シギ・チドリ類の生息地管理に向けた
広域モニタリングデータの活用手法の開発
平成 24 年 3 月
荒木田葉月
要約
沿岸域における生態系の保全は国際的に重要な課題となっている。2010 年に開催され
た生物多様性条約第 10 回締約国会議（CBD-COP10）では、海洋保護区の設定が主要な
議題の一つとして議論された。2011 年には海洋生物多様性保全戦略が策定され、「生物
多様性の保全上重要度の高い海域の抽出」や「海洋生物多様性への影響要因の解明とそ
の軽減政策の遂行」等が重要な施策として位置づけられている。
しかしながら、国家スケールといった広域スケールにおいて、科学的手法に基づいた
沿岸域の生息地区分、各生息地区分を評価するのに適した指標種の選定、生物多様性の
高い重要海域の抽出等の手法は確立されていない。また、生息地に影響を与える人為的
要因の抽出手法や、開発圧の広域評価手法も確立されていない。これらの手法を開発す
ることは、保護区設定および生息地管理手法を検討する上で必要不可欠である。そこで
本研究では、干潟の指標種として調査が行われてきたシギ・チドリ類を対象とし、本種
の広域モニタリングデータを生息地の保全・管理に活用するための手法を開発した。
第 1 章ではまず、シギ・チドリ類の生息地の区分および、各生息地区分に対する選好
性の強い種を明らかにするための手法を開発した。これにより、日本の沿岸域は大きく、
外洋に面した砂浜型の生息地と、閉鎖性海域に立地する干潟型の生息地に分けられるこ
とが明らかとなり、これに対応して上位捕食者であるシギ・チドリ類の鳥類相も大きく
異なることが明らかとなった。第 2 章では、干潟の生息適地を推定するため、干潟の立
地を規定すると考えられる「湾」を自動抽出する手法を開発した。この手法により抽出
したマルチスケールの「湾ユニット」を用いることで、シギ・チドリ類の多様性を保全
する上で重要度の高い海域を、全国スケールという広域スケールにおいて、生息適地と
して抽出することが可能となった。
第 3 章では、シギ・チドリ類の生息地に影響を及ぼす要因の抽出と構造化を行うため
の意見集約（Best Professional Judgement）の手法を開発した。これにより、影響要因
を抽出した上で、要因の全体像を DPSIR モデルのような構造図として可視化すること
が可能となった。第 4 章では、沿岸域の開発圧を広域評価するための手法を開発した。
これにより、都市開発・農地開発の影響を強く受けてきた地域が明らかとなった。
これらの結果を元に、第 5 章では、沿岸域における生息地保全・管理の方向性を検討
するとともに、今後のモニタリング調査のあり方についての提言を行った。
本研究で開発した一連の手法は簡易的ではあるが、広域スケールにおいて沿岸域の生
息地評価を行う上で非常に有効であることが明らかとなった。本研究の手法は干潟のみ
ならず、沿岸域の多様な生息地評価に適用可能であると考えられる。
目次
序章 .................................................................................................................................1
第 1 章：生息地の環境面積を用いたシギ・チドリ類とモニタリングサイトの類型化 ....5
第 1 節 目的 ...............................................................................................................5
第 2 節 調査方法および調査地 ...................................................................................5
2.1 環境省モニタリングサイト 1000 シギ・チドリ類調査 ....................................5
第 3 節 解析方法 ........................................................................................................7
3.1 鳥データ...........................................................................................................7
3.2 環境データ .......................................................................................................7
3.3 解析手法...........................................................................................................7
3.4 サイト類型の地図化 .........................................................................................8
第 4 節 結果 ...............................................................................................................8
4.1 CCA プロット ..................................................................................................8
4.2 種の類型化 .....................................................................................................13
4.3 サイト類型の地図化 .......................................................................................13
第 5 節 考察 .............................................................................................................14
5.1 シギ・チドリ類の類型化................................................................................14
5.1.1 定量的類型化 ...........................................................................................14
5.1.2 食性との関係 ...........................................................................................14
5.2 モニタリングサイトの類型化 ........................................................................15
5.2.1 沿岸域の類型化 .........................................................................................15
5.2.2 淡水湿地型のサイト ................................................................................16
第 2 章 沿岸域の地形要因を用いた干潟生息地の推定 .................................................17
第 1 節 目的 .............................................................................................................17
第 2 節 方法 .............................................................................................................18
2.1 解析対象地・鳥データ ...................................................................................18
2.2 環境データ .....................................................................................................19
2.3 解析手法・生息適地の地図化 ........................................................................22
第 3 節 結果 .............................................................................................................22
3.1 湾の抽出.........................................................................................................22
3.2 種の分布を規定する要因................................................................................22
3.3 種の分布.........................................................................................................24
第 4 節 考察 .............................................................................................................27
4.1 生息適地モデルとその精度 ............................................................................27
4.2 環境要因の生態学的意味................................................................................27
4.3 指標としての湾ユニット................................................................................28
4.4 沿岸域の生息地の地図化と保全計画への応用 ...............................................29
第 3 章 シギ・チドリ類の生息地に影響を与える要因の抽出と構造化 ........................30
第 1 節 目的 .............................................................................................................30
第 2 節 方法 .............................................................................................................30
2.1 生息地に影響を与えると考えられる要因の抽出 ............................................30
2.2 要因の構造化 .................................................................................................33
2.3 レクリエーションと環境との関係 .................................................................33
第 3 節 結果 .............................................................................................................34
3.1 生息地に影響を与えると考えられる要因の抽出 ............................................34
3.1.1 干潟の調査地 ...........................................................................................34
3.1.2 砂浜の調査地 ...........................................................................................37
3.1.3 農地の調査地 ...........................................................................................37
3.1.4 埋立地の調査地 .......................................................................................38
3.1.5 レクリエーション等の影響 .....................................................................39
3.1.6 休息場所の状況 .......................................................................................41
3.1.7 その他の影響 ...........................................................................................42
3.2
3.3
第4節
4.1
4.2
4.3
4.4
4.5
4.6
4.7
要因の構造化と既存の研究レビュー ..............................................................43
レクリエーションの種類と調査地の環境との関係 ........................................46
考察 .............................................................................................................48
Best Professional Judgement による要因の抽出と構造化 ...........................48
沿岸域の環境変化 ..........................................................................................48
内陸湿地の環境変化 .......................................................................................50
レクリエーション等による影響 .....................................................................51
捕食・他種との競合 .......................................................................................52
その他の要因 .................................................................................................52
今後の研究に向けて .......................................................................................52
第 4 章 沿岸域の開発圧を用いたモニタリングサイトの類型化 ..................................53
第 1 節 目的 .............................................................................................................53
第 2 節 方法 .............................................................................................................53
2.1 解析対象地 .....................................................................................................53
2.2 環境データ .....................................................................................................53
2.3 解析手法.........................................................................................................53
2.4 後背地類型の地図化と開発進行中のサイトの識別 ........................................54
第 3 節 結果 .............................................................................................................54
3.1 PCA プロット ................................................................................................54
3.2 後背地類型の地図化 .......................................................................................54
第 4 節 考察 .............................................................................................................55
4.1 後背地の類型化 ..............................................................................................55
第 5 章 総合考察 ..........................................................................................................58
第 1 節 本研究で得られた成果と今後の研究課題 ....................................................58
第 2 節 地図と BPJ（Best Professional Judgement）を活用した
沿岸域の生息地保全・管理の方向性の検討 .................................................60
2.1 都市型の生息地の保全・管理：現存干潟の保全と生息地再生 ......................61
2.2 農地型の沿岸域における生息地管理：農業・漁業との共存型ワイズユース .63
2.3 都市・農地中間型の沿岸域における生息地管理：
開発規制・沿岸域の利用ルールづくり ..........................................................67
2.4 自然型の沿岸域における生息地管理：観光利用型ワイズユース ...................67
2.5 人為的攪乱：立入規制 ...................................................................................67
2.6 インフラ整備と治水工事：生息地に配慮した施工 ........................................69
2.7 流域管理.........................................................................................................69
2.8 島嶼部における生息地保全および繁殖地の保全 ............................................69
第 3 節 今後のモニタリング調査に向けた提言 ........................................................70
3.1 モニタリング調査で整備していくべき環境指標 ............................................70
3.2 種の指標性に着目したモニタリング ..............................................................71
謝辞 ...............................................................................................................................73
引用文献 ........................................................................................................................74
付録 ...............................................................................................................................85
序章
沿岸域は干潟、砂浜、岩礁域、藻場、マングローブ、サンゴ礁といった多様なハビタ
ットを有し、生物多様性が高い海域であると言われている（Gray 1997; Airoldi and
Beck 2007）。しかしながら、これらのハビタットは近年の急激な人口増加とこれに伴
う沿岸開発・護岸等により、急激に減少してきた（Gray 1997; Lotze et al. 2006; Airoldi
and Beck 2007）。これに伴い、アザラシなどの哺乳類、シギ・チドリ類などの鳥類、
魚類、ウミガメなどの爬虫類、貝類・甲殻類などの無脊椎動物（Lotze et al. 2006）、
海藻類（Airoldi et al. 2008）等が減少傾向にあると言われている。沿岸域における生態
系の保全は国際的に重要な課題となっており（Salm et al. 2000）、2010 年に開催され
た生物多様性条約第 10 回締約国会議（CBD-COP10）では、海洋保護区の設定が主要な
議題の一つとして議論された（Wood 2011）。
沿岸域の生息地の中でも干潟は、多様な生物の生息地、渡り鳥の中継地、水質浄化機
能、生物生産機能、親水機能、景観形成機能、緩衝機能など多面的な機能を持つ（菊池
1993, 安田・川村 2004, 花輪 2006）。鳥類のシギ・チドリ類は、この干潟生態系の上
位捕食者であり、干潟面積の減少の影響を受けやすい種であるため（Burton et al. 2006;
Goss-Custard et al. 2006）、干潟の指標種として世界各国でモニタリング調査が行われ
てきた（例えば、Wetlands International 2006）。その結果、近年急激に沿岸域の開発
が進んだアジア地域で最も個体数の減少傾向が著しいことが明らかとなっている
（Wetlands International 2006）。本種は渡り鳥であり、生息地を国際的な枠組みの中
で保全する必要があるため、個体数がラムサール基準（保護区設定の基準）として用い
られている（東梅ほか 2002; 日本野鳥の会 2007）。本種を指標とし、残された数少な
い干潟を保全することは、干潟の持つ多面的な機能を保全することにもつながる。
国内においては、戦後から高度経済成長期にかけての埋め立て・干拓等により干潟が
急激に減少し、干潟面積の約 4 割が減少したと言われている（環境庁 1994）。干潟の
急激な減少に対する危機感から、1970 年代以降、干潟保全の市民運動が始まった（花輪
2006）。このような動きの中で、日本におけるシギ・チドリ類のモニタリング調査は、
1970 年代に日本鳥類保護連盟と日本野鳥の会が行った「干潟に生息する鳥類の全国一斉
調査（1973 年～1979 年）」に始まり、日本野鳥の会による「シギ・チドリ類全国一斉
調査（1980 年～1985 年）」、「環境省シギ・チドリ類定点調査（1988 年～2003 年）」、
日本湿地ネットワークによる「シギ・チドリ類全国カウント（1996 年～1998 年）」、
「環境省シギ・チドリ類個体数変動モニタリング調査（1999 年～2003 年）」、現在の
「環境省モニタリングサイト 1000 シギ・チドリ類調査（2004～）」へと引き継がれて
きた。現在までに約 40 年間、全国で約 130 地点でのモニタリング調査が行われてきて
おり、このような長期的かつ広域的な調査は他に例を見ない。環境省モニタリングサイ
ト 1000 の海域調査の中でも、調査地点数が突出して多い調査となっている。
しかしながら、これまで行われてきたモニタリング調査の結果が生息地の保全・管理
を目的とした研究に十分に活用されてきたとは言い難い。その原因として、次の 2 つの
課題が考えられる。
1
1 つ目は、国家スケールで保全地域を設定するための方法論が確立されていないとい
う点である（課題 1）。シギ・チドリ類モニタリング報告書の鳥データには「個体数デ
ータ」と「分布データ」という 2 つの側面がある（図序‐1）。このうち「個体数デー
タ」は、長期的な個体数変動の解析（天野 2006；Amano et al. 2010）やラムサール基
準を満たす重要生息地の抽出（東梅ほか 2002; 日本野鳥の会 2007）に活用されてきた。
一方で「分布データ」はこれまで活用されてこなかった。モニタリング調査の分布デー
タを活用することができれば、全国に配置されているモニタリングサイトの情報を有効
に活用しながら、「どこで」、「どのような種を指標に」、「どのような環境を」保全
すべきかを、より明確にすることができるはずである。
（活用例）
個体数データ
・長期的な個体数変動の解析
・ラムサール基準を満たす重要生息地の抽出
鳥データ
シギ・チドリ類
分布データ
モニタリング
調査地の現況
なし
なし
図序‐1. モニタリングデータの活用状況。
2 つ目は、具体的な生息地管理計画を策定する際に必要となる種‐環境の対応関係が
整理されていないという点である（課題 2）。長期的な個体数変動の解析（天野 2006；
Amano et al. 2010）から、シギ・チドリ類の減少傾向は明らかになってきているが、そ
の原因となっている要因を明らかにすることができなければ、有効な保全対策を講じる
ことはできない。シギ・チドリ類モニタリング報告書の「調査地の現況」には、環境変
化に関する現地調査員の気付きが記述されている。報告書の記述を元に、シギ・チドリ
類の生息地に影響を与えると考えられる要因を意見集約によって抽出し、これを定量的
に評価することができれば、生息地管理に不可欠な知見を整理できるはずである。すな
わち、「どこで」、「どのような対策を」行うべきかを、より明確にすることができる
はずである。
2011 年に策定された海洋生物多様性保全戦略では、「生物多様性の保全上重要度の高
い海域の抽出」や「海洋生物多様性への影響要因の解明とその軽減政策の遂行」、「海
域の特性を踏まえた対策の推進」等が重要な施策として位置づけられている（環境省
2011b）。しかしながら、シギ・チドリ類に限らず、上記の施策の具体的内容について
は明らかになっていない。分布データの活用手法の開発や、意見集約手法の開発は、上
記施策の具体的な内容を提示するためにも必要不可欠である。
2
そこで本研究では、シギ・チドリ類の広域モニタリングデータの活用し、上記の 2 つ
の課題を解決するための手法を開発した。本種は干潟の指標種として調査が行われてい
るが、干潟のみならず砂浜や淡水湿地にも生息する。そのため、本研究の成果は、海域
に限らず、より広い水域に対して適用可能なものとなる。本論文の概要図を図序‐2 に
示す。
第 1 章・第 2 章では、「分布データ」の活用手法を開発した。まず第 1 章では、モニ
タリングサイト 1000 の調査地の環境データとシギ・チドリ類の個体数データを用いて
種およびサイトを「干潟型」・「砂浜型」・「淡水湿地型」・「中間型」に類型化した。
さらに、この結果を元にサイト類型の地図化を行った（図序‐2a）。第 2 章では、第 1
章で干潟型・中間型に類型化された種を用いて、干潟の生息適地を推定した（図序‐2b）。
陸域では、生息適地推定（例えば、Guisan and Zimmermann 2000）の研究事例が多い
が、海域、特に干潟等の軟質海底の生息地では生息適地推定の方法論が確立されていな
い。そこで、本研究では「湾ユニット」という地形ユニットを新たに開発し、湾を階層
的に評価することで、閉鎖性の高い海域に立地する干潟の立地ポテンシャルを評価した。
第 3 章・第 4 章では「調査地の現況」の活用手法を開発した。第 3 章では生息地保全・
管理を進める上で考慮すべき要因のスクリーニングを行うための Best Professional
Judgement （BPJ）の一連のフローを考案した。まず「調査地の現況」を一度集約し、
これをフィードバックする形でモニタリング調査員を対象としたアンケート調査を行
った。このようにして抽出した要因（Pressure：圧力）を、より上位の Driver（駆動因）
やより下位の State（状態）・Impact（影響）と関連付けることで、各種要因がシギ・
チドリ類の個体数や分布域に影響を与えるまでのプロセスを DPSIR モデル（Smeets
and Weterings 1999; 鷲谷ほか 2010; Lynch 2011）のような構造図として可視化するこ
とができると考えた。そこで、研究者を対象とし、Driver‐Pressure、Pressure‐State
の関係性についてのアンケート調査を行い、この結果を元に要因の構造化を行った（図
序‐2c）。その結果、沿岸域の生息地の直接的な改変要因となる Driver（駆動因）は大
きく「都市開発」・「農地開発」に分けられ、これに伴う間接的な要因として「流域環
境の改変」や「人為的攪乱」があることが明らかとなった。第 4 章では、モニタリング
サイト 1000 の調査地の後背地の土地利用データを用いてサイトを「都市型」・「農地
型」・「自然型」・「中間型」に類型化し、これを地図化することで（図序‐2d）、「都
市開発」や「農地開発」の影響をより強く受けてきた地域を明らかにした。
第 5 章ではまず、第 1 章～第 4 章の結果をまとめ、本研究で得られた成果と今後の課
題を整理した（図序‐2e）。次に地図：図序‐2a, 2b, 2d、構造図：図序‐2c、および
第 3 章で得られた結果を元に、沿岸域の生息地保全・管理の方向性を検討した（図序‐
2f）。今後のモニタリング調査のあり方については、整備していくべき環境指標と注目
すべき種について提言を行った（図序‐2g）。
3
「分布データ」の活用手法の開発
第1章
第 5 章：総合考察
生息地の環境面積を用いた
シギ・チドリ類と
a.サイト類型地図
モニタリングサイトの類型化
（生息環境）
第2章
沿岸域の地形要因を用いた
b.生息適地地図
干潟生息地の推定
e.本研究で得られた
成果と今後の研究課題
f.沿岸域の生息地保全
・管理の方向性の検討
「調査地の現況」の活用手法の開発
第3章
シギ・チドリ類の生息地に影響
を与える要因の抽出と構造化
g.今後のモニタリング
c.要因の構造図
第4章
沿岸域の開発圧を用いたモニタリ
d.サイト類型地図
ングサイトの類型化
（開発圧）
図序‐2．研究の流れ。
4
調査に向けた提言
第 1 章：生息地の環境面積を用いたシギ・チドリ類とモニタリングサイトの類型化
第 1 節 目的
シギ・チドリ類は干潟の指標種としてモニタリング調査が行われてきたが、砂浜や淡
水湿地にも生息する（天野 2006）。従って、各モニタリングサイトがどの環境区分に類
型化されるのかを明らかにする必要がある。また各環境区分をモニタリングするのに適
した種を明らかにする必要がある。
既存の研究においてシギ・チドリ類の環境利用型は定性的に沿岸性・淡水湿地性・ジ
ェネラリストの 3 区分に類型化されてきた（del Hoyo et al. 1996; Amano et al. 2010）。
しかしながら、生息地の環境要因を用いて定量的に本種を類型化した研究はない。
そこで本章では、シギ・チドリ類とモニタリングサイトの類型化を行うため、ランド
スケープスケールの環境要因である干潟・砂浜・淡水湿地の面積と、種別の個体数を用
いて CCA および K‐平均法による解析を行った。さらに、モニタリングサイトについ
てはサイト類型の地図化を行った。
第 2 節 調査方法および調査地
2.1 環境省モニタリングサイト 1000 シギ・チドリ類調査
シギ・チドリ類調査は 2004 年度から毎年、春期（4 月 1 日～5 月 31 日）・秋期（8
月 1 日～9 月 30 日）・冬期（12 月 1 日～2 月 29 日）の 3 期において調査範囲を固定し
て行われており、調査期間内の最大記録数が各季節の最大数データとして記録されてい
る（例えば、環境省 2011a）。
2010 年冬期調査の時点では、計 135 地点で調査が行われている。調査地はコアサイ
ト（45 地点）と一般サイト（90 地点）に分けられる（図 1‐1）。コアサイトとしては、
過去に実施された環境省シギ・チドリ類個体数変動モニタリング調査（WWF ジャパン
2007）の結果をもとに、下記の選定基準のいずれかを満たす地点が設定されている。①
ラムサール条約に登録されている、もしくは東アジア・オーストラリア地域シギ・チド
リ類重要生息地ネットワークに参加している。②ラムサール条約登録基準を満たしてい
る。③東アジア・オーストラリア地域シギ・チドリ類重要生息地ネットワークの参加基
準を複数種以上が満たしている。④国指定鳥獣保護区もしくは、重要湿地 500 に指定さ
れている。⑤全国レベルの調査にデータを提供した実績がある。コアサイトでは一調査
期間につき 3 回以上、一般サイトでは 3 回以上、困難な場合は 1 回以上、調査が行われ
ている。
5
6
図 1‐1．解析に用いたモニタリングサイトの略号。琉球列島の調査地は解析に用いなかったため、地図は省略した。
第 3 節 解析方法
3.1 鳥データ
鳥データとしては、モニタリングサイト 1000 シギ・チドリ類調査（2004 年度～2010
年度）の全調査期間内の最大渡来数を調査地毎に求め、自然対数変換した値を用いた。
ただし、調査地の条件を統一するため、島嶼部（琉球列島、舳倉島航路、舳倉島、礼文
島）、埋立地が調査地面積の 1/4 以上を占める調査地、再生干潟、および調査回数が 1
回以下の調査地は解析から除外した。また、局在性の強い種による結果の歪みを防止す
るため、解析対象地における合計個体数が 100 羽以下の種および、アカエリヒレアシシ
ギ、ハイイロヒレアシシギは解析から除外した。ズグロカモメ、ツクシガモ、クロツラ
ヘラサギはシギ・チドリ類ではないが、シギ・チドリ類とともに調査が行われている希
少種であり、その環境利用型を明らかにするため解析に用いた。解析に用いた種数およ
び調査地点数は、42 種 99 地点であった。
3.2 環境データ
環境データとしては、調査範囲内（環境省・ＷＷＦジャパン 2008）の干潟面積・砂浜
面積・淡水湿地面積を調査地毎に算出したものを用いた。干潟面積は海域部の面積とし
た。砂浜面積は環境省植生図（自然環境保全基礎調査植生調査第 2 回～第 5 回統合版；
http://www.biodic.go.jp/trialSystem/info/vg.html）の自然裸地（砂浜部分）と砂丘植生
を統合した面積とした。淡水湿地面積は国土数値情報土地利用細分メッシュデータ
（http://nlftp.mlit.go.jp/ksj/jpgis/datalist/KsjTmplt-L03-b.html）の河川・湖沼・水田
面積を統合した面積とした。上記データを 100m 解像度で統合し、さらに 10m 解像度
に変換した上で面積を求めた。環境データの作成には GIS（ArcGIS 9.2+Spatial Analyst,
ESRI）を用いた。
3.3 解析手法
シギ・チドリ類とモニタリングサイトの類型化を行うため、上記の鳥データおよび環
境データを用いて CCA（Canonical Correspondence Analysis：正準対応分析、ter Braak
2002）による解析を行った。解析には Canoco for Windows 4.02 を用いた。軸の有意
性についてはモンテカルロ法（試行回数 1000 回）で検定し、それ以外はデフォルト設
定のまま使用した。
さらに、CCA の第 1 軸・第 2 軸のスコアを用いて、非階層クラスター分析の K‐平
均法（MacQueen 1967）により、シギ・チドリ類およびモニタリングサイトを干潟型・
砂浜型・淡水湿地型・中間型の 4 区分に類型化した。さらに、中間型については、干潟・
砂浜・淡水湿地の 3 つの環境ベクトルを用いて、種については干潟・砂浜中間型、沿岸・
淡水湿地中間型の 2 区分に、サイトについては干潟・砂浜中間型、干潟・淡水湿地中間
型、砂浜・淡水湿地中間型の 3 区分に類型化した。K‐平均法の解析にはフリーの統計
パッケージである R2.13（The R development core team, http://www.r-project.org）を
用いた。
7
3.4 サイト類型の地図化
日本全域において、干潟型・砂浜型・淡水湿地型・中間型のモニタリングサイトがど
のように分布するのかを把握するため、3.3 によるサイト類型を地図化した。
第 4 節 結果
4.1 CCA プロット
CCA の結果を表 1-1 に示す。第 1 軸の固有値は 0.06、第 2 軸の固有値は 0.03 と両軸
とも低い値であった。種組成と環境要因の相関は第 1 軸で 0.55、第 2 軸で 0.51 と比較
的高い値であった。モンテカルロテストによる p 値は第 1 軸で P=0.001、全軸で P=0.001
であり、各軸で表現される種と環境要因との関係は有意であることが示された。種組成
データから得られた全分散（total inertia）は 0.953 であり、第 1 軸と第 2 軸で種の分
散の 9.7％を説明した。また種組成と環境要因の関係については、第 1 軸と第 2 軸で 90％
以上が説明できた。
表 1-1. CCA の結果。
Axis
1
2
Eigenvalues
0.06
0.03
Species-environment correlations
0.55
0.51
of species data
6.2%
9.7%
of species-environment relation
59%
91%
干潟
-0.40
-0.2
砂浜
-0.03
0.44
0.44
-0.2
Cumulative percentage variance
Correlation coefficients
淡水湿地
種・サイトのスコアの第 1 軸・第 2 軸の平面上の散布図を図 1‐2・図 1‐3 に示す。
砂浜・干潟・淡水湿地の各環境ベクトルの方向に向かって種・サイトともに三角形にプ
ロットされた。第 1 軸は正の方向に淡水湿地、負の方向に干潟との相関が強く、第 2 軸
は正の方向に砂浜との相関が強く（表 1‐1）、相関関係は各環境ベクトルの方向（図 1
‐2・図 1‐3）とほぼ一致する。
第 1 軸・第 2 軸のスコアを用いて K‐平均法により種・サイトの類型化を行ったとこ
ろ、干潟型・砂浜型・淡水湿地型・中間型の 4 区分に類型化することができた。さらに、
中間型については、干潟・砂浜・淡水湿地の 3 つの環境ベクトルを用いて、種について
は干潟・砂浜中間型、沿岸・淡水湿地中間型の 2 区分に（図 1‐2）、サイトについては
干潟・砂浜中間型、干潟・淡水湿地中間型、砂浜・淡水湿地中間型の 3 区分に（図 1‐3）
類型化した。
8
図 1-2. 種の CCA プロット。※はシギ・チドリ類以外の希少種。
プロットのマークは K‐平均法による各類型の区分を表す。
9
図 1-3. サイトの CCA プロット。
プロットのマークは K‐平均法による各類型の区分を表す。ベクトルの長さは 5 倍にした。
略号は図 1-1 と対応する。
10
表1-2．CCAによるシギ・チドリ類および希少種３種の分類。
大区分
CCAによる分類
和名
学名
最大渡来数合計※
ダイゼン
Pluvialis squatarola
ダイシャクシギ
Numenius arquata
Calidris canutus
コオバシギ
オオメダイチドリ
Charadrius leschenaultii
Larus saundersi
（ズグロカモメ）
（ツクシガモ）
Tadorna tadorna
（クロツラヘラサギ） Platalea minor
Calidris alba
砂浜型
ミユビシギ
干潟・砂浜中間型
ハマシギ
Calidris alpina
チュウシャクシギ
Numenius phaeopus
シロチドリ
Charadrius alexandrinus
オオソリハシシギ Limosa lapponica
メダイチドリ
Charadrius mongolus
ソリハシシギ
Tringa cinerea
オバシギ
Calidris tenuirostris
Haematopus ostralegus
ミヤコドリ
ホウロクシギ
Numenius madagascarien
アカアシシギ
Tringa nebularia
サルハマシギ
Calidris ferruginea
Calidris ruficollis
中間
沿岸・淡水湿地中間型 トウネン
キアシシギ
Tringa brevipes
キョウジョシギ
Arenaria interpres
アオアシシギ
Tringa nebularia
Limosa limosa
オグロシギ
イソシギ
Tringa hypoleucos
ウズラシギ
Calidris acuminata
セイタカシギ
Calidris acuminata
Limicola falcinellus
キリアイ
コアオアシシギ
Tringa stagnatilis
淡水
淡水湿地型
ムナグロ
Pluvialis fulva
Vanellus vanellus
タゲリ
コチドリ
Charadrius dubius
タシギ
Gallinago gallinago
タカブシギ
Tringa glareola
Vanellus cinereus
ケリ
ツルシギ
Tringa erythropus
ヒバリシギ
Calidris subminuta
イカルチドリ
Charadrius placidus
Philomachus pugnax
エリマキシギ
クサシギ
Tringa ochropus
オオジシギ
Gallinago hardwickii
オオハシシギ
Limnodromus scolopaceus
※解析対象地における最大渡来数の合計値。　（）はシギ・チドリ類以外の希少種。
沿岸
干潟型
11
5817
563
303
142
3334
3168
313
8977
62469
13511
6920
4621
4535
3618
2124
931
672
160
120
19125
12148
6566
2482
923
615
558
556
433
362
8934
2249
1927
1474
1278
1155
521
293
237
188
174
131
110
越冬地
(del Hoyo et al. 1996)
沿岸
中間
沿岸
沿岸
沿岸
沿岸
沿岸
沿岸
中間
沿岸
沿岸
沿岸
沿岸
沿岸
沿岸
沿岸
沿岸
沿岸
中間
中間
中間
沿岸
中間
中間
中間
中間
中間
中間
中間
中間
淡水
淡水
淡水
淡水
淡水
中間
淡水
淡水
淡水
淡水
淡水
中間
12
略号は図 1‐1 と対応する。
図 1-4. CCA と K‐平均法の結果を用いたサイト類型マップ。
4.2 種の類型化
CCA と K‐平均法によるシギ・チドリ類および希少種 3 種の分類を表 1‐2 に示す。
沿岸型の種のうち、ダイゼン・ダイシャクシギ・コオバシギ・オオメダイチドリ・ズグ
ロカモメ・ツクシガモ・クロツラヘラサギは干潟型に分類された。ミユビシギは砂浜型
に分類された。中間型に分類された種のうち、干潟・砂浜の両ベクトルの間にプロット
されたハマシギ・チュウシャクシギ・シロチドリ・オオソリハシシギ・メダイチドリ・
ソリハシシギ・オバシギ・ミヤコドリ・ホウロクシギ・アカアシシギ・サルハマシギ（図
1‐2）は干潟・砂浜中間型とした。
中間型に分類された種のうち、干潟・淡水湿地の両ベクトルおよび砂浜・淡水湿地の
両ベクトルの間にプロットされたトウネン・キアシシギ・キョウジョシギ・アオアシシ
ギ・オグロシギ・イソシギ・ウズラシギ・セイタカシギ・キリアイ・コアオアシシギは
沿岸・淡水湿地中間型とした（図 1‐2・表 1‐2）。
淡水湿地型の種はムナグロ・タゲリ・コチドリ・タシギ・タカブシギ・ケリ・ツルシ
ギ・ヒバリシギ・イカルチドリ・エリマキシギ・クサシギ・オオジシギ・オオハシシギ
であった（図 1‐2・表 1‐2）。
4.3 サイト類型の地図化
CCA と K‐平均法によるサイト類型（図 1‐3）を地図化した（図 1‐4）。
沿岸域において、干潟・砂浜の違いに着目すると、東日本沿岸の北海道（hok）、東
北（wth・nth・eth）、関東太平洋岸（knb）、石川（ishi）では砂浜（砂浜型または砂
浜・淡水湿地中間型）に類型化されているサイトが多かった一方で、西日本沿岸の九州
沿岸（ari・yatsu・nkyu・wseto・miya・kago）、瀬戸内海（seto）、宍道湖（shin）、
吉野川（yosi）では干潟（干潟型または干潟・淡水湿地中間型）に類型化されているサ
イトが多かった。東京湾（tkb）、伊勢湾（isb）、三河湾（mkb）では砂浜型・干潟型
が混在していた。例外的に、東日本でも一部、北海道東部（hok）で干潟（干潟・砂浜
中間型）の性質を持つサイトが見られた。また西日本でも一部、大阪湾（osb）・瀬戸
内海（seto）・土佐湾（tsb）・北九州（nkyu）では砂浜（砂浜型、干潟・砂浜中間型、
砂浜・淡水湿地中間型）の性質を持つサイトが見られた。
内陸では、東北東部（eth）・関東内陸湿地（knw）・京都（kyo）が淡水湿地型に類
型化されていた。この他、全国の沿岸域では淡水湿地の性質を持つサイトが見られ、東
日本沿岸域では砂浜・淡水湿地中間型や淡水湿地型、西日本では干潟・淡水湿地中間型
のサイトが多く見られた。
13
第 5 節 考察
5.1 シギ・チドリ類の類型化
5.1.1 定量的類型化
既存の研究においてもシギ・チドリ類の分類は行われているが（例えば、del Hoyo et
al. 1996; 天野 2006; Amano et al. 2010）、専門家の経験に基づく定性的な区分であっ
た。これに対し、本研究では、調査地内の干潟・砂浜・淡水湿地の面積と個体数を用い
ることで、シギ・チドリ類の環境利用型を定量的に類型化することができた（図 1‐2・
表 1‐2）。また既存の研究においては、シギ・チドリ類は沿岸性・淡水性・ジェネラリ
ストの 3 区分に類型化されてきたが（表 1‐2：del Hoyo et al. 1996）、本研究では沿
岸性の種をさらに干潟型、砂浜型、干潟・砂浜中間型（図 1‐2・表 1‐2）の 3 区分に
類型化することができた点が特筆すべき点である。
本研究（中継地）における種の類型と、越冬地における種の類型はほぼ一致したこと
から（表 1‐2）、中継地・越冬地の環境利用型は共通する場合が多いことが示唆された。
ただし、一部の種では一致しなかった。例えば、本研究ではハマシギは沿岸型（干潟・
砂浜中間型）に類型化されたが、越冬地では沿岸・淡水湿地中間型とされている。また
キョウジョシギは沿岸・淡水湿地中間型に分類されたが、越冬地では沿岸型とされてい
る。本研究で用いたモニタリングサイト 1000 の調査地点は沿岸域に偏るため、中間型
に分類された種については、内陸における他の調査データも加味した上で今後、沿岸型
（干潟・砂浜中間型）と沿岸・淡水湿地中間型の区分を明確にしていく必要がある。ま
た本研究ではムナグロは淡水湿地型に分類されたが、越冬地では沿岸・淡水湿地中間型
に類型化されている。解析から除外した琉球列島では、泡瀬干潟等での越冬個体数が多
く（例えば、環境省 2011a）、より広域的には沿岸・淡水湿地中間型が妥当であると考
えられる。
このように、本研究における区分は絶対的なものではないが、種組成と環境要因の相
関は比較的高く（表 1‐1）、各軸で表現される種と環境要因との関係は有意であったこ
と、また第 1 軸・第 2 軸で種組成と環境要因の関係を 90％以上説明することができてい
たことから、少なくとも本州沿岸域における種の類型としては妥当であると考えられる。
5.1.2 食性との関係
上記のような環境利用型の違いは、餌食物の違いによるものであると考えられる。例
えば、砂浜型に分類されたミユビシギは主としてヒメスナホリムシ、潜砂性アミ、小型
の貝類など、砂浜の波打ち際に生息する種を採食する（Nuka et al. 2005）。干潟型に
分類されたダイゼンはゴカイ類（Pienkowski 1983）、ズグロカモメ・ツクシガモはカ
ニ類（叶内・阿部・上田 1998）等の干潟の底生生物を、クロツラヘラサギは魚類（叶
内・阿部・上田 1998）を主食とする。淡水湿地グループに分類されたムナグロ・タゲ
リ・コチドリ・タシギ・タカブシギ・ケリは、主として昆虫類やミミズを採食する（叶
内・阿部・上田 1998）。このように、干潟型・砂浜型・淡水湿地型の種は特定の餌食物
に依存するため、環境選択の幅も小さいと考えられる。一方、中間型に分類された種は
採食する餌食物が多様であり（叶内・阿部・上田 1998）、そのため干潟型・砂浜型・
淡水湿地型の種と比較して環境選択の幅が大きいと考えられる。
14
5.2 モニタリングサイトの類型化
5.2.1 沿岸域の類型化
本研究では、モニタリングサイトについても定量的に類型化することができた（図 1
‐3）。沿岸域において干潟・砂浜の違いに着目すると（図 1‐4）、東日本沿岸では砂
浜型、西日本沿岸では干潟型が多く、東京湾（tkb）・伊勢湾（isb）・三河湾（mkb）
では砂浜型と干潟型が混在していることが明らかとなった。
CCA プロットにおいて最も砂浜ベクトルの方向に偏った位置にプロットされていた
関東太平洋岸（knb）および石川（ishi）のサイトは（図 1‐3・図 1‐4）、長い砂浜を
含む（環境省・ＷＷＦジャパン 2008）。一方、北海道（hok）や東北（nth, eth）は河
口干潟や潟湖干潟であるにも関わらず（環境省・WWF ジャパン 2008）、砂浜型に分類
されていた。これらサイト周辺の沿岸域は砂浜であり、より広域的に見れば砂浜的環境
である。東日本沿岸では、砂浜型の種（Appendix1a）や中間型の種（Appendix1b）が
数多く記録されており、外洋に面した砂浜や潟湖が砂浜型・中間型のシギ・チドリ類（図
1‐2・表 1‐2）の生息地として重要であると考えられる。ただし例外として北海道東部
（hok）は干潟・砂浜中間型に類型化されており、干潟型のダイゼンが多く記録されて
いた（Appendix1a）。従って、当サイトは北海道の他のサイトとは異なる環境である
と考えられる。
CCA プロットにおいて最も干潟ベクトルの方向に偏った位置にプロットされていた
有明海（ari）、八代海（yatsu）、瀬戸内海西部（wseto）には（図 1‐3・図 1‐4）現
存干潟が多く（花輪 2006）、干潟型の種は共通してこれらの海域で多く記録されてい
た（Appendix1a）。また北九州（nkyu）、南九州（kago・miya）、瀬戸内海（seto）、
宍道湖（shin）、吉野川（yosi）も干潟型に分類され、これらの調査地でも干潟型の種
が記録されていた（Appendix1a）。西日本沿岸では中間型のシギ・チドリ類も多く記
録されており（Appendix1b）、閉鎖性海域に立地する干潟が干潟型・中間型のシギ・
チドリ類（図 1‐2・表 1‐2）の生息地として重要であると考えられる。ただし例外と
して大阪湾（osb）・瀬戸内海の一部（seto）・土佐湾（tsb）・北九州（nkyu）では砂
浜（砂浜型、干潟・砂浜中間型、砂浜・淡水湿地中間型）の性質を持つサイトが見られ、
これらのサイトでは中間型の種が記録されていた（Appendix1b）。
砂浜型と干潟型が混在する東京湾（tkb）、伊勢湾（isb）、三河湾（mkb）では（図
1‐3・図 1‐4）、干潟型、砂浜型、中間型（Appendix1a、Appendix1b）の種が多く
記録されており、多様な環境に対応して生息する種の型も多くなっていると考えられる。
シギ・チドリ類は干潟の指標種として調査が行われており、調査地の大半は干潟を含
む形で設定されている（環境省・WWF ジャパン 2008）。従って上記のような干潟・
砂浜の違いは干潟の質、つまり泥質・砂質の違いを反映している可能性が高い。本研究
の 結 果 と 環 境 省 の 干 潟 調 査 （ 干 潟 GIS デ ー タ ： 環 境 省 生 物 多 様 性 セ ン タ ー ,
http://www.biodic.go.jp/trialSystem/dr/dr.html）の底質区分を比較すると、東日本では
砂質干潟が多いことや、有明海周辺では泥質干潟が多いことなどが一致する。ただし、
その他の調査地については一致しない場合もある。例えば、瀬戸内海西部（wseto）は
上記 GIS データでは砂質干潟や礫干潟に区分されているが、本研究では干潟型に類型化
15
された。シギ・チドリ類の調査は陸に近い位置で行われることが多いため、一つの干潟
内に多様な底質が存在する場合には（環境省 2007）、陸に近い干潟の環境を反映した
調査結果になっている可能性がある。今回の解析結果を元に、今後は干潟の底質、底生
生物、シギ・チドリ類の 3 者を関連付けながら、干潟型・砂浜型の生態系の違いを明確
にしていく必要がある。
5.2.2 淡水湿地型のサイト
内陸では、東北東部（eth）・関東内陸湿地（knw）・京都（kyo）が淡水湿地型に類
型化されていた（図 1‐3・図 1‐4）。特に関東内陸湿地では、淡水湿地型の種が多く
記録されていた（Appendix1c）。この他、全国の沿岸域では淡水湿地の性質を持つサイ
トが見られ、東日本沿岸域では砂浜・淡水湿地中間型や淡水湿地型、西日本では干潟・
淡水湿地中間型のサイトが多く見られた。このような、沿岸域に干拓地が存在するサイ
トでは、沿岸性の種（Appendix1a、Appendix1b）に加え、淡水湿地型の種（Appendix1c）
も記録されていた。
16
第2章
沿岸域の地形要因を用いた干潟生息地の推定
第 1 節 目的
生息地の保全・再生の重点地域を抽出するため、陸域では生物の生息適地を推定し、
これを広域スケールで地図化する研究が多く行われてきた（例えば、Guisan and
Zimmermann 2000; 伊勢・三橋 2006; Margules and Sarkar 2007; 荒木田・三橋 2008
など多数）。陸域では植生図や土地利用図等が広域的に整備されており、生息適地推定
のための環境パラメーターとして利用することが可能である。
一方で、海域では生息地データ（干潟・藻場等のエリア）を広域的に整備することは
困難である。そのため、沿岸域の生息適地を推定するための手法としては、これまで風
とフェチを用いて波浪露出度を評価する手法（Keddy 1982; Thomas 1986）が開発され
てきた。この手法では、外海からの波当たりの強さを評価することが可能であり、主と
して岩礁域に立地する海藻類の生息適地の推定に応用されてきた（Isæus 2004; Bekkby
et al. 2008, 2009b）。波浪や潮流の影響を受けながら立地している沿岸域のハビタット
の適切な管理手法について検討していくためには、単にハビタットのエリアを衛星画像
等から抽出するだけでなく、上記のような沿岸域の物理環境要因を用いることで、ハビ
タットの立地プロセスの評価も含めた生息適地推定を行うことが有効である。しかしな
がら、干潟など、より閉鎖性の高い海域に立地するハビタットを推定するための手法は
開発されていない。従って、干潟の生息適地を広域的に推定するための手法を開発する
必要がある。
干潟を広域評価するために必要な物理環境要因としては、河川からの土砂供給量、波
浪露出度、潮汐差（Boyed et al. 1992; Harris et al. 2002）が用いられてきた。また海
岸線の形状も干潟の形成に影響を与えている。閉鎖性海域は外海と比較して潮流や波浪
が穏やかであり、土砂が堆積しやすいと言われている（Golbuu et al. 2003）。シギ・チ
ドリ類が多数記録されている干潟は、このような閉鎖性海域に立地している（環境省
2009）。従って、海域の閉鎖性は、シギ・チドリ類の生息地を推定するための環境パラ
メーターとして有効であると考えられる。
既存の研究においても海域の閉鎖性は評価されてきた（Yokoyama 2003; Bekkby and
Isæus
2008;
国
際
エ
メ
ッ
ク
ス
セ
ン
タ
ー
http://www.emecs.or.jp/closedsea-jp/sihyo.html）。しかしながら、「湾ユニット」を
定量化するための標準的手法は開発されていない。日本の海岸線は湾や入り江が入り組
んでおり、一つの大きな湾の中にいくつかの小さな湾を含むといった、階層的かつフラ
クタルな構造を持っている。従って、空間的階層性を評価できるような湾ユニットを定
義する必要がある。
そこで本研究では海岸線のポリゴンデータを用いて任意のスケールの湾ユニットを
自動抽出する手法を開発した。第 1 章で干潟型・中間型として類型化されたシギ・チド
リ類のうち、日本での渡来記録数が最も多かった 6 種の生息適地を推定するため、これ
ら 6 種の分布「有り」データを目的変数とし、異なるスケールの湾ユニットと用いて算
出した湾の面積・浅瀬率、および潮汐差を説明変数とした生息適地モデルを構築した。
17
第 2 節 方法
2.1 解析対象地・鳥データ
調査対象地は非サンゴ礁海域の日本全国の沿岸部、東西 1837km、南北 1747km の範
囲とした。
鳥データとしては、第 1 章で干潟型・中間型として類型化されたシギ・チドリ類のう
ち、日本での渡来記録数が最も多かったハマシギ・トウネン・チュウシャクシギ・キア
シシギ・シロチドリ・ダイゼンの 6 種を対象とし、日本において 1999 年から 2008 年
の間に行われた個体数変動モニタリングおよびモニタリングサイト 1000 の結果（例え
ば、WWF ジャパン 2007; 環境省 2009）を用いた。解析には、主として干潟を含み、
いずれかの種が 100 羽以上記録されたことのある 63 地点の緯度経度座標値を用いた（図
2‐1）。堤防で囲まれた野鳥公園等は解析から除外した。種別のサンプル数は表 2‐2
の通りである。
オホーツク海
a) ハマシギ
b) トウネン
日本海
太平洋
東シナ海
c) チュウシャクシギ
d) キアシシギ
e) シロチドリ
f) ダイゼン
0
500 km
図 2-1. 解析に用いた調査地点。地図 a)–f)はシギ・チドリ類の実際の分布を表す。
黒点は主として干潟を含み、100 羽以上の個体数が記録された調査地点である。
18
2.2 環境データ
マルチスケールで湾の面積および湾内の浅瀬率を計算するため、図 2‐2 の手順に従
って海岸線から異なるスケールの湾を抽出した。まず、海岸線（日本全域海岸線データ：
日本水路協会, http://www.mirc.jha.or.jp/en/index.html）から海に向かって Xkm のバ
ッファを作成し（バッファ 1）、バッファ 1 から海岸線に向かって再度 Xkm のバッフ
ァを作成した（バッファ 2）。そしてバッファ 2 と海岸線で囲まれたエリアを湾と定義
した。ただし、湾内に広い開放海域が存在する場合には、バッファ 1 はドーナツポリゴ
ンとなった。この場合は、ポリゴンの穴を埋めた場合と閉じた場合の 2 通りについて検
討した（図 2‐3）。
図 2-2. 海岸線データから湾ユニットを抽出する手順。
Step 1) 海岸線から海に向かって X km のバッファを作成: バッファ 1。
Step 2) バッファ 1 から海岸線に向かって X km のバッファを作成: バッファ 2。
バッファ 2 と海岸線に囲まれた範囲を湾ユニットと定義した。
湾ユニットは、バッファ距離が湾口距離の半分以上の場合に抽出される。
19
図 2-3. 穴開きの湾と穴閉じの湾。
湾の中に開放海域がある場合には、バッファ 1 はドーナツポリゴンとなる。
a) 穴開きの湾: 陸地の近接度により、大スケールの湾に立地する小スケールの湾ユニットが抽出される。
b) 穴閉じの湾：外海に面した湾口部の距離に応じて湾ユニットが抽出される。
20
日本の主要な閉鎖性海域を抽出する最小のバッファスケールは 6km（穴閉じ）であっ
た。そこで、マルチスケールの解析を行うため、3 つの異なるスケールの湾（小スケー
ルとして 1km、中スケールとして 3km、大スケールとして 6km）を、穴開きの場合と
穴閉じの場合について抽出した。さらに、抽出した湾の面積および浅瀬率（日本全域海
岸線データの水深 10m 以浅のエリア）を計算した。ただし、湾の抽出前に海岸線デー
タと浅瀬データに対しては Appendix2a の修正を、また抽出した湾ユニットについては
Appendix2b の修正を行った。
干潟の干出度を表す指標としては、大潮差を用いた。大潮差データは潮汐調査定数表
（海上保安庁 1992）の潮汐データを用いて、IDW（power of 2, 解像度 1km）により距
離による補完（40km）を行い、作成した。海峡に面した両岸では大潮差が大きく異な
る場合もあったため、別々のエリアに区切って補完を行った。上記設定でデータが補完
できない場合は近接する値を用いて再補完を行った。
上記の環境要因間には共線性が見られなかったため（R2＜0.6）、すべての環境デー
タを 200m 解像度のグリッドデータに変換した後、ASCII データに変換して解析に供し
た（表 2‐1）。明らかに生息地として適さない地域までバックグラウンドデータに含め
ると AUC を適切に評価することができないため（Phillips et al. 2009）、浅海域（水深
10m 以浅のエリア）のみを解析対象地とした。
表 2-1． シギ・チドリ類の生息適地推定に用いた環境要因。
略号
説明
BO1
1km スケールの湾の面積 (穴開きの場合) (m2)
BC1
1km スケールの湾の面積 (穴閉じの場合) (m2)
BO3
3km スケールの湾の面積 (穴開きの場合) (m2)
BC3
3km スケールの湾の面積 (穴閉じの場合) (m2)
BO6
6km スケールの湾の面積 (穴開きの場合) (m2)
BC6
6km スケールの湾の面積 (穴閉じの場合) (m2)
SO1
1km スケールの湾に占める浅瀬率 (穴開きの場合) (%)
SC1
1km スケールの湾に占める浅瀬率 (穴閉じの場合) (%)
SO3
3km スケールの湾に占める浅瀬率 (穴開きの場合) (%)
SC3
3km スケールの湾に占める浅瀬率 (穴閉じの場合) (%)
SO6
6km スケールの湾に占める浅瀬率 (穴開きの場合) (%)
SC6
6km スケールの湾に占める浅瀬率 (穴閉じの場合) (%)
SPR
大潮差 (cm)
21
2.3 解析手法・生息適地の地図化
3 つのスケールの湾の面積および浅瀬率、大潮差を説明変数とし（表 2‐1）、6 種の
シギ・チドリ類の分布「有」データ（図 2‐1）を目的変数として、全国レベルのマルチ
スケール解析を行った。解析には、マシンラーニングの解析手法の一種であり、「有」
データのみを用いて生息適地の推定を行うことのできる Maxent（Phillips et al. 2006）
を用いた。モデルのパフォーマンスは AUC（Fielding and Bell 1997）を用いて評価し、
正解率は、閾値（感度と特異度の和を最大化する閾値）における感度（Manel et al. 2001）
を用いて評価した。各環境要因の重要性については、モデルに対する寄与率によって評
価した。
生息適地の地図化ではまず、種の分布傾向を比較するため、Maxent によって推定さ
れた種別の生息適地を、全国を対象として地図化した。潜在的に種多様性の高い地域を
明らかにするため、閾値以上の生息確率を 1、閾値以下の生息確率を 0 に変換し、6 種
の値を足し合わせて地図化した。これらの全国スケールの生息適地図では、推定エリア
が非常に小さく、可視化が難しかったため、10km メッシュ内の最大値を代表値として
用いた。潜在的に種の多様性が高かった海域については詳細図を作成した。環境デー
タ・種の分布データの作成および生息適地の地図化には GIS（ArcGIS 9.2+Spatial
Analyst, ESRI ） を 用 い た 。 解 析 お よ び AUC ・ 閾 値 の 計 算 に は Maxent 3.2.1
（http://www.cs.princeton.edu/~schapire/maxent/） を用いた。過学習（over-fitting）
を防ぐため、regularization multiplier のみ 1.5 に設定し、それ以外はデフォルト設定
のまま使用した。
第 3 節 結果
3.1 湾の抽出
本研究では、海岸線データを用いて異なるスケールの湾を抽出することができた。抽
出した湾ユニットの数は、BO1、BC1、BO3、BC3、BO6、BC6 各湾についてそれぞれ
21601 個、19909 個、10168 個、9140 個、5911 個、5331 個であった。
3.2 種の分布を規定する要因
全ての種について、AUC および感度は非常に高い値であった（表 2‐2）。モデルへ
の寄与率が最も高かった環境要因は、全種で共通して SO1 と SO3 であった（表 2‐3）。
ハマシギとトウネンについては SO1 の寄与率が SO3 と比較して非常に高く、反対にダ
イゼンは SO3 の寄与率が SO1 と比較して非常に高かった。チュウシャクシギ、キアシ
シギ、シロチドリについては、SO1・SO3 の寄与率は大差がなかった。全種で共通して
BC6 は SO1・SO3 に次いで高い寄与率であり、BC6 はダイゼンで最も高く、ハマシギ
で最も低かった。SPR の寄与率はシロチドリでのみ 10％を超えた。BC6 の応答曲線は
凸型であり、SO1・ SO3・SPR の応答曲線は増加型であった。
22
表 2-2. 閾値における感度と AUC の値。
種名
サンプル数
閾値*
正解データ数
感度 (%)
AUC
ハマシギ
60
0.12
58
97
0.97
トウネン
32
0.15
31
97
0.97
チュウシャクシギ
32
0.13
31
97
0.97
キアシシギ
25
0.21
23
92
0.97
シロチドリ
29
0.17
28
97
0.98
ダイゼン
17
0.33
16
94
0.98
*感度と特異度の和を最大化する閾値
表 2-3. 各環境変数のモデルに対する寄与率。
環境要因
種名
ハマシギ
トウネン
チュウシャクシギ
キアシシギ
シロチドリ
ダイゼン
BO1
5
7
10*
13*
6
7
BC1
0
0
0
0
0
0
BO3
0
2
1
0
2
1
BC3
1
0
0
2
1
1
BO6
1
2
0
0
0
3
BC6
6
10*
10*
14*
14*
16*
SO1
62*
59*
35*
29*
30*
21*
SC1
8
2
5
2
3
0
SO3
14*
16*
32*
35*
34*
47*
SC3
0
0
0
0
0
0
SO6
1
0
2
0
2
0
SC6
0
0
0
0
0
0
4
3
6
4
10*
3
湾の面積
浅瀬率
大潮差
SPR
* 10%以上の寄与率
23
3.3 種の分布
6 種の生息適地を明らかにするため、Maxent によって推定された値を、全国を対象
として地図化した。その結果、ハマシギ・トウネン・チュウシャクシギの生息適地は日
本の沿岸域に広域に分布していたのに対し（図 2‐4）、キアシシギ・シロチドリ・ダイ
ゼンの生息適地は日本の主要な閉鎖性海域により偏っていた。
a) ハマシギ
b) トウネン
c) チュウシャクシギ
生息確率
0.12-0.5
>0.5
生息確率
0.15-0.5
>0.5
生息確率
0.13-0.5
>0.5
0
500 km
d) キアシシギ
e) シロチドリ
生息確率
f) ダイゼン
0.21-0.5
>0.5
生息確率
0.17-0.5
>0.5
生息確率
0.33-0.5
>0.5
図 2‐4. 種別の生息適地図。10km メッシュ内の最大値を代表値として用いた。
24
北海道東部
周防灘
博多湾
潜在的な生息種数
1
2
3
4
5
6
東京湾
伊勢湾
瀬戸内海
0
有明海・八代海
500 km
図 2‐5．潜在的な生息種数。10km メッシュ内の最大値を代表値として用いた。
6 種の生息確率を 1／0 データに変換したものを足し合わせ、地図化したところ、潜在
的に種の多様性が高い海域は、日本の主要な閉鎖性海域である北海道東部、東京湾、伊
勢湾・三河湾、瀬戸内海、周防灘、博多湾、有明海、八代海等であることが明らかとな
った（図 2‐5）。
図 2‐5 の詳細図を作成したところ、北海道東部では潟湖干潟、それ以外の海域では
河口干潟が抽出されていた（図 2‐6）。生息確率が過大評価されていたのは大都市沿岸
部の港湾（例えば、図 2‐6b, c, f）であった。前浜干潟のエリア（例えば、図 2‐6b 盤
洲, e 周防灘南部, g 大授搦・荒尾海岸）は過小評価されている場合が多かった。
25
図 2‐6. 生息適地の詳細図。
いずれかの種が実際に 100 羽以上記録された地点を○で示した。
26
第 4 節 考察
4.1 生息適地モデルとその精度
本研究では、干潟の立地と関連が大きいと考えられる湾の面積と浅瀬率、潮汐差とい
う3つの地形要因を用いることで、全国スケールにおいて非常に高い精度で6種のシギ・
チドリ類の生息適地を推定することができた。さらに、推定されたエリアには、現在多
数の渡来記録のある地点（例えば、WWFジャパン 2007; 環境省 2009）のみならず、
現在は調査が行われていないが、過去の調査において数多くのシギ・チドリ類が記録さ
れていた地点（例えば、周防灘北部：図2‐6e、水門設置前の諫早干潟・菊池川河口：
図2‐6g；環境省 1997）も数多く含まれていた。これらのことから、非常にシンプルな
環境要因ではあるが、本研究で用いた環境要因は、シギ・チドリ類の生息地を大スケー
ルで推定するのに有効であると言える。
ただし、本研究の手法では、前浜干潟のエリアを適切に評価することができなかった。
前浜干潟と隣接する河口干潟は適切に評価することができていたため、シギ・チドリ類
が多く渡来する前浜干潟の立地条件は、今回の結果と大きく矛盾していないと考えられ
る。今後モデルの精度を向上していくためには、さらに、河川からの土砂流入量（Boyd
et al. 1992）、沿岸域の傾斜（姜ほか 2002）といった前浜干潟の形成に関係が大きい
と考えられる指標をモデルに加えていく必要がある。都市沿岸の港湾では干潟の立地が
過大評価されており、実際には干潟が立地するレベルの浅海域（水深 1m 以浅）は残さ
れていない。このような港湾は、過去には広大な干潟が存在していた場所に建設された
港湾である（例えば、遠藤 2004; 農業環境技術研究所歴史的農業環境閲覧システム
http://habs.dc.affrc.go.jp/）。そのため、これらの海域では、過去に失われた干潟を補償
するため、現存干潟の保全に加え、生息地の再生を行う必要がある。
ダイゼンを除く中間型の 5 種は、関東太平洋岸・石川以北の砂浜型の生息地（砂浜や
潟湖）にも広く分布しており（Appendix1b）、本研究の手法では北海道東部の潟湖は
評価できたものの、砂浜は評価することができなかった。砂浜は湾ユニットでは抽出す
ることができないため、今後は砂浜を評価するための別の地形ユニットを開発する必要
がある。
4.2 環境要因の生態学的意味
穴開きの湾と穴閉じの湾では、モデルに対する寄与率が大きく異なった（表2‐3）。
小・中スケールの湾の浅瀬率では、穴開きの湾（SO1・SO3）の寄与率が穴閉じの湾（SC1・
SC3）よりも大きかった。一方、大スケールの湾の面積では、穴閉じの湾（BC6）の寄
与率が穴開きの湾（BO6）よりも大きかった。これらの結果から、日本の沿岸域では、
陸地の近接度を用いることで小・中スケールの湾を、また外洋に面した湾口部の距離を
用いることで大スケールの湾をより適切に評価できることが示唆された。ただし、海岸
地形は国や地域によって異なるため、今後の研究においても、穴開きの湾と穴閉じの湾
の両方について検討することを推奨する。
全種で共通して SO1・SO3 のモデルに対する寄与率が最も高かった。これらの小・中
スケールの湾は、湾であるため波浪や潮流が軽減されるだけでなく、浅海域が広いため
27
土砂が堆積しやすいエリア、つまり陸域からの影響をより強く受ける海域であると考え
られる。SO1・SO3 に次いで寄与率が高かった BC6 は、日本の主要な閉鎖性海域であ
り、これらの湾内には浅海域が多く含まれていた。これは、大スケールの湾の存在によ
り外海からの波浪が防がれ、土砂が堆積しやすいため（Golbuu et al. 2003）であると考
えられる。これらのことから、湾の階層構造および、広大な浅海域の存在が干潟の立地
を規定していることが示唆された。
環境変数の寄与率は種によって異なり、特にダイゼンは SO3 の寄与率が SO1 と比較
して非常に高かったこと、BC6 の寄与率が他の種と比較して最も高かったことなどから、
本種の生息地は湾の階層性により強く規定されていると考えられる。実際、本種の生息
適地は日本の主要な閉鎖性海域に最も偏っていた（図 2‐4）。本種は第 1 章においても
干潟型の種として分類されており、中間型の他の 5 種とは環境選択性が大きく異なるこ
とが示唆された。チュウシャクシギ・キアシシギ・シロチドリは SO1・SO3 の寄与率が
大差なく、BC6 の寄与率は比較的高かった。従って、これらの種の生息地も湾の階層性
に影響を受けていると考えられる。一方でハマシギ・トウネンは SO1 の寄与率が SO3
と比較して非常に高かったこと、ハマシギは BC6 の寄与率が他の種と比較して最も低
かったことなどから、これらの種にとっては湾の階層性よりも河口の存在が重要である
と考えられる。
6 種の生息適地を統合した結果、潜在的に種の多様性が高い海域は日本の主要な閉鎖
性海域であることが明らかとなった。従って、これらの海域では干潟の保全・再生を重
点的に行っていく必要があると考えられる。
4.3 指標としての湾ユニット
北欧やイギリスの波浪にさらされた岩礁域では、地形と関連した波浪露出度の指標と
して、海岸線の開放度が用いられてきた。この手法は海岸工学の分野で開発されてきた
ものであり、海岸線の開放角を用いた Baardseth Index（Ruuskanen et al. 1999）や風
とフェチを用いた手法（Keddy 1982; Thomas 1986）が生息地評価に用いられてきた。
近年の研究では、海藻類の生息適地（Isæus 2004、Bekkby et al. 2008; 2009b）、岩礁
域の立地（Bekkby et al. 2009a）、岩礁域の生物群集構造（Burrows et al. 2008）、浅
海域を含む入江や湾の立地（Bekkby and Isæus 2008）の広域的な評価に GIS ベースの
フェチと風が用いられてきた。
本研究で開発した湾ユニットも、上記に述べた波浪露出度も、海岸線の形状に基づい
た指標である。しかしながら、波浪露出度は各地点における波浪の強さを指標している
のに対し、湾ユニットは閉鎖性海域のエリアを表す地形ユニットである。本研究では、
任意のスケールで湾ユニットを自動抽出する手法を開発したことにより、外洋からの波
浪が軽減される大スケールの湾のみならず、大スケールの湾内に立地する小・中スケー
ルの湾をも階層的に評価することが可能となった。特に小・中スケールの湾の浅瀬率は
生息適地モデルにおいて高い寄与率を示した（表 2‐3）。実際、広大な浅海域を含む小・
中スケールの湾は干潟のエリアを表していた（図 2‐6）。従って、より閉鎖性の高い海
域に立地する干潟等の生息地を評価する場合には、湾ユニットを用いることが有効であ
ると考えられる。
28
4.4 沿岸域の生息地の地図化と保全計画への応用
本研究の手法は、上記の波浪露出度を用いた研究と同様、広域スケールにおいて保
全・再生の重点地域を抽出することのできる費用対効果の高い手法である。本研究では
日本の主要な閉鎖性海域に立地する干潟の保全が、本種の保全にとって重要であること
を明らかにすることができた。特に、東京湾、伊勢湾、博多湾といった大都市に隣接す
る閉鎖性海域では、干潟はほとんど残されていないにも関わらず、生息地としてのポテ
ンシャルは高いため、干潟の再生が必要であることが示唆された点は特筆すべき点であ
る。現在は調査が行われていないが、生息適地として推定された地点については、今後
のモニタリングサイトの候補地となる。
本研究で用いたモデルは、非常にシンプルな環境要因しか用いていないも関わらず、
シギ・チドリ類の生息適地を高い精度で推定することができた。湾ユニットは干潟の立
地を階層的に評価するのに有効であるため、干潟に生息する他の種の生息適地の地図化
を行う際にも応用が可能であると考えられる。また、海岸線データや水深データは世界
的 に 入 手 が 簡 単 な デ ー タ で あ る た め （ 例 え ば 、 NOAA:
http://www.ngdc.noaa.gov/mgg/bathymetry/relief.html）、世界の他の海域においても
応用が可能であると考えられる。
（原著論文）
Arakida H, Mitsuhashi H, Kamada M, Koyama K. 2011. Mapping the potential
distribution of shorebirds in Japan: the importance of landscape-level coastal
geomorphology. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 21: 553
‐563.
※論文が必要な方は [email protected] までご連絡ください。pdf ファイルをお
送りします。
29
第3章
シギ・チドリ類の生息地に影響を与える要因の抽出と構造化
第 1 節 目的
シギ・チドリ類の個体数は近年急激に減少してきている（International Wader Study
Group 2003; 天野 2006; Amano et al. 2010; Wetlands International 2006）。個体数
減少の直接的な原因としては、干潟の埋立（Burton et al. 2006; Goss-Gustard et al.
2006）や内陸湿地の喪失（Nebel et al. 2008）等による生息地面積の減少、間接的な要
因としては、流域環境の変化による干潟の質的変化、水質汚染、人為的攪乱、狩猟、底
生生物の大量採取等（Melville 1996; Barter 2002; Bamford et al. 2008; Colwell 2010）
が指摘されており、海外においてはこれらの要因に着目した研究が数多く行われてきた。
一方で、国内では本種の生息環境に関する研究事例が非常に少なく（例えば、森田ほ
か 1997; 桑江ほか 2003; Natuhara et al. 2005; Fujioka et al. 2001; 前田・吉田 2009）、
生息地の保全・管理を進めていく上での知見が不足している。モニタリング調査の結果
を本種の保全に十分に活用していくためには、個体数変動の解明のみならず、その原因
となっている生息地の環境変化との対応関係を明らかにする必要がある。
そこで本章では生息地保全を進める上で考慮すべき要因のスクリーニングを行うた
めの Best Professional Judgement （BPJ）の一連のフローを考案した。まずモニタリ
ングサイト 1000 の報告書に記載されている「調査地の現況」を一度集約し、これをア
ンケート調査項目としてモニタリング調査員にフィードバックする形で要因の定量化
を行った。このようにして抽出した要因は個々の調査地の Pressure（圧力）に該当する
要因であった。Pressure（圧力）をより上位の Driver（駆動因）、より下位の State（状
態）・Impact（影響）と関連付けることで、各種要因が生物の個体数や分布域に影響を
与えるまでのプロセスを、DPSIR モデル（Smeets and Weterings 1999; 鷲谷ほか 2010
Lynch 2011）のような構造図として可視化することができる。このような概念的な構造
図は、総合的対応策（Response）を明らかにする上で不可欠である。そこで次に、要因
間の関連性について研究者を対象としたアンケート調査を行ない、この結果を元に要因
の構造化を行った。さらに、国内外の研究レビューを行い、本章で作成した構造図の妥
当性を検証した。
第 2 節 方法
2.1 生息地に影響を与えると考えられる要因の抽出
まずアンケートの質問項目を決定するため、1999 年以降のモニタリング調査報告書や
関連資料について文献調査を行い、生息地に影響を与えると考えられる要因をリストア
ップし、生息地別、内容別に分類した（図 3‐1a、表 3‐1）。生息地別の質問としては
「干潟」（8 問および自由回答式）・「砂浜」（2 問）・「農地」（2 問）・「埋立地」
（4 問）とし（表 3‐1）、全調査地対象の質問としては、「レクリエーション等の影響」
（2 問）、「休息場所の状況」（2 問）、「その他の影響」（自由回答式）とした。自
由回答式以外の設問には選択肢を用意し、当てはまるものを選択してもらった。
30
アンケート調査（図 3‐1b）は 2009 年 10 月から 2010 年 1 月にかけて、環境省モニ
タリングサイト 1000 シギ・チドリ類調査員 86 名を対象として行った。アンケート回答
地点（図 3‐1c）については、アンケート回答者と文献記載者（図 3‐1a）が異なる場
合も見られたため、両者の記載内容を統合した結果を回答として用いた。アンケート無
回答地点（図 3‐1d）については、アンケートの質問項目に文献の記載内容が該当する
か否かを判断した。これらの結果を、アンケート回答地点と無回答地点の別に集計した
（図 3‐1e）。
図 3‐1. 研究の流れ。
31
表 3‐1. アンケート調査の質問項目と回答形式．
質問項目
回答形式
干潟の生息地
水環境・底質の変化
5 項目から複数回答式
工事の内容
5 項目から複数回答式
工事の影響（干潟の面積）
5 項目から複数回答式
工事の影響（工事作業による採餌や休息の阻害）
3 項目から複数回答式
工事の影響（構造物による飛翔の阻害）
3 項目から複数回答式
自然現象の内容
4 項目から複数回答式
自然現象の影響（干潟の面積）
5 項目から複数回答式
自然現象の影響（アシ・海藻類・ゴミなどの漂着）
3 項目から複数回答式
自然現象の影響（その他）
自由回答式
砂浜の生息地
水環境・底質の変化
5 項目から複数回答式
砂浜の面積
5 項目から複数回答式
農地の生息地
農地の利用場所
6 項目から複数回答式
生息に影響がある内容
6 項目から複数回答式
埋立地の生息地
埋立地の現状
4 項目から複数回答式
埋立地の利用場所
4 項目から複数回答式
生息地の今後
3 項目から複数回答式
繁殖種
4 項目から複数回答式
レクリエーション等の影響
生息に影響がある内容
19 項目から複数回答式
立ち入り制限区域の有無
4 項目から複数回答式
休息場所の状況
休息場所の位置
3 項目から複数回答式
休息場所の環境
14 項目から複数回答式
その他の影響
自由回答式
32
2.2 要因の構造化
上記により抽出された要因（Pressure：圧力）を、より上位の Driver（駆動因）、よ
り下位の State（状態）・Impact（影響）と関連付けながら構造化するため、2011 年 5
月から 2011 年 6 月にかけて、鳥類学・河川工学・干潟の研究者 20 名を対象としたアン
ケート調査を行った（図 3‐1f）。シギ・チドリ類の生息地の状態（State）を 1 群、モ
ニタリング調査員へのアンケートおよび文献調査で抽出された要因（Pressure）
を 2 群、
2 群より上位の要因（Driver）を 3 群、とし、1 群‐2 群および 2 群‐3 群の間に関連性
があると思われる場合は○、どちらともいえない場合は△を各マトリックスに記入して
もらった。
尚、1 群の要因としては、既存の文献（Melville 1996; Barter 2002; Bamford et al.
2008; Colwell 2010）において、シギ・チドリ類にとっての脅威として挙げられてきた
要因のうち、特に日本の生息地との関連性が強いと思われるものを用いた。3 群の要因
としては、IUCN が Conservation Measures Partnership （CMP）の評価に用いてい
る脅威の区分を用いた。本区分は、重要鳥類生息地（Important Bird Area；Bird Life
International ） や ア ジ ア 水 鳥 セ ン サ ス （ Asian Waterbird Census ； Wetlands
International）の調査地の現況評価にも使用されている区分である。3 群の大半は
Driver であるが、一部は Pressure や State と重複する。
図 3‐1f のアンケート調査の結果から、○は 2 点、△は 1 点として各マトリックスの
得点を合計し、10 点以上の得点が得られた関係性のみ、1 群‐2 群、2 群‐3 群の間を
矢印で結合しながら構造化した（図 3‐1g）。尚、1～3 群の各群について、要因を統合
できる場合には統合し、得点には合計値を用いた。1 群‐2 群の関連性については、国
内外における研究のレビューを行い、本研究で抽出した要因がシギ・チドリ類の生息地
の状態や個体数・分布域に影響を与えている可能性について検証した。
2.3 レクリエーションと環境との関係
図 3‐1b のアンケートで特に回答数が多かったレクリエーションについては、調査地
内の環境とレクリエーションの種類の対応を評価した。
解析対象地はアンケート回答地点のうち、島嶼部（琉球列島、舳倉島航路、舳倉島、
礼文島）およびレクリエーション項目無回答地点を除く 72 地点とした。レクリエーシ
ョンのデータとしては、その種別に回答ありを 1、なしを 0 とした。ただし、局在性の
強いレクリエーションによる結果の歪みを防止するため、回答地点が 5 地点以下のレク
リエーションは解析から除外し、15 種のレクリエーションを解析対象とした。
環境データとしては、調査範囲内（環境省・ＷＷＦジャパン 2008）の干潟面積・砂浜
面積・淡水湿地面積および、調査範囲に 1km バッファをかけた範囲内の建物用地面積
を用いた。干潟面積は調査範囲の海域部の面積とした。砂浜面積は環境省植生図（自然
環 境 保 全 基 礎 調 査 植 生 調 査 第 2 回 ～ 第 5 回 統 合 版 ；
http://www.biodic.go.jp/trialSystem/info/vg.html）の自然裸地（砂浜部分）と砂丘植生
を統合した面積とした。淡水湿地面積・建物用地面積は国土数値情報土地利用細分メッ
シュデータ（http://nlftp.mlit.go.jp/ksj/jpgis/datalist/KsjTmplt-L03-b.html）を用い、
33
淡水湿地面積は河川・湖沼・水田面積を統合した面積とした。上記データを 100m 解像
度で統合し、さらに 10m 解像度に変換した上で面積を求めた。さらに、これらの面積
が 5ha 以上の場合は 1、5ha 以下の場合は 0 に変換した。環境データの作成には GIS
（ArcGIS 9.2+Spatial Analyst, ESRI）を用いた。
上 記 の レ ク リ エ ー シ ョ ン の 有 無 お よ び 調 査 地 内 の 環 境 の 有 無 を 用 い て CCA
（Canonical Correspondence Analysis：正準対応分析、ter Braak 2002）による解析
を行い、各レクリエーションがどのような環境に偏っているかを明らかにした（図 3‐
1h）。解析には Canoco for Windows 4.02 を用いた。軸の有意性についてはモンテカ
ルロ法（試行回数 1000 回）で検定し、それ以外はデフォルト設定のまま使用した。
第 3 節 結果
3.1 生息地に影響を与えると考えられる要因の抽出
モニタリング調査員を対象として行ったアンケート（図 3‐1b）の配布数は 86 通、
回収数は 46 通であり、回収率は 53％であった。また、文献調査も合わせると、モニタ
リングサイト 1000 シギ・チドリ類調査（2004 年度～2009 年度）の全調査地点 129 地
点のうち 119 地点（92％）において情報収集を行うことができた。
アンケートの回答数は「休息場所の状況」（n=46）が最も多く、アンケートを回収し
た全地点から回答が得られた。また「レクリエーション等の影響」（n=44）についても
ほぼ全ての回収地点から回答が得られた。調査地別に見ると、「干潟」（n=33）、「砂
浜」（n=30）、「農地」（n=28）、「埋立地」（n=10）の順で回答数が多かった。こ
れらうち 30％以上の回答があった項目、または回答地点・無回答地点の合計が 10 地点
以上であった項目を中心に、下記に集計結果を述べる。
3.1.1 干潟の調査地
干潟の調査地の結果を表 3‐2 に示す。「干潟の水環境・底質の変化」としては、ア
ンケート回答地点では「変化なし」が 15 地点（45％）と最も多く、「底質変化」が 12
地点（36％）とこれに次いだ。一方、「水質変化」や「乾燥地化」といった水環境の変
化は「底質変化」と比較して少なかった。ただし、アンケート無回答地点の結果も合わ
せると、「水質変化」は 11 地点と比較的多かった。図 3‐1a の文献調査によると、「底
質変化」の詳細としては、「砂質化」、「砂泥質化」、「泥質化」、「ヘドロ化」等の
記述があり（Appendix3：コメント 10～17、以下コメント番号は Appendix3 のものと
する）、これらの底質変化に伴い、「底生生物相が変化した」（コメント 12、15、17）
という調査地もあった。「水質変化」の詳細としては、東京湾では「青潮」（コメント
1～4）、瀬戸内海では「赤潮」（コメント 6、7）、伊勢湾（藤前干潟）では「貧酸素水
塊」（コメント 5）等の記述があり、これらの水質変化により「底生生物が死滅した」
（コメント 2、3、5、6）という調査地もあった。
「干潟で行われた工事」としては、アンケート回答地点では「護岸整備」が 24 地点
（73％）と最も多く、「道路や橋の建設」12 地点（36％）、「その他」12 地点（36％）
がこれに次いだ。一方、「埋め立てまたは干拓」、「道路や橋の補修」が行われた地点
34
は少なく、これらの工事が行われなかった地点はそれぞれ 13 地点（39％）、11 地点（33％）
と多かった。アンケート無回答地点の結果も合わせると「その他」の工事は 22 地点と、
護岸整備に次いで多かった。図 3‐1a の文献調査によると、「その他」の工事内容とし
ては、「浚渫工事」（11 地点）、「河川改修工事」（8 地点）、「港湾・漁港の整備」
（3 地点）、「遊歩道建設」（3 地点）等の記述があった（コメント 27）。
「工事の影響」としては、アンケート回答地点では「干潟の面積変化」および「構造
物による飛翔の阻害」では「なし」がそれぞれ 13 地点（39％）、10 地点（30％）と最
も多かったのに対し、「工事作業による採餌や休息の阻害」は「あり」が 11 地点（33％）
と最も多かった。図 3‐1a の文献調査によると、工事による「その他」の影響としては、
「後背湿地が縮小した」（コメント 21）、「親水護岸になったため人の進入が増えた」
（コメント 23、24、25）といったマイナスの影響に関する記述があった一方で、「護
岸工事により漂砂の堆積が起こって生息地が増えた」（コメント 20、26）、「浚渫工事
で底質が改善されて餌資源が増えた」（コメント 29）といったプラスの影響に関する記
述もあった。工事によるシギ・チドリ類への具体的な影響としては、「個体数が減少し
た」（コメント 18、22、23）、「個体数が増加した」（コメント 29）、「生息地が移
動した」（コメント 19、28）、「休息地が消失した」（コメント 25、30）等の記述が
あった。
「干潟で起こった自然現象」としては、アンケート調査では「台風」26 地点（79％）
と「大雨」23 地点（70％）が最も多かった。この影響として干潟の面積は「変化なし」
が 10 地点（30％）と最も多かった一方、「アシ・海藻類・ゴミなどの漂着」は「あり」
が 21 地点（64％）と最も多かった。図 3‐1a の文献調査によると、自然現象による具
体的な影響としては、「漂着物が干潟を覆うことにより、採食地や休息地が減少した」
（コメント 31、コメント 34）という記述があった。「自然現象によるその他の影響」
は、アンケート回答地点では 10 地点（30％）、アンケート無回答地点の結果も合わせ
ると 13 地点と多かった。図 3‐1a の文献調査およびアンケート調査の自由記述による
と、「自然現象によるその他の影響」の詳細としては、「中州や河床などの地形変化」、
「高潮による後背地の冠水」、「干潟への土砂堆積」等の記述があった（コメント 35）。
35
表3-2．干潟の生息地の環境変化および、工事・自然現象が生息地に及ぼす影響。
質問項目
水環境・底質の変化
工事の内容
工事の影響
干潟の面積
工事作業による採餌や
休息の阻害
構造物による飛翔の阻害
自然現象の内容
自然現象の影響
干潟の面積
アシ・海藻類・ゴミなどの漂着
その他
アンケート回答地点
該当
該当せず
不明
（地点） （％） （地点） （％） （地点） （％）
水質変化
5
(15)
乾燥地化
6
(18)
底質変化
12
(36)
変化なし
15
(45)
不明
2
(6)
埋立または干拓
4
(12)
13
(39)
0
(0)
(36)
8
(24)
0
(0)
道路や橋の建設 12
道路や橋の補修 6
(18)
11
(33)
0
(0)
護岸整備
24
(73)
5
(15)
0
(0)
その他
12
(36)
0
(0)
0
(0)
拡大
縮小
消滅
変化なし
不明
あり
なし
不明
あり
なし
不明
台風
大雨
雨不足
その他
1
5
1
13
2
11
6
4
3
10
3
26
23
8
0
(3)
(15)
(3)
(39)
(6)
(33)
(18)
(12)
(9)
(30)
(9)
(79)
(70)
(24)
(0)
拡大
縮小
消滅
変化なし
不明
あり
なし
不明
3
4
0
10
6
21
1
2
10
(9)
(12)
(0)
(30)
(18)
(64)
(3)
(6)
(30)
36
-
-
-
-
4
5
6
0
(12)
(15)
(18)
(0)
-
0
0
3
0
(0)
(0)
(9)
(0)
-
無回答地点 合計
該当
該当
（地点）
（地点）
6
11
6
3
15
15
2
5
9
3
15
6
10
34
10
22
6
1
-
1
5
1
13
2
11
6
4
3
10
3
32
24
8
0
4
3
3
4
0
10
6
25
1
2
13
3.1.2 砂浜の調査地
砂浜の調査地の結果を表 3‐3 に示す。「砂浜の水環境・底質の変化」としては、ア
ンケート回答地点では「変化なし」が 15 地点（50％）と最も多く、「底質変化」、「水
質変化」がこれに次いだ。「砂浜の面積」は「縮小」が 14 地点（47％）と最も多く、
「変化なし」13 地点（43％）がこれに次いだ。「消滅」は「縮小」と同じ地点で回答さ
れていた。アンケート無回答地点の結果と合わせると、「砂浜面積の縮小」は 19 地点
と非常に多かった。図 3‐1a の文献調査によると、砂浜縮小の原因として、
「海岸侵食」、
「護岸工事」、「港湾整備」等の記述があり（コメント 37～47）、中でも「海岸侵食」
についての記述が 9 地点と最も多かった。
表3-3. 砂浜の生息地の環境変化。
アンケート回答地点
質問項目
水環境・底質の変化
砂浜の面積
回答数　(％)
3 (10)
無回答地点
合計
-
3
乾燥地化
0 (0)
-
0
底質変化
8 (27)
-
8
変化なし
水質変化
1 5 (5 0 )
-
15
不明
5 (17)
-
5
拡大
5 (17)
1 4 (4 7 )
-
5
5
1
19
3
-
13
-
2
縮小
2 (7)
1 3 (4 3 )
消滅
変化なし
2 (7)
不明
3.1.3 農地の調査地
農地の調査地の結果を表 3‐4 に示す。「農地の利用場所」としては、アンケート回
答地点では「耕作水田」が 17 地点（61％）と最も多く、「休耕田」14 地点（50％）、
「水路や湿地」13 地点（46％）がこれに次いだ。アンケート無回答地点の結果と合わせ
ても、「耕作水田」は 31 地点、「休耕田」は 26 地点と最も多かった。
「生息に影響がある内容」としては、アンケート回答地点では「乾燥地化」14 地点
（50％）が最も多く、「農作業」12 地点（43％）、「宅地開発」10 地点（36％）、「農
地基盤整備」9 地点（32％）がこれに次いだ。アンケート無回答地点の結果と合わせて
も、「乾燥地化」は 21 地点、「農作業」は 18 地点と最も多かった。
図 3‐1a の文献調査によると、「乾燥地化」の原因として、「水張り休耕田の減少」
（8 地点）、「転作・二毛作による大豆・麦・野菜などへの作付け作物の変化」（5 地
点）、「農地基盤整備」（5 地点）等の記述があった（コメント 51）。「農地基盤整備」
では「乾田化が行われる他、ハス田や水路等の湿地環境も失われる」ことが指摘されて
いた（コメント 48～50）。また、「休耕田補償の打ち切りにより水張り休耕田が激減し
た」という記述もあった（コメント 53、55）。「乾燥地化」は、「秋期・冬期の渡りへ
の影響が大きい」という記述があった地点が 9 地点と多く（コメント 52～60）、これ
らの地点では、「秋期・冬期における農地の湛水の必要性」が指摘されていた。
図 3‐1a の文献調査によると、「農作業」については、「田植えの時期」（10 地点）
や「稲刈りの時期」（3 地点）に関する記述があり（コメント 61）、「春の渡りの時期
37
には、田植えの遅れにより湿地環境が出現せず、本種の生息に影響を及ぼす」ことが指
摘されていた（コメント 64～66）。
「その他」の影響としては、「農薬の使用による餌資源の減少」（8 地点）について
の記述があった（コメント 67～72）。
表3-4. 農地の利用場所および生息に影響がある内容。
アンケート回答地点
質問項目
農地の利用場所
回答数　(％)
1 7 (6 1 )
耕作水田
冬期湛水田
休耕田
ハス田
水路や湿地
その他
生息に影響がある内容
農地基盤整備
乾燥地化
無回答地点
合計
14
31
5 (18)
1
6
1 4 (5 0 )
12
26
5 (18)
4
9
1 3 (4 6 )
1
14
3 (11)
8
11
9 (3 2 )
1 4 (5 0 )
3
12
7
3
21
13
-
8
道路工事
1 0 (3 6 )
8 (29)
農作業
1 2 (4 3 )
6
18
その他
7 (25)
2
9
宅地開発
3.1.4 埋立地の調査地
埋立地の調査地の結果を表 3‐5 に示す。「干潟で行われた工事」として「埋め立て
または干拓」の回答は少なかったが（表 3‐2）、過去にすでに埋め立て地となっていた
地点は多く、埋立地に関する記述があった地点は、アンケート回答地点・無回答地点を
合わせると 23 地点であった。
「埋立地の現状」は、工事が始まったばかりの段階からすでに土地利用が始まってい
る段階まで様々であり、一つの埋立地の中に複数の段階が存在している場合もあった。
図 3‐1a の文献調査によると、埋立地の現状「その他」としては「野鳥公園」
（7 地点）、
「人工干潟・人工ビーチ・養浜の造成」（6 地点）、「土地利用開始」（3 地点）等の
記述があり（コメント 78～88）、再生地は埋立地として捉えられている場合もあった。
「埋立地の利用場所」はアンケート回答地点・無回答地点の結果を合わせると「湿地」
（5 地点）の利用が比較的多かった。図 3‐1a の文献調査によると、これらの湿地では
「ユスリカやハエ、エビ類などが餌食物として利用されている」という記述があった（コ
メント 73、74、76、83）。ただし、環境管理を行うことのできる野鳥公園（コメント
83）以外では、「埋め立ての進行に伴う乾燥地化」、「天候による水位の変動」、「水
質変化」、「地盤沈下」、「アシの繁茂」などにより、安定した環境ではないようであ
る（コメント 73～76）。メッセ駐車場は駐車場であるが、休息地として利用されている
点が特徴的であった（コメント 81）。
「生息地の今後」としては、野鳥公園は生息地として今後も保全される他、人工干潟
や人工ビーチ・養浜は生息地としてシギ・チドリ類が利用し続ける可能性が高いが、そ
れ以外の地域では埋め立てや土地利用の進行に伴い、「生息地が消滅する」（6 地点）、
もしくは「不明」（5 地点）という回答が多かった。実際に、土地利用の進行に伴って
38
生息地が消滅した調査地もあった（コメント 77）。
「繁殖種」は、アンケート回答地点・無回答地点の結果を合わせるとコアジサシ（5
地点）・シロチドリ（7 地点）・コチドリ（8 地点）となった。
表3-5. 埋立地の生息地の状況。
アンケート回答地点
質問項目
埋立地の現状
埋立地の利用場所
生息地の今後
繁殖種
回答数
3
無回答地点
合計
2
5
養生中
2
4
6
土地造成中
3
5
8
その他
8
8
16
埋め立て工事中
堤防
1
-
1
湿地
4
1
5
草地
1
1
2
その他
6
1
7
消滅
3
3
6
一部生息地として保全
3
4
7
その他
5
コアジサシ
2
3
3
8
5
シロチドリ
6
1
7
コチドリ
6
2
8
その他
0
1
1
3.1.5 レクリエーション等の影響
レクリエーションに関する結果を表 3‐6 に示す。「生息に影響がある内容」として
は、アンケート回答地点では「釣り」が 23 地点（52％）と最も多く、「犬の散歩」22
地点（50％）、
「人の散歩やジョギング」17 地点（39％）、
「潮干狩り」16 地点（36％）、
「その他」14 地点（32％）がこれに次いだ。図 3‐1a の文献調査によると、「その他」
の内容としては、
「漁業者・養殖者の動き」
（8 地点）等の記述があった（コメント 116）。
アンケート無回答地点の結果も合わせると、「車の乗り入れ」（17 地点）、「写真撮影」
（13 地点）、「モーターパラグライダー」（12 地点）、「狩猟」（11 地点）、「サー
フィン」（10 地点）、「水上スキー」（10 地点）、「ラジコン飛行機」（10 地点）も
比較的多かった。図 3‐1a の文献調査によると、人の接近による具体的な影響（コメン
ト 89～116）としては、「散歩中に放された犬や、モーターパラグライダーがシギ・チ
ドリ類を追い回していた」（3 地点：コメント 91、92、96）、「休息の阻害」（4 地点：
コメント 90、94、96、107）、「繁殖の阻害」（7 地点：コメント 89、93、95、99、
101、105、106）等の記述があった。
「立ち入り制限区域」は、アンケート回答地点・無回答地点の結果を合わせると、「渡
り期」には 1 地点、「繁殖期」には 3 地点、「通年」では 11 地点で設置されていた。
図 3‐1a の文献調査によると、渡り期では、浜甲子園において春の渡りの時期に立ち入
り制限区域が設けられ、警備員による巡回が行われている（コメント 117）。また繁殖
期では、夏井川と九十九里浜においてコアジサシの繁殖期にコロニー保護のための立ち
入り制限区域が設けられている（コメント 118、119）。通年の立ち入り制限区域は、
39
九十九里浜の車両乗り入れ禁止区域（コメント 120、121）、野鳥公園（コメント 122）、
人工干潟（コメント 123）などで設置されていた。一方、立ち入り制限区域が設けられ
ていなかった地点は圧倒的に多く、アンケート回答地点では 35 地点（80％）と、大半
を占めていた。図 3‐1a の文献調査では、「立ち入り制限区域が設けられているにも関
わらず、車両や人が進入する」という記述もあった（コメント 90、100、102、109、123）。
表3-6. レクリエーション等の影響。
アンケート回答地点
質問項目
生息に影響がある内容
回答数　(％)
合計
人の散歩やジョギング
1 7 (3 9 )
4
21
犬の散歩
2 2 (5 0 )
5
27
海水浴
6 (14)
1
7
サーフィン
5 (11)
5
10
ウィンドサーフィン
4 (9)
1
5
水上スキー
8 (18)
2
10
モーターパラグライダー
8 (18)
4
12
カイトボード
5 (11)
1
6
ゴルフ
6 (14)
2
8
花火
7 (16)
1
8
マウンテンバイク
0 (0)
2
2
11 (25)
6
17
6 (14)
4
10
潮干狩り
1 6 (3 6 )
20
36
釣り
2 3 (5 2 )
10
33
3 (7)
1
4
12 (27)
1
13
7 (16)
4
11
車の乗り入れ
ラジコン飛行機
自然観察会
写真撮影
狩猟
その他
立ち入り制限区域の有無
無回答地点
1 4 (3 2 )
14
28
渡り期にあり
0 (0)
1
1
繁殖期にあり
3 (7)
0
3
通年あり
6 (14)
5
11
3 5 (8 0 )
-
35
なし
40
3.1.6 休息場所の状況
休息場所に関する結果を表 3‐7 に示す。「休息場所」は、アンケート回答地点では
「調査地内」にある場合が 41 地点（89％）と最も多く、採餌と休息を同一地域におい
て行っている調査地が多かった。休息場所の環境としては「砂浜」16 地点（35％）、「堤
防・護岸」16 地点（35％）が最も多く、次いで「河川の中州」14 地点（30％）、「水
田」14 地点（30％）が多かった。アンケート無回答地点の結果と合わせると、「干潟」
（15 地点）、「湿地」（12 地点）、「休耕田」（11 地点）、「草地」（11 地点）、「埋
立地」（10 地点）の利用も比較的多かった。図 3‐1a の文献調査によると、干潟や砂
浜では、満潮時に波打ち際で休息を行うという記述もあった（コメント 124、125）。
また、「その他」の休息地としては、「杭や石」、「公園」、「マングローブ林」など
が記述されていた（コメント 126）。
表3-7. 休息場所の状況 (複数回答可）。
アンケート回答地点
質問項目
休息場所の位置
休息場所の環境
無回答地点
合計
4 1 (8 9 )
-
41
調査地以外
9 (20)
-
9
不明
6 (13)
-
6
干潟
12 (26)
3
15
砂浜
1 6 (3 5 )
4
20
河川の中州
1 4 (3 0 )
1
15
水田
1 4 (3 0 )
2
16
休耕田
11 (24)
-
11
ハス田
3 (7)
1
4
湿地
10 (22)
2
12
草地
7 (15)
4
11
埋立地
4 (9)
6
10
港
3 (7)
3
6
貯木場
1 (2)
2
3
養殖場
3 (7)
4
7
堤防・護岸
1 6 (3 5 )
15
31
その他
1 0 (2 2 )
16
26
回答数　(％)
調査地内
41
3.1.7 その他の影響
その他の影響に関する結果を表 3‐8 に示す。「その他の影響」としては、アンケー
ト回答地点・無回答地点の結果を合わせると「捕食者」（23 地点）が最も多く、図 3‐
1a の文献調査では「ハヤブサ」（17 地点）、「オオタカ」（6 地点）の影響について
の記述が多かった（コメント 127）。繁殖地を襲う動物としては「カラス」、「キツネ」、
「ヘビ」が挙げられていた（コメント 127）。
次いで「海藻類の繁茂（グリーンタイド等）」（15 地点）、「植生の拡大・繁茂」（15
地点）が多かった。図 3‐1a の文献調査では、「海藻類の繁茂（グリーンタイド等）」
については、特に「アオサ類」（10 地点）、「アオノリ類」（5 地点）の堆積について
の記述が多かった（コメント 128～137）。この影響として、「海藻が干潟を覆ってシ
ギ・チドリ類が利用しにくい」（コメント 132、137）、「干潟の泥中に住むカニ類が
死滅した」（コメント 130）、「泥の硫化が見られた」（コメント 130、133、135）と
いったマイナスの影響に関する記述があった一方で、「ハエやトビムシなどの増加によ
って、海藻上で採食することのできる種（ダイゼン、トウネン、ミユビシギ、キアシシ
ギ、キョウジョシギ、エリマキシギ等）にとっては餌資源が増える」（コメント 129、
130、131、133）といったプラスの影響に関する記述もあった。「植生の拡大・繁茂」
については、「干潟や河川の中州にヨシや夏草などが繁茂し、干潟の面積が縮小した」
（5 地点）という記述があった（コメント 138～142）。沖縄ではマングローブ林の拡大
により干潟面積が減少しているという記述があった（コメント 142）。
「競合種」（8 地点）としては、図 3‐1a の文献調査では、カラス（6 地点）、カワ
ウ（3 地点）等について、休息地を巡る競合についての記述があった（コメント 143）。
表3-8. その他生息に影響がある内容。
質問項目
アンケート回答地点
無回答地点
合計
捕食者
11
12
23
海藻類の繁茂（グリーンタイド等）
8
7
15
植生の拡大・繁茂
5
10
15
競合種（カラスやカワウ）
4
4
8
42
3.2 要因の構造化と既存の研究レビュー
鳥類学・河川工学・干潟の研究者を対象として行ったアンケート調査（図 3‐1f）で
は、20 名全員から回答が得られた。これらの回答結果から、1 群‐2 群、2 群‐3 群間
の関連性についての得点を求め、要因の構造化を行った（図 3‐1g、図 3‐2）。
シギ・チドリ類の生息地の状態（図 3‐2：1 群=State）のうち、「生息地面積の減少
／生息地の物理環境・水質の変化」に関わる要因（2 群=Pressure）としては、A（237
点）・B（329 点）が最も高く評価されており、C（55 点）・D（26 点）がこれに次い
だ。「構造物による飛翔阻害」に関わる要因としては、A（58 点）との関連性が高く評
価されていた。「人為的攪乱」に関わる要因としては、A（100 点）との関連性が最も
高く評価されており、D（38 点）がこれに次いだ。「生物資源の過剰利用」に関わる要
因としては D（13 点）、「捕食・他種との競合」に関わる要因としては、E（24 点）と
の関連性が評価されていた。
圧力（2 群=Pressure）と駆動因（3 群=Driver）の関連性については、「都市開発・
農地開発」と A（254 点）・B（159 点）との関連性が最も高く評価されており、C（50
点）・D（54 点）がこれに次いだ。B は様々な要因との関連性が評価されており、「都
市開発・農地開発」による直接的な影響（159 点）の他、A・D を通した「他の種の繁
栄」（26 点）や A を通した「富栄養化・汚染物質やゴミの流入」（81 点）、ダムの建
設や A（66 点）などの「流域環境の改変」（102 点）、「気候変動・地質学イベント」
（153 点）との関連性も高く評価されていた。「気候変動・地質学的イベント」は A（23
点）との関係性、「他の種の繁栄」は E（21 点）との関連性についても評価されていた。
本研究で抽出した各圧力（2 群=Pressure）がシギ・チドリ類の生息地の状態（1 群
=State）や個体数・分布域に及ぼしている影響（1 群=Impact）について、国内外の研
究レビューを行ったところ（表 3‐9）、海外においては、数多くの研究が行われている
ことが明らかとなった。生息地面積の減少については A・C、生息地の物理環境・水質
の変化については B・C、人為的攪乱については A・D、構造物による飛翔阻害について
は A、生物資源の過剰利用については D、捕食者との競合については E と関連した研究
が行われていた。ただし、B の「ゴミの漂着」と関連した研究はなかった。また E につ
いては、「他種との競合」と関連した研究はなかった。国内では研究事例が非常に少な
かった。
43
44
化のためのアンケートにおいて得点が 50 点以上であった関係性を太い矢印で示した。
こあり）は、モニタリング調査員を対象としたアンケート調査の回答地点数および文献調査の該当地点数の合計値を表す。構造
図 3-2.生息地に影響を与えると考えられる要因の構造化。数字（かっこなし）は構造化のためのアンケートによる得点、数字（かっ
表3-9．シギ・チドリ類の生息に影響を与える要因についての研究レビュー。
大分類
図3-2の記号 具体的内容
生息地面積の減少（habitat loss)
A・C
生息地面積の減少
生息地の物理環境・水質の変化 (habitat degradation）
B
水質
B
底質
B
B
B
海岸侵食
植生拡大
海藻類の繁茂
B
Ｃ
ゴミの漂着
水田の乾燥地化
人為的攪乱（human disturbance）
A
工事による阻害
Ｄ
レクリエーション等
建築物による飛翔阻害（flight disturbance）
A
建築物による飛翔阻害
生物資源の過剰利用（over-exploitation）
Ｄ
狩猟
Ｄ
底生生物の捕獲
海外の研究
国内の研究
Goss-Custard and Yates 1992;
Yates and Goss-Custard 1996;
Goss-Custard et al. 2006;
Burton et al. 2006; West 2006;
Chan et al. 2007; Moores et al.
2008; Nebel et al. 2008
天野2006; Amano et al. 2010
Morris and Keough 2003
Yates et al. 1993, Granadeiro et
al. 2004; Zharikov 2009
Dugan et al. 2008
Ge 2009
Cabral et al. 1999, Lopes et al.
2000, 2006; Múrias et al. 1996;
García et al. 2010
Elphick and Oring 1998, 2003;
Taft and Haig 2006
川路ほか1977; 森田ほか1997
-
渡辺2001, 2006; Fujioka et al.
2001; 前田・吉田 2009
Burton et al. 1996, 2002a, b
Smit and Visser 1993; Lafferty
2001; Burger et al. 2004; Paters
and Otis 2007; Yasue 2005,
2006; Thomas et al. 2003;
Rogers et al. 2006; Stillman et
al. 2007
Jhonson et al. 2002
-
Bamford 1992; Barter et al.
1997; Warnock et al. 2001
Shepherd and Boates 1999; Niles et al. 2009; Stillman et al. 2001;
Sweka et al. 2007; Kraan et al.
2009
捕食・他種との競合(predation and conpetition)
Ｅ
捕食
Lind and Cresswell 2006;
Pieasma et al. 2006; Cresswell
and Whitfild 2008; van den Hout
et al. 2008; Zharikov 2009
Ｅ
他種との競合
※Bについては10地点以上の回答数があった項目のみレビューを行った。
45
3.3 レクリエーションの種類と調査地の環境との関係
CCA の結果を表 3‐10 に示す。第 1 軸の固有値は 0.19、第 2 軸の固有値は 0.12 と両
軸とも低い値であった。レクリエーション組成と環境要因の相関は第 1 軸で 0.71、第 2
軸で 0.52 であった。モンテカルロテストによる p 値は第 1 軸で P=0.001、全軸で P=0.001
であり、各軸で表現されるレクリエーションと環境要因との関係は有意であることが示
された。レクリエーション組成データから得られた全分散（total inertia）は 3.303 で
あり、第 1 軸と第 2 軸でレクリエーションの分散の 9.3％を説明した。またレクリエー
ション組成と環境要因の関係については、第 1 軸・第 2 軸で約 90％が説明できた。
表 3-10. CCA の結果。
Axis
1
2
Eigenvalues
0.19
0.12
Species-environment correlations
0.71
0.52
of species data
5.8%
9.3 %
of species-environment relation
54%
86%
干潟
-0.06
-0.37
砂浜
-0.64
-0.06
淡水湿地
0.24
0.23
建物用地
-0.15
-0.28
Cumulative percentage variance
Correlation coefficients
サイトのスコアの第 1 軸・第 2 軸の平面上の散布図を図 3‐3 に示す。砂浜・干潟・
淡水湿地の各環境ベクトルの方向に向かってサイトが三角形にプロットされた。第 1 軸
は正の方向に淡水湿地、負の方向に砂浜との相関が強く、第 2 軸は正の方向に淡水湿地、
負の方向に干潟・建物用地との相関が強く（表 3‐10）、相関関係は各環境ベクトルの
方向（図 3‐3）とほぼ一致する。
砂浜ベクトルと建物用地ベクトルの間には海水浴、モーターパラグライダー、ゴルフ、
サーフィン、花火、車の乗り入れ、カイトボードがプロットされ、これらはより砂浜ベ
クトルに近い位置に偏っていた。砂浜ベクトルと淡水湿地ベクトルの間には写真撮影、
犬の散歩、人の散歩がプロットされた。淡水湿地ベクトルと干潟ベクトルの間には水上
スキー、ラジコン飛行機、釣り、潮干狩りがプロットされ、このうち水上スキー、ラジ
コン飛行機は淡水湿地ベクトルに近い位置に、釣り、潮干狩りは干潟ベクトルに近い位
置に偏っていた。狩猟は淡水湿地ベクトルの延長線上（約 3 倍の位置）にプロットされ
た。
46
図 3-3. レクリエーションの CCA プロット。
47
第 4 節 考察
4.1 Best Professional Judgement による要因の抽出と構造化
本研究では、シギ・チドリ類の生息地に影響を与える要因を抽出・構造化するための
Best Professional Judgement （BPJ）の一連のフローを考案した。本研究ではまず、
モニタリング調査報告書の「調査地の現況」等を用いて図 3‐1a のように要因を一度集
約し、これを調査員にフィードバックする形（図 3‐1b）でアンケート調査を行った。
これにより、要因の定量的な抽出を行うことが可能となった。ただし、この時点では個々
の要因の羅列となり、モニタリング調査員の主観的な判断のみに基づく要因抽出となる。
そこで、上記アンケートで抽出した要因を Pressure（圧力）とし、より上位の Driver
（駆動因）、より下位の State（状態）・Impact（影響）と関連付けることで、各種要
因がシギ・チドリ類の個体数や分布域に影響を与えるまでのプロセスを、DPSIR モデル
（Smeets and Weterings 1999; 鷲谷ほか 2010; Lynch 2011）のような構造図（図 3‐2）
として可視化した。Driver‐Pressure および Pressure‐State の関係性については、研
究者を対象としたアンケート調査を行ったことで、要因の関連性を明らかにすることが
できた（図 3‐2）。本研究の結果から、モニタリング調査員と研究者が役割分担を行い
ながら関わり合うこと、つまり現地調査での直観を科学的知見と照合しながら集約して
いくことの重要性が示された。
文献調査の結果、海外では上記構造図（図 3‐2）の 1 群‐2 群間（State・Impact‐
Pressure）の関係性に対応する研究が数多く行われていることが明らかとなった。以下
では既存の研究事例を用いながら 1 群‐2 群間（State・Impact‐Pressure）の関係性
に加え、2 群‐3 群間（Pressure‐Driver）の関係性についても、その妥当性を検証す
る。
4.2 沿岸域の環境変化
本研究の結果から、沿岸域においては Driver：「都市開発・農地開発」を起点とする
Pressure：A「沿岸域の開発」（254 点）および、Driver：「都市開発・農地開発」（159
点）・「流域環境の改変」（102 点）・「気候変動・地質学的イベント」（153 点）を
起点とする Pressure：B「沿岸域の質・地形変化」がシギ・チドリ類の生息地に影響を
与えていることが示唆された（図 3‐2）。
Driver：「都市開発・農地開発」→Pressure：A「沿岸域の開発」（254 点）のプロ
セスについては、戦後復興期から高度経済成長期にかけての都市開発・農地開発により、
全国の干潟の約 4 割が失われたこと（環境庁 1994）から妥当であると考えられる。
Pressure：A「沿岸域の開発」→State：「生息地面積の減少／生息地の物理環境・水
質の変化」のプロセスについては、干潟の埋立・干拓は「生息地の直接的な喪失（direct
habitat loss）」とされてきたこと（Melville 1996；Barter 2002；Bamford et al. 2008）
から妥当であると考えられる。State：「生息地面積の減少／生息地の物理環境・水質の
変化」→Impact：「個体数変動」のプロセスについては、干潟の埋立・干拓により利用
可能な採食地が減少すると、シギ・チドリ類の種内競争が激化し、死亡率が増加するこ
と（Burton et al. 2006; Goss-Custard et al. 2006）が指摘されており、国内においても、
48
干潟の減少に伴い、シギ・チドリ類の個体数が約 4 割減少したと報告されている（天野
2006）ことから妥当であると考えられる。現時点においては A「干潟の埋立・干拓」が
行われていた調査地は 9 地点（都市開発による埋立は 7 地点）と少なかったが、諫早湾、
泡瀬干潟、博多湾のように干潟の大規模開発が進行している例もあり（花輪 2006）、地
域によっては上記プロセスが個体数変動に大きな影響を与えている可能性がある。
Pressure：A「沿岸域の開発」→State：「構造物による飛翔阻害」のプロセスについ
ては、例えば吉野川の東環状大橋の建設で橋の構造が問題となった例がある（花輪
2006）。また海外では風力発電の影響が指摘されている（Jhonson et al. 2002）。ただ
し飛翔阻害の回答数は 3 地点と少なく（表 3‐2）、どの程度影響があるのかは不明であ
る。
Pressure：A「沿岸域の開発」→State：「人為的攪乱」のプロセスについては、建設
工事の影響として人為的攪乱（工事作業による採餌や休息の阻害）の回答数が最も多か
ったこと（表 3‐2）から妥当であると考えられる。「干潟の工事」としては「治水工事」
と「インフラ整備」が行われていた地点が多く（表 3‐2）、これらの工事の影響が大き
いと考えられる。建築作業そのものによる阻害のみならず（Burton et al. 2002b）、道
路や遊歩道、マリーナといったインフラの整備は、人の接近による阻害を増加させると
言われている（Burton et al. 1996; 2002a）。モニタリング調査員の記述からも、親水
護岸が生息地への人の接近を増加させていることが示唆された（コメント 23、24、25）。
Driver：「都市開発・農地開発」→Pressure：B「沿岸域の質・地形変化」（159 点）
のプロセスについて検証する。「都市開発・農地開発」による直接的、または A「沿岸
域の開発」を通した「富栄養化・汚染物質やゴミの流入」（81 点）や「他の種の繁栄」
（26 点）は、栄養塩・化学物質・ゴミの流入や海藻類・植生の繁茂と関連するプロセス
であると考えられる。例えば、富栄養化は赤潮・青潮・貧酸素水塊の発生といった強度
の水質変化（山田 1992; 堤ほか 2003）や海藻類（グリーンタイド）の繁茂（西川ほか
2009）の原因として指摘されており、上記プロセスは妥当であると考えられる。
Pressure：B「沿岸域の質・地形変化」→State：「生息地面積の減少／生息地の物理環
境・水質の変化」のプロセスについては、赤潮・青潮・貧酸素水海といった強度の水質
変化により底生生物が死滅すること（コメント 2、3、5、6）、グリーンタイドの発生に
より餌条件が変化すること（コメント 128～137、Lopes et al. 2006；Garcia et al. 2010）、
植生拡大によって採食地である干潟や休息地の面積が減少すること（コメント 139～142、
Ge 2009）などから妥当であると考えられる。ゴミの漂着については、回答数は多いも
のの（表 3‐2）研究事例がなく、どの程度影響があるのかは不明であるが、海岸清掃で
片付けられる場合には（コメント 32、33）、影響は一時的なものであると考えられる。
Driver：「流域環境の改変」→Pressure：B「沿岸域の質・地形変化」（102 点）は、
土砂流入量や海流の変化と関連するプロセスであると考えられる。例えば、有明海では
干潟の泥質化（底質変化）の原因として、ダム堆砂・砂利採取による土砂流入量の減少
（横山 2005）と、諫早湾の潮受け堤防による潮流速の低下（灘岡・花田 2002; 宇野木
2002; 有明海・八代海総合調査評価委員会 2006）が指摘されている。また全国的な砂
浜面積の減少の原因として、ダム堆砂・砂利採取・海食崖の護岸による流入土砂量の減
49
少と、海岸構造物に起因する沿岸流の変化（宇多 1997）が指摘されている。これらの
ことから、上記プロセスは妥当であると考えられる。上記のように、護岸によって土砂
流入量や海流が変化する場合もあるため、ダム堆砂・砂利採取のみならず、Pressure：
A「沿岸域の開発」も Driver：「流域環境の改変」（66 点）に該当すると言えよう。
Pressure：B「沿岸域の質・地形変化」→State：「生息地面積の減少／生息地の物理環
境・水質の変化」・Impact「個体数変動・分布域の変化」のプロセスについては、干潟
の底質はシギ・チドリ類の餌食物である底生生物の現存量や種構成との関係性が大きく
（Yates et al. 1993）、ハビタットスケールにおける本種の空間分布を規定すること
（Granadeiro et al. 2004; Zharikov 2009）や、海岸侵食による砂浜面積の減少は底生
生物の現存量を減少させ、本種の砂浜利用率を減少させること（Dugan et al. 2008）か
ら妥当であると考えられる。
Driver：「気候変動・地質学的イベント」→Pressure：B「沿岸域の質・地形変化」
（153 点）は、よりグローバルな地球規模での環境変化と関連するプロセスであると考
えられる。例えば、2011 年 3 月の東北関東大震災による津波（地質学的イベント）で
は、調査地においても大規模な地形変化が起こったことが報告されている（環境省
2011d）。また台風・大雨によってゴミ等の漂着物があった地点が多かったが（表 3‐2）、
気候変動により台風・大雨が増加すると（河合ほか 2006）、これらの漂着物が多くなる
可能性がある。今回のアンケートでは抽出できなかったが、気候変動による海面上昇は
干潟の水没を招くことが予測されている（Austin and Rehfisch 2003; Galbraith et al.
2005）。これらのことから、上記プロセスは妥当であると考えられる。また台風や地震
による災害により治水工事が強化される場合もあり（河田・服部 1993）、Driver：「気
候変動・地質学的イベント」→Pressure：A「沿岸域の開発」（23 点）というプロセス
も妥当であると考えられる。Pressure：B「沿岸域の質・地形変化」→State：「生息地
面積の減少／生息地の物理環境・水質の変化」のプロセスについては、例えば気候変動
による海面上昇により将来的に沿岸域の生息地が減少することが予測されており
（Austin and Rehfisch 2003; Galbraith et al. 2005）、妥当であると考えられる。
4.3 内陸湿地の環境変化
本研究の結果から、内陸湿地においては Driver：「都市開発・農地開発」→Pressure：
C「農地内湿地の減少」（50 点）というプロセスがシギ・チドリ類の生息地に影響を与
えていることが示唆された（図 3‐2）。「宅地開発」（表 3‐4）は「都市開発」に該
当し、「農地基盤整備」による「農地の乾燥地化」（表 3‐4）は「農地開発」に該当す
ると考えられ、上記プロセスは妥当であると考えられる。Pressure：C「農地内湿地の
減少」→State：「生息地面積の減少／生息地の物理環境・水質の変化」・Impact（個
体数変動）のプロセスについては、非耕作期には水田の冠水の有無（前田・吉田 2009）
や冠水率（Taft and Haig 2006）、水深（Elphick and Oring 1998, 2003）が、休耕地
では冠水および植生の有無（Fujioka et al. 2001）が、シギ・チドリ類の種数や個体数
を規定していると言われている。従って、農地基盤整備等による農地の乾燥地化（表 3
‐4）は、本種の生息環境の変化として大きな影響を与えていると考えられる。Amano et
50
al. （2010）も、日本における長期モニタリングの結果から、水田への依存度が高い種
が過去 30 年間及び 20 年間で特に減少していることを明らかにしており、上記プロセス
は妥当であると考えられる。
4.4 レクリエーション等による影響
本研究の結果から、沿岸域・内陸湿地ともに Driver：「都市開発・農地開発」→
Pressure：D「レクリエーション等」（54 点）というプロセスがシギ・チドリ類の生息
地に影響を与えていることが示唆された（図 3‐2）。都市開発による干潟・砂浜の減少
に伴い、限られた海浜にレクリエーション需要が集中すること（田畑 1983; 上月 2009）
から、上記プロセスは妥当であると考えられる。Pressure：D「レクリエーション等」
→State：「人為的攪乱」のプロセスについては、回答数が非常に多かったこと（表 3
‐6）、またレクリエーションによる人の接近は、シギ・チドリ類の採食効率（Thomas
et al. 2003; Yasué 2005, 2006）のみならず、休息（コメント 90、94、96、107; Rogers
et al. 2006; Peters and Otis 2007）や繁殖（コメント 89、93、95、99、101、105、106）
にも影響を及ぼすことから妥当であると考えられる。特に、休息地は調査地内に含まれ
る場合が多く（表 3‐7）、満潮時の休息地への人の立ち入りの影響も大きいと考えられ
る。Pressure：D「レクリエーション等」→State：「生物資源の過剰利用」のプロセス
については、海外では狩猟（例えば、Warnock et al. 2001）や底生生物の過剰利用（例
えば、Kraan et al. 2009）に関する研究が多く行われている。日本ではタシギ猟（コメ
ント 113～115）や釣餌（アナジャコやコメツキガニ）の採集が行われているが、その
影響の程度は不明である。Pressure：D「レクリエーション等」→State：「生息地面積
の減少／生息地の物理環境・水質の変化」の関係性は、Pressure：A・B・C と比較し
て最も低く評価されており（図 3‐2）、文献調査においてもこれに対応する研究事例は
見られなかった。一方で Pressure：D は State：「人為的攪乱」・State：「生物資源
の過剰利用」との関連性が評価されており（図 3‐2）、研究事例も多かったことから（表
3‐9）、主としてこれらの State と関係していると考えられる。
CCA の結果から（図 3‐3）、レクリエーションの種類は環境によって異なり、干潟
では潮干狩り・釣り、砂浜では様々なマリンスポーツや車の乗り入れ等、淡水湿地では
狩猟等が行われているサイトが多いことが示唆された。第 1 章で干潟型・砂浜型・淡水
湿地型に類型化された種は、特に上記の各環境型に対応したレクリエーションによる影
響を受けやすいと考えられる。一方で「立ち入り制限区域」が設定されている調査地は
非常に少なかったことから（表 3‐6）、人為的攪乱は全国的に、本種の生息に影響を与
えていると考えられる。
51
4.5 捕食・他種との競合
本研究の結果から、Driver：「他の種の繁栄」→Pressure：E「捕食者・競合種の存
在」（21 点）→State：「捕食・他種との競合」・Impact：「個体数変動・分布域の変
化」というプロセスもシギ・チドリ類の生息に影響を与えていることが示唆された（図
3‐2）。捕食者の中でも「ハヤブサ」（17 地点）、「オオタカ」（6 地点）の影響につ
いての記述が多かったことから、これらの猛禽類による影響が大きいことが示唆された。
捕食者による影響としては、捕食による直接的な死亡率の増加（van den Hout et al.
2008）のみならず、捕食者に対する警戒による採食効率の低下とこれに伴う死亡率の増
加（Lind and Cresswell 2006; Cresswell and Whitefield 2008）も指摘されている。ま
た捕食者の存在は、ハビタットスケールにおける本種の空間分布を規定すると言われて
いる（Zharikov 2009）。従って、捕食者に関しては、上記プロセスは妥当であると考
えられる。競合種については、休息地を巡るカラス・カワウとの競合が見られた地点が
あったが（コメント 143）、研究事例はなく（表 2‐9）、その影響の程度は不明である。
4.6 その他の要因
図 3‐2 以外の要因としては、農薬汚染（Warnock and Schwarzback 1995; Strum et
al. 2008）、病気・寄生（Mendes et al. 2005; Piersma 2007）等の研究事例もある。農
薬汚染については、本研究においては農地の餌食物の減少と関連する要因として 8 地点
で指摘されていた（コメント 67～72）。病気については、本研究では抽出できなかった。
これらの要因も、海外では研究事例が多いため、重要な要因であると考えられる。また
本研究では主として生息地におけるマイナスの要因を評価したため、生息地再生はアン
ケートの対象としなかったが、生息地の再生（川島 1997; Evans et al. 1998; Atkinson
2003; Atkinson et al. 2004; 桑江ほか 2003; Natsuhara et al. 2005; Mander et al.
2007）もプラスの要因としては重要であると考えられる。
4.7 今後の研究に向けて
4.2～4.6 では既存の研究事例を用いながら本研究で構築した構造図を検証し、おおむ
ねその妥当性が示唆された。ただし、日本では各要因に関する研究事例が非常に少なか
った（表 3‐9）。特に State：「生息地面積の減少／生息地の物理環境・水質の変化」
と State：「人為的攪乱」による影響は海外において研究事例が非常に多く、Driver：
「都市開発・農地開発」を起点とする生息地への影響として、日本でも研究を進めてい
くべき分野である。
52
第 4 章 沿岸域の開発圧を用いたモニタリングサイトの類型化
第 1 節 目的
第 3 章では、DPSIR モデル（Smeets and Weterings 1999; 鷲谷ほか 2010; Lynch
2011）のうち、DPSI の関係性を構造図として示すことができた。多くの圧力（Pressure）
の元となっていた駆動因（Driver）は都市開発・農地開発であったが、これらの圧力、
つまり都市開発圧・農地開発圧は地域的に異なると考えられる。これらの開発圧の違い
を明らかにするができれば、適切な対応策（Response）がより明確になると考えられる。
これまで沿岸域の生息地は埋め立てや干拓により、都市や農地に改変されてきた。従
って、干潟・砂浜の後背地の土地利用データを用いれば、都市開発・農地開発（Driver）
の圧力（Pressure）が明らかになるはずである。そこで本章では、後背地の土地利用デ
ータを用いてモニタリングサイトの開発圧を類型化し、これを地図化した。
第 2 節 方法
2.1 解析対象地
環境省モニタリングサイト 1000 のシギ・チドリ類調査データ（2004 年度～2010 年
度）の調査地点のうち干潟・砂浜を含む調査地を対象とし、島嶼部（琉球列島、舳倉島
航路、舳倉島、礼文島）、および調査回数が 1 回以下の調査地を除く 92 地点を解析対
象地とした。調査地の略号は図 1‐1 と同一である。
2.2 環境データ
環境データとしては、調査範囲（環境省・WWF ジャパン 2008）に 1km のバッファ
をかけた範囲内の都市面積・農地面積・自然面積の割合を用いた。国土数値情報土地利
用細分メッシュデータ（http://nlftp.mlit.go.jp/ksj/jpgis/datalist/KsjTmplt-L03-b.html）
を用い、都市面積は建物用地・幹線交通用地・その他の用地を統合した面積、農地面積
は水田・その他の農用地を統合した面積、自然面積は森林・荒地を統合した面積とした。
上記データを 10m 解像度に変換し都市面積・農地面積・自然面積を求め、これらの合
計値に対する各土地利用区分の面積割合を求めた。環境データの作成には GIS（ArcGIS
9.2+Spatial Analyst, ESRI）を用いた。
2.3 解析手法
モニタリングサイトの後背地環境の類型化を行うため、上記の環境データを用いてま
ず DCA（Detrended Correspondence Analysis：除歪対応分析、Hill and Gauch 1980）
による解析を行ったところ、第 1 軸・第 2 軸の傾度長（Length of gradient）はそれぞ
れ 1.60、1.92 であり、4 以下であったため（Leps and Smilauer 2003）、PCA（principal
component analysis：主成分分析、Wold et al. 1987）による解析を行った。解析には
Canoco for Windows 4.02 を、デフォルト設定のまま用いた。
さらに、PCA の第 1 軸・第 2 軸のスコアを用いて、非階層クラスター分析の K‐平
均法により、モニタリングサイトの後背地を都市型・農地型・自然型・中間型の 4 区分
に類型化した。
53
2.4 後背地類型の地図化と開発進行中のサイトの識別
日本全域において、後背地の環境が都市型・農地型・自然型・中間型のモニタリング
サイトがどのように分布するのかを把握するため、2.3 による後背地の類型を地図化し
た。さらに、googlemap を用い、埋め立て・干拓中のサイト／埋め立て・干拓終了のサ
イトを識別した。
第 3 節 結果
3.1 PCA プロット
PCA の結果を表 4‐1 に示す。第 1 軸の固有値は 0.82 と非常に高く、第 2 軸の固有
値は 0.18 と低かった。第 1 軸・第 2 軸で後背地の環境を 100％説明することができた。
表 4-1. 調査地の後背地の環境データを用いた PCA の結果。
Axis
1
Eigenvalue
2
0.82
0.18
82%
100%
Cumulative percentage variance
of environment data
サイトのスコアの第 1 軸・第 2 軸の平面上の散布図を図 4‐1 に示す。都市・農地・
自然の各環境ベクトル方向に向かってサイトが三角形にプロットされた。K‐平均法に
より、第 1 軸・第 2 軸のスコアを用いてサイトの類型化を行ったところ、都市型・農地
型・自然型・中間型の 4 区分に類型化することができた。
都市型・中間型・農地型・自然型のサイト数はそれぞれ 31 地点、20 地点、36 地点、
6 地点であった。
3.2 後背地類型の地図化
PCA および K‐平均法による後背地の類型（図 4‐1）を地図化したところ（図 4‐2）、
都市型のサイトは特に東京湾（tkb：11 地点）・伊勢湾（isb：3 地点）・大阪湾（osb：
10 地点）に多く、他に富山（toyama）・関東太平洋岸（knb）・静岡（sizu）・瀬戸内
海（seto）・北九州（nkyu）にも 1～2 地点分布していた。中間型のサイトは関東太平
洋岸（knb：5 地点）・石川（ishi：3 地点）・瀬戸内海（seto・wseto：4 地点）に多く、
他に東北東部（eth）・伊勢湾（isb）・三河湾（mkb）・吉野川河口（yosi）・有明海
（ari）・宮崎（miya）・鹿児島（kago）にも 1～2 地点分布していた。農地型の調査地
が 3 地点以上あった地域は北海道（hok：3 地点）・東北東部（eth：3 地点）・三河湾
（mkb：3 地点）・瀬戸内海（seto・wseto：7 地点）・北九州（nkyu：3 地点）・有明
海（ari：6 地点）・八代海（yatu：3 地点）であり、他に東北西部（wth）・関東太平
洋岸（knb）・東京湾（tkb）・伊勢湾（isb）・宍道湖（shin）・鹿児島（kago）にも
1～2 地点分布していた。自然型の調査地は北海道（hok）で 3 地点と最も多く、東北北
部（nth）・土佐湾（tsb）・鹿児島（kago）にも 1 地点分布していた。
埋め立て進行中のサイトについて見てみると、利根川河口（波崎新港）、東京湾（中
央防波堤内側・外側埋立地）、三河湾矢作川河口（衣浦港）、大阪湾（大阪北港南地区：
54
夢洲）、博多湾（人工島）、広島湾八幡川河口（広島港）、有明海白川河口（熊本港）
の 7 地点で、ゴミ・浚渫土の埋め立てや港湾建設が行われていた。干拓地では、農地干
拓の周辺に湿地が残されているサイトがわずかに見られたが、大規模な干拓が行われて
いるサイトは見られなかった。
第 4 節 考察
4.1 後背地の類型化
本章では干潟・砂浜の後背地の土地利用面積割合を用いることで、後背地の環境型を
都市型・農地型・自然型・中間型の 4 区分に類型化することができた。サイト類型を地
図化した結果、東京湾（tkb）・伊勢湾（isb）・大阪湾（osb）といった大都市の沿岸域
では都市型に類型化されたサイトが多く、北海道（hok）
・東北東部（eth）
・三河湾（mkb）
・
瀬戸内海（seto・wseto）・北九州（nkyu）・有明海（ari）・八代海（yatu）といった
広大な干拓地が広がる地方の沿岸域では農地型に類型化されたサイトが多かった。従っ
て、これらの類型は、これまでの都市開発・農地開発の圧力を反映したものであると考
えられる。一方で、北海道（hok）東部の野付風蓮道立自然公園は自然型に類型化され
た。これらの地域では都市開発・農地開発ともに開発圧が低いことを反映したものであ
ると考えられる。これらのことから、沿岸域の土地利用面積割合を、開発圧の指標とし
て用いることは非常に有効であると考えられる。
都市型の東京湾（tkb）・伊勢湾（isb）・大阪湾（osb）では都市開発圧が高く、干潟・
砂浜の後背地は都市的な環境である。これに対し、中間型の東北東部（eth）・関東太
平洋岸（knb）・石川（ishi）・伊勢湾（isb）・三河湾（mkb）・吉野川河口（yosi）・
瀬戸内海（seto・wseto）・有明海（ari）・宮崎（miya）・鹿児島（kago）といった地
方の沿岸域では、後背地に農地もまだ多く残されている。第三章において、農地はシギ・
チドリ類の採食地・休息地として利用されていることが明らかとなったが、中間型の生
息地では今後、都市開発圧が高くなる場合には、農地が都市に改変されるリスクが高く
なる地域であると考えられる。
埋め立て進行中のサイトは 7 地点と少なく、その多くでは港湾建設が行われていた。
ただし、近年の産業構造の変化等により（中村 2010）、遊休地（低・未利用地）化し
たままの埋立地も多い。また農地干拓が大規模に進行しているサイトは見られなかった。
日本では、戦後から高度経済成長期にかけての人口増加社会においては、都市開発・農
地開発の需要が高く、干潟の大規模な埋め立て・干拓が行われてきたが、1970 年代以降
はその勢いがやや緩やかとなっている（環境省 2011a）。人口減少社会に入り、また産
業構造も変化している現在においては、自然環境の保全のみならず、経済的合理性とい
う観点からも埋め立て・干拓の妥当性を見直す社会的世論が高まってきており、埋め立
て・干拓の時代は終焉に向かっているのかも知れない（浅妻 2004）。ただし、大都市
圏では浚渫土やゴミが大量に排出されるが、陸上に埋め立て可能地が少ないため、今後
も海上において埋め立てが継続されていく可能性は高いと考えられる。
55
図 4-1. サイトの PCA プロット。
プロットのマークは K-平均法による各類型の区分を表す。
56
57
略号は図 1‐1 と対応する。
図 4‐2. PCA と K‐平均法の結果を用いたサイト類型マップ。
第 5 章 総合考察
第 1 節 本研究で得られた成果と今後の研究課題
本論文では、シギ・チドリ類の生息地保全・管理に向け、モニタリングサイト 1000
のデータの活用手法を開発した。第 1 章・第 2 章ではこれまで活用されてこなかった「分
布データ」の活用手法を開発した（図 5‐1）。第 1 章では、種およびサイトを「干潟型」・
「砂浜型」・「淡水湿地型」・「中間型」に類型化することができた。さらに、この結
果を用いてサイト類型を地図化することができた（図 5‐1a）。これにより、東日本沿
岸のサイトは砂浜型、西日本沿岸のサイトは干潟型であることが明らかになった。これ
に対応し、砂浜型のミユビシギと干潟型のダイゼンの分布域は大きく異なっていた。ま
た内陸湿地のサイトや干拓地を含むサイトは淡水湿地型であることが明らかとなり、こ
れらのサイトには淡水湿地型の種が分布していた。このように、干潟型・砂浜型・淡水
湿地型の種は特定の生息地に特化していたのに対し、中間型の種は幅広い生息地を利用
していた。東京湾・伊勢湾・三河湾などでは、干潟であるにも関わらず砂浜型に類型化
されたサイトもあり、干潟型／砂浜型の違いは泥質干潟／砂質干潟の違いを反映してい
る可能性が示唆された。今後は、底質、底生生物、シギ・チドリ類を関連付けながら、
各型に分類されたシギ・チドリ類がどのような生態系を指標しているのかを明確化して
く必要がある。
第 2 章では、「湾ユニット」の自動抽出方法を開発し、マルチスケールの湾の面積と
浅瀬率、潮汐差を用いることで、干潟の生息適地の推定を行うことができた。その結果、
干潟生息地としてのポテンシャルが高い海域は、日本の主要な閉鎖性海域であることが
明らかとなった（図 5‐1b）。生息適地モデルへの寄与率が高かった環境要因は小・中
スケールの湾の浅瀬率と大スケールの湾の面積であり、湾の階層性と広大な浅瀬の存在
が、生息地である干潟の立地を規定していることが示唆された。ただし、「湾ユニット」
では、前浜干潟のエリアは適切に評価することができなかった。従って、今後は土砂流
入量や沿岸域の傾斜等も入れたモデルの改良が必要である。また第 1 章では、シギ・チ
ドリ類は東日本の砂浜型の生息地にも生息することが明らかとなったが、
「湾ユニット」
では砂浜型の生息地を推定することはできなかった。そのため、今後は砂浜の立地を評
価することのできる別の地形ユニットを開発する必要がある。都市沿岸の港湾では干潟
の立地が過大評価されており、実際には干潟が立地するレベルの浅海域（水深 1m 以浅）
は残されていない。このような港湾は、過去には広大な干潟が存在していた場所に建設
された港湾である（例えば、例えば、遠藤 2004; 農業環境技術研究所歴史的農業環境
閲覧システム http://habs.dc.affrc.go.jp/）。そのため、これらの海域では、過去に失わ
れた干潟を補償するため、現存干潟の保全に加え、生息地の再生を行う必要がある。
第 3 章・第 4 章ではこれまで活用されてこなかった「調査地の現況」の活用手法を開
発した（図 5‐1）。第 3 章では、モニタリングサイト 1000 の報告書に記載されている
「調査地の現況」を一度リストアップし、これをフィードバックする形でモニタリング
調査員を対象としたアンケート調査を行った。このようにして抽出した要因は個々の調
査地の Pressure（圧力）に該当する要因であった。Pressure（圧力）をより上位の Driver
（駆動因）、より下位の State（状態）・Impact（影響）と関連付けることで、各種要
58
因が生物の個体数や分布域に影響を与えるまでのプロセスを、DPSIR モデル（Smeets
and Weterings 1999; 鷲谷ほか 2010; Lynch 2011）のような構造図として可視化するこ
とができる。そこで次に、要因間の関連性について研究者を対象としたアンケート調査
を行ない、この結果を元に要因の構造化を行った（図 5‐1c）。さらに、各圧力（Pressure）
がシギ・チドリ類の生息地の状態（State）や個体数・分布域に及ぼしている影響（Impact）
について、国内外の研究レビューを行ったところ（表 3‐9）、海外においては、数多く
の研究が行われていることが明らかとなり、本研究の構造図の妥当性が示された。ただ
し、国内では各 Pressure と State・Impact を関連付けた研究事例が非常に少ないこと
が明らかとなった。今後は、表 3‐9 のレビューを元に、国内においてもハビタットス
ケールでの研究を進めていく必要がある。
第 4 章では、都市開発・農地開発（駆動因：Driver）の圧力（Pressure）の指標とし
て、モニタリングサイトの後背地の土地利用面積を用いることで、サイトを「都市型」・
「農地型」・「自然型」・「中間型」に類型化し、これを地図化することができた（図
5‐1d）。これにより、大都市沿岸は都市型、地方沿岸は農地型または中間型、北海道
などは自然型であることが明らかとなった。現在埋め立て・干拓が行われている地点は
少なく、人口減少社会に入り、産業構造も変化していることから、今後大規模な開発が
進行していく可能性は低いと考えられた。ただし、中間型のサイトの農地の都市化や、
浚渫土・ゴミの埋立等については今後もその動向を注視する必要があると考えられる。
第 5 章第 1 節では、第 1 章～第 4 章の結果をまとめ、本研究で得られた成果と今後の
課題を整理した（図 5‐1e）。第 2 節・第 3 節では地図：図 5‐1a, b, d、構造図：図 5
‐1c、および第 3 章で得られた結果を元に、第 2 節ではシギ・チドリ類の生息地保全・
管理の方向性について（図 5‐1f）、第 3 節では今後のモニタリング調査のあり方につ
いて（図 5‐1g）提言を行う。
59
「分布データ」の活用手法の開発
第1章
第 5 章：総合考察
生息地の環境面積を用いた
シギ・チドリ類と
a.サイト類型地図
モニタリングサイトの類型化
（生息環境）
第2章
沿岸域の地形要因を用いた
b.生息適地地図
干潟生息地の推定
e.本研究で得られた
成果と今後の研究課題
f.沿岸域の生息地保全
・管理の方向性の検討
「調査地の現況」の活用手法の開発
第3章
g.今後のモニタリング
シギ・チドリ類の生息地に影響
を与える要因の抽出と構造化
c.要因の構造図
調査に向けた提言
第4章
沿岸域の開発圧を用いたモニタリ
d.サイト類型地図
ングサイトの類型化
（開発圧）
図 5‐1．研究の流れ。
第2節
地図と BPJ（Best Professional Judgement）を活用した
沿岸域の生息地保全・管理の方向性の検討
第 3 章・第 4 章では、現在埋め立て・干拓が行われている地点は少ないことが明らか
となった。人口減少社会に入り、産業構造も変化している現在、これまでに行われてき
たような大規模な沿岸開発が進行していく可能性は低いと考えられる。従って、これま
での都市開発・農地開発（駆動因：Driver）の圧力（Pressure）により改変されてきた
生息地の状態（State）を的確に把握し、開発圧が低くなってきている現在においても生
息地の状態（State）を悪化させ続けている圧力（Pressure）および、悪化した生息地
の状態（State）を改善していくための対応策（Response）を見出すことが今後の大き
な課題となる。
第 4 章では、沿岸域において 31 サイトが都市型、20 サイトが中間型、36 サイトが農
地型、6 サイトが自然型に類型化された。以下に、都市型、農地型、中間型、自然型の
順で、各型の生息地保全・管理の方向性を検討する。また、全国の生息地で共通した課
題についても、その対応策を検討する。今回の解析からは除外した島嶼部や、繁殖地と
しての重要性については、最後に少し考察する。
60
2.1 都市型の生息地の保全・管理：現存干潟の保全と生息地再生
第 4 章で都市型に類型化された東京湾・伊勢湾・広島湾・博多湾のサイトは閉鎖性海
域に位置し、第 2 章では干潟生息地としてのポテンシャルが高いと推定されていた。実
際、これらの海域では過去には干潟が多く存在していたことが知られている（花輪
2006）。しかしながら、都市開発による埋め立てにより、現存干潟が非常に少なくなっ
ており、数少ない現存干潟（例えば、谷津干潟、三番瀬、藤前干潟など）に個体数が集
中している（環境省 2009）。大阪湾は強度の開発により浅海域がほとんど残されてお
らず、第 2 章では生息地ポテンシャルも低く推定されていたが、現在でも埋立途上の湿
地で多くの個体数が記録されている（表 5‐1、図 5‐2）。他の湾においても、埋立途
上の湿地が重要な生息地となっている場合が多い（例えば、東京湾中央防波堤内・外埋
立地、広島港東部埋立地、博多湾人工島など）。
これらのことから、シギ・チドリ類は、干潟の立地しやすい（過去には大きな干潟が
立地していた）日本の主要な閉鎖性海域を重点的に利用しているが、現存干潟が少ない
都市沿岸では、数少ない干潟や埋立地に個体数が集中していると考えられる。生息地減
少に伴い小面積の生息地に個体数が集中すると、シギ・チドリ類の種内競争が激化して
採食効率が低下し、結果として死亡率が増加すると言われている（例えば、Goss-Custard
et al. 2006）。従って、埋め立てが極度に進んだ都市部の沿岸域では、現存干潟の保全
に加え、干潟の再生を行うことで分散可能な生息地を増やす必要がある。
現存干潟の保全については、都市型のサイトでは様々な利害関係の調整を行いつつ、
その方向性を模索していく他ないだろう。長年の市民運動や世論の高まりにより、開発
計画が中止に至った例もある。例えば、谷津干潟や藤前干潟は、都市沿岸の自然干潟が
保護区化された稀有な例である（花輪 2006、日本野鳥の会 2007）。
干潟の再生は大阪湾で最も多く行われている。例えば、淀川水系河川整備計画で再生
された海老江干潟（図 5‐2③）や柴島干潟（図 5‐2④）でシギ・チドリ類が記録され
ている。また大阪湾再生行動計画では尼崎臨海部（兵庫県、0.7ha）、大阪港舞洲～夢
洲沿岸（大阪市、0.5km）、堺泉北港堺第 2 区（大阪府、10ha）、泉北 6 区（大阪府、
3ha）、阪南 2 区（5ha）、近木川河口部（0.4ha）において干潟の再生が行われている。
他にも東京湾再生行動計画、伊勢湾再生行動計画、広島湾再生行動計画の中でも干潟の
再生が検討・実施されている。造成干潟の安定性、特に生態系の安定性を確保するため
には、造成技術の向上や事後の長期モニタリングが必要であると指摘されている（桑江
2005; 高山・国分・上野 2008）。安定性を評価するための一つの指標としてシギ・チ
ドリ類の渡来数が有効であると言われており（桑江 2003）、上記の国交省の再生事業
を評価する上でも、シギ・チドリ類の渡来数は一つの評価基準となるだろう。現存干潟
や埋立地等、特定の生息地に集中しているシギ・チドリ類の分散化が図れているかどう
かも含め、再生干潟のモニタリング手法を開発することも重要な課題である。
ただし、シギ・チドリ類を指標とすれば干潟の再生が望ましいと考えられるが、浅海
域には干潟以外の生態系も成立している。従って、現状のまま保全すべきか、干潟の造
成を行うべきかについては、別途、検討していく必要があるだろう。
61
表 5‐1．大阪湾における、国内での記録数が多い 6 種の最大個体数（2004 年～2009 年にかけて行われた環境省
モニタリングサイト１０００の調査結果より作成）。
地図番号
①
②
③
④
⑤
⑥
⑦
⑧
⑨
⑩
調査地
浜甲子園
矢倉海岸
海老江干潟
柴島干潟
大阪北港南地区
大阪南港野鳥園
泉北6区埋立地
大津川河口
樫井川河口
男里川河口
ハマシギ トウネン チュウシャクシギ キアシシ シロチドリ ダイゼン 計
661
161
40 ギ
17
48
8
935
80
230
30
15
12
5
372
286
34
7
10
98
5
440
62
11
1
15
12
2
103
1862
1587
6
100
2520
10
6085
800
902
35
132
1074
2
2945
7
45
2
8
79
1
142
125
52
58
19
36
290
54
12
12
16
21
115
85
10
27
17
18
1
158
図 5‐2．大阪湾のモニタリングサイト位置図。
第 3 章では、生息地の量のみならず、人為的攪乱や生息地の物理環境・水質の変化と
いった生息地の質の変化も本種の生息に大きな影響を与えていることが示唆された。生
息地の質を管理するための手法はいくつか考えられるが、シギ・チドリ類の生息地保全
を目的とした場合には、埋立地を活用した野鳥公園の設置が非常に有効であると考えら
れる。第 3 章では、埋め立て途上地がシギ・チドリ類の中継地や繁殖地として重要な位
置を占めることが示唆された。このような埋立地における野鳥公園の設置は、①底質や
水質の管理（Natsuhara et al. 2005）、人の立ち入り規制といった生息地管理が可能で
ある、②干潟生態系を教材として学校や地域と連携しながら環境教育を行うことで、干
潟の重要性についての啓蒙を行うことができる（花輪 2006）、③外海の海水を取り入
れる場合には、水質浄化に貢献できる（矢持 2009）といった点で非常に有効である。
東京湾や大阪湾では埋立地の一角に野鳥公園が設置されている例があり、例えば東京港
野鳥公園（川島 1997）や大阪南港野鳥園（Natsuhara et al. 2005）は、東アジア・オ
ーストラリア地域フライウェイ・パートナーシップの登録地にもなっている。現在埋め
62
立て途上の生息地では、博多湾の人工島、広島湾の八幡川河口埋立地、大阪湾の泉北 6
区埋立地等で野鳥公園の設置が進められている（例えば、野鳥公園基本構想検討委員会
2006）。ただし、埋立地を利用した野鳥公園は小規模になりやすい傾向がある。今後の
社会情勢の中で、遊休地（低・未利用地）が利用される見込みがなくなる場合には、失
われつつある沿岸域の生態系の回復を図りつつ、都市住民に憩いを提供する場として
（浅妻 2004）、より大面積の野鳥公園の設置を検討することも重要な課題であろう。
特に、野鳥公園や埋め立て途上地は、都市的環境の中でも人の立ち入りが制限されてい
るため、採食地のみならず、休息地としての重要性が非常に高い。例えば、博多湾では、
シギ・チドリ類が埋立地を休息地として利用し、夜間に周辺の干潟に分散して採食して
いるという観察例がある（Appendix3 コメント 76）。従って、埋立地は野鳥園として
保全しつつ、周辺の海域や河川において採食地となる干潟の再生を行えば、生息地再生
をより効果的に行うことができる可能性がある。博多湾では、干潟の再生の他、休息地
の再生（Appendix3 コメント 149）も行われている。以上のように、都市型の生息地で
は様々な手法で、採食地と休息地を一体として保全・再生することが重要な課題である。
2.2 農地型の沿岸域における生息地管理：農業・漁業との共存型ワイズユース
第 4 章で農地型に類型化された九州沿岸域（図 4‐2）・瀬戸内海・伊勢湾・三河湾・
東京湾のサイトは閉鎖性海域に位置し、第 2 章では干潟生息地としてのポテンシャルが
高いと推定されていた。これらの海域には比較的大面積の干潟が残されており、特に有
明海は日本で最も現存干潟が多い海域となっている（花輪 2006）。これらのサイトで
は干潟の周辺に広大な干拓地が広がっており、第 1 章では干潟・淡水湿地中間型に類型
化されていた。また、東日本の砂浜型のサイトの多くも、後背地に干拓地が存在する場
合には砂浜・農地中間型に類型化されていた。シギ・チドリ類は休息地として農地も利
用することができる（表 1‐2、表 3‐7）。さらに、第 1 章で沿岸・淡水湿地中間型お
よび淡水湿地型に類型化された種は、農地を採食地としても利用できると考えられる
（表 3‐4）。従って、農地型のサイトでは採食地と休息地が一体となった良好な生息環
境が維持されていると考えられる。
ただし第 3 章では、農地基盤整備等による湿田の減少等に伴い、農地では採食地が減
少してきていることが示唆された。シギ・チドリ類との共存を目指した農地管理として
は、ガン・カモ類の生息地（呉地 2007）で行われているような非耕作期の水田の湛水が
有効であると言われている（例えば、Fujioka et al. 2001; Elphick and Oring 2003; Taft
and Haig 2006）。従って、沿岸・淡水湿地中間型および淡水湿地型の種の採食地を増
やすという意味では、水田の湛水は有効であろう。これまでも、例えば関東内陸湿地で
は、水張り休耕田がシギ・チドリ類の生息地として重要であったという記述見られた
（Appendix 53、55）。しかしながら、休耕田補償の打ち切りで水張り休耕田が激減し
ているようである。また、農家の自主的努力で水田の湛水を行っている例もあるが、長
期的な継続が困難な状況であることが指摘されている（明日香ほか 2003）。EU では、
農業環境政策として、生物の生息環境に配慮した農業を行う農家に対して直接支払いを
行う仕組みがあり（佐藤 2004）、日本でもこのような政策を導入すれば、水田湛水を
63
行う気運が高まるのではないだろうか。
干潟・干拓地を一体として保全する場合には、ラムサール条約への登録も有効であろ
う。ラムサール条約への登録は、開発規制を担保する国設鳥獣保護区の特別保護地区等
への設定と抱き合わせで行われるため、実行力のある保護区設定であると言える。さら
に、保護区設定によって地域の水産物や農産物に、ラムサール条約湿地の自然環境に支
えられた特産品として、ラムサール・ブランドという付加価値が付くことで、農業・漁
業を中心とした地域産業の活性化につながる可能性も高い。他の鳥類では、例えばラム
サール条約湿地の潜在候補地である兵庫県豊岡市ではコウノトリとの共存（岸 2010）、
ラムサール条約湿地の宮城県の蕪栗沼ではマガンとの共存（呉地 2007）を掲げることに
よって農業の活性化に成功している。九州沿岸でも、干拓地の水田湛水を行うことで、
シギ・チドリ類との共存を掲げた農業の活性化が行えるかも知れない。環境省モニタリ
ングサイト 1000 シギ・チドリ類調査サイトのうち、ラムサール条約登録湿地および潜
在候補地となっている地点（環境省資料：ラムサール条約湿地潜在候補地の選定につい
て http://www.env.go.jp/press/press.php?serial=12982 別添資料 2 より作成）を図 5‐
3 に示す。九州沿岸ではラムサール条約登録候補地が非常に多く（図 5‐3D）、その多
くはズグロカモメ・クロツラヘラサギの個体数が基準となって抽出されている。これら
の希少種はシギ・チドリ類ではないが、第 1 章で干潟型のシギ・チドリ類とともに干潟
型の種として類型化されている。従って、これらの種を基準とした保護区設定を行うこ
とは、干潟型の生息地の保全を行う上で重要である。Amano et al. （2010）は、日本
における長期モニタリングの結果から、水田への依存度が高い種および黄海に依存する
種が過去 30 年間及び 20 年間で特に減少していることを明らかにしている。黄海に近い
有明海等の九州沿岸域で現存干潟を保全するとともに、後背地の干拓地で水田の湛水を
行うことは、中国や韓国で失われつつある生息地の量を補償する上でも重要かも知れな
い。
CBD-COP10（2010 年）では、海洋保護区の設定が主要な議題の一つとして議論され、
「愛知ターゲット」として、「2020 年までに海洋・沿岸域の 10％を保護区にする」と
いう数値目標が設定された。しかしながら、我が国の現状においては、水深 10m 以浅
の浅海域に占める海洋保護区の割合はわずか 3.67％であると言われている（前川・山本
2009）。「愛知ターゲット」の目標値を達成するためにも、九州沿岸域で保護区を拡充
することは有効であろう。
64
65
（）は個体数基準となるシギ・チドリ類または 3 種の希少種。
図 5‐3．シギ・チドリ類のモニタリングサイトのうち、ラムサール条約登録地点および潜在候補地。
例外的に、近年の農地開発によって干潟が消滅した例もある。諫早湾では、過去に最
大で約 9000 羽のシギ・チドリ類が記録されており（図 5‐4）、大授搦で 4000～7000
羽のシギ・チドリ類が記録されていることを考慮に入れれば、国内 1～2 位の渡来地で
あったと考えられる。しかしながら、1997 年の水門閉め切り以降はシギ・チドリ類がほ
とんど記録されていない。諫早干潟は現在モニタリングサイトには含まれていないが、
今後の開門調査により、生息地として回復する可能性もあるため、再度モニタリングサ
イトに設定する必要がある。
10000
9000
8000
（ ）
7000
個 6000
体
数 5000
羽 4000
3000
2000
1000
2003春
2002冬
2002春
2001冬
2000春
1999冬
1998秋
1998春
１997秋
１997春
１996秋
1996春
1992秋
１992春
１991冬
0
図 5‐4．諫早湾におけるシギ・チドリ類の総個体数（季節別最大値）の変動。
データソース：1991 年～1998 年；定点調査報告書（例えば、日本鳥類保護連盟 1992）
1999 年～2003 年：シギ・チドリ類個体数変動モニタリング調査総合報告書（WWF ジャパン 2007）
66
2.3
都市・農地中間型の沿岸域における生息地管理：
開発規制・沿岸域の利用ルールづくり
第 4 章で中間型に類型化されたサイトは関東太平洋岸（5 地点）・石川（3 地点）・
瀬戸内海（4 地点）に多く、他に東北東部・伊勢湾・三河湾・吉野川河口・有明海・宮
崎・鹿児島にも 1～2 地点分布していた。
中間型のサイトでは、例えば吉野川河口では、沖洲（マリンピア）の埋立と東環状大
橋の建設が行われ、四国横断自動車道の架橋計画があり、河口干潟の保全が重要な課題
になっている（花輪 2006）。また九十九里浜（Appendix3：コメント 92、96、100）、
豊津浦～町屋浦（Appendix3：コメント 97、101）、一ツ葉入江（Appendix3：コメン
ト 102、106）、荒尾海岸（Appendix3：コメント 25）などでは、人の接近による生息
阻害が指摘されていた。中間型のサイトは都市型のサイトと比較すると生息地が比較的
良好な状態で残されているが、農地型のサイトと比較すると後背地に都市的環境が多い
ため、道路建設による影響や、周辺住民等の干潟・砂浜への立ち入りによる影響を受け
やすいサイトであると考えられる。ラムサール条約の登録候補地に挙げられているのは、
豊津浦～町屋浦・吉野川河口・曽根干潟・荒尾海岸であり（図 5‐3）、開発規制を伴う
鳥獣保護区の特別保護地区への指定なども有効かも知れない。沿岸域の利用ルールづく
りについては 2.5 で述べる。
中間型のサイトでは、宅地開発による後背農地の減少リスクも高いと考えられる。ま
た盤洲干潟（環境省・WWF ジャパン 2008）や今津干潟（環境省 2009）は農地型のサ
イトであるが、大都市圏に近いため、後背農地の都市化（埋め立て）が問題になってい
る。これら中間型のサイトや大都市周辺の農地型のサイトでは農地の保全も重要な課題
である。
2.4 自然型の沿岸域における生息地管理：観光利用型ワイズユース
北海道東部の野付岬・尾岱沼と風蓮湖は自然型の生息地である（図 4‐2）。北海道で
はすでにラムサール条約登録地となっている地点が多く（図 5‐3）、観光資源としてこ
れらの生息地が利用されている。現在、観光利用と生息地保全の調和を図った形でのワ
イズユースのあり方が検討されている（北海道釧路支庁 2009）。この他、自然型の吹上
浜海岸（図 4‐2）もラムサール条約登録候補地となっており（図 5‐3）、観光利用型
ワイズユースをを目指した生息地管理を行うことが有効かも知れない。
2.5 人為的攪乱：立入規制
第 3 章では、レクリエーション等による「人の立ち入りによる生息阻害」が問題とな
っている地点が非常に多かった。特に都市型や都市・農地中間型のサイト（図 4‐2）で
は人口が多く、生息地に接近する人数が多いと考えられる。また砂浜型のサイト（図 1
‐4）ではマリンスポーツや車の乗り入れ等、多数のレクリエーションが生息地へ影響
を与えていることが示唆された（図 3‐3）。
甲子園浜は野鳥公園以外で唯一、シギ・チドリ類の生息地管理として条例によって人
の立ち入り規制が行われている生息地である（Appendix3：コメント 117）。またシギ・
67
チ ド リ 類 以 外 の 種 で は 夏 井 川 河 口 （ Appendix3 ： コ メ ン ト 118 ） と 九 十 九 里 浜
（Appendix3：コメント 119～121）において条例により、コアジサシの繁殖期におけ
る立ち入り規制が行われている。モニタリングサイト全体としては、何らかの保護区設
定が行われている調査地が多く（表 5‐2）、特に人為的攪乱が本種の生息に及ぼす影響
が大きいと考えられる場合には、上記のような条例による立入規制が非常に有効である
と考えられる。
これ以外にも、調査員が自ら河川事務所や県の担当部署に掛け合い、看板の設置や、
ロープで囲うことで生息地の重要性を周知している例や、調査員が声掛けを行い、生息
地の重要性を直接伝えて利用場所を移動してもらったという例もある。鳥類の重要生息
地であることの認識不足から人為的攪乱が起きている場合も多いと考えられ、上記の例
ように、地域住民に生息地としての重要性を認識してもらうことが非常に重要であると
考えられる。環境省モニタリングサイト 1000 事業の一環として、調査サイトであるこ
とを知らせる看板を設置することや、住民参加型の調査を行うことなども、認知度を高
める上では有効かも知れない。
人為的攪乱は各地で指摘されていたが、その影響の程度や有効な対策について、日本
では研究事例がなく（表 3‐9）、今後の研究課題として重要である。
表 5‐2．モニタリングサイト 1000 調査地の保護区等の指定状況（平成 22 年 3 月時点、全 129 地点）。
調査地の保全状況
地点数（%）
保護区等の指定状況
自然公園、鳥獣保護区、野鳥公園いずれかの指定あり
67(52)
その他の指定・登録あり
31(24)
不明
19(15)
指定なし
11(9)
国立公園
2(2)
国定公園
10(7)
都道府県立自然公園
13(10)
国指定鳥獣保護区
12(9)
都道府県指定鳥獣保護区
42(33)
保護区等の内訳
自然公園
鳥獣保護区
野鳥公園
その他の指定・登録
9(7)
環境省重要湿地 500
56(43）
Important Bird Area
61(47)
ラムサール条約登録湿地
8(6)
フライウェイネットワーク参加地
8(6)
その他
6（5）
68
2.6 インフラ整備と治水工事：生息地に配慮した施工
干潟では、現時点においては埋め立てや干拓よりも、インフラ整備や治水工事が行わ
れている地点が多かった（表 3‐2）。インフラ整備や治水工事は、開発圧の類型（図 4
‐2）とは関係なく行われている場合も多い。例えば港湾建設は、農地型の生息地であ
る白川河口や中津海岸、矢作川河口でも行われている。また橋の建設は中間型の吉野川
や農地型の氷川河口でも行われている。
上記生息地のいくつかでは、橋の構造を変える、橋に目印を付け飛翔の際の衝突を防
ぐ、港湾の一部に野鳥池を設置するなど、生息地に配慮した施工が行われている。また
工事作業による人為的攪乱が問題となっている地点が多かったことから（表 3‐2）、工
事の時期については、渡りのピーク時は避けるなどの配慮が必要であろう。マリーナと
いったインフラの整備は、人の接近による阻害を増加させると言われている（Burton et
al. 1996; 2002a）。モニタリング調査員の記述からも、親水護岸が生息地への人の接近
を増加させていることが示唆された（コメント 23、24、25）。従って、特に重要な生
息地においては親水護岸の設置は避ける必要があると考えられる。
インフラ整備・治水工事の影響や、生息地に配慮した設計・施工の効果の測定等につ
いて日本では研究事例がなく（表 3‐9）、今後の研究課題として重要である。
2.7 流域管理
流域環境の改変と関連した生息地変化としては、底質変化、水質変化、グリーンタイ
ドの発生、植生の繁茂、海岸侵食が起こっている地点が多かった（図 3‐2）。従って、
流域単位での対策（土砂管理・水質管理）を明らかにするためには、広域スケールでの
流域環境の変化が、生息地である干潟や砂浜にどのように影響を及ぼし、それによって
底生生物やシギ・チドリ類の個体数や種構成がどのように変化するかというプロセスを
明らかにしていく必要がある。
吉野川では河川流域（鎌田ほか 2002）、有明海では海域（有明海・八代海総合調査
評価委員会 2006）単位で、広域的な流域環境の変化がハビタットにどのように影響を
及ぼすかについての解明が進んできている。今後は、底質や水深といった詳細な物理環
境要因を用いてシギ・チドリ類の餌食物である底生生物の分布と対応付けながら、ハビ
タットスケールにおけるシギ・チドリ類の空間分布をモデリングする手法（例えば、
Granadeiro et al. 2004; Zharikov et al. 2009）を開発することで、適切な流域管理手法
を明らかにしていく必要がある。
2.8 島嶼部における生息地保全および繁殖地の保全
本研究の第 1 章・第 2 章・第 4 章では、琉球列島などの島嶼部は解析対象外としたが、
例えば琉球列島はシロチドリ、ムナグロ等のチドリ類の越冬地として重要であり（環境
省 2011c）、この他にも多くのシギ・チドリ類が記録されている（環境省 2009）。島
嶼部における干潟の立地は、サンゴ礁による波浪の軽減等、本州とは異なる地形要因に
規定されている可能性がある。また、海洋上に飛び石上に分布する島嶼は、その存在自
体が渡りの中継地として非常に重要である。これらの点を考慮した島嶼部における生息
69
地の評価手法・管理手法については、今後別途検討していく必要がある。近年では、翁
長干潟や泡瀬干潟において大規模な埋め立てが行われており、これらの生息地では 2.1
に示したような都市型の対応策が必要かも知れない。琉球列島の干潟・マングローブ・
サンゴ礁は観光資源としての価値も高いため、その価値をどのように高め、保全してい
くことができるかといった、社会学的研究も重要な課題である。
また本研究では、繁殖地としての生息地評価は行ってこなかったが、例えば第 3 章で
は埋立地や砂浜が、シロチドリ・コチドリ・コアジサシ等の鳥類の繁殖地として重要で
あることが示唆された。これらの種の繁殖地についても、今後の研究で広域評価してい
く必要がある。
第 3 節 今後のモニタリング調査に向けた提言
第 3 章において、シギ・チドリ類の生息地の状態は様々な圧力（Pressure）によって
影響を受けており、その影響として個体数変動や分布域の変化といった影響が起こって
いることが示唆された。さらに、フライウェイ全体としてみると、他のアジアの中継地
（Moores et al. 2008; Amano et al. 2010）、オーストラリアの越冬地(Nebel et al. 2008）、
北極圏の繁殖地（Lindström 1999）など、様々な生息地の影響を受けつつ個体数が変動
している。従って、個々の圧力（Pressure）の影響を個体数変動と直接関連付けること
は難しいと考えられる。
このような困難さはあるものの、フライウェイの中でも特に開発圧の強いアジア地域
（Wetlands International 2006）において、モニタリング調査の結果を活用しながら生
息地の保全・管理に向けた対応策を明らかにしていくことは、渡りルートの中でも重要
な位置を占める中継地の生息地保全を進めていく上で重要な課題である。沿岸開発の時
代が終焉を迎えつつある日本では（浅妻 2004）、他のアジア諸国に先駆け、これまで
の開発によって改変されてきた生息地の状態を改善するための対応策を見出し、国際社
会に提示していく使命がある。ラムサール条約やフライウェイネットワークといった国
際的な枠組みは、このような対応策を共有するためのネットワークでもある（東梅ほか
2002）。
3.1 モニタリング調査で整備していくべき環境指標
では、対応策を見出すためのモニタリング調査とはどのようなものであろうか。第 3
章では、生息地の状態変化としては大きく「生息地面積の変化/生息地の物理環境・水
質の変化」、「人為的阻害」、「構造物による飛翔阻害」、「生物資源の過剰利用」、
「捕食・他種との競合」があることが示唆された。従ってこれらを定量的に評価するた
めのモニタリング項目をいくつか設定し、シギ・チドリ類の個体数データとともに環境
指標として集積していくことができれば、前節で述べた各種対応策の前後における効果
の比較や、対応策を行ったサイトと行わなかったサイトの比較等を行うことができるの
ではないだろうか。
生息地の環境指標としては、下記が考えられる。まず、最も重要な指標は生息地の量
である。干潟・砂浜の面積は衛星画像や航空写真からある程度算出することができるた
70
め（Gratto-Trevor 1996）、モニタリングサイト 1000 の干潟調査・砂浜調査のサイト
では、環境省が定期的に干潟・砂浜の面積データを整備する体制を整える必要があるだ
ろう。ただし、干潟・砂浜の再生エリアや植生の拡大エリア等、現地に詳しい調査員で
なければ分からない点も多いと考えられるため、調査期ごとにその最大干出エリアを調
査地図上に記入してもらう方法も有効かも知れない。淡水湿地の面積も同様に衛星画像
から算出可能であるが（Taft et al. 2004; Toral et al. 2011）、冠水水田のエリアや埋立
地内の湿地エリアも、干潟・砂浜と同様、調査地図上に記入してもらう方法が有効かも
知れない。このように地図としてデータを残しておけば、後に GIS 上で幾何補正を行い、
面積を算出することが可能である。
生息地の物理環境変化としては、餌食物となる底生生物の種構成を規定する干潟の底
質変化が重要である。底質－底生生物－シギ・チドリ類の 3 者を関連付けたモニタリン
グ調査を行うためには、底生生物の同定において研究者の協力が不可欠であるため、モ
ニタリングサイト 1000 の干潟調査としてシギ・チドリ類調査とは別途行われている底
生生物調査との共同調査も必要であろう。底質や水深等の物理環境は一つの干潟内でも
大きく異なる場合が多いため、衛星画像を用いた底生生物量の測定手法（馬場崎ほか
2011）や、水深・底質等を用いたハビタットスケールでのシギ・チドリ類の生息適地推
定手法（Granadeiro et al. 2004; Zharikov 2009）を応用したモニタリング手法の開発
も必要である。
水質変化と関連する項目としてはグリーンタイド・赤潮・青潮の発生の有無、人為的
攪乱の指標としては調査地内の人の立ち入り人数や車の乗り入れ数も調査時にしか記
録できない重要な環境指標である。この他、台風によるゴミの大量漂着の有無、飛翔阻
害の有無、タシギ等の狩猟個体数、ハヤブサ・オオタカ等の捕食者の数も、把握可能な
ら記録しておくほうが望ましい。生息地の利用状況としては、採食・休息以外にシロチ
ドリ・コアジサシ・コチドリ等については繁殖個体数も記録できると、繁殖地としての
重要性も評価できるだろう。
上記のような環境指標が整備できれば、シギ・チドリ類の長期的な個体数変動と関連
付けながら、前節で述べたような生息地の保全・管理の具体的手法を明らかにしていく
ことができる可能性がある。
3.2 種の指標性に着目したモニタリング
ダイゼンは第 1 章の結果から干潟型に類型化され（表 1‐2）、干潟型の生息地（図 1
‐4、Appendix1a）で多く記録されていることが明らかとなった。また第 2 章の結果か
ら、ダイゼンの生息地は階層性の高い閉鎖性海域に立地する干潟に特化していることが
明らかとなった（表 2‐3、図 2‐4）。従って、本種は干潟の環境変化による影響をよ
り受けやすい種であると考えられる。第 1 章ではダイゼンの他、シギ・チドリ類以外の
希少種（ズグロカモメ・クロツラヘラサギ・ツクシガモ）も干潟型の種であることが明
らかとなった。従って、上記 4 種は干潟の指標種として干潟面積の減少と個体数変動を
関連付けながら重点的に調査を行うべき種であると考えられる。またこれらの種は泥質
干潟に特化した種である可能性がある。モニタリングサイト 1000 の干潟調査として行
71
われている底生生物調査とシギ・チドリ類調査を共同で行い、上記の種が指標する生態
系の特徴を明らかにすることができれば、生息地の質（例えば、Otani et al. 2008; 陶
山ほか 2003）に着目したモニタリング調査が可能となるであろう。
ミユビシギは第 1 章の結果から砂浜型に類型化され、砂浜型とされた調査地（図 1‐3、
Appendix1a）で多く記録されていることが明らかとなった。環境省モニタリングサイ
ト 1000 では砂浜調査としてウミガメ調査が行われているが、ミユビシギも砂浜の指標
種として適していると考えられる。第 3 章では砂浜ではマリンスポーツ等のレクリエー
ションや海岸侵食による影響が大きいことが示唆されたため、本種はこれらの影響をよ
り受けやすい種であると考えられる。従って、砂浜の環境変化を明らかにするため、ウ
ミガメの他、ミユビシギを用いて人為的攪乱や海岸侵食の影響と関連付けたモニタリン
グ調査を行うことが有効であると考えられる。
ムナグロ・タゲリ・コチドリ・タシギ・タカブシギ・ケリは第 1 章の結果から淡水湿
地型に類型化され、湿地型とされた調査地（図 1‐3、Appendix1c）で多く記録されて
いることが明らかとなった。環境省モニタリングサイト 1000 では陸水域調査としてガ
ン・カモ類調査が行われているが、上記の 6 種も陸水域の指標種として適していると考
えられる。第 3 章では水田の乾燥地化による影響が大きいことが示唆されたが、ガン・
カモ類でも同様の課題が指摘されている（呉地 2007）。従って、水田の湛水等の生息地
管理を検討するためには（例えば、Fujioka et al. 2001; Elphick and Oring 2003; Taft
and Haig 2006）、ガン・カモ類のみならず、上記 6 種も併せた農地の環境モニタリン
グを行うことが有効であると考えられる。
第 1 章の結果から、シギ・チドリ類の大半は干潟・砂浜中間型または沿岸・淡水湿地
中間型に類型化され（表 1‐2）、これらの種は全国的に記録されていた（Appendix1b）。
これらの種については利用可能な生息地の総量を指標として整備していく必要がある
と考えられる。
72
謝辞
本研究を遂行するにあたり、終始適切な御指導を下さるとともに、貴重な研究機会・
環境を与えて下さった徳島大学大学院ソシオテクノサイエンス研究部の鎌田磨人教授
に心より厚く御礼申し上げます。また兵庫県立人と自然の博物館の三橋弘宗氏には、
「湾
ユニット」のアイデアをいただき、さらに解析から論文執筆・投稿に至るまで、多くの
御指導と御助言をいただきました。謹んでお礼申し上げます。
徳島大学大学院ソシオテクノサイエンス研究部の上月康則教授には、博士論文や授業
レポートに対して多くのご助言をいただきました。また中野晋教授には、干潟の立地と
関連する沿岸域の地形要因について多くのご助言をいただきました。河口洋一准教授に
は、発表に際して多くのご助言をいただきました。謹んで御礼申しあげます。
本研究では、環境省のモニタリングサイト 1000 シギ・チドリ類調査の結果を中心と
して利用させていただきました。特定非営利活動法人バードリサーチの神山和夫氏、守
屋年史氏には、鳥類データの使用に関して多大なご協力をいただき、ここに厚く御礼申
し上げます。また全国で長年モニタリング調査を行っておられる調査員の方々に敬意を
表するとともに、本研究にデータを使用させていただいたことに感謝いたします。
アンケート調査では、数多くのモニタリング調査員の方々や、鳥類・河川工学・干潟
の研究者の方々にご協力いただきました。データの作成や解析手法の検討にあたっては、
大澤剛士氏、赤坂宗光氏にご協力いただきました。論文投稿にあたっては、佐藤真弓氏、
Sarah Gwillym-Margianto 氏に英文校閲のご協力をいただきました。研究を遂行するに
あたり、同研究室の竹村紫苑氏、乾隆帝氏には解析手法や発表方法についてのご助言を
頂きました。これらの方々に謹んでお礼申し上げます。
最後に、博士号を取りたいという私の気持ちを支え、心身ともに支えてくれた夫に感
謝します。子育てをしながらの論文執筆は、夫の協力なくしては不可能でした。在学中
に産まれた二人の子には母として強くたくましく成長させてもらったこと、また元気な
笑顔でいつも勇気づけてくれたことに感謝します。実家の父と母には、学会発表や論文
執筆に際し、私の危機的な局面で子育てをサポートしてくれたことに大変感謝します。
73
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84
付録
Appendix1a．モニタリングサイト 1000 調査地における干潟型・砂浜型のシギ・チドリ類の分布と個体数。
2004 年度から 2010 年度にかけてのモニタリングサイト 1000 調査における最大記録数を丸の大きさで示した。
解析から除外した埋立地等を除き、合計個体数 1000 羽以上のシギ・チドリ類と希少種の分布のみを地図化した。
※はシギ・チドリ類以外の希少種。
85
Appendix1b．モニタリングサイト 1000 調査地における中間型のシギ・チドリ類の分布と個体数。
2004 年度から 2010 年度にかけてのモニタリングサイト 1000 調査の最大記録数を丸の大きさで示した。
解析から除外した埋立地等を除き、合計個体数 1000 羽以上のシギ・チドリ類の分布のみを地図化した。
86
Appendix1b（続き）．モニタリングサイト 1000 調査地における中間型のシギ・チドリ類の分布と個体数。
2004 年度から 2010 年度にかけてのモニタリングサイト 1000 調査の最大記録数を丸の大きさで示した。
解析から除外した埋立地等を除き、合計個体数 1000 羽以上のシギ・チドリ類の分布のみを地図化した。
Appendix1c．モニタリングサイト 1000 調査地における淡水湿地型のシギ・チドリ類の分布と個体数。
2004 年度から 2010 年度にかけてのモニタリングサイト 1000 調査の最大記録数を丸の大きさで示した。
解析から除外した埋立地等を除き、合計個体数 1000 羽以上のシギ・チドリ類の分布のみを地図化した。
87
Appendix2．a)湾ユニットを抽出する前に海岸線データおよび浅瀬データに対して行った修正および
b)抽出した湾ユニットに対して行った修正。
a)海岸線データおよび浅瀬データに対する修正
小面積の海岸地形の除去
湾ユニットの抽出の際、小面積の海岸地形が大きな影響を与える場合があったため、
海岸線データから 10ha 以下の島、幅 100m 以下の水路、および橋は除去した。
汽水湖と浅海域データの追加
いくつかの汽水湖と湖内の浅瀬（水深 10m 以浅のエリア）は欠如していたため、
海岸線データおよび浅瀬データに追加した。
河川域の上限に対する修正
河川の上限は感潮限界（国土数値情報）または堰（河口堰・水門等）までとした。
ただし、これらのデータが得られなかった場合には標高 2m を上限とした。
諫早湾の水門
自然状態における諫早湾の干潟の立地評価を行うため、近年建設された
潮受け堤防は海岸線データに含めなかった(図 2‐6g)。
b) 抽出した湾ユニットに対する修正
湾ユニットの削除
100 m²以下の湾ユニットは削除した。
海峡と岬での湾ユニットの切断
異なる海域に面した湾が海峡で結合されている場合には海峡の中央で
湾ユニットを切断した。
また岬の沖 300m 以内の地点で異なる湾が結合されている場合にも、
岬の位置で湾ユニットを切断した。
88
Appendix3．コメント一覧。速報：モニタリングサイト 1000 シギ・チドリ類調査速報、交流会資料：モニタリングサイト
1000 シギ・チドリ類調査交流会の資料、調査マニュアル：モニタリングサイト 1000 シギ・チドリ類調査マニュアル、
個体数変動モニタリング：WWF ジャパン（2007）シギ・チドリ類個体数変動モニタリング調査総合報告書。
質問項目
干潟の調査地
水質変化
乾燥地化
底質変化
コメント
番号
調査地
番号
調査地名
文献
コメント
1
12080
谷津干潟
2008・2009年度速報
青潮の発生（2008年8月、2009年9月）。
2
12090
三番瀬
2008年度速報
青潮の発生。貝類が大量に死滅した。
3
12100
江戸川放水路
2008年度速報
青潮の発生（2008年8月）。多量の貝や魚が打ち上げられた。
4
12110
行徳鳥獣保護区
2006年度速報
青潮の発生（2006年9月）。
5
23090
藤前干潟
2005年度交流会資料
貧酸素水塊の発生。アナジャコやゴカイの大量死を招く。
6
40010
曽根干潟
2006・2008年度速報
赤潮の発生（2006年7月、2008年7月）。赤潮が干潟全域に入り、貝類や魚類の死骸が多数漂着
した。
7
44030
守江湾（八坂川）
アンケート
赤潮の発生（2007年8月）。
8
1150
鵡川河口
2009年度速報
河口干潟が草地化してきた。河口が堰止められ、干潟の出ない日が多いように思う。
9
24060
愛宕川～櫛田川河口
2004年度速報
櫛田川と金剛川の河口部は土砂が堆積してきて乾燥化が進んでいるように思う。
10
1150
鵡川河口
2006年度速報
自然干潟は数年前から砂質化。
11
12080
谷津干潟
2006年度交流会資料
泥質から砂泥質に変化。
12
40010
曽根干潟
2007・2009年度速報
2007年：底質の変化があるのか、南干潟に巻貝のいる場所が拡大。2009年：北干潟の底質に変
化が見られる。砂泥質から泥質に変わった地域が少し拡大している。
13
43010
荒尾海岸
2004年度速報
諫早湾締め切り後、潮の流れが変わり、底質がヘドロ化してくさくなった。
14
44030
守江湾（八坂川）
2004年度速報・アンケート
2004年八坂川の改修のせいか砂泥が砂になり、固くなっている様に思う。アンケート：砂泥干潟で
なくなったことでズグロカモメが来なくなった。
15
44040
中津海岸（東浜）
2005・2007・2008年度速報
2005年：中津港の埋め立て地と大きな沖の防波堤が、海流を変えているようだ。深く浚渫された
航路のためか、干潟の泥が流れ出し、全般に干潟が砂っぽく、ぬかるみが少なくなっている。シ
ギ・チドリ類の数が大きく減少している。岸辺近くではあまり採餌しなくなった。とくに東浜での減少
が著しい。餌になる底生生物が減少していると思われる。2007年：砂質化。アサリが大発生した一
方、シギ・チドリ類の減少が著しい。2008年：泥質を好むオオソリハシシギ・シロチドリの減少が著
しい。
16
46020
吹上浜海岸
個体数変動モニタリング
2001年：泥質干潟は数年前から砂質化。
17
46070
天降川河口
2007年度速報
干潮時に河口入口および鹿児島湾側に砂地が広がってきている。昨年度より、チゴガニ・ゴカイの
穴が増えてきている。
工事の影響
18
14030
酒匂川中流域
2007年度速報
橋の建設のほか、台風による流れの変化もあり、種数・個体数ともに激減した。
（道路や橋の建設）
19
38010
加茂川河口
2006年度速報
2006年：古川橋に歩道橋建設中、小型シギ類のねぐらが下流へ移動した。
工事の影響
（護岸整備）
20
1040
風蓮湖
2005年度速報
春国岱浜側に毎冬テトラポット（先端部は石組み提）が70～100mほどづつ延長工事が行われ
る。その先端に近い位置に自然に砂の堆積がおこり、満潮でも冠水しない渚が出現した（ここ数年
以内に気づいた）。塒として使われている。又、シロチドリの繁殖の可能性がある。
21
7010
松川浦
アンケート
護岸整備により、干潟ではなく、後背湿地（クリーク）が縮小した。
22
8020
神栖市矢田部
2007・2008・2009年度速報
2007年：30m幅の築堤が完成した。2008年：堤防工事は終わって環境は戻りつつあるが、シギ・
チドリ類の渡来が極めて少ない。2009年：堤防ができてからシギ・チドリの渡来が少ないように思
う。
23
12280
一宮川河口
アンケート
2004年～2007年か2008年まで一宮川下流域の拡幅工事が行われた。川辺・護岸を親水型にし
たため、釣り人が多くなり、シギ・チドリ類の数が減った。
2006年度速報
工事の影響
（その他の工事）
24
40020
博多湾東部（和白・多々良）
25
43010
荒尾海岸
名島で、階段状の親水護岸工事があり、人の進入が増加し、シギ・チドリ類の行動範囲が減少し
た。
2008年度交流会資料・2009 2008年度交流会：護岸工事で人が海岸に近付きやすくなった。2009年：護岸工事でシギ・チドリ
年度速報
類が休息に利用していた浜が一ヶ所なくなった。釣り人が多くなった。
26
44060
宇佐海岸
2008年度速報
護岸構造により潮流の変化が起こり、トンポロによる漂砂が起きる。その周辺に漂流してきたアオ
サなどの海藻が集まり、シギチの餌場になっている。
27
－
内訳；（）は地点数
－
浚渫（11）、河川改修（8）、漁港・港湾整備（3）、遊歩道建設（3）、後背地の水路や湿地の埋め
立て・突堤建設・埠頭建設・橋の撤去・歩道橋建設・空港拡張工事・放水路工事・砂利採取・水
門工事（各1）
28
12280
一宮川河口
アンケート
河川改修工事（2004年～2007年か2008年まで、一宮川下流域の拡幅工事が行われた。現在は
中流域で工事中。河原で生息していたコチドリは、川辺から遠のいて湿地や畑で見かけるように
なった。2009年、コチドリは河口や、その近くのヨシ原で見かけている。）
29
24060
愛宕川～櫛田川河口
2007年度速報
浚渫工事（三渡川～櫛田川の間の干潟で砂地の浚渫工事があり、底生生物に良好な変化が現
れたのか、ハマシギの数が増加。）
30
40140
室見川
2005年度速報
浚渫工事（8月下旬に満潮時に水没しなかった砂州の砂を採る工事が行われた。満潮時の潮位
が上がるシーズンなので，満潮時にシギチの休む場所が失われた。
自然現象の影響
（アシ・海藻類・ゴミ
31
12280
一宮川河口
2006年度速報
大雨が続いて河口に流木やゴミが集まって潟を覆ったため、少しの水際で水鳥が採食。
などの漂着）
32
24010
雲出川河口五主海岸
アンケート
海岸清掃で翌冬、大量のゴミや流木は整理された。
33
43010
荒尾海岸
2006年度速報
7月の大雨でごみが打ち寄せられたが、8月には市民総出で海岸清掃をした。
34
44060
宇佐海岸
2006年度速報
台風時に出た流木が海岸付近に集積されたため、シギチ休息場所がなくなった。
35
－
内訳；（）は地点数
－
地形変化（4）、高潮・冠水（4）、土砂堆積（4）、ヨシ原堀削・消失（2）、水位上昇（1）
砂浜の調査地
面積拡大
36
8080
鹿島灘
2004年度速報
鹿嶋市角折・青塚地先海岸のヘッドランド間の前浜に鹿島港内の浚渫土砂が盛られ、砂浜が
20m程沖に広がった。
面積縮小
37
1010
コムケ湖
個体数変動モニタリング
海岸侵食が著しい。
38
5030
天王海岸
個体数変動モニタリング・
2004・2009年度速報
2000年：秋田港の堤防延長工事の完成後、天王海岸の砂浜は侵食され、シギ・チドリ類の渡来
数が減少している。2004年：侵食が激しく砂丘は減少した。そのため、シギ・チドリ類は水田地帯
での観察が多くなっている。2009年：侵食防止の護岸工事が完成したため、砂浜が失われた。
39
7010
松川浦
アンケート
10年スパンではなく、もっと長期では減少が著しいことは明らか。
40
8030
波崎新港
個体数変動モニタリング・
2009年度速報
2002年：新港の浚渫工事が進み、砂浜が激減。シギ・チドリ類は波崎海水浴場から第一ヘッドラ
ンド・第二ヘッドランド方面へ移動している。2009年：新港完成間近になり、これまで利用していた
砂浜部が護岸となったため、渡来箇所が狭まり、シギ・チドリ類の渡来が少ない。
41
12280
一宮川河口
アンケート
川の護岸により、下流まで運ばれる砂の量が少ない。海岸の浜欠けは進む一方であろう（海岸線
が10年間で100m後退した）。護岸工事の他、河口の浚渫工事で出た砂を海岸へ運んでいる。
42
12345・ 木戸川～堀川（九十九里浜南 2006年度速報
12330 部）・南白亀川～堀川
砂の供給量が減少し、徐々に砂浜部が狭くなってきている。
43
17010
高松-河北海岸
調査マニュアル
砂浜の浸食が進み、鳥の利用できる海浜が減っている。
44
24010
雲出川河口五主海岸
2009年度速報
砂丘の減少により、シギ・チドリ類の寄り付きが悪くなってきている。
45
40140
室見川
2006年度速報
人工海浜の侵食。
46
43010
荒尾海岸
アンケート
護岸工事のため、砂浜から砂を持っていった。
47
46020
吹上浜海岸
2008・2009年度速報
2008年：砂地の幅が狭くなり、浜崖ができた。以前は冬期の満潮時にハマシギ・シロチドリが集団
で休んでいた砂地が狭くなり、休息場所として利用しなくなった。2009年：浜崖の場所は海水でさ
らわれて、益々崩れている。とうとう砂防林の松まで根元を洗われて倒れてしまった。
自然現象の影響
（その他）
89
Appendix3（続き）．コメント一覧。
質問項目
農地の調査地
生息地への影響
（農地基盤整備）
生息地への影響
（乾燥地化）
コメント
番号
調査地
番号
調査地名
文献
コメント
48
8070
霞ヶ浦南岸美浦村
2006・2008年度速報
2006年：農地基盤整備で客土、大型、乾田化が行われた地区にはシギ・チドリ類が採食地として
集まらない。地盤の低い湿った水田は採食地となっている。2008年：農地基盤整備でハス田も減
少した。
49
12280
一宮川河口
アンケート
農地基盤整備では、水路をコンクリートU字溝に変えることが多い。
50
17200
大聖寺川下流水田
2006・2007年度速報
2006年春：暗渠排水工事していない水田あり。そこでよくシギ・チドリ類が採食している。2007年
秋：稲刈り後の水田を利用するが、乾田にはいない。
51
-
内訳；（）は地点数
-
水張り休耕田の減少（8）、転作・二毛作（大豆、麦、果物、野菜など：5）、農地基盤整備（乾田
化）（5）、休耕田放棄による植生繁茂（2）
52
5030
天王海岸
2009年度速報
2009年秋：調査対象の天王塩口の水田地帯は、水張水田はなく、稲と大豆の栽培が行われてい
たため、シギ・チドリ類の飛来はなかった。
53
8040
霞ヶ浦南岸浮島
2006年度速報・アンケート
2006年秋：休耕田補助制度がなくなったため、冠水した水田がほとんどなくなった。アンケート：
乾田化による影響が大きい。特に渡りの季節（8月中旬から9月中旬）は田んぼに水を入れておい
てほしい。
2009年秋：稲のない湛水水田にコチドリ、トウネン、ウズラシギ、アオアシシギ、タカブシギが観察
された。秋期には休耕田を湛水化し、飛来湿地を確保する必要がある。
54
8070
霞ヶ浦南岸美浦村
2009年度速報
55
9010
栃木県南部水田地帯
2007・2009年度速報
2007年秋：休耕田補償が打ち切られて、残存していた水張り休耕田が激減し、渡来環境が消滅
した。2009年秋：休耕田補償が打ち切られて、放置された水田がたくさん点在するようになった。
ハ ト麦（奨励金がでる）を休耕田に作付するため、水路に水を流す期間が短くなった。水張り休耕
田の減少でアオアシシギ・コアオアシシギなどの餌場がほとんどなくなってしまった。
56
12010
印旛沼中央排水路
アンケート
春の渡りの時期は湛水している状態だが秋はほとんど乾燥している。秋に湿地状態を保つ水田が
欲しい。
57
14070
海老名市勝瀬
2005年度速報
2005年秋：相模川より水田に水を供給しているが、今年は9月18日で供給がストップされ、以後は
水がかれてしまう。その為シギ・チドリ類はこなくなる。
58
17310
柴山潟
2007・2009年度速報
2007年秋：休耕田の干上がりとともに生息環境が消滅。2009年秋：今年は、水の張った休耕田が
一つもなく、シギ・チドリ類が少なかった。灌水水田に補助金をつけることはできないだろうか。
59
40030
今津干潟
2009年度速報
2009年冬：今津干潟周辺の農地、元岡地区の川向こうは、水を張った田んぼがなくなり、シギ・チ
ドリには厳しい状況になった。特に淡水性のシギ類が少ない。太郎丸も同様である。以前は冬か
らずっと水を張った田が何枚かあった。
2009年冬：後背湿地となっていた南部の水田跡地が裏作もないまま乾田化しており、ここ数年シ
ギ・チドリ類が少ない。
60
40150
雷山川
2009年度速報
生息地への影響
61
－
内訳；（）は地点数
－
田植えの時期（10）、稲刈りの時期（3）、休耕田が水田になった（1）、追い払い（1）
（農作業）
62
5030
天王海岸
2006・2007・2009年度速報
田植えの時期（2006年春：豪雪のため、農作業が大幅に遅れた。2007年春：農作業が遅れ気味
のためか、例年になく個体数が多かった。2009年春：塩口水田の農作業が大幅に遅れてい
る。）、休耕田から水田への変化（2006年秋・2007年秋：休耕田が減少し、水田に変わったので
水田地帯ではシギ・チドリ類が出現しなくなった。）
63
8070
霞ヶ浦南岸美浦村
2006年度速報
稲刈りの時期（2006年秋：稲刈り作業時は人手が著しく多い。秋は休耕田か稲刈り後の水田を利
用する。）
64
14070
海老名市勝瀬
2009年度速報
田植えの時期（2009年春：田植えがまだ行われず、水田の田起こし、水入れがなし。休耕田の草
刈りはしていないし、水入れなし。そのためシギ・チドリが少ない。）
65
40030
今津干潟
2009年度速報
田植えの時期（2009年春：周辺に散在する田んぼは未だ代掻き前で未だ水が入ってらず、その
影響もあり渡来数が少ないと思われる。特に小型シギ類やタカブシギ・クサシギなど田んぼや蓮田
を好むシギ類の渡来が殆ど見られなかった。以前は冬からずっと水を張った田があったが、今は
ない。）
66
46070
天降川河口
2009年度速報
田植えの時期（2009年春：2006年度より早期米の栽培を止められていたためか、田にシギ・チドリ
が入らなくなった。）
生息地への影響
67
－
内訳；（）は地点数
－
農薬の使用・餌不足（8）、その他の工事（3）、防鳥ネットの設置（1）
（その他）
68
8070
霞ヶ浦南岸美浦村
2006年度速報・アンケート
2006年：霞ヶ浦では4月と11月にユスリカの羽化が見られたが、これが見られなくなり餌として利
用することができない。アンケート：水田の農薬変化、餌生物である水田底生生物の変化減少：ユ
スリカの激減、動物プランクトン変化など。
69
9010
栃木県南部水田地帯
2007年度速報
長年の乾田化と農薬の影響から生物相が貧困になり、水田に餌が発生しない。
70
12010
印旛沼中央排水路
アンケート
調査はしていないが、農薬の使用と乾燥化の影響があると思われる。
71
12280
一宮川河口
アンケート
農薬の使用によっては餌となる生き物が減少。
72
38020
大明神川河口・高須海岸・新
川河口
2008年度速報
後背地の水田は田植えが早く行われ、初期消毒の農薬の影響か餌がいない様子で、淡水性の
シギチが少なかった。
73
13030
中央防波堤内・外側埋立地
2006・2008・2009年度速報
2006年：廃棄物処理場であり、泥湿地、水溜、淡水池、草地が著しく減少、乾燥地化が進む。こ
れに伴い、ミギワバエ、ユスリカ、バッタ、クモが減少、シギチの飛来が減る。2008年：ごみ処理方
法の変更により、水たまりの水質が強アルカリ化、ユスリカ等の発生が減っている。2009年：現在
調査の中心となっている新海面埋立地Bブロックは、建設残土・ゴミ焼却灰による埋め立て・整地
が一層加速して来ており乾燥化が著しく、泥湿地面積は大幅に減少した。埋め立て・整地面積の
拡大で、新海面Bブロックに於ける主要な餌と推定されるユスリカの発生も著しく減っている。
74
27060
大阪北港南地区
2004・2005・2006・2007・
2008・2009年度速報
2004年：干潮時はトウネンとシロチドリは南港野鳥園で採餌し、それ以外の時間帯は北港南地区
埋立て地を利用していると思われる。2005年：昨年の夏にユスリカ駆除のために農薬を散布した
ために、ユスリカ以外の生物も一時的に死亡、秋から冬にかけての餌は例年よりは極端に少な
かった。2006年：池の沈下が進む。2007年：今秋は、地盤沈下と雨水で池の水が多いため、干出
部が少なく、渡来個体数が少なかった。2008年：南池は水位が高く、干潟はほとんどない。北側
の池のみに干潟ができるようになったため、個体数や種数への影響が出ている。今年はユスリカ
やミギワバエの仲間の発生が少なく、スジエビのようなエビが多く発生していた。2009年：シギ・チ
ドリ類がよく利用していた3区埋立地は、浚渫土砂が干潟環境を形成（浚渫土砂投入は2009年6
月には既に終了している）したが、天候等により、質・面積がめまぐるしく変化した。一方、2区埋立
地は、ほぼ満水で池状態となっている。北西部に一部浅瀬があり、ヨシが生える。東の水際は、西
風が吹いた時のみ、ユスリカ等が吹き寄せられる為、時に、シギ類が多数採食。南東のヨシの生
えた中洲は水位が高く、アオアシシギが休息に使う事があるくらいであった。
75
34020
八幡川河口
2004・2007・2009年度速報
2004年：埋立地内水面にアシ原が茂って干潟がほとんどなくなった。2007年：今年は雨量が少な
めで、埋立地内の水面は外海とつながっていないため、泥質地が例年より多く干出。2009年：干
潟造成工事が進行中。埋立地内水面の造成に向けジオテキスタイル（プラスチックメッシュ材）の
敷設により一時的にアシの無いシギチドリにとって餌が採りやすい環境が出現した。
76
40020
博多湾東部（和白・多々良）
2004・2008年度交流会資
2004年度交流会：博多湾は国内最大のクロツラヘラサギの越冬地であるが、人工島埋め立ての
料、2006・2007・2008年度速 進行によってクロツラヘラサギが利用している湿地がなくなる危険がある。2006年：人工島湿地は
報
雨水以外供給源がなく、天候次第で状況が変化する。2007年：人工島湿地は早ければ2011年
には完全に埋め立てられるとのこと。ここ3～4年、博多湾東部におけるハマシギやシロチドリなど
は日中は人工島内、夜は人工島外を餌場として利用する傾向が見られる。2008年度報告書：博
多湾東部のシギ・チドリ類は人工島湿地を中心として、人工島から約3.5km内に点在する湿地環
境を利用している。しかし、人工島以外の餌場環境には、満潮時の休息場として機能する後背湿
地が存在しない。2008年度交流会：ユスリカなどの小型昆虫を主な餌とする淡水性のシギ・チドリ
類は人工島内への依存度が高まり、人工島内に生息しない甲殻類などを餌とするシギ・チドリ類
は人工島外への依存度が高まり、生息環境の分散化が進行している。
77
28030
中島埠頭
2007年度速報
埋立地の調査地
埋立地の現状
（養生中）
埋立地の現状
（土地造成中）
埋め立て開始から約20年間観察を続けてきたが、工事が完了して陸地化し、シギ・チドリ類が観
察できなくなった。
埋立地の現状
78
－
内訳；（）は地点数
－
野鳥公園（7）、人工干潟・人工ビーチ・養浜の造成（6）、土地利用開始（3）、埋め立て中断（1）
（その他）
79
1040
風蓮湖
2005年度速報
人工干潟の造成（近年アサリ養殖のために造成された干潟が何ヶ所かできた。天然干潟の中に
土のうで四角く囲って、少し小高くしたもので、干潮時にシギ・チドリ類もここで採食する。）
80
8080
鹿島灘
アンケート
養浜の造成。
81
12150
メッセ駐車場
アンケート・2006年度速報
土地利用開始（アンケート：駐車場は休息地として利用されている。2006年：周辺の埋立地でも
建物の建設が進んでいる。）
82
27100
海老江干潟
2007・2008年度速報
人工干潟の造成（淀川環境委員会の提言で淀川河川事務所が造成したもの。上流の柴島干潟
造成の残土で形成。）
83
27010
大阪南港野鳥園
2004・2005年度速報
野鳥公園（2004年：南池を干満のある海水池と一部淡水湿地として改修した。その結果、底生生
物は増え（オイワケゴカイ、ニホンドロソコエビ、トゲオヨコエビの一種などが多産）、シギチドリ類
（オジロトウネン、アオアシシギ、トウネンなど）の滞在期間も増えてきた。2005年：改修後はじめて
の秋の渡りで、シギ・チドリ類の南池の利用状況に注目した。水質悪化の淡水池を干満のある海
水池に改修したことにより、ベントスが豊富となり採餌行動がこれまでよりも活発となり、利用度は
明らかに増加した。）
84
28010
浜甲子園
2009年度速報
85
40020
博多湾東部（和白・多々良）
2006年度速報
土地利用開始（現在甲子園浜埋立地は整備され、下水場施設や倉庫等が出来ている。まだ空き
地は存在するが、シギ・チドリに利用される環境では無くなった。今年はゴルフ練習場の建築が始
まった。）
人工ビーチの造成（名島では、岩を埋めて人工ビーチを作る工事をしていた。）
86
43040
不知火干潟
アンケート
87
47020
翁長干潟
2009年度交流会資料
土地利用開始（豊崎タウン）
88
47170
白保-宮良湾
2004年度速報
人工ビーチの造成（大浜海岸が人工ビーチとして整備された。）
90
埋め立て中断（仕切石積や埋積砂泥は満潮時には冠水する状態で止まったまま）。
Appendix3（続き）．コメント一覧。
質問項目
コメント
番号
調査地
番号
人の立ち入りやレクリエーションの影響
人の散歩や
89
4020
調査地名
文献
コメント
鳥の海
2008年度速報
シロチドリの営巣地を人が通る。
ジョギング
90
12090
三番瀬
2006年度速報
堤防上の立ち入り禁止地区、シギチの休息地を人が歩く。
犬の散歩
91
4020
鳥の海
2009年度速報
92
12345・ 木戸川～堀川（九十九里浜南 2006年度速報
12330 部）・南白亀川～堀川
散歩中に放された犬がシギ・チドリ類を追い回す光景がしばしば見られる。
サーフィン
93
39010
大方町
調査マニュアル
シロチドリが繁殖失敗しているが、サーファーが多くなった影響があるかも知れない。
水上スキー
94
8070
霞ヶ浦南岸美浦村
2006・2009年度速報
2006年：湖岸に水上スキーが著しく増加し、シギ・チドリ類が近づかなくなる。2009年：ねぐらとな
るコンクリート岸の修理工事が続き、トウネン、メダイチドリの飛来数が減少、不安定化している。こ
こがジェットスキーの発着場となり、これも影響大。シギ・チドリ類の出現する地域が限られるように
なっている。
モーターパラグライ
ダー
95
4020
鳥の海
2009年度速報
モーターパラグライダーが海岸と干潟の間の小高くなったところで、海からの風により発生する上
昇気流を利用して高度を上げて行く。それにより何回もそして何人ものパラグライダーが干潟の真
上を、騒音を上げて通過することによって、シギ・チドリ類が鳥の海に中長期間居着く事を妨害し
ている一因であることが予想される。またここがこの付近の代表的な離陸場となっているのだが、こ
こを出発して海岸線沿いに飛行し南方にあるコアジサシのコロニー上空を飛びまわり営巣を圧迫し
ている。
96
12345・ 木戸川～堀川（九十九里浜南 アンケート
12330 部）・南白亀川～堀川
シギ・チドリ類に限らず、カモメやアジサシ類の群に対し、モーターパラグライダーで追い回すのを
楽しむ人が多く、広範囲に逃げ回っている光景がよく見受けられる。砂浜に降りては逃げ、降りて
は逃げを繰り返している。何台も飛ぶのでシギ・チドリ類が休息できない。
97
24090
豊津浦～町屋浦
調査マニュアル
低空飛行するものもあり、脅威となっている。
98
7020
夏井川河口
アンケート
バギー車やジープなどの車が乗り入れる。
99
4020
鳥の海
2009年度速報
春：自動車やバイクが砂浜を走り回り、シロチドリやヒバリなどの営巣を阻害している。特にオフ
ロードバイクは大騒音を上げて猛スピードで且つ縦横無尽に走りまわるので、生態系に与える影
響は深刻だと感じた。秋：工事の影響で砂浜側に一般車が乗り入れることとなり、今後越冬のハマ
シギなどへの阻害となることが予想される。
100
12320
飯岡海岸
2006年度速報
車乗り入れ禁止区域の砂浜に、たくさんの車が入っていた。
101
24090
豊津浦～町屋浦
102
45010
一ツ葉入江
2004年度速報・調査マニュア 2004年：町屋浦では最近海岸に自動車を乗り入れてジェットスキーが行われ、ミ
ル
ユビシギはそれを避けている。調査マニュアル：夏に水上バイクのため、進入する車が多く、シロ
チドリの繁殖の妨害になる。
2009年度速報
地域住民とともにコアジサシの営巣地造成や干潟の観察会を通した環境保全活動を行っている
が、立入禁止区域への進入や四輪駆動車の乗り入れなどが頻繁に起こる状況がある。
103
12090
三番瀬
2006・2007年度速報
潮干狩り客が多いと、シギ・チドリ類の多くは谷津干潟へ移動。塩浜も利用する。
104
24030
鈴鹿川河口～鈴鹿川派川河
口
2006年度速報
河口の中に潮干狩りの人がどっと入ると、鳥たちのいる場所がなくなる。しかし特に休日に多く、平
日はそれほどでもないので心配するほどではない。
車の乗り入れ
潮干狩り
釣り
写真撮影
狩猟
犬の散歩その他で砂浜にて休息中のハマシギなどを追い立てることが多い。
105
24060
愛宕川～櫛田川河口
アンケート
シロチドリが繁殖するが、潮干狩り客が繁殖エリアに踏み込み、巣を破壊してしまったり、繁殖を途
中で中止する例がある。
106
45010
一ツ葉入江
2009年度速報
入り江内の豊富な二枚貝（ハマグリやマテガイ）が人目を集めることになり、過去2年ほど潮干狩り
の人が多くなり、5月の連休には5haの干出地に100人近い人出で、飛来直後のコアジサシの営
巣が攪乱された。この一帯は新港建設と同時に漁業権が放棄されたこともあって、釣り餌取りや潮
干狩りにいっさいの規制ができない状況にある。
107
12090
三番瀬
2009年度速報
シーバス（スズキ）釣りの人が休息場（防波堤）に入り込む。
108
13070
多摩川河口
2005年度速報
中州の干潟には釣り舟が上陸することがある。
109
27010
大阪南港野鳥園
アンケート
釣人が園内の立ち入り禁止区域に入る。
110
28060
新舞子浜
2008年度速報
釣り糸が足に絡まったキアシシギがいた。
111
12090
三番瀬
2008年度速報
カメラマンが近づき過ぎる（干潟で撮影するので鳥が降りられない）。
112
43040
不知火干潟
2009年度速報
休憩中のシギ・チドリに対して、手をたたいて飛ばせ、写真を撮る人がいた。
113
8020
神栖市矢田部
2004年度速報
タシギ猟。
114
8040
霞ヶ浦南岸浮島
2004年度速報
浮島の蓮田地帯は乱場であり、狩猟者が入り込む。今冬オオキアシシギ、オオハシシギ、エリマ
キシギ等越冬したが、ハンターがタシギと誤認したケースがあった。
115
8070
霞ヶ浦南岸美浦村
2006・2007年度速報
2006年：狩猟者多い。2007年：乱場のため、狩猟者が入る。
その他
116
－
内訳；（）は地点数
－
漁業者・ノリ養殖者等の動き（8）、ゴミの投棄・野外イベント（各3）、釣餌採取、水上バイク・モー
ターボート・ラジコン船・野犬（各2）、飛行訓練・河川防災訓練・軽飛行機・ヘリコプター・調査員
立ち入り・海砂利採取・船の係留増加・駐車台数増加・カヌー・シーカヤック・ボディーボード・
バーベキュー・キャンプ・花火・凧揚げ・ウィンドパラグライダー・乗馬（各1）
立ち入り制限区域
（渡り期にあり）
117
28010
浜甲子園
2006年度速報
西宮市の条例により、4～5月に調査地内の鳥獣類特別保護区（甲子園浜生物保護区）が立ち入
り禁止区域となった。柵とロープにより禁止区域が示され、警備員による巡回が行われている。
立ち入り制限区域
（繁殖期にあり）
118
7020
夏井川河口
2004年度速報
福島県立自然公園条例により、本年から毎年、コアジサシ保護のため5/1～8/31周辺12haが立
入り禁止となった。
119
12375・ 飯岡海岸・九十九里浜北部
12320
立ち入り制限区域
（通年あり）
120
12345・ 木戸川～堀川（九十九里浜南 アンケート
12330 部）・南白亀川～堀川
車の乗入規制区域は通年全域に設けている。
121
12375・ 飯岡海岸・九十九里浜北部
12320
アンケート
九十九里浜は全面車の乗り入れは禁止となっている。
122
13020
葛西海浜公園
2006年度交流会資料・2008 2006年度交流会：海浜公園の東渚は鳥類保護のため立ち入り禁止。2008年：保護区で人の立
年度速報
ち入りがなく、ヤマトオサガニの生息区域があるため、大型シギが見られる。
123
27100
海老江干潟
アンケート・2008年度速報
アンケート：通年で立ち入り制限区域を設けているが、無視されている。2008年：干潟に侵入しな
いように立て看板もあったが、引き抜かれてしまった。
休息場所
干潟
124
12030
盤洲
アンケート
満潮時、高潮線部に残ることがある。
砂浜
125
43010
荒尾海岸
2008年度速報
満潮時、波打ち際で休息するので人と鳥の距離が近い。
その他
126
－
内訳；（）は地点数
－
杭・石・看板・潮干狩りネットなどの上（6）、公園内（4）、マングローブ（3）、岩礁海岸・堰・アス
ファルト舗装の駐車場（各2）、旧海軍の水上飛行機用コンクリート岸・工場の屋根・ゴミ処分場・
浄水場・高水敷の裸地（エビ干場）・ヨシ原周辺の裸地・河川合流点の空き地・畑・浚渫土砂搬送
パイプ・プール・池の中州・砂州・護岸工事後にできた渚・貝殻島・下水処理場・潮遊池・リーフ
ロック（各1）
アンケート
コアジサシコロニー保護のため。
91
Appendix3（続き）．コメント一覧。
質問項目
その他の影響
捕食者
海藻類の繁茂
植生の拡大・繁茂
コメント 調査地
番号 番号
調査地名
文献
コメント
127
－
内訳；（）は地点数
－
ハヤブサ（17）、オオタカ（6）、ハイタカ（1）、猛禽類種名不明（3）、キツネ（1）、カラス（2）、ヘビ
（1）
128
－
内訳；（）は地点数
－
アオサ類（10）、アオノリ類（5）、オゴノリ（3）、ノリヒビ・アマモ・コアマモ・ホンジュズモ（各1）
129
12030
盤洲
2006・2007・2008・2009年度 2006年秋：メダイチドリ・ムナグロ・キョウジョシギ・トウネン・エリマキシギは腐敗していないアナア
速報
オサ上で採食を好んだ。アナアオサの堆積により、普段多くないキョウジョシギが大挙して採食し
ていた。2006年冬：アナアオサは11月にはほぼ無くなった。2007年秋：アナアオサの堆積は例
年よりたいぶ少なく、エリマキシギ等アナアオサ上で採食していた種が観察されなかった。2008
年秋：トウネンはメハマトビムシを、ミユビシギは環形動物を、アオサ上で採食していた。2009年
秋：アナアオサ・オゴノリの堆積量は例年より少なめ。平均気温が低かったためと思われる。9/6に
アオサ堆積量が増加し、トウネン・メダイチドリ・エリマキシギなどが見られた。秋期にシギ・チドリ
類が見られたのはこの日だけであった。
130
12080
谷津干潟
2004・2006・2007年度速報
2004年春：5～6年前からアオサが干潟を覆うようになり現在では干潟一面を覆うほど増加してい
る。6～10月にかけて青潮の時やアオサがくさりだすとにおいが強くなる。2004年秋：干潟を覆うア
オサは取ってもすぐ元にもどるので定期的に除去作業をしなければならない。ダイゼンやトウネン
などは堆積したアオサの上で採食している。干潟一面にいたヤマトオサガニは絶滅寸前まで追い
込まれている。2004年冬：ボランティアの人たちがアオサの除去作業をしているが依然として干潟
全面を覆っている。2006年春：寒冬の影響か、干潟を覆っていたアオサが3月に入ると消滅し、
久々に干潟が露出。アオサが繁茂していた時と比べ、シギ・チドリ類が採食に費やす時間も長く、
干潮時には広く分散し、満潮時近くまで採食を続けていた。2006年秋：7月になるとアオサが広が
り始め、8月には全域に広がった。2006年冬：相変わらずアオサが干潟全面を覆う。クリークに沿っ
てオゴノリも分布拡大。ヤマトオサガニが死滅し、ダイシャクシギ越冬せず。2007年春：アナアオサ
が干潟全面を覆うが、渡来数は全般的に多い。2007年秋：猛暑のせいか、8月にアオサが消滅。
2007年冬：アオサの発生はなく、ハマシギは1000羽以上渡来して干潮の間は採食している。
131
12090
三番瀬
2007・2008年度速報
2007年秋：オゴノリ、アオサが岸に堆積しハエ発生。小型シギが多数採餌。2008年秋：岸辺に打
ち上げられたアオサやオゴノリが少なく、ハエやトビムシを食べる小型シギが少なかった。
132
23010
伊川津
2006年度速報
2006年春：高潮域の干潟にはノリヒビがあるため、上げ潮時、満潮時にはシギ・チドリ類にとって
使いにくい。
133
27010
大阪南港野鳥園
2004・2005年度速報・2007
年度交流会資料
2004年秋：北池では、奥部がアオサ類の繁茂により底質の還元化が残り、例年のことながら回復
までには来春までかかるであろう。2005年春：アオサの下に隠れているヨコエビ類やカニを捕食で
きるキアシシギの個体数は増えたが、トウネンの渡来数は増えず。南池ではホソジュズモが繁
茂。2007年度交流会：ボランティアでアオサ取りをしている。
134
35020
千鳥浜・木屋川河口
2009年度速報
2009年秋：昨年頃からウスバアオノリの発生が見られ（温暖化のためか？）、シギ・チドリ類の餌は
豊富に発生しているようである。
135
40010
曽根干潟
2004・2006・2007年度速報
2004年春：海岸に海藻類が大量に漂着した。また、干潟にも海藻類が繁茂している。このような現
象は初めてである。2006年春：5月初旬頃より、干潟の南部でウスバアオノリ等が繁茂。3年連続
の現象である。2006年秋：7月にはボクサアオノリが繁茂し、海岸へ大量に漂着するなど、今まで
にない現象が見られた。2007年春：4月下旬～5月中旬にウスバアオノリなどが大量発生、また5
月下旬よりアオノリ類（種名不明）が、ウスバアオノリより沖の干潟で大量発生した。貝類が呼吸で
きないのか、干潟表面に出ていた。アオノリ類腐敗のためか、水のにごりや硫化部がみられる。
136
43020
球磨川河口
2007年度速報
2007年冬：アオノリの発生が以前より多くなった。
137
44040
中津海岸東浜
2004年度速報
2004年秋：大新田海岸では、2キロ先までコアマモが繁殖し干潟を覆い尽くしていたので、シギチ
はここには少なかった。
138
－
内訳；（）は地点数
－
139
13080
多摩川下流域（六郷橋～大師 2007・2009年度速報
橋）
六郷干潟ではアシ原が広がり、干潟面積が減少した。
140
24030
鈴鹿川河口～鈴鹿川派川河
口
鈴鹿川派川の砂洲に夏草が繁り、シギ・チドリ類が上流より下流に多く集まっている。
植生の拡大・繁茂（ヨシ・サンゴソウ・ハママツナ・竹・マングローブ・雑草など）（15）
2005年度速報
141
27100
海老江干潟
2008年度速報
干潟の盛り土のところが島状になっているが、ヨシが伸びてシギチの休息場が減少。満潮時の休
息場を人工的に設ける必要がある。
142
47010
漫湖
2009年度交流会資料
土砂の流入、陸地化の進行とそれに伴うマングローブ林の拡大。1977年当時0.47ha から2003
年には8.31ha に拡大（現在は推定約11ｈａ以上と推定、とよみ大橋より北側、国場川沿い、漫湖
公園沿いに拡大中）。干潟面積の減少により渡り性水鳥の渡来数が減少。
競合種
143
－
内訳；（）は地点数
－
カラス（6）、カワウ（3）、トビ・カモメ類（2）
その他
144
－
内訳；（）は地点数
－
生物相の変化（6）、積雪・湖面の凍結（5）、生息地保護に向けた取り組み（4）、植生縮小・消滅
（ヨシ・アッケシソウ・塩性植物群落）（3）、調査の困難化（植生の繁茂、堤防が高くなった）（3）、
温暖化・松枯れ・砂浜の地形変化・ごみの大量漂着・公園管理（各2）、干潟の変化（拡大：1、自
然消滅：1、沈下：2、震災による干潟形成：1、形状変化：1、泥が覆う：1、農地からの農薬流入：
2、生活排水流入：2、赤土流入：2、産業廃棄物による地下水を通した水質汚染：１）、ヨシ焼き・
アシ原の回復・カキ礁の増加・異常潮位・湖の浅化や湾口部の閉塞（各１）
145
1020
濤沸湖
2006・2008年度速報
2006年：1月上旬の大時化で湾口に砂が溜まり、海水の流入が遮られて一時氷結したが、浚渫工
事で流れが復活。2008年：地元漁業者によると、海からの漂砂の流入による湖の浅化が近年著し
いとのこと。実際干潟が広がっている様子。
146
1030
野付湾
調査マニュアル・アンケート
干潟の沈下（調査マニュアル：半島全体が年に数センチ単位で沈降している。アンケート：干潟の
沈下が進行中。）
147
1040
風蓮湖
2005年度速報
この地域は年間5～6mmの地盤沈下があると言われており、ヨシ原→塩湿地、塩湿地→干潟、干
潟→常時水没という環境変化が見られる。
148
36015
吉野川下流域
2007・2009年度速報
干潟の拡大（2007年：JR鉄橋下流に中州が出現し、拡大中。中州北側のワンド干潟でシギチ増
加。2009年：河口中洲の北東側（本流沿）に砂質干潟拡大。）
149
40020
博多湾東部（和白・多々良）
2006・2007・2008年度速報
生息地保全に向けた取り組み（2006年：名島では、WWFとふくおか湿地保全研究会が意見書を
市に提出。市とともに新たな採餌・休息場所造成を協議。2007年：名島では、昨年提案した餌
場・休息場所の再生工事が行われた。香椎では、2年ほど前から福岡市が養浜した砂浜にもスナ
ガニやゴカイなどの餌が増えたようで、ハマシギやシロチドリなどの採食行動が見られるようになっ
た。2008年：名島では、福岡市港湾局が再生した再生餌場・休息場は有効に機能していると思
われる。ただし、シギ・チドリ類の種数は例年に比べて極めて少なかった。多々良では、河川管理
者の福岡県土木事務所とふくおか湿地保全研究会が協議して再生したゴロタ石混じりの護岸に
ハママツナが自生し、そこがシギ類の格好の休息場になった。）
92
平成 24 年 3 月
博士論文
シギ・チドリ類の生息地管理に向けた
広域モニタリングデータの活用手法の開発
徳島大学大学院先端技術科学教育部
荒木田葉月
連絡先：[email protected]
93

第8回「I 氏賞」受賞者決定に係る選考委員長のコメント

2015 年度日芸一般入試学力試験解答例、予想配点（2月3日実施分

ピアからのコメントが学生のレポートに与える影響：コメントの適切性に

「特別借換」事業計画書

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日本チリ経済連携協定（EPA）における 運用実態把握アンケート調査

レポート課題2参考答案と解説・講評

2009年7月2日 アブストラクト（抄録）の書き方のガイドライン（有村研究

地理第 3 問 設問 A 図 3－1 は，ヨーロッパの主な国について輸出品構成