Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
月上から中旬にかけて光量は増加したが、8月下旬には再度の低下が観測された。なお、この観測値は海水中の値であり、玉置ら $ ^{10)} $ が指摘するように、葉上に堆積した浮泥による光量子透過阻害を考慮したアマモ葉直上に直接照射されるものではない。

以上の結果より、三谷アマモ場における形成阻害要因について考察する。まず波浪に関しては、最大シールズ数が0.23を記録し、アマモ場の形成には厳しい環境条件

図(3)-18 各日における飽和光量子以上照射時間（2011年6月28日～7月29日）

であることは明らかである。ただし最大シールズ数が認められたのは夏季における観測であり、前述によりにアマモ場の形成に波浪が大きく影響するのは、種子出芽および地下茎分枝期である冬季である。しかしながら、内湾における波浪の発達条件が風速と吹送距離、すなわち地形条件であることを勘案すると、最大シールズ数を生じた波浪と同等のものが冬季にも発生する確率は高い。観測期間が限られていたことから、観測期間外に大きな波浪が発生した可能性も考えられる。したがって三谷アマモ場においては、波浪が形成阻害要因のひとつであり、それが消波堤により軽減され、その背後にアマモ場が維持されていると考えられる。アマモの残存機構は、シールズ数値より瀬戸内海鳴門市地先に形成されたアマモ場で観察されたように $ ^{11} $ 、地下茎を何らかのアンカー材に絡ませているものと考えられる。参考として示した衣崎アマモ場においても最大シールズ数が0.3と非常に大きいにもかかわらずアマモ場は維持されていたことから、その残存機構は三谷アマモ場と同様であり、地域特性があるものと推察される。おそらく、アンカー材としては三河湾の主要水産物であるアサリ等の埋在性二枚貝類が寄与しているものと予想されるが、断定はできない。

海水の濁りに関しては、2011年夏季に消波堤背後海域で急激な衰退が認められたこと、同時期に同地点で海水の濁りによりアマモの光合成を行うに十分な光量が到達しなかったと考えられる期間が比較的長期に続いたことから、夏季における形成阻害要因となっていたと考えられる。しかしながら、近隣の開放域ではアマモ場は維持されていたことから、この海水の濁りよう光合成阻害を要因としたアマモ場の急激な衰退は、局所的な現象であったと推察される。すなわち消波堤背後域は閉鎖性が高く外海との海水交換が小さいことから、海水の濁りが停滞し、この状況が当該箇所のアマモ場の衰退を招いたのであろう。したがって、開放性の高い海域であれば形成された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。

なお、冬季においても比較的低い状況が観察されたことから、光合成阻害がこの時期の形成阻害要因として否定できない。明らかにするには2011年度夏季に実施した調査と同等のものが必要であるが、漁業者等からの聞き取りでは、冬季において海水の濁った状態は夏季ほど長期化しないとの情報もあり、現時点では波浪ほど大きく影響しないと考えている。
## （３）水質浄化機能と強化の可能性の示唆

## 1 ) 既往資料および調査実施事項の整理

三河湾における栄養塩収支を取り扱った研究事例では $ ^{12} $ 、アマモ場の影響は考慮されておらず、またアサリの分布も一様としている。精度向上を図るためには、アマモおよびアサリの分布を把握するとともに、アマモ場・アサリ漁場の拡大の可能性を考察していく必要がある。

三河湾のアマモ場面積は、1978年から1990年にかけて約20％減少しているとの報告がある $ ^{13} $ 。さらに1955年頃までは沿岸の至る所にアマモ場は存在したが、1969年中頃から始まった埋め立て等によりその大部分が消失したとの記述も見られる $ ^{14} $ 。

アサリ漁場が減少したもっとも大きな要因は、既に整理したように $ ^{9)} $ 生息に適した水深帯の海域における埋め立て行為である。本研究で対象海域としている渥美湾においては、1967年から1996年の間に1,785haの海域が埋め立てられている $ ^{15)} $ 。

アマモは、顕花植物の一種であり、直接栄養塩を吸収し光合成により草体を形成し、時期が来ると草体の大部分は枯死し、流失する。アサリは、餌料としてプランクトンを濾過食することで間接的に海水中より栄養塩を吸収し、漁獲されることで海域外へと除去される。アマモによる光合成のための栄養塩の吸収およびアサリによるプランクトン濾過食による間接的な栄養塩の吸収は、海水あるいは海底質から一時的に栄養塩を除去する。この作用は一般に速度で表され、たとえばアマモ一個体当たりのアンモニア態窒素、硝酸態窒素、リン酸態リンの吸収速度として、それぞれ26.6、33.1、4.1μM dry-wt $ ^{-1} $ day $ ^{-1} $ との報告がある $ ^{16)} $ 。なお、アマモは底質内部に地下茎を有する。この地下茎による底質からの栄養塩吸収速度は明らかになっていない。また、枯死したアマモは流れ藻となって海流等の外力により移送される。これらのうち大部分は、陸上に打ち上げられるか深部へと流失すると予想され、海域への栄養塩の再負荷は小さいものと考えることができる。アマモ草体（地上部）の窒素含有量は1.6%～3.0%が報告されている $ ^{17)} $ 。

アサリによる海水中からの栄養塩除去速度は、アサリの濾水速度×海水中のプランクトン濃度により求めることができる。水温25℃で測定された単位重量あたりの濾水速度は、殻長が大きいほど低下し、殻長20-24.9mmでは軟体部湿重量1gあたり3.78L/hrであるが、25-29.9mmでは1.58L/hr、30-34.9mmでは1.19L/hr、35-39.9mmでは0.83L/hrと報告されている $ ^{18)} $ 。アサリの漁獲は、明らかに海域外への移動である。アサリの窒素含有量は0.0045gN/殻付き湿重量が報告されている $ ^{19)} $ 。

以上の情報から、アマモ場・アサリ漁場の面積およびアマモ・アサリの生息密度が明らかになれば対象海域全体の栄養塩浄化機能を求めることができる。このうち生息密度については、アマモに関しては上述の調査での結果があり、アサリについては既に整理したように既往資料 $ ^{5)} $ がある。したがって、面積について把握・検討する必要がある。

一方、アマモ場を拡大するための工学的手法は、地盤を人工的に造成する方法と既往の地盤の上にアマモ草体を移植する方法に大別される。適用は当該海域におけるアマモ場の形成阻害要因により決定される。前者は、造成海域がアマモ生育の適正水深より深く海水の濁り等により海底付近まで十分な太陽光が達しないことで生じる光合成阻害が要因である場合に適用される。具体的な工法として、現有地盤をかさ上げする人工地盤を造成する方法が用いられる(図(3)-19) $ ^{20} $ 。本手法は大規模な土木工事を必要とし、莫大な費用を要する。後者は、造成海域がアマモ生育の適正水深にあるにもかかわらず波浪によりアマモの着生基質である海底砂泥が攪乱され、草体が流失あるいは種子の着底が阻害されることが要因である場合に適用される。様々な工法が提案され
れているが、海域条件による適用基準が明確にされているのは(独)水産総合研究センター水産工学研究所で開発された軟弱底泥固化体にアマモ種子を播種し着生基質として用いた手法（以下、「固化体による手法」）のみである(図(3)-20) $ ^{21} $ 。当該手法は、材料入手の容易さや製作の簡便さなどの特徴も持ち、費用負担が小さく、導入が容易である。

図3-19 人工地盤造成工法概要断面図

養殖場等の軟弱底泥に固化剤を混和（重量比2～5%）

粒子間の結合力を高めて着生基質を安定化

实施例（出芽時）

(実施例) 群落形成時

図(3)-20 固化体による手法の概要
アサリ漁場造成施設および工法としては、地盤高調整、底質改良、作澤、消波、築堤が示されている $ ^{4} $ 。最前者がアサリ適正水深ではない海域において直接的にアサリの生息場を造成する工法であり、概観としては前出の図(3)-19とほぼ同じ工法となる。他者は生息環境の改善を図ることで、アサリの着生を促し、生息密度を増加させる。また、水深等の生息環境が十分に整っていると考えられるにもかかわらずアサリ漁場が形成されていない海域においては、アサリの浮遊幼生が何らかの理由で来遊・着底しないと考え、アサリ稚貝過密生息海域から稚貝を移送・散布する方法によりアサリ漁場を形成する手法もとられる。本手法は漁業者主体の活動として行われており、もっとも容易で費用負担が小さい。三河湾で実施された事例として、福江地区に適用された地盤高調整工法（図(3)-21）や渥美町地先で実施された消波堤設置および作澤による環境改善工法(図(3)-22)がある $ ^{4} $ 。

図(3)-21 福江地区において実施された地盤高調整によるアサリ漁場造成工法 $ ^{6)} $

図(3)-22 渥美町地先において実施された環境改善によるアサリ漁場造成工法 $ ^{6)} $
以上の情報を整理すると、渥美湾におけるアマモ場・アサリ漁場の栄養塩浄化機能を把握するためには、当該海域においてアマモ・アサリの生息適正水深にある範囲を求め、アマモ場の形成状況・アサリ漁場としての利用状況との情報を重ね合わせることで、アマモ場・アサリ漁場の総量を把握する必要がある。造成の可能性に関しては、経済性を考慮し、人工地盤等の大規模な土木工事を必要としない手法の適用性について検討することとした。アマモ場に関しては、本研究の成果により、当該海域における形成阻害要因が波浪であり、適正水深にあり開放性の高い海域において形成されたアマモ場は夏季まで維持され、栄養塩吸収に寄与することが明らかとなっている。したがって、造成手法としては簡易かつ経済的な固化体による方法を適用することとし、適正水深にあり開放性も高いがアマモ場が形成されていない海域をアマモ場造成可能海域とし、その範囲を造成可能区域として

示すこととした。アサリ漁場に関しても、適正水深であるがアサリ漁場として利用されていない海域を求め、アサリ稚貝の散布による容易な手法でアサリ漁場形成を図ることができる範囲を造成可能面積として示すこととした。検討手法としては、散見する情報をGIS(地理情報システム)において表現し、視覚的に比較検討することとした。

## 2 ) 調査結果と考察

三河湾におけるアマモの生息適正水深は、本調査の結果、おおむねD.L.=0～-3mであった。アサリの生息適正水深は、愛知県水産試験場の調査 $ ^{5)} $ によると、アマモと同じくおおむねD.L.=0～-3mとなっていた。そこで、三河湾全体の海底地形から水深3m以浅の海域の分布を求めた。GISソフト（ESRI社製 ArcGIS）において三河湾海岸線および行政境界 $ ^{22)} $ および等深線 $ ^{23)} $ を重ね合わせ（図(3)-23）、GISソフトの機能により水深D.L.=0～-3mの範囲を抽出した。その結果、図(3)-24に示す分布が得られた。

図3-23 三河湾海岸線と等深線

図(3)-24 三河湾3m以浅海域分布
図(3)-25 三河湾における干潟および藻場の分布 $ ^{24)} $

これにより、三河湾の3m以浅海域は総面積55km²、うち東部9km²、西部46km²であった。

三河湾流域圏会議の資料 $ ^{[24]} $ によると、三河湾における干潟面積は15.49km $ ^{2} $ 、藻場面積は6.38km $ ^{2} $ 、水深5m以浅の浅場面積は117km $ ^{2} $ となっている。藻場は岩礁性の藻場と主にアマモ場である砂泥性藻場に大別されるが、藻場の分布域が湾口部の離島付近以外はおおむね干潟の分布域に一致していることから(図(3)-25)、この部分をアマモ場の分布域と仮定すると、その面積は概算で全藻場面積の約8割、5km $ ^{2} $ と推定された。図(3)-25右の藻場分布図と上記で得られた3m以浅海域分布図を重ね合わせ、アマモ場分布予想域図を得た（図(3)-26）。ただし、図に表示されているアマモ場分布予想域の総面積は、上述の資料に基づく面積である5km $ ^{2} $ よりも大きい。このことからアマモ場分布面積は図により得られた予想面積により既往資料に基づく。

づく面積を案分し、東部1.5km²

西部3.5km²が得られた。

栄養塩吸収機能強化のため人為的アマモ場造成手法適用範囲は、図(3)-26に示した分布予想域の内、実際にはアマモ場が形成されていない箇所および予想域以外の3m以浅海域となる。固化体によるアマモ場造成手法は、他のアマモ草体を移植する手法と同様、着生基質である固化体を確実に海底面に設置する必要がある $ ^{21} $ 。したがって、市民活動等による作業の

図(3)-26 三河湾アマモ場分布予想域図
場合は大潮の最干潮時に設置する方法が考えられるが、造成可能範囲は汀線付近に限られる。潜水作業者の協力が得られる場合、あるいは経済的な余裕があり潜水作業員の雇用が可能な場合、適用可能範囲はさらに拡大する。

図 (3)-26 に示した 3m 以浅海域分布図に、三河湾内に設定されているアサリ区画漁業権の範囲 $ ^{25} $ 、および漁港の位置 $ ^{22} $ を重ね合わせ、さらに

図(3)-27 三河湾アマモ場分布予想域図

各漁港データ $ ^{26)} $ にアサリ陸揚げ量を加え、円の大きさでその値を図示した（図(3)-27）。本図より、3m以浅海域とアサリ区画漁業権設定海域はほぼ一致している。また湾北東部の漁業権が設定されていない3m海域においても、この海域内に位置知る御馬漁港においてアサリの陸揚げがあることから、アサリ漁場として利用されていると考えられる。最東部に位置する漁業権が設定されていない3m以浅海域は、六条干潟と称される干潟を含み、三河湾全体に移送・散布するアサリ稚貝の供給場として重要な役割を担っている。以上より、三河湾内に分布する3m以浅海域はほとんど全てがアサリ漁場として利用されていることが推察される。また、稚貝の散布等の簡易な方法でアサリ漁業を拡大することは困難であり、現状以上の拡大を図るためには大規模な土木工事を伴う手法が必要となると考えられる。ただし、今回の手法では外的要因による現状のアサリ漁場の生産性の変動については検討されていない。貧酸素水塊発生によるアサリ大量斃死防止対策や機能の低下したアサリ漁場における作澤等の環境改善により、三河湾の主要水産物であるアサリの安定供給対策を進めることが重要であることは論を待たない。

## 5 ．本研究開発により得られた成果

## （1） 科学的意義

これまでに単年生であるとされてきた渥美湾のアマモ場が多年生の生活史を呈し、夏季の栄養塩浄化に寄与する可能性が高いことを明らかにした。

## （２）環境政策への貢献

渥美湾のアマモ場の形成阻害要因が波浪であることを明らかにし、安価で容易なアマモ群落形成手法が適用できる可能性を示した。

## 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（査読あり）>

特に記載すべき事項はない

くその他誌上発表（査読なし）>

1) 森口朗彦・山田智・保田章・村田祐介・井上隆信・青木伸一：平成23年度日本水産工学会学術講演会学術講演論文集，19-20(2011)

「三河湾三谷漁港および衣崎漁港地先におけるアマモ場形成阻害要因現地調査」

## （2） 口頭発表（学会等）

特に記載すべき事項はない

## （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

### 8 \. 引用文献

1) 川崎保夫・山田貞夫・本多正樹：電源立地点の薬場造成技術の開発第10報播種によるアマモ造成法，電力中央研究所報告，U88030，1-21，1988

2) 森口朗彦・高木儀昌・寺脇利：離れ島状に形成されたアマモ場の消長と波浪環境，海洋開発論文集，20，971～976，2004

3）吉田　司・芝　修一・前川行幸・阿部真比古・鈴木輝明・高倍昭洋：三河湾三谷町地先におけるアマモ場の光合成特性，水産工学，42(3)，239-244，2006

4) 増殖場造成計画指針編集委員会：沿岸漁場整備開発事業増殖場造成計画指針－ヒラメ・アサリ編－（平成8年度版），社団法人全国沿岸漁業振興開発協会，315，1997

5）愛知県水産試験場：矢作河口～吉田海域におけるアサリ現存量調査業務実施報告書，2009

6）丸山康樹・五十嵐由雄・石川雄介・川崎保夫：電源立地点の藻場造成技術の開発第8報-アマモ場造成適地の砂地盤安定度の推定手法-，電力中央研究所報告，U8769，1-24，1998

7）吉田吾郎・新村陽子・寺脇利信：瀬戸内海のアマモ場～その役割と現状～，第1回瀬戸内海水産フォーラム成果集，1-4．2005

8) 森口朗彦・高木儀昌・仲宗根琢磨・吉川浩二・團昭紀・和泉安洋：分布特性の異なる2つのアマモ場おける物理環境現地観測，水産工学研究所技報，21，1-12，1999

9）松川康夫・張　成年・片山知史・神尾浩一郎：我が国のアサリ漁獲量激減の原因について，日
本水库学会誌，74(2)，137-143，2008

10) 玉置 仁・西嶋 涉・新井省吾・寺脇利信・岡田光正：アマモ生育に及ぼす葉上浮泥の影響、水環境学会誌，22(8)，663-667，1999

11）團　昭紀・森口朗彥・三橋公夫：鳴門地先におけるアマモ場と底質および波浪との関係，水産工学，34(3)，299-304，1998

12）中田喜三郎：三河湾における貧酸素水塊形成過程の数値解析，水産技術，46，147-154，2009

13）国土交通省中部地方整備局名古屋港湾空港技術調査事務所：伊勢湾環境データベース，http://www.isewan-db.go.jp/ise-kankyo/B2b_1.asp

14）愛知県水産試験場：海のゆりかご～アマモ場～，月刊水試ニュース，396，2009

15）青山裕晃：三河湾における海岸線の変遷と漁場環境，愛知水試研報，7，7-12，2000

16）水野豪・森田晃央・奥村育恵・倉島彰・前川行幸：アマモ場の栄養塩吸収能力の評価，藻類，57(1)，44，2009

17）寺脇利信・玉置 仁・西村真樹・吉川浩二・吉田吾郎：広島湾におけるアマモ草体中の炭素および窒素総量，水産総合研究センター研究報告，4，24-32，2002

18）秋山章男：底生生物の挙動と食物連鎖、潮間帯周辺海域における浄化機能と生物生産に関する研究，農林水産技術会議事務局，東京，82-102，1988

19）鈴木輝明・青山裕晃・中尾徹・今尾和正：マクロベントスによる水質浄化機能を指標とした底質基準試案、三河湾浅海部における事例研究，水産海洋研究，64，85-93，2000

20）マリノフォーラム 21：アマモ場造成技術指針，78，2001

21）森口朗彦・高木儀昌・山野井英夫：養殖場底泥固化体のアマモ着生基質としての再利用工法に関する実海域実証試験，海洋開発論文集，23，417-422，2007

22）国土地理院：数值地図2500，（財）日本地図センター，2008

23）M7002 Ver. 2.0 遠州灘，海底地形デジタルデータ M7000 シリーズ（シェープファイル），（財）日本水路協会

24）三河湾流域圏会議：MIKAWAデータベース、

http://www.cbr.mlit.go.jp/toyohashi/kaigi/mikawawan/mikawadb/index.html

25）愛知県共同・区画漁業権図，愛知県，2009

26）平成18年度漁港の港勢集，水産庁，2003
# (4) 赤潮、貧酸素水塊の発生抑制手法の提案に関する研究

豊橋技術科学大學大學院工学研究科 井上隆信

平成21～23年度累計予算額：3，276千円（うち、平成23年度予算額：1，440千円）予算額は、間接経費を含む。

[要旨] 三河湾では、毎年貧酸素水塊が発生している。この主な原因としては、流域から流入する栄養塩と底泥から溶出する栄養塩を用いて植物プランクトン等が異常に増殖して形成された赤潮が沈降し、死滅分解することによる。赤潮の発生を抑制すれば、結果として貧酸素水塊の発生は抑制されることになる。このため、流域からの栄養塩流入とそれに伴う三河湾内での水質変化を統一的に考える必要がある。渥美湾の各河川の流域の土地利用を統計データより求めたところ、最も流域面積が大きい豊川では森林の面積が76%を占めているのに対して、栄養塩の流出負荷量が多い梅田川、西の川では畑地の面積比率が42%、68%と大きくなっていた。このため、畑地からの流出負荷量の削減が最も重要であると考えられた。また、森林は、畑地に比べて単位面積当たりの流出負荷量は少ないものの、広大な面積を占めていることから、負荷削減の効果は大きなものとなる。これらのことから、流域からの負荷削減とアマモ場・アサリ漁場の栄養塩浄化機能を強化することを赤潮、貧酸素水塊発生抑制手法として選定した。また、負荷削減対策の効果を評価するためのシミュレーションモデルについては、栄養塩濃度の濃度変化が再現可能なシミュレーションモデルの構築を行い、降雨時の淡水流入に伴う塩分濃度の減少を再現できた。

[キーワード] 赤潮、貧酸素水塊、発生抑制手法、栄養塩、植物プランクトン

### 1. はじめに

三河湾では、毎年夏季には貧酸素水塊が発生している。この主な原因としては、流域から流入する栄養塩と底泥から溶出する栄養塩を用いて植物プランクトン等が異常に増殖して形成された赤潮が沈降し、死滅分解することによると考えられる。このため、赤潮の発生を抑制すれば、結果として貧酸素水塊の発生は抑制されることになる。また、赤潮が発生しても底層への酸素供給量が多ければ貧酸素水塊の形成を抑制することができる。このため、流域からの栄養塩流入とそれに伴う三河湾内での水質変化を統一的に考える必要がある。また、赤潮、貧酸素水塊の削減手法の効果を比較検討するためには、流入负荷から赤潮、貧酸素水塊形成までのシミュレーションモデルの構築が必要になる。

## 2 ．研究開発目的

本サブテーマは、サブテーマ（1）流域からの流入負荷機構の解明に関する研究、サブテーマ（2）栄養塩循環及び赤潮・貧酸素水塊発生機構の解明に関する研究、サブテーマ（3）アマモ場・アサリ漁場の水質浄化機構の解明に関する研究の各サブテーマの研究成果に基づき、降雨前後に三河
湾における栄養塩濃度分布、赤潮、貧酸素水塊の発生状況の調査結果を用いて、栄養塩挙動と赤潮、貧酸素水塊発生の時間的な変化を再現可能なシミュレーションモデルを構築する。このシミュレーションモデルを用いて、種々の対策を実施した場合の効果を検証し、効果的な抑制手法の提案を行う。

### 3. 研究開発方法

## （１）モデルの概要

## 1 ）流動シミュレーション

流動シミュレーションの数値モデルは、沿岸域に適用される一般的な3次元非定常傾圧流動モデル（マルチレベルモデル）を用い、静水圧近似した流れの運動方程式、流量連続式、熱・塩分保存式および状態方程式に基づいて、流速、潮位、水温・塩分の時空間分布を予測するものである $ ^{1} $ 。数値モデルの計算式は、以下のように表される。

$$ \begin{aligned}&\frac{\partial M_{k}}{\partial t}+\left(\boldsymbol{v}\cdot\nabla\right)\boldsymbol{M}_{k}+\left(\boldsymbol{v}\boldsymbol{w}\right)_{-H_{k-1}}-\left(\boldsymbol{v}\boldsymbol{w}\right)_{-H_{k}}-f_{0}\boldsymbol{k}\times\boldsymbol{M}_{k}\\=&\frac{h_{k}}{\rho_{k}}\Biggl(\boldsymbol{\psi}_{k}-\frac{1}{2}g h_{k}\nabla\rho_{k}\Biggr)+\left[\nabla\cdot\left(\boldsymbol{A}_{H}\nabla\right)\right]\boldsymbol{M}_{k}+\left(\boldsymbol{A}_{z}\frac{\partial\boldsymbol{\nu}}{\partial z}\right)_{-H_{k-1}}-\left(\boldsymbol{A}_{z}\frac{\partial\boldsymbol{\nu}}{\partial z}\right)_{-H_{k}}\\&\frac{\partial\varsigma}{\partial t}=\boldsymbol{w}_{1}-\nabla\cdot\boldsymbol{M}_{1}\quad、\quad\boldsymbol{w}_{k-1}=\boldsymbol{w}_{k}-\nabla\cdot\boldsymbol{M}_{k}\quad\left(2\leq k\leq K-1\right)\\&\quad\frac{\partial}{\partial t}\big(h_{k}\theta_{k}\big)+\nabla\cdot\big(\boldsymbol{M}_{k}\theta_{k}\big)+\left(\boldsymbol{w}\theta\right)_{-H_{k-1}}-\left(\boldsymbol{w}\theta\right)_{-H_{k}}\\=&\big[\nabla\cdot\big(h_{k}\boldsymbol{K}_{H}\nabla\big)\big]\theta_{k}+\left(\boldsymbol{K}_{z}\frac{\partial\theta}{\partial z}\right)_{-H_{k-1}}-\left(\boldsymbol{K}_{z}\frac{\partial\theta}{\partial z}\right)_{-H_{k}}\tag{3}\end{aligned} $$

ここで、 $ h_{k} $ （ $ k=1,2,\cdots,K $ ）は第k層の厚さ、 $ H_{k} $ は第k層下端の深度、 $ \nu=(u,v) $ は流れの水平速度成分、wは鉛直成分、 $ \varsigma $ は潮位、 $ \rho $ は海水密度、 $ \theta $ は水温および塩分、 $ M_{k}=h_{k}\cdot\nu_{k} $ は第k層内の体積輸送、 $ \nabla $ は水平傾度演算子、gは重力加速度、 $ f_{0} $ はコリオリ係数、また $ A_{H} $ 、 $ K_{H} $ と $ A_{z} $ 、 $ K_{z} $ はそれぞれ水平および鉛直方向の渦粘性、渦拡散係数である。そして、(1)式の $ \psi_{k} $ は第k層の水平圧力勾配を表す。海水密度を記述する状態方程式に対しては、Knudsen式を適用した。

水温解析の際の海面からの冷却または加熱による交換熱量 $ Q_{0} $ は次のようにした。

$$ Q_{0}=Q_{s}-Q_{b}-Q_{h}-Q_{e} $$

ここで、 $ Q_{s} $ は輻射量（cal/cm²/s）、 $ Q_{b} $ は海表面からの逆輻射量、 $ Q_{h} $ は顕熱量（対流により大気と海面の間を出入りする熱交換量）、 $ Q_{e} $ は潜熱量（蒸発・凝縮による熱移動量）である。

## 2 ）水質生態系シミュレーション

伊勢湾や東京湾の解析において実績のある既存の生態系モデル $ ^{2)} $ を基本として、干潟域やアマモ場における浄化機能を組み込んだモデルを構築した（図(4)-1）。
浮遊生態系と底生生態系とのやり取りについては、底生生物（懸濁物食者や堆積物食者）の活動や有機堆積物の分解による酸素消費と、これに付随した栄養塩の生成過程、および堆積層－海底直上層での溶存物質の移流拡散により表現した。

図(4)-1 水質生態系モデルの概念図

各要素のモデル化について、簡単に概略を示す。

## ① 堆積物食者

ゴカイなどの堆積物食者は、基本的に以下のようにモデル化した(図4)-2)。

Deposit Feeder=摂餌(底生藻類+メイオベントス+底生バクテリア+有機堆積物)

- 排糞－呼吸(排泄)－自然死亡

## ② 懸濁物食者

二枚貝（アサリ）などの懸濁物食者は、基本的に以下のようにモデル化した(図(4)-3)。

Suspension Feeder＝濾過食(植物プランクトン＋動物プランクトン

$$ + 浮遊バクテリア + デトリタス ) $$

— 排粪—呼吸 (排泄) — 自然死亡
図(4)-2 堆積物食者モデルの概念図

図(4)-3 懸濁物食者モデルの概念図

## ③ メイオベントス

メイオベントスは、基本的に以下のようにモデル化した(図4-4)。

Meiobenthos=摂餌(底生藻類+底生バクテリア+有機堆積物)

- 堆積物食者による被食－排糞－呼吸 (排泄)－自然死亡

## ④ 底生バクテリア

底生バクテリアは、基本的に以下のようにモデル化した(図4)-5)。

Benthic Bacteria=有機堆積物の摂取＋浮遊バクテリアの付着

—被食(堆積物食者＋メイオベントス)—呼吸(排泄)—自然死亡
図(4)-4 メイオベントスモデルの概念図

図(4)-5 底生バクテリアモデルの概念図

⑤ アマモ

アマモは、基本的に以下のようにモデル化した(図4)-6)。

ALG=光合成成長-分泌-呼吸-摂餌-自然死亡

## （2） 计算条件

1）三河湾全域における流動シミュレーション

シミュレーションの計算範囲は三河湾全域を対象とし、500 mの水平メッシュ分解能とした（図(4)-7）。鉛直層区分については、最低1 mピッチで13層の区分を設けた。海底地形は、海図（日本水路協会）と電子海図に基づき、海岸地形と水深を設定した（図(4)-8）。
図(4)-6 アマモモデルの概念図

図(4)-7 三河湾全域の計算範囲と格子分割（500 m メッシュ）
図(4)-8 シミュレーションに設定した三河湾の水深分布

2）渥美湾における流動シミュレーション

対象海域をはじめ格子分割、水深、鉛直層区分および解析期間など基本条件は、三河湾全域における流動シミュレーションの設定に準拠する形で設定した（表(4)-1）。

表(4)-1 渥美湾における流動シミュレーションの設定諸元

項目	設定値
計算範囲	渥美湾(東西20 km×南北20 km)
水平方向メッシュ幅	100 mメッシュ
鉛直層区分	三河湾全域と同様。
流況再現期間	2009年7月1日0時～9月30日24時
計算の時間刻み	5秒
境界条件	側面境界の位置に対応する三河湾全域の計算結果から潮位、水温・塩分を設定。
流入河川流量	計算範囲に流入する河川として、14河川(汐川、知原川、紙田川、波入川、梅田・柳生川、豊川、白・佐奈川、音羽川、紫・丹下川、勝川、西田川、落合川、捨石川および中野・袋川)の流量を考慮
気象要素	三河湾全域と同様に、毎時の気温、降雨量、相対湿度、日射量、雲量および風向・風速を設定。
諸係数	コリオリ係数	8.24×10-5s-1
海面摩擦係数	風速の関数
海底摩擦係数	0.0026
水平渦粘性係数渦拡散係数	10772cm²/s
鉛直渦粘性係数渦拡散係数	乱流モデルにより算出
## 3 ）水質生態系シミュレーション

対象海域をはじめ計算期間、水深、鉛直層区分など基本条件は、渥美湾における流動シミュレーションの設定と同じとしたが、水平方向の格子分割のみ1 km とした。海域の流れ場（水平、鉛直流速）は、流動シミュレーション結果を1 km メッシュに変換した（表(4)-2）。

表(4)-2 水質生態系シミュレーションの設定諸元

項目	設定値
計算範囲	渥美湾(東西20 km×南北20 km)
水平方向メッシュ幅	1 kmメッシュ
鉛直層区分	流動シミュレーションと同様
堆積層の鉛直層区分	第1層 0 ~ 0.1 cm 第7層 2.2 ~ 3 cm 第2層 0.1 ~ 0.3 cm 第8層 3 ~ 4 cm 第3層 0.3 ~ 0.6 cm 第9層 4 ~ 5 cm 第4層 0.6 ~ 1 cm 第10層 5 ~ 6.5 cm 第5層 1 ~ 1.5 cm 第12層 6.5 ~ 8 cm 第6層 1.5 ~ 2.2 cm 第10層 8 ~ 10 cm
水質再現期間	2009年7月1日0時 ~ 9月30日24時
計算の時間刻み	300 秒
境界条件	境界近傍に位置するA-5地点の観測データを使用し、時間内挿により時間毎の値を設定
流入負荷量	流動シミュレーションと同様、14河川(汐川、知原川、紙田川、波入川、梅田・柳生川、豊川、白・佐奈川、音羽川、紫・丹下川、勝川、西田川、落合川、捨石川および中野・袋川)の負荷量を考慮(図(4)-9)
アマモ場	別途実施された調査結果に基づき、4地区について初期現存量を設定(図(4)-10)
アサリ生息場	過去の知見に基づき、初期現存量を設定(図(4)-10)

図(4)-9 シミュレーションに設定した流入负荷量

一 豊川、一 佐奈川、一 音羽川、一 汐川、一 柳生・梅田川.
図(4)-10 シミュレーションに設定したアマモ場、アサリ生息場および负荷地点

## 4 ．結果及び考察

## （１）三河湾全域における流動シミュレーション

## 1 ）水温・塩分の再現性

2009年7月1日～9月30日の流動シミュレーション結果より、全湾調査の観測結果を利用して、水産試験場の調査地点（図(4)-10）の水温・塩分の再現性を検証した（図(4)-13）。

水温については、計算値と観測値は概ね整合した結果となり、7-8月の成層した水塊の状況から9月に混合していく様子が再現されていた。

塩分については、表層は一部不一致も認められるものの、概ね河川流量に応じた変化を示しており、地点ごとの特徴が合理的に再現されていた。

## 2 ）ブイ（水温、塩分）の再現性

2009年7月1日～9月30日の流動シミュレーション結果より、ブイによる連続観測調査地点（図(4)-12）の観測結果を利用して、水温、塩分の再現性を検証した（図(4)-14）。

全体的に計算値は観測値と比較して概ね整合した結果となったが、底層塩分については計算値が観測値よりも低い値で推移しているなど、一部の不一致もみられた。
図(4)-11 三河湾海域調查地点図（全湾調查地点21点、奥部調査は東部10点で実施）

図4-12 連続観測地点

## (2) 渥美湾における流動シミュレーション

## 1 ）水温・塩分の再現性

湾奥調査を代表して4地点（A5、A6、A7、A10）について、調査時刻における水温・塩分観測値と計算結果とを比較して、鉛直分布の再現性を検討した（図(4)-15）。

調査日時の鉛直分布については、計算結果は観測地と概ね合致しており良い再現性であり、成層期から混合期への特徴に応じた結果であった。しかし、8月26日の比較については、表層塩分において不一致がみられた。

## 2 ）出水時における水温・塩分、流れの分布

シミュレーション結果を代表して、出水時（2009年8月3日12時）における表層（計算の第1層：0～2 m）の水平分布を図(4)-16に示した。図に示した時刻は低潮時から上げ潮時に向かう時にあたるものの、河川からの淡水が湾口に向かい拡散している様子がみられた。水温は、北部海域ほど高くなる湾奥部の特徴を示す分布となっていた。
$$ \mathrm{A}-1 $$

$$ \mathrm{A}-2 $$

$$ \mathrm{A}-4 $$

$$ \mathrm{A}-5 $$

$$ \mathrm{A}-6 $$

$$ \text{A}-7 $$

$$ \mathrm{A}-8 $$

図(4)-13 全湾調査地点における水温・塩分観測値と計算値との比較

●表層観測、▲5m観測、■底層観測、表層計算、—5m計算、—底層計算.
$$ \mathrm{A}-9 $$

$$ \mathrm{A}-10 $$

A-14 ]

$$ \mathrm{K}-1 $$

[ K-2 ]

[ K-3 ]

[ K-4 ]

図(4)-13(続き) 全湾調査地点における水温・塩分観測値と計算値との比較 ●表層観測、▲5m観測、■底層観測、表層計算、—5m計算、—底層計算.
$$ \mathrm{K}-6 $$

[ K-7 ]

$$ \mathrm{K}-8 $$

図(4)-13(続き) 全湾調査地点における水温・塩分観測値と計算値との比較 ●表層観測、▲5m観測、■底層観測、表層計算、—5m計算、—底層計算.

[ B1 ]

図(4)-14 ブイにおける観測値と計算値との比較

一表層計算、一表層観測、一底層計算、一底層観測.
[ B3 ]

図(4)-14(続き) ブイにおける観測値と計算値との比較 —表層計算、—表層観測、—底層計算、—底層観測.
図(4)-15 湾奥調査における水温・塩分の観測値と計算値との比較（2009年8月26日） ●：水温観測、○：水温計算、◆：塩分観測、◇：塩分計算.
図(4)-15(続き) 湾奥調査における水温・塩分の観測値と計算値との比較（2009年9月14日） ●：水温観測、○：水温計算、◆：塩分観測、◇：塩分計算.
[ A7 ]

[ A10 ]

図(4)-15(続き) 湾奥調査における水温・塩分の観測値と計算値との比較（2009年9月24日） ● : 水温観測、○ : 水温計算、◆ : 塩分観測、◇ : 塩分計算.
図(4)-16 出水時における湾奥部豊川河口域の分布（2009年7月29日12時の表層分布） 流速ベクトルについて流向は矢印(200 m おき)、流速は色で示している.
## （３）水質生態系シミュレーション

## 1 ）水質項目の再現性

2009年7月1日～9月30日の水質生態系シミュレーション結果より、渥美湾における水質調査観測結果を利用して、水質項目（Chl-a、DO、DIN、PO_{4}-P）の再現性を検証した（図(4)-17）。

表層Ch1-aや底層DOの再現性に一部不一致がみられたが、激しく変動する観測値に対して概ね季節傾向を捉えており、底層DOが低い時期にDINやPO_{4}-Pなどの栄養が高く、また強風時に貧酸素水塊が解消されるなど、生態系要素の動態や地点ごとの特徴が合理的に再現された。

## 2 ）出水時における水質の分布

シミュレーション結果を代表して、出水時（2009年8月3日12時）における表層（計算の第1層：0～2 m）のCh1-aとDINの水平分布について、図(4)-18に示した。河川からの出水に伴い、高濃度の栄養塩（DIN）が湾口に向かい拡散している様子がみられた。Ch1-aは、北部海域ほど高くなる湾奥部の特徴を示す分布となっていた。
$$ \text{A}-5 $$

$$ \mathrm{A}-6 $$

$$ \text{A}-7 $$

[ st. 22 ]

st. 24 ]

図(4)-17 湾奥調査地点における水質観測値と計算値との比較（Ch1-aとD0） ●表層観測、■底層観測、—表層計算、—底層計算.
$$ \mathrm{A}-5 $$

$$ \mathrm{A}-6 $$

$$ \text{A}-7 $$

A-10 ]

[ st.22 ]

[ st. 24 ]

図(4)-17(続き) 湾奥調査地点における水質観測値と計算値との比較（DINとPO_{4}-P） ●表層観測、■底層観測、—表層計算、—底層計算.
図(4)-18 出水時における水質分布（2009年8月3日12時の表層）
3）負荷量を半分に設定したシナリオシミュレーション

河川からの負荷量が半減することを仮定し、河川における栄養塩（DIN、PO_{4}-P）と有機物（POC、DOC）の負荷量を1/2に設定した。この条件変更以外は、再現シミュレーションと全く同様の計算条件として、2009年7月～9月までの計算を行った。

計算結果より、豊川および梅田・柳生川河口における表層濃度の比較を図(4)-19に、出水時（2009年8月3日12時）における表層（計算の第1層：0～2m）のChl-a濃度の変化分布を図(4)-20にそれぞれ示した。これによると、出水時にDINの減少がみられ、その時期にChl-aやDOも減少している結果となった。また、出水時の変化分布によると、豊川河口においてChl-aは最大10μg/L程度、梅田・柳生川河口において最大4μg/L程度減少していた。

[ 豊川河口 ]

[梅田・柳生川河口]

図(4)-19 負荷量半分シミュレーション結果より豊川と梅田・柳生川河口の比較（表層） — 現況計算、— シナリオ計算.
図(4)-20 負荷量半分シミュレーション結果より表層のChl-a変化（シナリオー現況）

## 4 ）アマモ場を含む干潟を造成したシナリオシミュレーション

アマモ場を含む干潟造成を仮定し、図(4)-21のような造成地を設定した。この条件変更以外は、再現シミュレーションと全く同様の計算条件として、2009年7月～9月までの計算を行った。

計算結果より、豊川および梅田・柳生川河口地点における表層濃度の比較を図(4)-22に、出水時（2009年8月3日12時）における表層（計算の第1層：0～2m）のCh1-a濃度の変化分布を図(4)-23にそれぞれ示した。これによると、造成干潟域における懸濁物食者による有機懸濁物の除去および栄養塩排泄により、全体的にCh1-aが減少し栄養塩が増加する結果となった。それらに伴い、底泥への有機物の沈降が減少するもの予測され、特に豊川河口付近でDOが増加する結果となった。また、出水時の変化分布によると、豊川河口においてCh1-aは最大6μg/L程度、梅田・柳生川河口において最大2μg/L程度減少していた。

● 現況アマモ分布域

☐ 現況アサリ生息地

● 造成アマモ分布域

☐ 造成アサリ生息地

図(4)-21 シナリオシミュレーションに設定した造成箇所
[ 豊川河口 ]

[梅田・柳生川河口]

図(4)-22 干潟造成シミュレーション結果より豊川と梅田・柳生川河口の比較（表層） — 現況計算、— シナリオ計算.

図(4)-23 干潟造成シミュレーション結果より表層のChl-a変化（シナリオー現況）
## （４）赤潮、貧酸素水塊抑制手法の提案

シミュレーションモデルを用いて、実現可能性のある赤潮、貧酸素水塊発生の抑制抑制手法について検討した。実現可能性の観点から、負荷量の削減とアマモ場を含む干潟の再生について検討を行った。流域からの流入負荷量を削減した場合の効果では、負荷量を半減するとCh1-a濃度で豊川河口は10μg/L、梅田・柳生川河口は4μg/Lの削減効果が見込まれた。一方、アマモ場を含む干潟を造成した場合には、豊川河口付近でD0の上昇がみられ、Ch1-a濃度も豊川河口は6μg/L、梅田・柳生川河口は2μg/Lの削減効果が見込まれた。地道ではあるが、流域からの栄養塩流入負荷の削減と、アマモ場を含む干潟再生が、赤潮、貧酸素水塊の発生には有効であることがわかった。

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

中小河川を含む流域からの流入負荷を三河湾の生態系モデルに組み込むことで、これまで困難であったCh1-a濃度の再現が可能になった。この生態系モデルを用いて、負荷量の削減とアマモ場を含む干潟の造成効果を検討した結果、赤潮、貧酸素水塊の発生抑制に有効であることがわかった。

## （２）環境政策への貢献

国土交通省の中部地方整備局を事務局とした、伊勢湾再生推進会議において、「健全な伊勢湾」、「活力のある伊勢湾」を再生するための科学的裏付け根拠として利用する予定である。

### 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（査読あり）>

特に記載すべき事項はない

くその他誌上発表（査読なし）>

特に記載すべき事項はない

## （2） 口頭発表（学会等）

1）大曾根佑弥、井上隆信、横田久里子、第46回日本水環境学会年会（2012）

「三河湾湾奥流域の栄養塩流出モデルによる汚濁負荷量の算定」

## （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

### 8 \. 引用文献

1）中田喜三郎（1993）内湾環境のシミュレーション．横山長之総合編集「海洋環境シミュレーション－水の流れと生物－」，白亜書房，85-112.

2) Taguchi K., Nakata K., Ichikawa T., (1999b) A 3-D simulation of the lower trophic in the Ise-Mikawa Bay estuary using a coupled physical and biochemical model. Journal of Advanced Marine Science and Technology Society, 5(1&2), 49-62.
# Research of Effects in Inner Bay Ecosystem by Increased Nutrient Inputs during Rain Events

Principal Investigator: Takanobu INOUE

Institution: Toyohashi University of Technology

1-1 Hibarigaoka, Tempaku-cho, Toyohashi, Aichi 441-8580,

JAPAN

Tel: +81-532-44-6852 / Fax: +81-532-44-6831

E-mail: inoue@ace.tut.ac.jp

Cooperated by: National Research Institute of Fisheries Engineering, Aichi Environmental Research Center, Aichi Fisheries Research Institute

[Abstract]

Key Words: Red tide, Hypoxia, Nutrients, Eutrophication

Among the rivers flowing into the inner part of Atsumi Bay, the eastern part of Mikawa Bay, the amount of discharge from Toyo River was dominant while the nutrient loads from Umeda River, Shio River, and Hamada River were large.

To develop a nutrient load model, in which dissolved and particulate nutrients were estimated separately, a runoff model based on meteorological data, land use data, and altitude data was determined using a compartment model and the individual runoff water was calculated using the formula for predicting the nutrient concentrations. In the Umeda basin, it was estimated that the runoff loads from agriculture fields were large and contributed to approximately 50% of the nitrogen and 70-80% of the phosphorus entering the river, depending on the amount or intensity of rain fall.

The influence of the river discharge was investigated with the distribution of chlorophyll-a and nutrients at an offshore area of the Toyo River mouth in Atsumi Bay during the summer season. DIN and DSi concentrations increased in the northern part of Atsumi Bay, where salinity was low, two days after the rain. The increase in nutrients supply triggered the phytoplankton bloom in the same area. Dissolved oxygen in the bottom layer was increased after the rain. This may be due to a vertical mixture of waters induced by the wind, which increased during the period of rain. Dissolved oxygen in the bottom layer quickly declined to the same level as before the rain in five days after the rain. It might be suggested that the oxygen consumption rate was accelerated by the increase of mineralization of particulate organic matter derived from the phytoplankton bloom.

The observation of the life cycles of eelgrass revealed that the eelgrass beds developed in the eastern part of the Mikawa Bay played an important role in removing
nutrients. Besides this, the investigation on the physical environment around the eelgrass beds showed the constraints of their growth. By comparing these data with the previous studies, the prediction of water purification with eelgrass as well as the strategies for the reduction of hypoxia would be improved.

Chlorophyll-a concentrations could be estimated in the model of ecosystems in the Mikawa Bay based on runoff loads from the basin. The reduction of nutrient loads from the basin and the restoration of tidal flats including eelgrass beds were useful for preventing the occurrence of red tide and hypoxia.
# 【B-0908】降雨に伴う流量増大時の栄養塩多量流入に対する内湾生態系の応答に関する研究

·降雨に伴う流量増大時の栄養塩流入負荷の把握

·流入栄養塩により湾内生態系の応答の把握

·アマモ場・アサリ漁場の浄化機能と再生可能性の評価

フィールド調査とシミュレーション
モデルによる解析
↓
赤潮・貧酸素水塊発生抑制手法
の提示

→ Chl-aは10μg/L程度減少
## I 耕地面积及び耕地の拡張・かい廃面積

## 1 耕地面积（田畑計）

(1) 平成27年7月15日現在の全国の耕地面积（田畑計）は449万6,000haで、荒歯農地の開墾、東日本大震災等の自然灾害からの復旧による増加があったものの、耕地の荒歯、宅地等への転用等による減少から、前年に比べ2万2,000ha（0.5%）減少した。

全国農業地域別にみると、関東・東山で5,500ha、東北で4,100ha、九州で3,800haそれぞれ減少した（表1）。

(2) 耕地率は12.1％で、全国農業地域別にみると沖縄が16.9％で最も高く、次いで北海道の14.6%、関東・東山の14.5%の順となっている（表1）。

(3) 水田率は54.4％で、全国農業地域別にみると北陸が89.6％で最も高く、次いで近畿の77.5％、中国の76.9％の順となっている（表1）。

表 1 平成27年田畑別耕地面積（全国農業地域別）

全農業地域	田畑計	田	畑	耕地率	水田率
面積	前年との比較	面積	前年との比較	面積	前年との比較
対差	対比	対差	対比	対差	対比
全	ha	ha	%	ha	ha	%	ha	ha	%	%	%
北	4,496,000	△	22,000	99.5	2,446,000	△	12,000	99.5	2,050,000	△	10,000	99.5
東	1,147,000	△	1,000	99.9	223,000	△	400	99.8	924,500	△	200	100.0
北	848,400	△	4,100	99.5	608,600	△	2,600	99.6	239,800	△	1,500	99.4
東	313,400	△	1,200	99.6	280,700	△	900	99.7	32,800	△	100	99.7
関東・東山	730,200	△	5,500	99.3	406,000	△	1,900	99.5	324,200	△	3,500	98.9
東	261,900	△	1,700	99.4	155,400	△	800	99.5	106,500	△	1,000	99.1
近	227,300	△	1,800	99.2	176,100	△	1,300	99.3	51,300	△	300	99.4
中	243,100	△	1,400	99.4	186,900	△	800	99.6	56,200	△	600	98.9
四	139,700	△	1,500	98.9	90,500	△	500	99.5	49,200	△	900	98.2
九	545,900	△	3,800	99.3	318,500	△	1,800	99.4	227,400	△	2,000	99.1
沖	38,600	△	100	99.7	850	△	2	99.8	37,700	△	100	99.7

注：1 耕地率とは、総土地面積のうち、耕地面积（田畑計）が占める割合（%）である。

なお、この総土地面積は、国土交通省国土地理院『平成26年全国都道府県市区町村別面積調』による。

2 水田率とは、耕地面积（田畑計）のうち、田面積が占める割合（%）である。

(4) 耕地面积積の動向をみると、昭和30年代初めは増加傾向で推移したが、昭和36年の608万6,000haを最高にその後年々減少し、昭和41年には599万6,000haと600万haを下回った。その後も高度経済成長のもと、宅地等への転用が大幅に増加したこと等から減少幅が大きくなったが、昭和50年代に入ると、耕地面积積の減少は昭和40年代に比べて緩やかになった。

平成元年以降は、増加要因である開墾等の減少に加え、減少要因である宅地等への転用や荒廃農地になったこと等によるかい廃が継続的に発生しているために減少幅が大きくなり、平成8年には499万4,000haと500万haを下回った。その後も、耕地面积積は減少を続け、平成27年は449万6,000haで過去最高であった昭和36年の73.9％となっている（図1）。