜20あり，深部の OC/N 比は立神の方がタコノボリよりmg/g が20 cm で12〜13 mg/g まで減少している。そ少し高い値となっている。
天然放射性核種濃度

れ以深では30〜35 cm に若干の変動があるが12〜134.2

mg/g をベースとした分布をしている。立神の有機炭

タ コ ノ ボ リ と 立 神 に お け る210Pb，214Bi，40K 及 び

素量は，表面付近の24 mg/g が13 cm の15 mg/g まで

228

比較的速やかな減少を示し，さらに30 cm の11 mg/gと立神の210Pb の深度分布は，大きな混合を受けた表までゆっくりと減少を続け，それ以深ではほぼ一定値層混合層の存在を示唆し，その厚さはタコノボリで表となっている。窒素量（N）の変化をみると，タコノ層0〜12 cm，立神で表層0〜6 cm と推定される。表ボリでは，表層から20 cm までは減少しているが，そ層混合層より深い部分において excess 210Pb の存在がれ以深はほぼ一定の値で推移している。有機炭素量の確認される深さは，タコノボリが12〜30 cm，立神が分布と同様に30〜35 cm に若干の変動があるが，概6〜31 cm であり，この範囲で210Pb 濃度は単調な減少

して有機炭素量の分布変化と似ている。立神の窒素量を 見 せ て い る。こ れ 以 深 で は，210Pb と supported

は，有機炭素量の分布変化と似たような深度プロファ

210

イルを見せており，表層から13 cm までの比較的大き

層 に お け る210Pb の 平 均 濃 度 は，立 神 が236±20

な減少，それに続く30 cm までの緩やかな減少，それBq/kg，タコノボリが193±13 Bq/kg で，立神はタコ

以深のほぼ一定の分布パターンである。タコノボリもノボリの約1.2倍の210Pb 濃度となっている。

Ac の深度分布を Fig. 4と Fig. 5に示す。タコノボリ

Pb（214Bi）はほぼ同じ濃度となっている。表層混合

立神も，窒素量と有機炭素量の深度分布のパターンにタコノボリの228Ac 濃度は，上層と下層で異なり，は対応が見られる。英虞湾真珠養殖漁場の底泥の汚濁

上層0〜18 cm と下層18〜41 cm について平均濃度を

流動層 の 調 査 で は，表 層1 cm の 強 熱 減 量，COD，

求めると，上層が20.6±1.5 Bq/kg，下層が25.3±1.6

TOC は，夏季に有機物量が増大して汚染が進行し，Bq/kg で，有意に上層が低い傾向が認められる（p＜104

百島・上田・杉原・山形・国分

Fig. 4 Profiles of 40K, 210Pb, 228Ac and 214Bi activities
at Takonobori.

Fig. 5 Profiles of 40K, 210Pb, 228Ac and 214Bi activities
at Tategami.

0.001）。40K 濃度は，228Ac 濃度とは逆の傾向を示し，上層が492±37 Bq/kg（0〜18 cm）で下層が452±36
Bq/kg（18〜41 cm）となり，有意に 上 層 が 高 い（p＜0.001）。214Bi 濃度には有意差はなく，上層が11.2±1.2 Bq/kg（0〜18 cm）で，下 層 が10.5±0.9 Bq/kg（18〜41 cm）である。立神の228Ac の 平 均 濃 度 は，
上 層0〜15 cm が31.5±4.2 Bq/kg，下 層15〜51 cm が43.9±2.7 Bq/kg で，タコノボリと同様に有意に上層が低い傾向がみられる（p＜0.001）。40K 濃度は，上層が655±37 Bq/kg（0〜15 cm），下層が661±26 Bq/kg（15〜51 cm）で差はないが，214Bi は，上層が14.0±
1.3 Bq/kg（0〜15 cm）で，下層が15.6±1.1 Bq/kg（15〜51 cm）で有意差が認められる（p＜0.001）。これ
らの放射性核種は，堆積物マトリックスの主要な成分
である土壌粒子や粘土鉱物などに含まれていることか
ら，堆積物マトリックスの変化をもたらすような堆積環境の変化が起こった可能性を示唆している。表層混合層の210Pb 濃度は，立神はタコノボリの1.2倍を示し

Fig. 6 Profiles of excess 210Pb and 137Cs activities at
Takonobori.

て い た が，他 の 放 射 性 核 種 に つ い て も，228Ac（1.7，214Bi（1.4倍）と立神がタコノボリ
倍），40K（1.4倍）

積層（Ⅱ）（23〜30 cm）に分けることができる。ex-

より高い傾向が確認される。

cess 210Pb の 検 出 限 界 は5 Bq/kg で あ り，30 cm 以 深

察

５．考
5.1

210

Pb の平均堆積速度は検出限界以下となっている。立神についても，タコ
ノボリ同様に表層混合層（0〜6 cm）と，それ以深を二 層 に わ け る こ と が で き る。堆 積 層（Ⅰ）（6〜14excess 210Pb の 深 度 分 布（対 数）を Fig. 6と Fig. 7210cm）と堆積層（Ⅱ）（14〜31 cm）である。 式によっ

Pb の分布は，表層混て求めた堆積層（Ⅰ）と堆積層（Ⅱ）の平均堆積速度

合 層（0〜12 cm），堆 積 層（Ⅰ）（12〜23 cm）と 堆を Table 1にまとめている。タコノボリは，深さ23 cmに示す。タコノボリの excess

210

Pb 堆積年代測定法による英虞湾の堆積環境の解析

105

Table 1 Thickness of the surface mixed layer andthe underlying layers (I) and (II) for excess
210
Pb and the surface mixed layer for 137Cs.
The estimated sedimentation rates of thelayers (I) and (II), and the inventories ofexcess 210Pb and 137Cs are summarized.

Fig. 7 Profiles of excess 210Pb and 137Cs activities at
Tategami.

付近を境にして上層の堆積速度が大きく下層は小さい。立神では逆に深さ14 cm 付近を境にして，上層の堆積速度が小さく下層は大きい。両地点とも過去のある時期に堆積速度の変化をもたらすような堆積環境の変化が起こったことを示している。Table 1の堆積速度は，定常的な表層混合層と堆 積 物 供 給 量 を 仮 定
し，210Pb の放射壊変のみを考慮して産出したものでさ は 同 じ に な る は ず で あ る。し か し，タ コ ノ ボ リ

ある。表層混合層より深い部分が生物混合を受けていの137Cs は，表層0〜21 cm がほぼ同じ濃度で，明らかる場合は，excess 210Pb 放射能の減衰のみから求めたに210Pb の0〜12 cm より表層混合層は深部まで発達し堆積速度は過大評価になる。一般的には深部ほど生物ている。立神の137Cs についても，表面下での濃度の活動は少ないので，もし堆積層（Ⅰ）が生物活動の影

落込みはあるが表層0〜10 cm が表層混合層と思わ響を受けている層で，堆積層（Ⅱ）が影響を受けていれ，210Pb の表層混合層0〜6 cm より大きい。英虞湾ない層であるならば，立神のように堆積層（Ⅱ）の堆の堆積物については，210Pb と137Cs の挙動は異なって積速度が堆積層（Ⅰ）より大きな値になることは考えいると考えるほうが適当である。

難い。生物混合の有無の判断の一つとして137Cs の進

英虞湾で得られた平均堆積速度は，わが国の他の内入深度が用いられているが（Nittrouer et al., 1983/

湾で測定されている堆積速度と同程度である。東京湾

1984），Table 1の 平 均 堆 積 速 度 と 堆 積 期 間50年の堆積速度について，松本（1983）は多摩川，荒川（1954〜2004年）を仮定して求められる最大進入深などの河口域は0.5 g/cm2/y でその他湾域では0.2〜0.4

度は，タコノボリが26 cm，立神が21 cm となる。Fig.

g/cm2/y と 報 告 し，真 田 ほ か（1999）は0.22〜0.27

6と Fig. 7を 見 る と，137Cs は タ コ ノ ボ リ で36 cm まg/cm2/y としている。有明海について，Kim

et

al.

で，立神で32 cm まで侵入していることがわかる。

（2007）
は0.5 g/cm /y，横瀬ほか（2005）は0.11 g/cm2/y

Nittrouer et al., 1983/1984）の進入深度の評価手法（0.24 cm/y），松岡（2004）は平均で0.58 cm/y とし

137

210

2

は， Cs も Pb も堆積物中の粒子成分に捕捉されてている。大阪湾について，Yasuhara and Yamazaki

いて同じ挙動（同じ混合係数）をとると仮定してい（2005）は0.52 cm/y と報告している。

137る。従って， Cs と excess210

Pb の表層混合層の大き106

百島・上田・杉原・山形・国分
excess 210Pb と137Cs の蓄積量

5.2

期補正をすると，それぞれ427 Bq/m2と382 Bq/m2）

210

2

Pb の年間降下量は，熊本市で226〜240 Bq/m /yと報告し，210Pb による年代と137Cs 深度分布の比較を（Momoshima et al., 2006），日本全国で160〜380

行っているが137Cs ピークと一致が見られる試料と見，筑波で176〜182
Bq/m2/y（Tsunogai et al., 1985）

られない試料があった。

2

2

137

Cs の深度分布，長崎で234 Bq/m /y
Bq/m /y（Hirose et al., 2004）

5.3（Hirose et al., 2004）である。英虞湾周辺における上にも述べたように，タコノボリ及び立神とも137Cs

210

Pb の年間降下量を200 Bq/m2/y とすると蓄積量はの表層混合層は excess 210Pb よりも深部まで広がって

6.4 kBq/m2と 見 積 も ら れ る。タ コ ノ ボ リ の excess

いる。もし，表層混合層での濃度の均一性が生物混合

210

や物理的な粒子混合により生じているとするならば，

Pb 存 在 量 は28.5±0.2 kBq/m2，立 神 は11.0±0.12kBq/m であることから，見積もられた蓄積量の1.7〜210

両核種の表層混合層の厚さは同じになると考えられる

4.5倍の Pb が存在している。Kato et al.（2003）にので，137Cs と excess 210Pb における表層混合層の厚さ

よると，水深1,200 m の相模湾で水中に溶存していの違いは，137Cs をより深部まで移動させるメカニズ

226

210

る Ra から生成する Pb の海底表層への降下量は2ムが働いていることを示唆している。

128 Bq/m /y であり，大気からの供給量の約半分の大Cs はイライトやスメクタイトなどの粘土鉱物が持きさである。水深20 m の英虞湾では，水中に溶存しつ特異的吸着サイトに強く保持されるが，粘土鉱物のている226Ra からの堆積物への210Pb の寄与は，大気降

表面が土壌有機物で覆われると，特異的吸着サイトの下量の約1％程度であり無視できる。したがって，英数は減少する。有機物のブロック効果により137Cs の虞湾堆積物の excess 210Pb は周辺の陸域から供給され粘土鉱物への吸着量は減少するが，一方では，鉱物表たものが大部分を占めているといえる。

面を覆った有機物は137Cs に対して非特異的な吸着サ

90

Katsuragi（1983）は Sr の年間降下量は日本海側

イトとして働く。この非特異的吸着サイトは，K＋やに多く，太平洋側に少ないことを報告している。1958

NH4＋などのイオンと競争的な吸着を行なうので，鉱年から1980年に観測された90Sr 年間降下量を，2004

物表面の有機物に捕捉されている137Cs は，特異的吸90

年現在に半減期補正すると， Sr 蓄積量は，札幌で着サイトの137Cs より弱く結合していることになる

1,028 Bq/m2，仙台で978 Bq/m2，東京で934 Bq/m2，（Rigol et al., 2002）。137Cs は，陸域から海洋に河川

大阪で677 Bq/m2，福岡で933 Bq/m2となる。英虞湾により粒子状及び溶存成分として運ばれる。わが国で90が太平洋側にあることから東京と大阪の Sr 蓄積量を13790採用し，降下物中の Cs と Sr の平均的な放射能比
1371.6を用いると，英虞湾周辺における Cs 蓄積量は
2

は，通常の河川流量の場合，137Cs の粒子と溶存成分の比は，0.14〜0.87（平均は0.64）で，雨により水量が増加したときは粒子で運ばれる割合が大きく増加す1,170〜1,617 Bq/m と見積もられる。タコノボリのる（Matsunaga et al., 1991）。137Cs を吸着した粒子

137

Cs 存在量は691±13 Bq/m2，立神は704±12 Bq/m2

が汽水域に運ばれると，塩濃度の増加により粒子からで，両地点の存在量に差はないが，見積もられた蓄積の137Cs の溶脱が起こる。塩分が0から22になると最大量より明らかに少ない。存在量が見積もられた蓄積量78％が溶脱し，溶脱と吸着は可逆的に進行すること

210

137

210

より多かった Pb とは対照的である。 Cs も Pb とが報告されている（Ciffroy et al., 2003）。東シナ海海同様に大部分が周辺陸域から粒子成分として英虞湾に

底土の137Cs の分析の結果では，海底土中のイライト供給されたと考えられるので，137Cs も見積もられた含有量と137Cs 濃度には正の相関が観察されるが，粒蓄積量の1.7〜4.5倍が英虞湾に流入したと推定され径が小さくなるとイライトとの相関が見られなくな137る。従って，タコノボリの Cs 存在量は，流入したり，有機物含量と137Cs 濃度の相関が見られるようにと 推 定 さ れ る 量 の10〜13％，立 神 は26〜35％と ななる（Kim et al., 2006）。英虞湾堆積物の137Cs 存在量る。東京湾でも137Cs の存在量は少なく，Yamada andが予想される値より小さい理由は，陸域から供給され

137

2

Nagaya（2000）は Cs 存 在 量 を366〜509 Bq/m2

（2004年に半減期補正すると253〜352 Bq/m ）と報た粒子から137Cs が海水中に溶脱したためであると考えられる。

告し，1963年に対応するはっきりしたピークは観察

放射性セシウムは，他の放射性核種に比べると堆積していない。真田ほか（1999）は，東京湾堆積物の物の深くまで侵入することが知られている（Santschi

137

et al., 1983; Cochran 1985; Holby and Evans,

22

Cs 存在量を550 Bq/m と449 Bq/m （2004年に半減210

Pb 堆積年代測定法による英虞湾の堆積環境の解析

107

1996）
。海水中には溶存137Cs 成分があり，この成分はの生産量で推移している。Fig. 8に三重県の真珠養殖間隙水中にも分布し，堆積物粒子と相互作用をする。

生産量の推移 を 示 す（三 重 県 農 水 商 工 部 水 産 室，

懸濁粒子と溶存成分の相互作用は分配係数で表される

2007）。三重県の真珠養殖は，英虞湾以外の五ヶ所が，Cs の分配係数は他の金属イオンと比べると小さ湾，的矢湾などでも行なわれているが，筏の数は英虞く（Ciffroy et al., 2003），Cs は溶液中に留まりやす

湾が80％前後を占めていることから，Fig. 8は英虞湾

い保存性が高い元素である。間隙水と底面直上の海水における真珠生産活動の推移を表していると考えて差は海流や波などの物理的な作用により交換することか支えないであろう。1960年代の中期から生産活動はら（Rutgers van der Loeff, 1981; Riedl and Ott,

急激に減衰したことがわかる。

1982），保存性の高い成分は間隙水中を移動し易いこ

過密養殖により漁場が富栄養化すると海底土の有機とになる。間隙水の移動は分子拡散で期待されるより物量が増加する。1966〜67年の調査（澤田・谷口，

深部への侵入をもたらす。

1967）によると，海底土の0.5〜3.5 cm 層の有機物量5.4推定される堆積年と真珠養殖は，多徳島では30〜40 mg/g であったが，富栄養化がTable 1に示した excess 210Pb 堆積速度から推定し進んでいる立神浦では50〜60 mg/g と高い値であった堆積層（Ⅰ）と堆積層（Ⅱ）の境界年を Fig. 6と Fig.

た。漁場の富栄養化は，枝湾内の海水交流が悪い地形7に示す。堆積層（Ⅰ）と堆積層（Ⅱ）の境界は，タ的なもの，暗礁のような水中障害物の存在，養殖筏かコノボリが1965年，立神が1968年となり，1960年代

ら垂下されている開放式養殖が何段にも連なって垂下の後半に堆積速度が変化したことになる。英虞湾でのされた養殖籠による海水交流の妨げなどによるところ

真珠養殖は明治の末に始まったが，飛躍的な発展を見が大きい。季節的には，海底土表層部0〜0.5 cm 層のたのは第二次世界大戦後である。戦時中停滞していた

有機物量は夏季に増大する傾向を示すが，その値の変真珠養殖は，戦後，徐々に活動を再開し，1955年以動は大きく非常に不安定である。立神コアが採取され降，生 産 量 は 急 速 に 増 加 し た。1956年 に 養 殖 筏 はた地点は，富栄養化が進んでいる立神浦の入り口に位

88,000台にまで増え真珠養殖場は密殖状態になり，置している。

それに伴う多くの弊害が引き起された。海外市況の好タコノボリと立神の OC/N 比は，堆積物中の有機況に支えられ1966年に過去最大となる生産量51トン

物の主な起源は海洋プランクトンであることを示してを揚げたが，過密養殖による生産性低下や瀬戸内海，いる（Keil et al., 1994）。底土中の有機物の供給源は

四国，九州など他地域の漁場拡大により，1967年を主として真珠養殖期間中（普通英虞湾では4月から11境に長期の不況に見舞われた。1975年から徐々に回

月まで）に海底に落下するアコヤガイの排泄物や付着復し始め，生産調整の効果もあり，現在は7トン前後

生物の残骸であり，これらは海底で微生物その他の作

Fig. 8 The changes of the annual pearl production (bars) and thepercentage of produce among fishery (closed circles) in Mie
prefecture.

108

百島・上田・杉原・山形・国分

用により分解される。アコヤガイの飼料となる海水中し，変動幅はタコノボリの方が大きい値を示した。この珪藻にはクロロフィルが含まれているが，このクロれらの粒子束を年間の堆積速度に換算すると，タコノ

ロフィルの一部はアコヤガイの体内でフェオフィチン

ボリで0.01〜0.65 g/m2/y，立神は0.05〜0.20 g/cm2/y，の形に変わって排泄される。英虞湾海底土のフェオとなり，excess 210Pb から求めた平均堆積速度はこれ

フィチンの分布は，真珠養殖が盛んな海域ほど大きい

らの値の範囲内にある。沈降粒子中に占める有機炭素（澤田・谷口，1968; 大和田ほか，1986）。アコヤガ

は，タコノボリで2.5〜1,718.7 mg/m2/d，立神で52.2

イ排泄物中の有機物量とフェオフェイチン量から判断〜147 mg/m2/d で，顕微鏡で観察したところ，フロッ

すると，漁場底土中にはアコヤガイの排泄物以外の大ク状の植物プランクトンおよび棒状の物体（2枚貝か量の有機物の蓄積が認められ，これらは養殖されていら排出された糞と推測）が多数観察されている。

るアコヤガイや筏施設の付着生物の遺骸と考えられる

推定した210Pb 堆積年代の傍証として，堆積物中の（澤田・谷口，1969）。澤田・谷口（1965）は，富栄

生物の遺骸から真珠養殖の影響を調べた。放射能測定

養化が進んでいる漁場である立神浦の中央部以奥の水試料を採取した翌年に，同じ場所でほぼ同じ深さのコ域の海底に落下するアコヤガイの排泄物の量を年間アを採取して，1 cm 毎に貝殻を主体とした生物の遺59トンと見積もり，さらに，貝の付着物は，年によっ骸調査を実施した。養殖に関連すると思われるアコヤて多少の増減はあるとしても，1年間に貝の重量と同ガイ（真珠養殖貝）とムラサキイガイ（養殖筏の付着じくらいで，これらの残骸も海底に落下するので，莫生物）の遺骸の出現状況をみると，タコノボリではア

大な量の有機物が蓄積されるとしている。このようコヤガイは22 cm より浅い層で出現していた。22 cmに，真珠養殖の盛んな英虞湾では，底泥の堆積速度に層は Table 1の堆積速度から1965〜1970年と推定さたいする真珠養殖の影響の大きいことがうかがえる。

れ，この海域で真珠養殖が始まった年代とほぼ一致しタコノボリと立神で堆積速度に変化がみられたのている。ムラサキイガイは22 cm 以浅の全ての層で出は，いずれも1960年代の後半であり，真珠養殖生産

現し，22 cm 以深の層ではほとんど出現しなかったこ

もピークから減少へと大きく変動した時期でもある。

とからも，真珠養殖との関連が示唆される。一方，立そこで，堆積速度の変化と真珠養殖との関係について

神では1950年代まで天然のアコヤガイが生息していみることにする。ポリロープの開発に伴い波の荒い海たため，アコヤガイの殻は指標にならず，ムラサキイ

域でも延縄式による垂下養殖が可能になったことか

ガイについては30 cm より浅い層で出現頻度は高かっら，英虞湾のタコノボリ付近では，1965年頃から漁たが、これより深い層にも認められた。ムラサキイガ場が設定され，真珠養殖が行われるようになった。区イが日本に移入したとされる1920年代（大谷，2002）

画漁業権の設定状況をみると，1964年からの10年間

より明らかに古い層にも出現していることから，タコの間に湾央部にいくつかの漁業権が設定され，かなりノボリのように推定された堆積年代との一致はみな

広大な漁場が誕生したことがわかる。一方，立神は以かった。

前から真珠養殖が盛んに行われていた海域である。しかし，水深が比較的浅いために，過密養殖による異常

６．ま と

め

環境が大量斃死に結び付き易いという漁場特性（澤長年の真珠養殖により環境汚染が進行している三重田・谷口，1967）から，1960年代後半には養殖筏の

県英虞湾堆積物について，210Pb 堆積年代測定法によ削減に関する指導がなされたとのことである。従っる堆積環境の解析を行なった。中程度の汚染海域であて，立神では1965年以降には真珠不況の影響もあり，る湾中央部・立神と比較的汚染が少ない海域の湾口

真珠養殖量は大きく減少したと推察されることから，部・タコノボリで採取した堆積物コアを，表面から1タコノボリ，立神での真珠養殖生産の推移は堆積速度

cm 間隔で切断し，Ge 半導体検出器で放射能測定をの変化にほぼ対応していると言える。

行なった。空隙率と有機炭素量は最上層が最も大きな清水（2005）は，タコノボリと立神の水深5 m の位値で，深部になるほど減少する分布を示し，養殖によ

置にセディメントトラップを24時間設置して沈降物

る底質汚染が認められた。OC/N 比は，堆積物中の有を回収した。2004年5月〜2005年3月に測定 を6回 実機物の主な起源は海洋プランクトンであることを示し施しているが，沈降物の全粒子束は，タコノボリで0.4ていた。excess 210Pb の分布には，放射能がほぼ均一〜17.8 g/m2/d，立 神 で1.4〜5.4 g/m2/d の 範 囲 で 変 動な表層混合層が認められた。湾口部に位置し海水の出210

Pb 堆積年代測定法による英虞湾の堆積環境の解析

109

入りの影響が大きいと考えられるタコノボリ試料は，

times in biologically and physically dominated

湾中央部の立神試料より大きな表層混合層であった。

estuarine systems: a comparison of lower

210

Pb 堆積速度の違いから2Chesapeake Bay and the York River subestu-

つの層にわけられ，その境界はタコノボリが1965年

ary. Estuarine, Coastal and Shelf Science 46,

表層混合層以深は，excess

頃，立神が1968年頃と推定された。タコノボリの堆

777―795.

積速度は，1960年代後半以降は増加に転じ，一方，Goldberg, E. D. and Koide, M. (1962) Geochronologi-

立神の堆積速度は，1960年代後半以降は減少に転じ

cal studies of deep sea sediments by the ionium/ていた。両地点で堆積環境に変化があったと推定され

thorium method. Geochimica et Cosmochim-

る1960年代後半以降，真珠生産量の激減が起こって

mica Acta 26, 417―450.

いることから，堆積環境の変化と養殖活動との関連性137が示唆される。 Cs にもほぼ放射能が均一な表層混137

合層が認められたが，表層混合層は Cs の方が excess

210

137

Pb より大きく，より深部まで Cs は混合していた。また，核実験ファールアウトによる環境汚染が137

Hirose, K., Honda, T., Yagishita, S., Igarashi, Y. andAoyama, M. (2004) Deposition behaviors of
210

Pb, 7Be and thorium isotopes observed in

Tsukuba and Nagasaki, Japan. Atmospheric
Environment 38, 6601―6608.

始まった考えられる1954年より古い堆積層まで Cs

Holby, O. and Evans, S. (1996) The vertical distribu-の侵入が認められた。堆積物中の137Cs 存在量は，予tion of Chernobyl-derived radionuclides in a

想される蓄積量の10〜13％（タコノボリ）と26〜35

Baltic Sea sediment. Journal of Environmental

137％（立神）であり，大部分の Cs は堆積物から溶脱したと推定された。

Radioactivity 33, 129―145.
金井豊（2000）鉛―210堆積年代測定法とその問題点．
地球化学，34，23―39.

引用文献

金 井 豊・井 内 美 郎・片 山 肇・斎 藤 文 紀（1995）

Alonso-Hernandez, C. M., Diaz-Asencio, M., Munoz-

210

Pb，137Cs 法による長野県諏訪湖底質の堆積速

Caravaca, A., Delfanti, R., Paucci, C., Ferretti,

度の見積り．地質調査所月報，46，225―238.

O. and Crovato, C. (2006) Recent changes in

金井豊・池原研（1995）新潟沖大陸棚の Pb-210およsedimentation regime in Cienfuegos Bay, Cuba

び Cs-137法による堆積速度．地質調査所月報，

as inferred from210

Pb and137

Cs vertical profiles.

Continental Shelf Research 26, 153―167.
Christensen, E. R. (1982) A model for radionuclides

46，269―282.
Kato, Y., Kitazato, H., Shimanaga, M., Nakatsuka,T., Shirayama, Y. and Masuzawa, T. (2003)

in sediments influenced by mixing and compac-

210

tion. Journal of Geophysical Research 87, 566―

Japan: sedimentation rates and inventories.

572.

Progress Oceanography 57, 77―95.

Ciffroy, P., Garnier, J. -M. and Benyahya, L. (2003)

Pb and 137Cs in sediments from Sagami Bay,

Katsuragi, Y. (1983) A study of 90Sr fallout in Japan.

Kinetic partitioning of Co, Mn, Cs, Fe, Ag, Zn

Papers in Meteorology and Geophysics 33, 277―

and Cd in fresh waters (Loire) mixed with291.

brackish waters (Loire estuary): experimental

Keil, R. G., Tsamakis, E., Fuh, C. B., Giddings, J. C.

and modeling approaches. Marine Pollution

and Hedges, J. I. (1994) Mineralogical and tex-

Bulletin 46, 626―641.

tural controls on the organic composition of

Cochran, J. K. (1985) Particle mixing rates in sedi-

coastal marine sediments: hydrodynamic sepa-

ments of the eastern equatorial Pacific: evi-

ration using SPLITT-fractionation. Geochimica

dence from

210

Pb,

239+240

Pu and137

Cs distributions

at MANOP sites. Geochimica et Cosmochimmica Acta 49, 1195―1210.

et Cosmochimmica Acta 58, 879―893.
Kim, Y., Cho, S., Kang, H. -D., Kim, W., Lee, H. -R.,
Doh, S. -H., Kim, K., Yun, S. -G., Kim, D. -S.

Dellapenna, T. M., Kuehl, S. A. and Schaffner, L. C.

and Jeong, G. Y. (2006) Radiocesium reaction(1998) Sea-bed mixing and particle residencewith illite and organic matter in marine sedi-

110

百島・上田・杉原・山形・国分

ment. Marine Pollution Bulletin 52, 659―665.

中西克之・増田健・畑直亜・山形陽一（2001）英虞Kim, Y. -S., Eun, H., Katase, T. and Fujiwara, H.

湾における底質汚染の現状と近年の進行状況．三(2007) Vertical distributions of persistent or-

重県科学技術振興センター水産研究部研究報告，

ganic

10，71―77.

pollutants(POPs)

causedfromor-ganochlorine pesticides in a sediment core

Nittrouer, C. A. and Sternberg, R. W. (1981) The for-taken from Ariake Bay, Japan. Chemospheremation of sedimentary strata in an alloch-

67, 456―463.

thonous shelf environment: The Washington

国際エメックスセンター（2007.10.22）日本の閉鎖性

continental shelf. Marine Geology 42, 201―232.

海域の環境保全，2005．http://www.emecs.or.jp/

Nittrouer, C. A., DeMaster, D. J., McKee, B. A.,
Cutshall, N. H. and Larsen, I. L. (1983/1984)

closedsea-jp/kaiiki/094.htm
草野祐也・百島則幸（2002）極微量放射能測定用 Ge

The effect of sediment mixing on Pb-210 accu-

半導体検出器システム―バックグラウンドの低減

mulation rates for the Washington continental

化について―．熊大極低温，13，2―5.

shelf. Marine Geology 54, 201―221.

Lewis, R. C., Coale, K. H., Edwards, B. D., Marot,

野崎義行（1977）生物混合の影響をうけた堆積物中

M., Douglas, J. N. and Burton, E. J. (2002) Ac-の放射性核種の分布．地質学雑誌，83，699―706.

cumulation rate and mixing of shelf sediments

Officer, C. B. and Lynch, D. R. (1982) Interpretationin the Monterey Bay national marine sanctu-

procedures for the determination of sedimentary. Marine Geology 181, 157―169.

parameters from time-dependent flux inputs.

Lu, X. and Matsumoto, E. (2005) Recent sedimenta-

Earth and Planetary Science Letters 61, 55―62.

tion rates derived from 210Pb and 137Cs methods

大谷道夫（2002）日本における移入付着動物の出現

in Ise Bay, Japan. Estuarine, Coastal and Shelf

状況，最近の動向．Sessile Organisms 19，69―
92.

Science 65, 83―93.
増田健・山形陽一・畑直亜（2004）英虞湾の水質環

大和田紘一・杉山元彦・田中信彦・淺川明彦（1986）

境の特徴および長期変動．三重県科学技術振興セ

英虞湾における海洋観測データ．養殖研資料，4，ンター水産研究部研究報告，11，23―32.

1―69.

松本英二（1983）東京湾の底質環境．地球化学，17，
27―32.

Riedl, R. J. and Ott, J. A. (1982) Water movement
through porous sediments. In: The dynamic en-

Matsunaga, T., Amano, H. and Yanase, N. (1991)
Discharge of dissolved and particulate

137

Cs in

the Kuji River, Japan. Applied Geochemistry 6,

vironment of the ocean floor (eds. Fanning, K. A.
and Manheim, F. T.) Lexington Books, D. C.
Heath and Company, Lexington, pp. 29―55.
Rigol, A., Vidal, M. and Rauret, G. (2002) An over-

159―167.
松岡數充（2004）有明海・諌早湾堆積物表層部に残view of the effect of organic matter on soil-

された渦鞭毛藻シスト群集からみた水質環境の中radiocaesium interaction: implications in root

長期的変化．沿岸海洋研究，42，55―59.

uptake. Journal of Environmental Radioactivity

三重県農水商工部水産室（2007.7.31）三重県の真珠養殖概 況．http://www.pref.mie.jp/sukyokyu/gyousei/sinnjyugaikyou/gaikyou.html
Momoshima, N., Nishio, S., Kusano, Y., Fukuda, A.
and Ishimoto, A. (2006) Seasonal variations of
210

758, 191―216.
Rutgers van der Loeff, M. M. (1981) Wave effects on
sediment water exchange in a submerged sandbed. Netherlands Journal of Sea Research 15,
100―112.

Pb and Be concentrations at Ku-

真田幸尚・佐藤太・熊田英峰・高田秀重・山本愛・加mamoto, Japan and their removal from the at-

藤義久・上野隆（1999）放射性核種および mo-mosphere as wet and dry depositions. Journal

lecularof Radioanalytical and Nuclear Chemistry 268,

明．地球化学，33，123―138.

atmospheric

297―304.

marker による東京湾の堆積過程の解

Sanford, L. P. (1992) New sedimentation, resuspen-

210

Pb 堆積年代測定法による英虞湾の堆積環境の解析

111

sion, and burial. Limnology and Oceanography

海洋学的研究．Ⅵ．漁揚底泥からみた真珠漁場の37, 1164―1178.

汚染度と漁場収容密度の算定について．国立真珠

Santschi, P. H., Li, Y. -H., Adler, D. M., Amdurer,M., Bell, J. and Nyffeler, U. P. (1983) The rela-

研究所報告，14，1719―1734.
清水康弘（2005）閉鎖性海域の環境創生プロジェク

tive mobility of natural (Th, Pb and Po) and fall-ト研究事業

out (Pu, Am, Cs) radionuclides in the coastal

三重県科学技術振興センター水産研究部事業報

marine environment: results from model eco-

告，2004，61―63.

systems (MERL) and Narragansett Bay. Geo-

底泥表面における物質収支の解明．

Tsunogai, S., Shinagawa, T. and Kurata, T. (1985)

chimica et Cosmochimmica Acta 47, 201―210.

Deposition of anthropogenic sulfate and Pb-210

沢田保夫・丹下孚・関政夫（1958）真珠養殖場の養in the western North Pacific area. Geochemical

殖海洋学的研究．Ⅰ．1958年7月英虞湾立神浦における真珠貝異常斃死漁場の観測結果について．
国立真珠研究所報告，4，347―355.
澤田保夫・谷口宮三郎（1965）真珠養殖漁場の養殖
海洋学的研究．Ⅲ．老化漁場における海水ならびに底質の性状の季節変化について．国立真珠研究所報告，10，1213―1227.
澤田保夫・谷口宮三郎（1967）真珠養殖漁場の養殖
海洋学的研究．Ⅳ．老化漁場における底質の性状とその改良方法の一例について．国立真珠研究所
報告，12，1379―1408.
澤田保夫・谷口宮三郎（1968）真珠養殖漁場の養殖

Journal 19, 77―90.
上野成三・灘岡和夫・片倉徳男・勝井秀博・山田二久次（2000）英虞湾の真珠養殖漁場における底泥の汚濁流動層に関する現地調査．海岸工学論文
集，47，1046―1050.
Yamada, M. and Nagaya, Y. (2000) 239+240Pu and 137Cs
in sediments from Tokyo Bay: distribution andinventory. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry 245, 273―279.
Yasuhara, M. and Yamazaki, H. (2005) The impactof 150 years of anthropogenic pollution on theshallow marine ostracodefauna, Osaka Bay, Ja-

海洋学的研究．Ⅴ．老化漁場における底泥の有機

pan. Marine Micropaleontology 55, 63―74.

物量およびフェオフィチン量の季節変化につい横瀬久芳・百島則幸・松岡數充・長谷義隆・本座栄一て．国立真珠研究所報告，13，1689―1702.
澤田保夫・谷口宮三郎（1969）真珠養殖漁場の養殖（2005）海底堆積物を用いた有明海100年変遷史の環境評価．地学雑誌，114，1―20.