臨界荷重

大気汚染の研究において、臨界負荷とは「現在の知識によれば、環境の特定の敏感な要素に重大な有害な影響が生じない、1つ以上の汚染物質への曝露の定量的な推定値」と定義されています。[1]

臨界負荷に関連する大気汚染の研究は、窒素と硫黄の汚染物質に焦点を当ててきました。これらの汚染物質は大気中に放出された後、生態系に沈着します。硫黄と窒素の沈着はどちらも表層水と土壌を酸性化させます。酸性化によって水のpH が低下するため、魚類や無脊椎動物の健康に悪影響が及びます。[2] 硫黄と窒素は酸性化剤として、カルシウムを除去して有毒なアルミニウムを放出することで土壌の栄養分を変化させ、動植物にさらなる影響を与えます。[3]窒素の沈着は環境中で肥料 としても作用し、植物間の競合関係を変化させ、一部の植物種の成長を促し、他の植物種の成長を阻害することで、種の構成や個体数の変化につながる可能性があります。窒素の沈着は、淡水、沿岸、河口の生態系の栄養塩濃縮に寄与し、有毒な藻類の大量発生、魚類の大量死、生物多様性の損失を引き起こす可能性があります。[4] [5] 大気汚染物質は、空気や水の浄化、廃棄物の分解と解毒、気候調節などの 重要な生態系サービスに影響を与えます。

特定の場所における汚染物質の沈着量が臨界負荷量を超える場合、臨界負荷超過とみなされ、生物相が生態系への被害を受けるリスクが増大することを意味します。生態系の一部の構成要素は、他の構成要素よりも沈着に対して敏感です。そのため、珪藻類の変化、侵入性イネ科植物の増加、土壌化学の変化、森林の健全性の低下、生物多様性の変化と減少、湖沼や河川の酸性化など、様々な生態系の構成要素とその反応について臨界負荷量が設定されています（ただし、これらに限定されません）。

限界荷重の計算に使用される歴史、用語、アプローチは、地域や国によって異なります。欧州諸国と米国で使用されているアプローチの違いについては、以下で説明します。

ヨーロッパ

欧州諸国では、 1979年の国連欧州経済委員会（UN-ECE）長距離越境大気汚染条約において、臨界負荷および臨界レベルの概念が広く用いられてきました。例えば、LRTAP条約の1999年ヨーテボリ議定書では、酸性化（表層水および土壌）、土壌および地表オゾンの富栄養化、そして二酸化硫黄、アンモニア、窒素酸化物、非メタン揮発性有機化合物（NMVOC）の排出が考慮されています。酸性化と富栄養化には臨界負荷の概念が用いられ、地表オゾンには臨界レベルの概念が用いられました。

臨界負荷を計算するには、まず対象となる生態系を定義し、その生態系（例えば森林）において感受性の高い「要素」（例えば森林の成長率）を特定する必要があります。次のステップは、その要素の状態を、何らかの化学的基準（例えば、塩基性陽イオンとアルミニウムの比、Bc/Al）と、超えてはならない臨界限界（例えば、Bc/Al=1）に関連付けることです。最後に、化学的基準がちょうど臨界限界に達する沈着レベルを計算するための数学モデル（例えば、単純質量収支モデル、SMB）を作成する必要があります。この沈着レベルは臨界負荷と呼ばれ、現在の沈着レベルと臨界負荷の差は超過と呼ばれます。

初期の頃は、臨界負荷は酸性度の臨界負荷のように単一の値として計算されることが多かった。今日では、X軸を窒素沈着量、Y軸を硫黄沈着量とする2次元の臨界負荷関数が計算されることが多い。臨界負荷の概念は定常状態の概念であるため、効果が現れるまでにどれくらいの時間がかかるかに関する情報は一切含まれない。動的な側面を簡略化した図式は目標負荷関数であり、これは選択された年（目標年）の前に化学的基準が回復する負荷である。したがって、近い将来の目標年では目標負荷関数は臨界負荷よりも低く、遠い将来の目標年では目標負荷関数は臨界負荷関数に近づく。

臨界負荷関数と目標負荷関数の計算にはいくつかの単純化が含まれるため、リスク概念として考えることができます。超過が大きくなるほど悪影響のリスクが高くなり、超過がゼロであっても悪影響につながるリスクが一定だけあります。

アメリカ合衆国

米国では、2000年以前は様々な団体が臨界負荷について議論していましたが、それぞれの取り組みは独立しており、ばらばらでした。しかし、2003年から2005年にかけて行われた一連の臨界負荷ワークショップと2006年の特別委員会の設置を経て、2010年には、国立大気降下物プログラム（NADP）の一環として、大気降下物の臨界負荷（CLAD）科学委員会が設立され、国家的な取り組みが統合されました。CLADは、連邦政府機関、州政府機関、非政府組織、環境研究機関、大学などで構成される複数機関のグループです。CLADの目標は、幅広い複数機関/団体の間で臨界負荷に関する技術情報を共有し、米国における臨界負荷の開発におけるギャップを埋め、米国における臨界負荷の開発と利用に一貫性を持たせ、アウトリーチおよびコミュニケーション資料の開発を通じて臨界負荷アプローチの理解を促進することです。

国立公園局（Wayback Machineに2017年3月30日アーカイブ）、米国森林局、米国魚類野生生物局などの連邦政府の土地管理者は、危険にさらされている資源の特定、研究と監視活動の焦点化、計画やその他の土地管理活動への情報提供、排出量増加の潜在的影響の評価、汚染削減戦略の策定に臨界負荷を活用しています。米国環境保護庁は、評価と政策立案における臨界負荷の利用を拡大しており、国家大気環境基準の設定においても臨界負荷を考慮しています。

米国は、臨界負荷を作成するために、経験的臨界負荷と定常状態質量収支臨界負荷という 2 つのアプローチを採用しています。 経験的臨界負荷は、特定の沈着レベルに対する生態系の反応 (植物の多様性、土壌の栄養レベル、魚類の健康状態の変化など) の観察に基づいて導き出されます。これらの関係は、用量反応研究を使用するか、空間的または時間的に増加する沈着勾配に対する生態系の反応を測定することによって作成されます。 定常状態質量収支臨界負荷は、仮定またはモデル化された平衡条件下での数学的質量収支モデルから導き出されます。定常状態は、はるか将来に達成される可能性があります。定常状態臨界負荷を決定するために使用されるモデルは、プロセスの表現に関して複雑さが異なりますが、水と土壌の化学組成、鉱物土壌の風化速度、沈着データ、および生態学的反応データを含めることができます。

アジア

アジアでは、臨界負荷量の推定に経験的アプローチと定常状態マスバランスアプローチの両方が用いられてきました。[6] [7] 経験的臨界負荷量は、有害な生態学的影響が現場で報告されている沈着レベルとして単純に決定されました。定常状態マスバランスモデルは、生態系から浸出する元素の許容値を定義することにより、生態系の長期的な臨界負荷量を算出します。

ヨーロッパと米国では経験的窒素臨界負荷が十分にまとめられているが[4] [5] [2]、比較的高い窒素施用レベルを用いた実験研究が非常に限定的で期間も短いため、アジアでは依然として大きな不確実性が存在する[6] 。 歴史的に窒素沈着量がすでに非常に高く、実際の臨界負荷よりも高い可能性のある地域（たとえば、中国東部および南部）では、かなりの生態系の変化がすでに起こっているため、実験研究では臨界負荷を定量化できない可能性がある。 さらに、臨界負荷の値は、生理学的変動、生物多様性の減少、硝酸塩の浸出の増加、土壌微生物の変化など、生態系のさまざまな生物学的または化学的反応に基づくと著しく異なる可能性がある。 中国では一部の森林と草原について経験的臨界負荷が評価されているが[6]、他の多くの生態系の値は未評価のままである。 より多くのフィールド実験が行われれば、近い将来、臨界負荷はより適切に推定されるだろう。

中国、韓国、日本、フィリピン、インドシナ半島、インドネシア、インド亜大陸を含む南アジアと東アジアでは、定常質量収支法に基づく地域大気汚染情報およびシミュレーションモデルのアジア版（RAINS-Asia）の影響モジュールの一部として、初めて臨界負荷が計算され、マップ化されました。[8] その後、日本、ロシア、韓国、インド、中国など多くのアジア諸国で、より高解像度の臨界負荷が計算されました。[7] ヨーロッパと同様にアジアでも同様の方法が適用されましたが、定常質量収支法は、塩基性陽イオンの沈着を考慮することにより改良されました。定常質量収支臨界負荷は、中国で酸性雨規制区域と二酸化硫黄汚染規制区域を指定するために使用されています。近い将来、臨界負荷は、排出削減戦略の指針としてより広く適用されるでしょう。

参考文献

  1. ^ Nilsson, J. and P. Grennfelt. 1988. 硫黄および窒素の臨界負荷. UNECE/北欧理事会ワークショップ報告書, スウェーデン、スコクロスター. 1988年3月.
  2. ^ ab Greaver, TL, TJ Sullivan, JD Herrick, MC Barber, JS Baron, BJ Cosby, ME Deerhake, RL Dennis, J.-JB Dubois, CL Goodale, AT Herlihy, GB Lawrence, L. Liu, JA Lynch, KJ Novak. 2012. 米国における窒素および硫黄による大気汚染の生態学的影響：既知の事実とは？『Frontiers in Ecology and the Environment』10:365-372.
  3. ^ Driscoll, CT, GB Lawrence, AJ Bulger, TJ Butler, CS Cronan, C. Eagar, KF Lambert, GE Likens, JL Stoddard, KC Weathers. 2001. 「米国北東部における酸性沈着：発生源と流入、生態系への影響、そして管理戦略」BioScience 51:180-198.
  4. ^ ab Bobbink, R., K. Hicks, J. Galloway, T. Spranger, R. Alkemade, M. Ashmore, M. Bustamante, S. Cinderby, E. Davidson, F. Dentener, B. Emmett, J.-W. Erisman, M. Fenn, F. Gilliam, A. Nordin, L. Pardo, W. De Vries. 2010. 窒素沈着が陸生植物の多様性に及ぼす影響に関する地球規模評価：統合. Ecological Applications 20:30-59.
  5. ^ ab Pardo, LH, ME Fenn, CL Goodale, LH Geiser, CT Driscoll, EB Allen, JS Baron, R. Bobbink, WD Bowman, CM Clark, B. Emmett, FS Gilliam, TL Greaver, SJ Hall, EA Lilleskov, L. Liu, JA Lynch, KJ Nadelhoffer, SS Perakis, MJ Robin-Abbott, JL Stoddard, KC Weathers, RL Dennis. 2011. 米国の生態地域における窒素沈着と経験的窒素臨界負荷の影響. Ecological Applications 21:3049-3082.
  6. ^ abc Liu, XJ, L. Duan, JM Mo, EZ Du, JL Shen, XK Lu, Y. Zhang, XB Zhou, CE He, FS Zhang. 2011. 中国における窒素沈着とその生態学的影響：概要. 環境汚染 159:2251-2264.
  7. ^ ab Duan, L., Q. Yu, Q. Zhang, Z. Wang, Y. Pan, T. Larssen, J. Tang, J. Mulder. 2016. 「アジアにおける酸性沈着：排出、沈着、そして生態系への影響」大気環境146:55-69.
  8. ^ Hettelingh, JP, H. Sverdrup, D. Zhao. 1995. アジアの臨界負荷の導出. 水・大気・土壌汚染85(4):2565-2570.
  • http://www.mnp.nl/cce/
  • http://nadp.slh.wisc.edu/committees/clad/
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