Inclusive Environmental Assessment of Water Purification Techniques in Tokyo Bay

2008年1月30日

東京大学大学院工学系研究科・環境海洋工学専攻

東京湾における水質改善技術の包括的環境影響評価

66338 川淵 信

指導教員 山口 一 教授

段 烽軍

Inclusive Environmental Assessment of Water Purification Techniques in Tokyo Bay

KAWABUCHI, Makoto Graduate School of Engineering, University of Tokyo

YAMAGUCHI, Hajime Graduate School of Engineering, University of Tokyo

DUAN, Fengjun Ocean Policy Research Foundation

Abstract

With economic growths in coastal areas in Japan, water pollutions have become a serious problem especially in closed coastal seas, like Tokyo bay. Now we have various water purification techniques and are trying to develop the area around Tokyo bay sustainably, but we don’t have an effective way to assess their inclusive effects. In this study, we assess economic and ecological effects of water purification techniques, such as creation of tidelands, sea grass beds, sand covering and sewage disposal in Tokyo bay, using inclusive environmental assessment index, Triple-I (Inclusive Impact Index). Then, we study the effectiveness of Triple-I itself. Triple-I includes Ecological Footprint (EF), Ecological Risk (ER), Human Risk (HR) and Cost (C). In this paper, we propose the methodology for calculating the ER which has been a bottleneck in figuring out Triple-I. We perform 10 year ecosystem simulations after assumed water purification technique adoption to estimate the change in primary production which leads the biodiversity index. This index is used to assess ER. In this manner, we inclusively assess the three techniques and clarify the effectiveness of Triple-I.

1 序論

東湾をはじめとした閉鎖性海湾では，沿岸域の開発・発展の 代償として，水質汚染や底質汚染が問題となってきた．近年では，国民の環境への関心が高まり，東京湾に生きる生物にとっても，沿岸域に生きる人間にとっても，より安全で豊かな環境へと開発していくことが課題となっている．

東京湾における水質改善技術についての研究は，これまで数多く行われており，水質改善技術全般にわたるBOXモデルによる効果予測1)，内湾において底泥からの汚染負荷を削減する覆砂工法についての効果の検討2)，また，海岸工学の分野において人工干潟・藻場造成に向けたケーススタディが数多く行われている．

一方，日本船舶海洋工学会IMPACT研究委員会では海洋大規模利用技術に対する包括的環境影響評価の手法について深く議論し，包括的環境影響評価指標Triple-I (Inclusive Impact Index，III)を提案

している．これまでに，CO2海洋隔離やメタンハイドレート開発についてのTriple-Iを用いた評価，また，グローバルな環境影響評価指標であるEcological Footprint（以下EF）による評価についても研究が行われた3)．

本研究の目的は，東京湾における水質改善技術を対象に，包括的影響評価指標Triple-Iを用いて，水質改善技術の環境へのインパクトを客観的かつ定量的に評価することと，包括的環境影響評価指標Triple-Iの指標そのものの評価，及び有効性の検証を行うことである．

２ 水質改善技術

本研究では以下の 3 つの水質改善技術を扱う．

·  人工干潟とアマモ場

人工干潟とアマモ場造成のプランは国土交通省関東地方整備局の発表した東京湾水環境再生計画（案）4)を参考に干潟とアマモ場を配置することとした．Fig.1 にプランを示す．また，各候補地とも20ha（埋め立て深さ16m）の干潟を造成し，アマモ場の造成については，それぞれの候補地で1haの造成を行うものと設定した．

·  覆砂

覆砂のプランも同様に国土交通省関東地方整備局の発表した東京湾水環境再生計画（案）4)を参考にして作成した．東京湾湾奥には部深掘が点在しており，その解消が青潮の発生や底泥から栄養塩溶出を抑制することにつながるものと予想される．深掘跡の解消が期待されるエリアをFig.2に示す．

·  陸域負荷削減

陸域負荷削減は2006年に環境省より発表された，2009年度の削減目標値をもとに，目標を達成するプラン，目標値よりさらに10%削減されるプラン，目標値よりさらに 20％削減されるプランを作成した．それぞれのプランについて河川データを作成し，流入負荷量の増減を再現した．2009年度の削減目標値と2004年度の実績値をTable 1に示す．

３ 評価手法

３.1 Triple-I とは

本研究で用いる指標Triple-I (Inclusive Impact Index, III)は，日本船舶海洋工学会IMPACT研究委員会によってその枠組みが提案された環境影響評価指標である3)．Triple-Iは(1)式のように表現される．

また，通常の算出においては(2)式のように，「現状（水質改善を行わない場合）」との変化分であるΔIIIを算出する．本研究でも，ΔIIIの計算結果について議論する．

ここでEF はエコロジカル・フットプリント(Ecological Footprint)，ER は生態リスク(Ecological Risk)，HR は人間リスク（健康リスク，社会資産へのリスク(Human Risk)），C はコスト(Cost)とベネフィット(Benefit)，ΣEF/ΣGDPは世界の総EFと総GDPの比（EF－経済価値換算係数），αはEF－生態リスク換算係数，βは経済価値－人間リスク換算係数である．

Triple-Iの最大の特色は，経済価値として算出されるHRとCを，EF，ERと同じフットプリントの単位に換算するための係数として，世界の総EFと総GDPの比を用いたことである．ここで，EFはgha（グローバルヘクタール）という単位で表される．つまり，Triple-Iでは全ての項目をghaに換算して計算を行うため，必然的にTriple-Iの単位はghaとなっている．本研究においては，国内における技術の比較であるため，ΣEF/ΣGDPには日本のEFとGDPを用いてTriple-Iを算出するものとする．

ここで，注意されたいのは，ΔIIIが正の値であれば，環境や人間社会への負荷が生じ，負の値であれば環境や人間社会に対し，何らかのメリットがあるということである．また，値の絶対値が大きいほど，その負荷やメリットも大きいといえる．

以下，本研究における各項目の算出法について簡単に説明する．

３．２ EF

人工干潟の造成に当たっては，資材輸送，浚渫・埋め立て工事，維持といった造成事業における直接的なエネルギー消費と，事業において使用される建設機械，作業船舶等の製造に投入される間的エネルギー，さらに，造成時に投入される資材の製造のために消費されるエネルギー等が考えられる．これらのエネルギー消費データをライフサイクルアセスメント(LCA)の手法を用いて，CO2排出量に換算し，さらにそのCO2を吸収するのに必要な森林面積に換算した．また，干潟の造成に伴う東京湾内の生物生産量の増減を，後述する数値計算によって，また干潟上の生物生産を桑江ら5)の実験結果を用いて見積もり，BC(Bio Capacity：実際の地球の生産（処理）可能容量)の増減としてΔIIIに統合した．

アマモ場の造成におけるEFの増加も上述した干潟の場合と同様に求めた．本研究ではアマモシート（アマモマット）によるアマモ場造成を仮定してEFの算出を行った．BCについても干潟と同様に，アマモの生育によるBCの増加と，アマモ場境界条件を用いて数値計算した結果より求められた，海域の植物プランクトン一次生産量の減少とを合計してBCの変動を見積もった．

覆砂については，人工干潟の造成と殆ど同様の手順で施工が行われると仮定しているが，養浜工事や陸上用建設機械等の使用は当然ないものとして，造成時EFを算出した．覆砂による新たな生物生産等は無いものと考え，また，本研究では覆砂境界条件を用いた数値シミュレーションの結果が得られなかったため，覆砂のBC算出は行っていない．

陸域負荷削減では，主に中島ら6)による下水道システムのLCAデータを用いて，陸域負荷削減システムのCO2排出量を求め，EFに換算した．陸域負荷削減による新たな生態系の創出は，覆砂の場合と同様，無いものと想定して，2009年度目標達成時の河川流入データを用いた数値シミュレーション結果を元にBCの変動を見積もった．

３．３ ER

本研究におけERの算出では，Dodsonら7)による，一次生産量と生物種数の相関から，海域における生物多様性の減少リスクを見積もるものとする．相関はFig.3 に示すようになっている．Dodsonら7)は湖沼を対象に調査を行っており，その結果がそのまま東京湾に当てはまるわけではないが，東京湾の閉鎖的特性等を考慮すると，東京湾にも用いることができると仮定して計算を行った．東京湾における一次生産量は，主に植物プランクトンによるものと仮定して計算を行った．

Dodsonら7)は種の豊富さ(Species Richness)の常用対数をとった値 であるlog10Sを，一次生産量の常用対数をとった値であるPを用い て，(3)式のように表現している．

ここで a，b，c，d は生物種によって決まる係数，Area は水域面 積であり，本研究では東京湾全域の面積を用いている． リスクは「ハザードの大きさ」×「エンドポイントの発生確率」 として算出されるため8)，その両者をどのように求めるかが問題 となる．種の多様性の減少をエンドポイントとするならば，種の 多様性の減少する確率と，種の減少によってもたらされるハザードを特定しておく必要がある．そこで，本研究では，種数の減少を「ハザードの大きさ」に結びつけるべく，大宮8)の用いたSpecies Area Relationship(SAR)という方法を用いることとした．SARは生息地損失に伴う減少種数の予測に用いられている手法であり，気候変動や開発に伴う生息地損失による，生物多様性への影響を予測する際などに頻繁に用いられている．この生息地の損失を仮想環境改変面積ΔAと呼び，改変前の生息地面積Aoriginalと改変前の種数Soriginal及び改変後の種数Snewを用いて(4)式のように表される．

ここで，zは経験的に0.25とされている． これを用いて環境改変面積を求め，ハザードの大きさを求めていくが，このとき，本研究の対象海域である東京湾は「生産性のある海域」として分類されるので，失われる海域面積に，生産性のある海域の等価係数である0.36gha/haを乗じてハザードの大きさを求める． ここではERを面積として算出したが，これは本来EFと等価なものではなく，生物多様性の価値を十分に議論した上で(2)式の換算係数αを決定し，EFとERのバランスを調整する必要がある．ただし，本研究においてはα=1としてある．

３．４ HR

HR とは人間の健康や社会資本に関わるリスクである．具体的には，人間の健康に関わるリスクとしては，技術の適用による健康被害や環境変化による感染症の増減，社会資産へのリスクとしては資源枯渇などがあげられる．本研究においてHRとして算出した項目は，干潟における潮干狩り，海水浴に伴う海難事故の発生のみである．

潮干狩り，海水浴に伴う海難事故の発生リスクについては，リスクの概念にのっとり，「ハザードの大きさ」×「エンドポイントの発生確率」を計算した．HRにおけるエンドポイントは，「人間の死」である．「ハザードの大きさ」は人間の死によってもたらされるコスト，あるいはベネフィットということになる．人間の命の価値は金銭的に決められるはずもないが，本研究では人間の死により支払われる金額である保険金の平均額を用いて「ハザードの大きさ」とした．また，「エンドポイントの発生確率」は以下のように求めた．

i.  日本における，潮干狩り，海水浴への参加者数とそこでの死亡者数から潮干狩り，海水浴における死亡確率を算出した．

ii.  神奈川県金沢海の公園への来場者数と海の公園の面積を用いて，東京湾の干潟の単位面積当たり来場者数を算出した．

iii.  i.,ⅱ.から東京湾の干潟の単位面積当たり死亡確率を算出した．

このようにして得られた「東京湾の干潟1haあたりの年間死亡者数」と「死亡者1人あたりの保険金額」から東京湾の干潟1haあたりのHRを算出することができる．

3.5 C

Cはコストとベネフィットから導かれる．Triple-Iにおいては(5)式のように定義されている．

それぞれの水質改善技術についてのCの算出項目はTable 2のように設定した．

４ 数値計算モデル

本研究における水質改善技術の効果予測には，北澤ら9)による海洋生態系および物理系融合モデルを用いた．北澤らの論文9)において，このモデルは大型浮体構造物の環境影響評価に用いられているが，水温等の物理量のみならず，COD等の空間的な分布についても精度良く再現することができるモデルである．また，このモデルを用いて河川からの流入負荷に対する，東京湾の物質負荷量の増減なども再現されている．

このモデルを用いて，植物プランクトン量の増減を見積もり，ΔBCとΔERを算出する．

Fig.4に植物プランクトン量の指標となるクロロフィルa濃度の季節変化の実測を，Fig.5には数値モデルを用いて求められた計算結果を示す．

Fig.4 と Fig.5 とを比較すると，計算結果の方が全体として高い値となってはいるものの，季節変動はよく再現されている．

５ 算出結果

前述のように，Triple-Iの算出のためのΣEF/ΣGDPについては，本研究では国内の技術を扱うため，日本のEFと日本のGDPから算出した値を用いた．2005 年の値ではΣEF/ ΣGDP=1.03 ×10-6gha/yenであった．また，水質改善技術の適用期間は10 年とし，10 年後の水質予測結果を用いて⊿IIIの算出を行った．

5.1 EF の算出結果

本研究では干潟を 20ha（埋め立て深さ 16m），アマモ場は 1ha，覆砂は 30cm程度の覆砂を行うものとし，陸域負荷削減では目標値を達成するために処理すべき水量を計算し，中島ら6)の処理水量1m3あたり排出されるCO2のデータを用いてΔEFを算出した．

干潟潟とアマモ場については，BCの影響により，ΔEFが経年的に変化する．干潟，アマモ場，陸域負荷削減のΔEF の経年変化をFig.6，Fig.7，Fig.8 にそれぞれ示す．

干潟の造成場所によって，⊿EF が正になったり，負になったりするのは，造成した場所での水質の違いによる．例えば，三枚州(⊿EF>0)は，荒川，江戸川，隅田川といった，負荷流入の多い河川の河口付近に位置しており，湾全体への栄養塩の流入を大きく妨げるため，結果として湾全体の炭素固定量が減少し，BC が減少していると考えられる

また，覆砂の施工時ΔEFは 5.25×10-4gha/m2，陸域負荷削減の浄化におけるΔEFはTable 3 に示す結果となった．

5.2 ΔIII の算出結果

ΔER，ΔHRについては先述した手法によりそれぞれ値を求めた．また，ΔCについては干潟・アマモ場・覆砂の造成・施工・維持コストを上月ら10)のデータより算出し，陸域負荷削減の処理コストについては東京都下水道局がWeb上に公開しているデータ11)を用いて算出した．

(2)式の換算係数に関しては，本来，特にαは選好独立型のアンケート等を用いて，また，βについても傷害等を考慮して，値を決定すべきものである．ただし本研究においては，α=1gha/gha，β=1yen/yenとして算出を行った．

本研究では，干潟を 6 地点に，アマモ場を 4 地点に，また，陸域負荷削減については3つのプランを考案し，比較検討を行ってきたが，各技術の各候補地における⊿IIIの詳細を，Table 4 から，Table 7 に示す．ただし，覆砂については，ΔBC，ΔER が算出できなかったため，比較を行ってない。

干潟(Table 4，Table 5)とアマモ場 （Table 6）でΔER の正負が異なっている。これは干潟においては植物プランクトンの量が少なくなり，Fig.3の各図において，横軸の大きい側から中央に近づくため，種類が増加するからであり，アマモ場ではアマモからの酸素供給により，植物プランクトン量が増加するためである．

Table.4から，Table.6に示されるように，干潟・アマモ場では⊿EF，とりわけ⊿BC の値が支配的になっていることがわかる．一方，陸域負荷削減では，⊿Cの占める割合が大きいという傾向が見て取れる．

さらに，各技術の中で⊿IIIが最も良いものを抽出して技術同士を比較したものが Fig.8である．

また，それぞれの技術について⊿IIIの経年変化をFig.9に示す．

Fig.8 のように，干潟・アマモ場の Triple-I ではΔEF の値が支配的になっているのに対し，陸域負荷削減ではΔC とΔEF とが支配的であると言える．

Fig.9 から，干潟・アマモ場の造成における⊿EF や⊿C は，1年間もすると償却されてしまうことがわかる．一方，陸域負荷削減はコンスタントに⊿C，⊿EFが増加するため，⊿ERによる減少を加味しても経年的には⊿IIIは増加していくことになる．

6 結論

·  包括的環境影響評価指標 Triple-I を用いて，人工干潟，アマモ場造成，陸域負荷削減といった水質改善技術の定量的評価を行った．

·  従来、算出法の確立されていなかったER については，数値予測 結果を利用して，生物多様性の変化に着目する，新しい評価法 を提案した．

·  ΔIII により，それぞれの技術の包括的評価を定量的に行った結 果，アマモ場がもっとも良く，ついで干潟，陸域負荷削減が最 下位となった．

·  干潟とアマモ場の Triple-I では，ともにΔBC が支配的になって おり，EFの概念に基づけば，生物生産量の増加により海域を豊かにする効果が期待できる．

7 結論

·  本研究では生態リスクERの係数α=1として計算を行ったため，ERの影響がほとんど無かったが，今後はアンケート調査など，社会的な評価を受けた値にしていくべきである．

·  今回ERとして考慮していない赤潮・青潮について，特に青潮は被害も時として甚大であるので，そのER やHR を算出するための枠組みを作るべきである．

8 参考文献

1)  堀江毅，海域の物質循環過程のモデル化と浄化対策効果の予測手法について，港湾技術研究所報告，第26巻，第4号，pp.57-123，1987

2)  堀江毅，三河湾での覆砂による底質浄化の環境に及ぼす効果の現地実験，土木学会論文集，No.533，Ⅱ-34，pp.225-235，1996

3)  (社)日本船舶海洋工学会 海洋の大規模利用に対する包括的環境影響評価研究委員会，第1回IMPACTシンポジウムproceedings，2007

4)  国土交通省 関東地方整備局，東京湾水環境再生計画（案），2005 http://www.ktr.mlit.go.jp/kyoku/region/tokyobay/

5)  桑江朝比呂・細川恭史・小笹博昭，メソコスム実験による人工干潟の生物生息機能の評価，海岸工学論文集，第47 巻，pp.1101-1105，2000

6)  中島英一郎・山下洋正・中島智史，下水道システムのLCA評価に関する研究, 平成14年度下水道関係調査研究年次報告書集，2002

7)  Stanley I. Dodson,Shelley E. Arnott,and Kathryn L. Cottingham，The relationship in lake communities between primary productivity and species richness，Ecology，81(10)，pp.2662-2679，2006

8)  大宮俊孝，CO２海洋隔離の環境リスク評価に関する研究，東京大学修士論文，2007

9)  北澤大輔・藤野正隆・多部田茂，超大型浮体式構造物の海洋生態系への影響に関する研究，日本造船学会論文集，第192号，pp.277-287，2002

10)  上月康則・中西敬・重松孝昌・大塚耕司，環境修復技術の選定手法の確立に向けて，ECOSYSTEM ENGINEERING，第6号，pp.53-89，2001

11)  東京都下水道局，技術統計情報，事業概要，http://www.gesui.metro.tokyo.jp/gijyutou/gijyutou.htm