Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
よると降雨2日後の塩分は2 m以浅に極小がみられたが、底層でも低下していた(図(2)-11)。愛知県水産試験場所有の自動観測プイ(図(2)-1、測点7)によると、2010年は降雨日の9月8日から9日にかけて北西風が7～10 m/sで吹いていた。また、渥美湾においては夏季に北西風が吹くと北部海域において苦潮が発生しやすいことが知られており、実際に2010年は降雨後の9月13日から14日にかけてと17日に渥美湾北部で苦潮発生が報告されている。したがって、降雨前調査から降雨後調査が実施されるまでの期間に、前線がもたらす北西風によって北部海域において苦潮が発生し、底層での塩分低下および貧酸素水塊の縮小が生じたと考えられた。

降雨2日後の表層においては、塩分低下域で栄養塩が増加したが、降雨5日後以降の調査結果では表層の栄養塩がほぼ枯渇していた。このことから河川水とともに供給された栄養塩は、植物プランクトンの多寡によって異なるものの、比較的短期間で減少することが明らかになった。海域における植物プランクトンの制限栄養塩は窒素である場合が多いとされる。本研究においては、降雨2日後を除いて多くの測点においてDIN濃度が低く、元素比をRedfield比と比較するとリンやシリカに対して窒素が少なかった。このことから夏季の渥美湾においては主に窒素によって植物プランクトンの増殖が制限されていると考えられた。2009年時の調査では、降雨2日後には塩分低下域でDINが大幅に増加していたが、2010年時にはわずかな増加がみられる程度であった。その要因としては、2010年の降雨前調査時のDINが全地点において20μg/L以下と枯渇状態であり、強い窒素制限になっていた所へN:P比の高い河川水が流入したため、元々2009年よりも多かった植物プランクトンに急速に吸収されてしまったことが考えられた。また、2010年において降雨2日後に塩分低下が顕著であった北部海域においては、クロロフィルa濃度が増加した一方、リンが枯渇しておりDIN:DIP比がRedfield比よりも高くなっていた。Fisher et al.¹はチェサピーク湾ではダムからの陸水放流が少ない夏季においては窒素が植物プランクトンの制限栄養塩であるが、雪解けによりダムからの放流が多い春には湾内のDIN濃度が上昇し、それに伴う植物プランクトンの増加により窒素制限からリン制限にシフトすることを報告している。本研究においては塩分低下域でN:P比が上昇した。豊川下流（吉田大橋）の2010年度における栄養塩の平均濃度はDINが75.7μM、DIPが1.2μMである。ここから算出されたDIN:DIP比は63でRedfield比の16（モル比）を大幅に上回っている。このことから降雨前には長期間雨が降らないことや海水の成層によって窒素制限下において植物プランクトン群集が、降雨に伴うRedfield比16を大きく上回る陸水の流入によって増殖し、リンを活発に吸収した結果、N:P比が上昇したと考えられた。このパターンは雪解けと降雨というイベントの違いはあるが、チェサピーク湾で捉えられた窒素からリンへの制限栄養塩のシフトと同様であると考えられる。

2010年にはDSiも測定した。DSiは珪藻類において必須の栄養塩であり、河川上流域において岩石の風化作用により溶出し、地下水を通じた土壌からの流出を経て河川から海域へと供給されている。また、海底堆積物からのDSiの再生産速度はDINやDIPに比べて遅く、供給に関しては河川への依存性が高い。近年、流域開発によるDSi濃度およびDSi:DIN比の低下が世界各地で報告されており、その結果として珪藻から鞭毛藻などへの卓越種の変化、さらに高次生態系への影響が懸念されている。日本においては土壌の質や降水量の多さからDSi濃度は高く、DSiの溶解度が低下し、降水量も少なくなる冬季を除けばシリカ欠損はおきにくいと考えられる。しかし、三河湾においても冬季には珪藻類が優占する限界濃度とされる2 μM（約56 μg/L）を下回ることがある。また、三河湾に流入する大河川の1つである矢作川下流のDSi:DIN比は0.74～4.3の間で変化し、平均では
2.3であったとされている。本研究結果ではDSi濃度はDINと比較すると観測期間を通じて多く、常にDSi:DIN比は1以上だった。DIPに対してはDSi:DIP比が16を下回るケースもあったが、DSi濃度が56 μg/Lを下回ったのは赤潮発生後である降雨5日後の豊川河口沖のみであった。これらのことから、DSiがDINと比べて豊富に存在していたため、降雨後は珪藻類の赤潮が発生したと考えられた。

2010年の調査結果によると、降雨2日後には表層塩分が低下し、塩分低下域では栄養塩、クロロフィルaの増加がみられた。そして降雨5日後には塩分分布、栄養塩分布、クロロフィルa分布は降雨前とほぼ同じ状態へと戻っていた。また、降雨2日後に減少し、5日後にはまだ増加していなかった底層の栄養塩が降雨9日後には増加していた。特に、降雨2日後に植物プランクトンが増加した豊川河口沖を中心としてDIN、DIPともに増加していた。このことから降雨後わずか2日前後でプランクトンが急増し、赤潮となり5日後には枯死し、9日目には無機化に至ったことが示唆された。

以上のように、本調査により、降雨に伴う出水による栄養塩の供給、プランクトンの増殖、底層の貧酸素化現象をとらえることができた。これを他の海域と比較すると、広島湾の事例では降雨直後に河川水流入による塩分低下に伴って栄養塩が大幅に増加し、その後は激減した。また、クロロフィルaは降雨前には13 mg/m³だったが、降雨直後には減少し5 mg/m³となり、集中降雨から10日後に大幅に増加して65 mg/m³となり赤潮が発生していた。伊勢湾の事例でも、降雨直後の栄養塩の増加とクロロフィルaの減少がみられ、出水後1週間で植物プランクトンのブルームが起こり栄養塩の枯渇が確認された。本研究の結果では、栄養塩の増減や植物プランクトンのブルームに関しては前述の例とほぼ同様であったが、降雨直後のクロロフィルaの減少はみられなかった。杉本ら²は塩分低下域とクロロフィルaの減少域がよく一致していることや、河口近傍での塩分とクロロフィルaの間に高い正の相関があることから、河川の影響が特に強い海域では、植物プランクトンの増減が捕食や増殖速度等に伴う生物学的な要因よりも、移流・拡散に伴う物理的な要因によって支配されている可能性を指摘している。本研究の調査時の降水量は10～30 mm程度であり塩分低下域でも塩分は25以上であった。一方、広島湾の例では降水量が調査前に337 mm降雨があり塩分が10以下まで低下していた。また、伊勢湾の例では出水後観測の直前1週間に降水量は101 mmあり、塩分は15以下まで低下していた。これらのことから、本研究の場合は降水量が少なかったため河川水の流入量も前述の2例と比べると少ないため、移流・拡散よりも植物プランクトンの増加を含め、水域内での循環がより強く反映されたのではないかと考えられた。

今回の渥美湾調査では降雨2日後に2009年、2010年ともに貧酸素水塊が縮小したが、その後再び拡大した。縮小については水塊の動きや鉛直混合の影響が考えられるが、拡大については表層でのクロロフィルタの増減や底層でのDIN、DIPの増加からみて有機物の分解による底層での酸素消費がより強く反映されたとみられる。2010年の測点1を例に挙げると、降雨2日後には溶存酸素飽和度68%(4.4 mg/L)まで回復し、降雨5日後には再び12.1%(0.8 mg/L)まで減少した。つまり3日間で3.6 mg/L減少したことになり、日換算すれば1.2 mg/L/dで減少したことになる。鈴木ら³は三河湾沿岸域においてDO濃度の連続観測を行い、DO濃度の急激な減少を捉え、その時の見かけの酸素消費速度を0.59 mg/L/dであると計算している。また、篤・藤原⁴はシミュレーションにより伊勢湾底層水の6月、9月の酸素消費速度をそれぞれ平均0.11 mg/L/d、0.08 mg/L/dと計算している。今回得られた酸素消費量の1.2 mg/L/dは三河湾の過去の例の2倍、伊勢湾の例の10倍以上である。酸素消費速度は水温と正の相関があると言われており、これはバクテリアの活性が高くなり有機物分解活性、すなわち消費速度が大きくなるためと考えられている。渥美湾は伊勢湾に比して浅く底
層水温も高い。さらに和久ら $ ^{5)} $ は、三河湾における浚渫窪地での観測により、膨大な有機物の沈降フラックスがもたらされることによって酸素消費速度が著しく増加することを報告している。測点1は降雨直後に赤潮が発生していた測点にも近く、赤潮が波及していた可能性があり、その場合表層で生産された大量の有機物粒子が底層に沈降、堆積し酸素消費速度を増加させたと考えられる。以上のことから、夏季の渥美湾の底層では、水温の高さと有機物供給の多さにより酸素消費速度が大きく、貧酸素水塊形成がすみやかに進むことが示唆された。本研究海域は1970年代の大規模な埋め立てにより1200 haの干潟・浅場が消失した海域であり、干潟・浅場の底生生物群集による懸濁物除去機能の喪失が底層への有機物供給増大に大きく影響していると考えられる。

## （２）河口および港内での定点観測調査

まず、観測点AおよびBでの連続観測結果について示す。図(2)-20はA点の底層（海底から2m上）における水温、塩分、D0濃度、水深の変化を示したものである。期間中（7月18日～9月30日）の底層D0の分布を見ると、D0濃度は無酸素状態から過飽和状態である8～10mg/Lまで急激な変化を示している。その急激な変化に対応するように底層の水温、塩分の両方で同じような変化が起きている。したがって、D0の急激な変化の要因は、密度（水温、塩分）の異なる水塊（底層水）が移動してきたか、もしくは塩分が低く水温が高い表層水との混合が行われたことを示唆している。

また、AおよびB点での連続観測データがほぼ同じ変化を示していたことから、南北方向には水塊構造の変化（水塊の移動）が小さいと考えられた。このことは、夏期の浅海域の水質の変化は東西方向への水塊移動の影響を大きく受けていることを示唆している。

断面的に水塊構造を見るために、定点観測によって得られる水温、塩分、海水密度（σT）、D0等のコンター図を作成した。断面としては、図(2)-21に示すSt.3～St.10、A～St.15、A～St.18の3つのラインの縦断を対象とした。D0濃度の空間的な分布を見るために、8月1日および8月22日のA～St.18ラインのコンター図を図(2)-22および図(2)-23に示す。8月1日のD0の図をみると、豊川河口部表層ではD0濃度が高く、港内では表層まで貧酸素水が広がっていることがわかるが、これは夏期には比較的頻繁に見られる水塊構造である。一方、8月22日には港内での貧酸素化が一層進み、豊川河口付近（六条潟前面）まで張り出していることがわかる。この状態が港湾の貧酸素水塊の移動によって形成されたものであるかどうかは未解明であるが、港湾内に形成された大規模

図(2)-20 A点での底層における連続観測結果（水温、塩分、DO、水位）
な貧酸素水塊が周辺海域に影響を及ぼしていることは否定できない。

図(2)-24～図(2)-27は、定点観測による表層（海面下1m）と底層（水底上1m）のDIN、DIP、N03-N、NH4の変化を示したものである。図中には、豊川河口に位置するSt.3、最も沖合のSt.10、港内のSt.12、港奥のSt.15およびSt.18での値をプロットしてある。これらの図より、港内部は港外部に比べて栄養塩濃度が全体的に高くなっていることがわかる。特に、貧酸素水塊が表層にまで広がっている8月1日および8月後半には表層でも非常に大きな栄養塩濃度が現れている。これは、港内における鉛直混合によることが考えられる。

図(2)-21 コンターを作成した断面のライン

図(2)-28および図(2)-29は観測期間中の表層と底層のDINとDIPを観測点ごとに平均をとって示したものである。これらの図からも、港内側の観測点（St.12-18）では全体的に栄養塩濃度が高くなっていることがわかる。特に、港内側では表層で高い濃度を示していることが確認できる。これは、港奥部が汐川および梅田川の河口部に位置することが大きな理由であると思われるが、港内の貧酸素化に関連して底層で栄養塩の溶出が進み、それが鉛直混合により表層に輸送されることも大きく寄与しているものと考えられる。

図(2)-22 A～St. 18ラインのコンター（8月1日）

左上：水温（℃）、右上：塩分、左下： $ \sigma $ T、右下：DO（mg/L）
図(2)-23 A～St.18ラインのコンター（8月22日）

左上：水温 $ (^\circ C) $ 、右上：塩分、左下： $ \sigma $ T、右下：DO(mg/L)

図(2)-24 定点観測におけるDIPの変化（左：表層、右：底層）

図(2)-25 定点観測におけるDINの変化（左：表層、右：底層）
図(2)-26 定点観測における $ NO_{3}^{-}-N $ の変化（左：表層、右：底層）

図(2)-27 定点観測における $ NH_{4} $ の変化（左：表層、右：底層）

図(2)-28 DINとDIPの表層と底層における平均値の地点別変化

図(2)-29 $ NH_{4} $ と $ NO_{3}^{-}-N $ の表層と底層における平均値の地点別変化
## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

本研究では、降雨に伴う出水による栄養塩の供給、プランクトンの増殖、底層の貧酸素化現象を時系列的にとらえることができた。また、河川が流入する港湾域の貧酸素水塊と栄養塩濃度の状態を明らかにした。内湾に流入する河川の河口部に広がる浅海域は、湾全体の生物生産や物質循環において非常に重要な役割を担っているが、河川からの間欠的な淡水流入の影響や沖合の底層貧酸素水塊の影響によって時間的・空間的に環境変化が大きく、その実態把握が難しい。本研究は、生態系にとって貴重な港湾域を含めた湾奥部浅海域を適切に保全するために必要な科学的データの取得、現象の解明において意義のあるものである。

## （２）環境政策への貢献

三河湾内の豊川河口域は、干潟の保全、アサリ漁場の確保、水質浄化機能の維持、港湾開発との両立など、近年の内湾環境問題を代表するいくつかの課題を有しており、市民の関心も高く、環境省をはじめ、国土交通省や水産庁も政策的に注目している海域である。なかでも、干潟・浅海域の生産性に関わる河口域の栄養塩動態を明らかにすることや、隣接する港湾域の影響を明らかにすることは今後も研究を推進すべき重要な課題であり、本研究の成果は今後の政策課題解決に活かせるものである。

### 6. 国際共同研究等の状況

特に記載すべき事項はない。

## 7 ．研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

## <論文（査読有り）>

1) 陸眞姬、青木伸一、井上隆信、杉山佳幸: 土木学会論文集B2 (海岸工学), Vol. 66, No. 1, 361-365 (2010)

「エスチュアリー循環による河口浅海域への栄養塩輸送に関する研究」

2) 青木伸一、矢部泰貴、Syamsidik、陸真姬、井上隆信：土木学会論文集B2（海岸工学），Vol. 67，No. 2, I_356 - I_360（2011）

「内湾河口部浅海域の夏期の水塊構造と流れの特性」

3) Yuk J.H. and S. Aoki: Proc. of the 34th IAHR World Congress, 1165 - 1171 (2011)

"Estuarine circulation and associated material transport in shallow waters around a river mouth"

4) 田中康平、青木伸一、Ernawaty Rasul、井上隆信：土木学会論文集B2（海岸工学），Vol. 68, No. 2 （採択済）（2012）

「三河湾奥での貧酸素水塊の発達特性と港湾域の影響について」

## くその他誌上発表>

1) 柘植朝太郎、大橋昭彦、山田智、岩田靖宏、石田基雄: 愛知県水産試験場研究報告第17号 (2012)

「三河湾東部、渥美湾における赤潮および貧酸素水塊形成に及ぼす降雨に伴う河川水流入の影響」
## （2） 口頭発表（学会等）

1）矢部泰貴、青木伸一：平成22年度土木学会中部支部研究発表会（2011）「豊川河口沖の水塊構造に関する研究」

2) Ernawaty RASUL, Takanobu INOUE, Shinichi AOKI, Kuriko YOKOTA, The 46^{th} annual Conference of Japan Society on Water Environment (2012)

## 3 ）田中康平、青木伸一、Ernawaty Rasul：平成22年度土木学会中部支部研究発表会（2012）

「三河湾湾奥部での貧酸素水塊の挙動に関する研究」

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項はない。

## （４）シンポジウム、セミナーの開催（主催のもの）

特に記載すべき事項はない。

## （５）マスコミ等への公表・報道等

特に記載すべき事項はない。

## （6） その他

特に記載すべき事項はない。

### 8 \. 引用文献

1) Fisher, T.R., Peele, E.R., Ammerman, J.W. and Harding, L.: Nutrient limitation of phytoplankton in Chesapeake Bay. Mar. Ecol. Prog. Ser., 82, 51-63, 1992

2）杉本亮・笠井亮秀・山尾理・藤原建紀・木村琢磨：伊勢湾における河川流量の変動に伴う懸濁態有機物の変化，水産海洋研究，68(3)，142-150，2004

3）鈴木輝明・青山裕晃・甲斐正信・今尾和正：底層の貧酸素化が内湾浅海底生生物群集の変化に及ぼす影響，海の研究，7(4)，233-236，1998

4) 筥茂穂・藤原建紀: 伊勢湾の栄養塩動態: 非保存的変化の季節変動, 海の研究, 16(6), 437-453, 2007

5）和久光靖・橋口晴穂・栗田貴代・金子健司・宮向智興・青山裕晃・向井良吉・石田基雄・鈴木輝明：三河湾の浚渫窪地における粒子状物質の特異的な集積機構，海の研究，20（1），1-17，2011
# (3) アマモ場・アサリ漁場の水質浄化機能の解明に関する研究

(独)水産総合研究センター

水産工学研究所 水産土木工学部 生物環境グループ 森口 朗彦

平成21～23年度累計予算額：7，257千円（うち、平成23年度予算額：2，321千円）予算額は、間接経費を含む。

[要旨] 渥美湾において、栄養塩浄化機能を発揮する二大要素はアマモ場とアサリ漁場であり、その正確な評価が貧酸素水塊発生予測手法の精度を向上させる。またアマモ場とアサリ漁場の造成・拡大が海域の栄養塩浄化機能を強化し、貧酸素水塊発生抑制対策となる。特にアマモ場に関しては、三河湾における調査・研究事例は少なく、評価が困難であった。本研究では、渥美湾に形成された天然アマモ場において生息状況等の観察調査を行い、アマモの生活史を把握することで、アマモ場が栄養塩浄化に寄与することを確認した。また、物理環境の観測調査を行うことで、形成阻害要因を明らかにした。これら新たな知見と既往の知見を整理・検討することで、水質浄化機能発生予測手法の高度化とアマモ場・アサリ漁場の造成・拡大による貧酸素水塊生抑制対策の検討に資する情報を提供した。

## [キーワード] アマモ場、アサリ漁場、三河湾、栄養塩、形成阻害要因、造成

### 1. はじめに

河川から流入した栄養塩を吸収するのは光合成を行う植物であるが、三河湾では海水中を浮遊する植物プランクトンと沿岸海底に着生する海草類であるアマモ（Zostera marina）がその役を担っていると考えられる。植物プランクトンが栄養塩を吸収することで増殖し、大量発生すると貧酸素水塊の発生を誘引するが、海底に埋生するアサリ（R. philippinarus）を主体とする二枚貝類が餌料として吸収する。すなわちアマモおよびアサリは三河湾において栄養塩を海水中から海底に固定する働き、換言すれば水質浄化機能を発揮する二大要素であり、その正確な評価が貧酸素水塊発生予測手法の精度を向上させることは明らかである。また、アマモ草体の群落であるアマモ場は「海のゆりかご」とも称されるように、海域の生物多様性を保全する環境資源であり、水産資源増殖の取組の一環として、造成・拡大が図られている。アサリは言うまでもなく三河湾における主要水産物である。その漁獲を行うアサリ漁場は貴重な水産基盤であり、古くから維持・拡大の取組が行われている。これらアマモ場・アサリ漁場の拡大の取組は三河湾の栄養塩浄化機能を増強するという側面もあり、貧酸素水塊発生抑制対策となることから、こちらの視点からの評価も必要である。

## 2 ．研究開発目的

研究対象海域である渥美湾に形成されているアマモ場およびアサリ漁場の現時点における分布
特性を把握することで、栄養塩浄化機能への寄与を明らかにし、貧酸素水塊発生予測手法の精度向上を計るとともに、形成阻害要因を把握し、場の拡大・造成の可能性を示唆することで、貧酸素水塊発生抑制対策の構築の取組に資する。

## 3 ．研究開発方法

## （１）三河湾におけるアマモ・アサリの生活史および現存量の把握

三河湾におけるアマモおよびアサリの生活史および現存量に関する調査研究資料を収集し、既往知見の整理を行った。明確にならなかった情報に関し、現地観察調査を実施した。調査は湾全域を対象とするのは困難なことから、三河湾における代表的な地点を調査地点として設定し、主に潜水観察調査により生息状況とその時間的な変動について把握した。

## （２）形成阻害要因の解明

三河湾におけるアマモ場およびアサリ漁場の形成阻害要因に関する調査研究資料を収集し、既往知見の整理を行った。明確にならなかった情報に関し、現地観測調査を実施した。調査は1）と同地点において、物理環境観測機器により場の状況を把握した。必要に応じ、機器を観測地点に設置して1点の情報を長期間取得する連続観測調査と、船上から機器を投入して広範囲に情報を取得する移動観測調査を行った。

## （３）水質浄化機能と強化の可能性の示唆

三河湾におけるアマモ場およびアサリ漁場の水質浄化機能およびこれを拡大・強化する造成技術と事例について整理を行った。これらの情報を元に渥美湾における拡大の可能性について検討した。手法としてはGIS（地理情報システム）に既往知見を載せ、地形情報と現状の利用状況を可視的に比較対比し、また既往造成技術の適用範囲および経済正当を考慮し、現状でも比較的実現可能な造成範囲について示唆した。

## 4 ．結果及び考察

## （１）三河湾におけるアマモ・アサリの生活史および現存量の把握

1) 既往資料および調査実施事項の整理

1) 既往資料および調査美施事項の整理

アマモは顕花植物であり、花枝に種子を形成して散布し、群落の拡大を図る。この再生産過程は有性生殖過程と呼ばれ、種子から出芽し形成した草体を実生株と称する。同時にアマモは地下茎を分枝し、底質上を匍うように伸張して、その地下茎より別の草体を形成する。この再生産過程は無性生殖過程と呼ばれ、この草体は栄養株と称される。これら一連のアマモの生活史は、神奈川県の小田和湾における詳細な調査報告がある¹（図(3)-1）。これによると、無性生殖過程においては12月まで種子は休眠、1月か

図(3)-1 アマモ生活史の一例 $ ^{1)} $
ら2月にかけて出芽し、実生株は成長を開始する。その後、地下茎を伸長により株数を増やすことでアマモ場を形成するが、3月から6月にかけて種子を内包する花枝を形成、その後、草体および花枝は枯死し、6月から12月の間は、放出された種子の形で休眠期に入る。無性生殖過程においては、10月から2月にかけて地下茎が分枝し、栄養株の成長が始まり、2月から6月にかけては有性生殖同様の過程でアマモ場が形成されるが、7月から9月にかけて草体の長さ（葉丈長）が小さくなり株数が減少する衰退期に入る。ただし、アマモ場としての外観は維持される。アマモ場を維持する機構として、一般に有性生殖・無性生殖の一方の過程が顕在化する。有性生殖過程により維持されるアマモ場は、年に一度アマモ場が消失することから「単年生アマモ場」と呼ばれる。無性生殖過程により維持されるアマモ場は、通年草体が観察されることから「多年生アマモ場」と呼ばれる。

著者らが瀬戸内海で観察調査した事例では、岡山県備前市日生湾内アマモ場では単年生、山口県周防大島町逗子ケ浜地先アマモ場では多年生を呈していた（図(3)-2、図(3)-3）。地形的な特徴として、日生地先は湾奥で閉鎖性が高く、逗子ケ浜地先では開いた海岸で開放性が高い。また逗子ケ浜地先アマモ場では、8月中アマモ場は維持され、衰退期は9月以降となる場合が多かった $ ^{2} $ 。

図(3)-2 日生湾地形図

図(3)-3 逗子ケ浜地形図

海域におけるアマモ場による貧酸素水塊発生の抑制機能の評価に際し、単年生か多年生か、衰退期がいつ始まるかは重要な要因となる。貧酸素水塊が多発する夏季にアマモ場が残存していなければ、栄養塩を吸収し貧酸素水塊の発生を抑制する機能が発揮されない。三河湾におけるアマモの生活史に関する調査資料は把握できなかった。唯一、三河湾アマモ場の光合成特性を調べた資料³の考察の部分に、「1年生（著者注：単年生）の特徴が強く」との既述があった。調査は2000年から2001年に行われていた。三河湾におけるアマモの現存量については、上述の資料³に既述があったが、2000年および2001年の情報であり、アマモ場の形成状況は経年的に大きく変化する²。

アサリの生活史に関しては多くの調査研究が行われており、その有用な情報は行政機関の行う増殖場造成計画の指針として取りまとめられている⁴)。三河湾は我が国有数のアサリ生産地であることから、調査研究も多く三河湾が対象となっている。これによると、アサリは海水中に放卵・
放精して受精する。受精後、ふ化した幼生は2週間程度の浮遊期を経て海底に着底して稚貝となる。寿命は5年以上とも言われるが、三河湾では1年あまりで殻長30mmに成長し、大部分は漁獲される。三河湾における産卵期は4～11月と長く、また漁獲を目的として稚貝過密域からの稚貝の移送、散布も行われていることから、貧酸素水塊発生による大量斃死などが生じなければ、アサリは年間を通じて安定して分布していると考えられる。近年の現存量に関する資料は、三河湾西部におけるものではあるが詳細な調査資料がある $ ^{5} $ 。

以上より、本研究課題においては、アマモの生活史と現存量を推定するための現地調査を実施することとした。

## 2 ) 調査結果と考察

調査対象海域は、調査事例 $ ^{3)} $ のある三谷漁港地先天然アマモ場（以降、「三谷アマモ場」）周辺とした。当該アマモ場は渥美湾北岸近傍に位置し（図(3)-4、図(3)-5）、海岸線にほぼ並行に2基設置された消波堤うち、西側の1基の背後域に形成される。聞き取り等により、アマモ場が形成されると予想される範囲の内部に消波堤背後域調査地点を、同水深帯のアマモ場外部に消波堤間調査地点を設定し、この2地点を重点的に調査した。また、消波堤西側の開放域においては、海岸線にほぼ垂直に水深の異なる調査点を3点設定し、追加調査を行った。

調査時期は、2009年度、2010年度にはアマモの生活史を把握するため、冬季に実施した。この時期に栄養株が確認されると多年生、実生株が観察されると単年生との推定が可能となる。2011年度においては、アマモ場の貧酸素水塊発生の抑制に寄与するか、すなわち貧酸素水塊が多発する時期まで維持されるか、また分布密度や葉丈長がどの程度まで成長するかを把握するめ、夏季において調査を実施し、冬季においても維

図3-4 調査対象海域位置図

図(3)-5 調査対象海域地形図と調査地点
持状況についての追加調査を行った。

調査方法は、主にスキューバ装置を用いた潜水観察によった。また、アマモ場の形成範囲を広域に確認するため、海面からの視認調査および音響探査機による間接的な調査も併用した。

2009年度第1回目の観察調査は2009年12月8日に実施した。消波堤背後は、水深2.2m、底質は砂と貝殻で形成されていた。アマモの被度は約75%であった（写真(3)-1）。また、アオサ（被度5%）、オゴノリ（被度1%）が観察された。アサリの生息も観察された。消波堤間調査地点は、水深2.3mと消波堤背後調査地点とほぼ同等であり、底質も同じく砂と貝殻で形成されていた。アマモは、ごく短小な株がわずかに見られた程度であった。アマモの地下茎の存在は確認されなかった。アオサ（被度20%）、シオグサ属（ハネモ）（被度1%）、オゴノリ（被度30%）が観察された。

第2回目の観察調査は2009年12月26日に実施した。消波堤背後調査地点は、水深2.4m、底質は砂と貝殻で第1回調査時点と大きな変化はなかった。アマモの被度も約75％と前回と同様であったが、栄養株と実生株が確認された（写真(3)-2）。また、アオサ（被度5%）、オゴノリ（被度1%）が見られる。アサリの生息も観察された。消波堤間地点は、水深2.4mと消波堤背後調査地点とほぼ同等であり、底質も同じく砂と貝殻で形成されていた。アマモは被度5％未満であったが、前回観察時点よりは増加しており、30cm四方程度の小群落が点在していた。アオサ（被度5%）、シオグサ属（ハネモ）（被度1%）、オゴノリ（被度20%）が観察された。消波堤背後調査地点より少ないがアサリも観察された（写真(3)-3）。

第3回目の観察調査は2010年2月10日に実施した。消波堤背後調査地点は、水深2.2m、底質は砂と貝殻で前回調査時点と大きな変化は

写真(3)-1 消波堤背後調査地点のアマモ生育状況

写真(3)-2 消波堤背後調査地点の アマモ生育状況 (2009年12月26日)

写真(3)-3 消波堤間調査地点の 海底面の状況 (2009年12月26日)
なかった。アマモの被度は約70％と前回よりも若干ではあるが減少していたが、葉長は前回よりも成長していた（写真(3)-4）。また、アオサ（被度5%）、オゴノリ（被度1%）が観察された。珪藻由来の赤潮の層が観察された。消波堤間調査地点は、水深3.2mと、前回調査時点とは異なり三谷内より1m深くなっていた。底質は同じく砂と貝殻で形成されていた。アマモ等の生物に関しては、前回調査時点と変化は認められなかったが、近くで底質改良工事が実施されており、濁りが発生していた。

2010年度第1回目の調査は11月13日に実施した。消波堤背後調査地点においては、水深2.2mであり、底質は砂と貝殻で前年度調査時点と大きな変化はなかった。昨年度多量に観察された栄養株は全く確認されなかった。アマモは実生株が点在するのみで、被度<1%と判断された（写真(3)-5）。平均的な葉長は約60mmであり、数本採取し実生株であることを確認した（写真(3)-6）。消波堤間調査地点においては、水深3.1mであり、前年度最終観察時と同様、消波堤背後地点より1m程度深い状況であった。アマモは、視界の範囲に5本程度が確認できるのみで、被度<0.1%と判断された（写真(3)-7）。

写真(3)-6 消波堤背後調査地点の アマモ実生株 (2010年11月13日)

写真(3)-4 消波堤背後調査地点のアマモ生育状況

(2010年2月10日)

写真(3)-5 消波堤背後調査地点の アマモ生育状況 (2010年11月13日)

写真(3)-7 消波堤間背後調査地点の 海底面の状況 (2010年11月13日)
2回目の調査は2010年12月17日に実施したが、消波堤背後調査地点、消波堤間調査地点ともに状況に大きな変化は見られなかった。ただし、開放域岸調査地点付近において、比較的密度の高い実生株の群落を確認した（写真(3)-8）。

3回目の調査は2011年2月14日に実施したが、消波堤背後調査地点、消波堤間調査地点ともに状況に大きな変化は見られなかった。前回、開放域岸調査地点付近において観察された比較的密度の高い実生株の群落の被度が約50%であることを確認した。

2011年度夏季における調査は6月から8月にかけて3回実施した。消長に関する観察調査結果を図(3)-6に示した。海表面上からの目視観察により被度および分布域を概観し、図化した。目視において被度50％以上と判断される範囲を密生区、1％以上を疎生区とした。また各調査点において、アマモの被度を計測した結果を表(3)-1に示した。アマモ場は6月末までは西消波堤背後から三谷漁港東側の開放域にかけて密生していたが、その後、7月から8月にかけて消波堤背後域では急激に衰退したが、開放域では8月末まで濃密な群落が維持された。

アマモによる栄養塩吸収機能を把握するためには、アマモの生育状況を目視による被度ではなく単位面積当たりの株数と平均の葉丈長を求める必要がある。消波堤背後域調査地点では6月27日と7月27日の2回、開放域岸調査地点では2月27日に計測したが、消波堤背後域において6月計測時は株密度152株/m²、平均葉

写真(3)-8 開放域岸調査地点で確認された 比較的密度の高い実生株群落 (2011年12月17日)

図(3)-6 2011年度三谷漁港地先アマモ場消長観察結果

表(3)-1 各調查地点被度

調查地点／月日	2011/2/14	6月27日	7月27日	8月30日
消波堤背後	<1%(実生株)	40%	1%	1%
開放域岸	50%(実生株)	—	75%	75%
開放域中央	—	—	50%	—
開放域沖	—	—	90%	—

注）－は調査未実施
表(3)-2 アマモ生育状況

調查地点	消波堤背後	消波堤背後	開放域岸
調查日時	6月27日	7月27日	7月27日
被度(%)	40	1	75
株密度(shoots/m²)	152	20	196
平均葉丈長(mm)	880	400	448

丈長880mmであったのに対し、7月計測時は衰退し、20株/m²、400mmとなっていた。開放域岸では7月計測時まで株密度は維持され、196株/m²であったが、葉丈長は448mmと消波堤背後域と同程度となっていた（表(3)-2）。

2012年2月27日には、冬季におけるアマモの残存状況を確認する調査を行った。音響探査機器であるサイドスキャンソナー（LOWRANCE 社製 Structure Scan）を用いてアマモ場の位置を特定し、吊り下げ型水中カメラ（葵ソニック社製 CA-18）により海底面の状態を動画として記録した。天候の影響で開放域周辺のみの調査となったが、アマモは栄養株として広い範囲に残存していた（写真(3)-8）。また、開放域沖調査地点の皿に沖側にもアマモが分布している状況を確認した。

写真(3)-9 開放域岸調査地点で確認された 栄養株群落 (2012年2月27日)

以上の結果をもってアマモの生活史について検討するには調査期間が短いことは明白である。しかしながら当該海域を漁場とする漁業者からの聞き取り等も情報も加えると、基本的には多年生の生活史を呈すると考えて良いと思われる。2010年度冬季の急激な衰退は、同年度夏季が記録的猛暑であったことが影響している可能性も考えられ、環境条件によっては単年生の生活史となると予想される。前述の岡山県と山口県における比較でも示したように、地形的に閉鎖性が高く、夏季において海水の濁り等により光合成活動が阻害されるなど生存条件が厳しい海域においてアマモは単年生の生活史を呈し、逆に開放性が高い海域では多年生を呈すると考えられる。三河湾は、近年養殖ノリの色落ち対策の調査が実施されていることから推察されるように $ ^{5} $ 、年間を通じては栄養塩濃度が低下し、透明度が高くなってきているのであろう。2000年には同地点のアマモは単年生の特徴が大きいとの報告があることから $ ^{5} $ 、単年生から多年生への変遷の過渡期にあることの推察が可能である。ただし、ある海域において環境条件の変化によりアマモの生活史が遷移したという調査観察事例は確認できない。

冬季において栄養株が消失した場合でも、2011年度夏季に観察されたように、実生株から地下茎を伸長させ、その結果として濃密なアマモ場が急速に回復し、夏季においても場所によっては維持され、冬季には栄養株として残存する。夏季に維持される条件としては、2010年度の調査で
はその地点の開放性が高いこと、すなわち海水の交換が良好で、おそらくは海水の濁りによる光合成阻害が生じないことであると推察された。したがって、このような場所においてアマモ場は夏季においても維持され、栄養塩を吸収し、貧酸素水塊発生抑制に寄与するものと考えられる。寄与する草体量としては、2011年7月に開放域岸地点で計測された株密度96株/m²、葉丈長は448mmを最大値と取ることができる。

## （２）形成阻害要因の解明

## 1 ) 既往資料および調査実施事項の整理

アマモ場の形成阻害要因は、神奈川県の小田和湾 $ ^{1,6)} $ や瀬戸内海 $ ^{7,8)} $ において調査研究が行われている。これらによると、主なものは波浪等による底質の不安定化による流失および海水の濁りによる光量子不足や葉上への浮泥の堆積による光合成阻害、また常時ではないが植食性魚類による食害等が報告されている。一般に光合成阻害は内湾奥部のような閉鎖性の高い海域、底質の不安定化による流失は海水浴場として利用されているような開放性の高い海域で認められる。三河湾においてはアマモの光合成特性について検討した事例はあるが $ ^{3)} $ 、アマモの形成阻害要因の観点からの調査研究事例は見当たらない。

アサリ漁場の形成阻害要因、すなわち漁獲量の減少の要因は、松川ら $ ^{9)} $ により総括されている。これによると、1894年以前の形成阻害の基本となる要因としては、漁場の埋め立ておよび貧酸素水塊の発生にあるとしている。また、1984年以降においては、基本構造は変わっていないが、過剰な漁獲や気候変動、食害などの影響が明らかになったとしている。その全ての要因について三河湾においても言及されている。また、本研究全体の目的も、貧酸素水塊発生によるアサリの大量斃死の抑制であることから、三河湾におけるアサリ漁場の形成阻害要因は明らかであることが前提となっている。

したがって本研究課題においては、三河湾におけるアマモ場の形成阻害要因を明らかにするための現地調査を行うこととした。

## 2 ) 調査結果と考察

調査対象海域は前節と同様に三谷アマモ場とし、底質の不安定性の原因となる波浪・流動および光合成阻害の指標となる光量子量について観測機器を用いて計測した。

波浪等の観測は、消波堤間調査地点および消波堤背後調査地点で実施した。消波堤間調査地点では、アマモ場が形成されない原因を詳細に把握するため、波高・流速・水温が同時に計測できる多項目観測装置（アイオーテクニック社製WaveHunter04 WH-302）を専用の架台に取り付け海底面に設置した（写真(3)-10）。消波堤背後調査地点においては、場所によって大きく値の異なる波浪についてのみ、消波堤間調査地点と比較検討ができるよう、小型波高計（アレ

写真3-10 WaveHunter04 WH-302 設置状況
ツク電子社製 Compact-WH）を用い、海底面に打ち込んだ市販の単管パイプに単管パイプ用ジョイント金具を用いて海底に固定した（写真(3)-11）。波浪による底質の不安定性がアマモ場の形成に大きく影響する時期は、単年生アマモ場にあっては種子が着底して後、出芽し、未熟な地下茎で海底面に着生する実生株期であり、多年生アマモ場にあっては、衰退期を越え、地下茎の分枝、成長が始まる分枝期にあると考えられる。また草体がやや成長し、大きな流体力を受ける初期成長期も流失の可能性が大きい。したがって2009年度においては、種子出芽および地下茎分枝期として2009年12月の約1ヶ

写真3-11 Compact-WH 設置状況

月間と、初期成長期として2010年2月の約1ヶ月間、観測を行った。2010年度は、2009年度に種子出芽および地下茎分枝期として設定した12月に既に実生株および栄養株の初期成長が確認されたことから、開始時期を早め、かつ一部が重なるよう11月初旬から12月中旬までとした。また、消波堤背後域のみ、光量子量の調査と合わせ、伸張期から衰退期にあたる2011年6月下旬から8月下旬までの間に実施した。機器の設定は両観測機器とも同様で、2時間ごとに20分間、0.5秒間隔でデータを取得した。各観測が終了した時点で機器よりデータを回収し、各項目について解析した。

また、後述する底質の安定性の指標であるシールズ数を計算するため、およびアマモの生育環境の指標となることから、両調査地点において底質を採取し、組成を分析した。分析項目としては、粒度組成、土粒子密度、含水比、強熱減量、全炭素（TOC）、全窒素（TN）、全リン（TP）とした。

光量子に関する調査は、船上から計測機器を投入し、水深方向の光量子密度分布を把握する鉛直分布計測調査と、海底に観測機器を設置し、固定観測点において光量子密度を連続的に測定する連続観測調査の2つの手法を用いた。鉛直分布計測調査には光量子密度と水深を同時に測定する水深・光量子計（アレック電子社製 Compact-CTQ）を用いた。調査時期は、波浪の影響と比較するため、波浪観測調査を実施した2009年12月8日、2010年1月29日、2011年2月14日の3回とした。調査地点は、消波堤間調査地点および消波堤背後調査地点とした。

連続観測調査には、機器はワイパー付き光量子計（アレック電子社製 Compact-CQ）を用い、消波堤背後域調査地点において、センサー部が三谷アマモ場の最浅部と水深が一致するよう海底面より0.5m上部に設置した（写真(3)-12）。また、当該海域近隣に位置する愛知県水産試験場建屋屋上に光量子計（アレック電子社製 Compact-CTQ）を設置し、海表面に照射される

写真(3)-12 Compact-CQ(左)とCompact-WH(右) 設置状況
光量子密度を計測した。両機器とも2時間毎に2分間、0.5秒間隔でデータを取得した。調査期間は、海中の光量子密度については海水の濁りが大きいと予想される夏季の状況を把握するため、2011年6月下旬から8月下旬の間とした。また、海表面に照射される光量子密度については、使用機器の記憶容量等との関係から2011年6月下旬から7月下旬にかけてとした。

波浪等の観測結果および底質分析結果より、シールズ数を算定し、アマモ場の形成制限要因の指標とした。

シールズ数Ψとは、底質粒子が波や流れなどによって受ける底面せん断力に関する無次元数であり、次式により定義される。

$$ \Psi=\frac{1}{2}\frac{f\widehat{U}_{w}^{2}}{(s-1)gD} $$

ここで、f：摩擦係数、 $ \hat{U}_{w} $ ：波動流速の境界層外縁での最大値、s：底質の比重、g：重力加速度、D：底質の粒径である。

実際的な算定はいくつか提案されているが、丸山らが小田和湾のアマモ場において適用した手法を用いた $ ^{2} $ 。流れ単独の場合のシールズ数及び波単独の場合のシールズ数を個別に計算し、共存する場合のシールズ数は波のシールズ数の一周期平均と流れのシールズ数との合計としている。これはエネルギーレベルで同等の値とするための措置としている。具体的な計算方法は下記のとおりである。

① 流れ単独の場合のシールズ数Ψ

$$ \Psi=\frac{1}{2}\frac{u_{*}^{2}}{(s-1)gD} $$

$$ \frac{\mathrm{U}}{\mathrm{u}_{*}}=5.75\log_{10}\left(\frac{\mathrm{h}}{\mathrm{D}}\right) $$

ここで、U：平均流速を鉛直方向に平均した値、 $ u_{4} $ ：摩擦速度である。

② 波単独の場合のシールズ数Ψ_{m}およびその一周期平均Ψ_{m}

$$ \hat{\Psi}_{\mathbf{m}}=0.5\Psi_{\mathbf{m}} $$

$$ \Psi=\frac{1}{2}\frac{u_{*}^{2}}{(s-1)gD} $$
$$ \mathbf{u}_{*}=\sqrt{0.5\mathbf{f}_{w}\hat{\mathbf{u}}_{b}^{2}} $$

ここで、 $ f_{w} $ ：Jonssonの摩擦係数 $ ^{3)} $ 、 $ \hat{u}_{b} $ ：波の底面摩擦流速振幅である。

Jonssonの摩擦係数 $ f_{W} $ は次式で求められる。

$$ \frac{a_{bm}}{D}<1.57\quad のとき、 $$

$$ \mathbf{f}_{w}=0.30 $$

$$ \frac{a_{bm}}{D}\geq1.57\quad\mathrm{ のとき、} $$

$$ \frac{1}{4}\sqrt{\mathrm{f}_{w}}+\log_{10}\left(\frac{1}{4}\sqrt{\mathrm{f}_{w}}\right)=-0.08+\log_{10}\left(\frac{\mathrm{a}_{\mathrm{bm}}}{\mathrm{D}}\right) $$

$$ ただし、a_{bm}=\frac{H}{2\sin\left(kh\right)} $$

ここで、 $ a_{bm} $ ：底面における水粒子の最大軌道半径、H：波高、k：波数（= $ \frac{2\pi}{L} $ 、L：波長）である。

③ 波・流れ共存場の場合のシールズ数Ψ

$$ \Psi^{*}=\Psi+\bar{\Psi}_{m} $$

シールズ数は、値が大きいほど、底質の不安定であることを示すことから、波浪等の物理環境要因がアマモ場の形成の限界となっている場での限界値を示す指標として用いられている。丸山らは $ ^{6} $ 、造波水路を用いた室内実験を行い、アマモ地下茎が底質内より露出する深さまで底質が浸

食される条件として、シールズ数Ψ<0.08を示した。これは、実生株のように、アマモ草体が単独

で維持できる条件を示していると考えられる。一方、森口ら $ ^{8)} $ は実際にアマモ場内外における底質の浸食の状況を観測し、アマモがアマモ場として群落を形成している場合は、地下茎を底質上にシート状となるまで張り巡らせることで、自らが底質の安定化機能を発揮し、さらに厳しい条件下でもアマモ場の形成ははかられることを示した。このときの、アマモ場形成の限界値としてシ

一ルズ数Ψ<0.12を提示している。また、さらに波浪の厳しい海域においても、Ψ<0.27程度まで

は地下茎が礫等のアンカー材を保持することで維持される状況が確認されている。

波浪観測調査の結果、2009年度種子出芽および地下茎分枝期の観測（2009年12月）において、
最大有義波高を観測したのは、消波堤間調査地点では、12月19日であり、その値は有義波高0.37m、有義波周期4.8秒であった。消波堤背後調査地点においては、12月18日であり、その値は有義波高0.31m、有義波周期3.5秒であった（図(3)-7、図(3)-8）。波高は消波堤間調査地点の方が大きくなる傾向が認められたが、消波堤背後調査地点が大きい時間帯もあった。周期は消波堤間調査地点が常に大きい傾向を示した。平均流速は消波堤間のみの観測であるが、12月20日に0.11m/sが観測された（図(3)-9）。水温は約13℃から約8℃まで漸減していく傾向が確認された（図(3)-10）。

2009年度初期成長期の観測（2010年2月）においては、有義波高・有義波周期は出芽・成長期の観測よりも小さい結果となった。平均流速は信頼できるデータを得ることができなかった。

水温は約7℃から大きな変化は示さなかった。

2010年度種子出芽および地下茎分枝期（2010年11月）においては、有義波高・有義波周期、平均流速、2009年度種子出芽および地下茎分枝期の観測結果とほぼ同等であり、季節が早いことから水温が高く、約16℃から約11℃まで漸減していく他は、特に特徴的な傾向は見いだせなかった。

2011年度伸張期から衰退期

図(3)-7 有義波高観測結果（2009年12月）

図(3)-8 有義周期観測結果（2009年12月）

図(3)-9 平均流速観測結果（2009年12月）
(2011年6月下旬から8月下旬)においては、有義波高が最大0.68mを観測し、これまでの観測結果を大きく上回った（図(3)-11）。

2009年12月8日に消波堤間調査地点および消波堤間調査地点において採取した底質の粒度分析結果を図(3)-12に示した。参考値として過去において前述の岡山県日生湾内アマモ場、山口県周防大島町逗子ケ浜地先アマモ場において採取した底質、および2009年12月7日に図(3)-4に示した三河湾西部に位置する衣崎漁港地先に形成された天然アマモ場（以降、「衣崎アマモ場」）のアマモ場内外で採取した底質について示した。なお、衣崎アマモ場は三谷アマモ場とは異なり、近隣に海岸構造物等はない。消波堤背後および衣崎アマモ場の底質は、全体として逗子ケ浜地先より粒度は小さく、日生湾内より大きいが、逗子ケ浜に近かった。分布も逗子ケ浜に近い傾向を示した。消波堤間調査地点の底質のみ、逗子ケ浜よりやや大きく、均一性の低い分布を示した。

底質の組成分析結果を表(3)-3に示した。中央粒径、密度、含水比、強熱減量およびTCの各項目で、三河湾の底質は逗子ケ浜と同等か、あるいは日生と逗子ケ浜の間で逗子ケ浜に近い値を示した。TNとTPに関しては日生および逗子ケ浜より小さく、特にTNでは日生に比し

図(3)-10 水温観測結果（2009年12月）

図3-11 有義波高観測結果

(消波堤背後調查地点 2011年6月下旬～8月下旬)

図3-12 底質粒度分布分析結果
表(3)-3 底質組成分析結果

区分	单位	消波堤間	消波堤背後	(参考)
衣崎外	衣崎内	日生	厨子ヶ浜
中央粒径	mm	0.388	0.232	0.169	0.169	0.005	0.375
密度	g/cm³	2.69	2.69	2.68	2.69	2.51	2.68
含水比	%	24.7	31.2	31.7	27.2	177.9	37.8
強熱減量	%	1.7	1.7	1.3	1.5	10.7	1.3
TC	mg/g.dry	3.3	2.7	2.8	3.0	8.9	1.4
TN	mg/g.dry	0.60	0.54	0.51	0.53	22.02	2.40
TP	mg/g.dry	0.13	0.13	0.16	0.17	0.45	0.22
N/P 比	4.62	4.15	3.19	3.12	48.46	10.71
N/C 比	0.18	0.20	0.18	0.18	2.48	1.74
P/C 比	0.039	0.048	0.057	0.057	0.051	0.162

て小さい逗子ケ浜の値の20%程度であった。このため、一般に適正值が10程度とされるN/P比が三河湾の底質では3.12から4.62となっており、窒素成分の低い底質であることがわかる。

有義波高およびシールズ数の各観測期間における最大値と、発生時の有義周期および平均水深を表(3)-4に示した。なおシールズ数に関しては、消波堤間観測地点の観測結果において流れに起因する値の寄与が著しく小さかったこと、および既往のアマモ場におけるシールズ数算定結果においても流れに起因する値の寄与が小さいことが示されていることから $ ^{8} $ 、波浪に起因する値を示した。冬季におけるシールズ数の値は、2009年度に生じた0.08が最大で、アマモが草体単独で維持される限界値に達している。2011年度夏季に生じた0.22の値は、密生することで着底基質を安定化させ群落を維持する0.12を上回り、地下茎が礫等のアンカー材を保持することで維持する0.27に近い。

表(3)-4 観測期間内最大有義波高およびシールズ数

調査地点	観測期間	最大有義波高(m)	有義波周期(s)	平均水深(m)	最大シールズ数(-)
消波堤間	2009年度冬季	0.37	4.8	2.5	0.08
2010年度冬季	0.45	3.9	2.8	0.01
消波堤背後	2009年度冬季	0.30	3.5	2.5	0.03
2010年度冬季	0.19	3.3	2.0	0.02
2011年度夏季	0.68	3.8	2.1	0.23
(参考)衣崎外	2009年度冬季	0.54	3.9	2.4	0.08
2010年度冬季	0.84	4.4	2.0	0.22
(参考)衣崎内	2009年度冬季	0.30	3.8	2.6	0.10
2010年度冬季	0.97	4.5	2.4	0.30
光量子鉛直分布計測調査で得られた値より、各水深における光量子密度を調査開始時に海表面直上で計測した光量子密度で除した光量子透過率を求め、各調査の結果を図(3)-13から図(3)-15に示した。比較のため、参考値としてほぼ同時期に計測した衣崎アマモ場内外の値、および過去において計測した逗子ケ浜および日生湾内で夏季において計測した値を示した。2009年12月8日においては、消波堤間調査地点では逗子ケ浜および日生の中間程度の値、消波堤背後調査地点では海底面付近で逗子ケ浜より大きい光量子透過率を示していたが、2010年1月29日には両地点ともに日生と同程度か

それ以上に光量子透過率は低下していた。2011年2月14日においても光量子透過率は日生とほぼ同等であった。同じ三河湾内の衣崎アマモ場の値と比較すると、2009年12月8日において衣崎量調査地点は逗子ケ浜と日生の値のほぼ中間で、消波堤間調査地点とほぼ同様の傾向を示した。一方、2010年1月29日においては消波堤間調査地点、消波堤背後調査地点ともに光量子透過率が低下したのに対し、衣崎量調査地点ともに光量子透過率は上昇しており、異なった傾向を示した。2011年2月14日においては、4地点ともに逗子ケ浜と日生の中間程度の値となっており、ほぼ同様の傾向を示した。

図(3)-13 光量子透過率鉛直分布計測結果 (2009年12月8日)

図(3)-14 光量子透過率鉛直分布計測結果 (2010年1月29日)
2011年6月28日から8月30日の間に消波堤背後調査地点において実施した光量子連続観測調査において得られたデータより、観測期間内毎正午の値を図(3)-16に示した。7月下旬および8月下旬の2回、光量密度が比較的長期間低下する状況が認められた。同データを海表面に照射する光量子密度で除した透過率を図(3)-17に示した。海表面に照射する光量子の観測データは6月28日から7月29日までのみであるので、図(3)-16と図(3)-17の時系列間隔は一致しないが、海中の光量子密度の減少時期と光量子透過率の低下時期は一致している。このことから海中の光量子密度の減少が、曇天等による日射量の低下ではなく、海水の濁り等による光量子の透過阻害が原因であることがわかる。さらに同データより、観測期間内各日におけるアマモ飽和光量以上照射時間を図(3)-18に示した。玉置ら $ ^{10)} $ に準じ、アマモ飽和光量子密度は100 $ \mu $ mol/m $ ^{2} $ /sおよび300 $ \mu $ mol/m $ ^{2} $ /sとした。また、アマモの維持・成長に必要な1日の必要照射時間について3時間としているが、今回の観測が2時間毎であったことから、4時間を目安とした。その結果、観測開始から7月中旬までは、おおむね必要な光量があったが、7月中～下旬にかけて光量は低下し、飽和光量子密度を300 $ \mu $ mol/m $ ^{2} $ /sとした場合では10日間、必要な光量が得られていなかったと推察される。その後、8

図(3)-15 光量子透過率鉛直分布計測結果 (2011年2月14日)

図(3)-16 毎正午の光量子密度(2011年6月28日～8月30日)

図(3)-17 毎正午の光量子透過率(2011年6月28日～7月29日)