|
およびその中での人間活動 ←↑→ 自然環境中の元素フローは緯度・地質・地形・気候・植生・季節などによって大きく違ってくるが，そのような差異を平均して地域的な変化をキャンセルするためには膨大な数の試料の採集と分析が必要となる．しかし，現実問題としてこうした測定を行うことは不可能であり，実際には少数の試料の採集とその分析の結果を，地域あるいは地球全体に外挿することでフローの推定が行われている．また，日本など産業の発達した国では特に，原植生の消滅や自然水の汚染など自然環境が農業や工業などの人間活動によってもともとの状態から大きく変化してしまっていることが多い．このような状況で本来の自然状態における元素フローを測定することはもとより不可能で，過去の分析や他地域での測定値を基に推定することしかできない．こうした時間的・地域的・人為的な差異を取り除くために，できるだけ通時的に多様な地点で試料を採取・分析・比較することで，より妥当な推定値を求めようとする試みが続けられている． 現時点で窒素およびリンの生物地球化学的循環について個人的にまとめることは不可能であるので，過去の研究から引用の多いいくつかの論文を参照し，それらの値と各統計値より計算した人間活動によるフローとを比較することにした． なお第２章と同様に，以下の記述においては海洋および湖沼を「水圏」とし，河川は水圏に含まれないものとする． 3-1 窒素の生物地球化学的循環の定量的評価 窒素の生物地球化学的循環の定量的な議論については，Burns and Hardy（1975），Soderlund and Svensson（1976），Stevenson（1986a），Jaffe（1992）を参照した．これより窒素のプールおよびフローについてまとめたのが表3-1,2および図3-1（後出）である．2-1と部分的に重複するが，各プールとフローの内容について以下に述べる． 
プール（Resorvoir）大気：大気中には主成分として窒素ガス（N2）が約78％含まれ，窒素の主要なプールとなっている．その他（Others）のものとしてはN2Oなどの窒素酸化物やアンモニア，空中の粉塵表面に吸着されたり水滴粒子に溶解した硝酸態・アンモニア態窒素が含まれる． 土壌：土壌に含まれるものとしては表層土壌中の無機態窒素（硝酸態・アンモニア態）や土壌鉱物表面あるいは内部に固定されたアンモニウムイオンなど（1.6×1011g；Stevenson, 1986a）も含まれるが，大部分を占めるのは土壌中の有機物（植物や動物・微生物等の遺骸・その分解途上物や分解産物−腐植など−）である（3.0-5.5×1017g；Stevenson, 1986a）． 陸上生物：陸上生物は，空中窒素の固定や土壌溶液中の硝酸イオン・アンモニウムイオンの吸収によって窒素を同化し生物体を構築している．陸上生物のプールの主なものは樹木が形成する森林であり，植物と動物のプールの比は約100：1である（Stevenson, 1986a）．この図の中では生物全体を１つのプールとして扱うため，食物連鎖によるフローは見えていない． 水圏：水圏中の全窒素の大部分は水中に溶解した窒素ガスである（窒素ガスは大気中の窒素ガスと平衡状態にあると考えられている）が，大部分の生物は窒素ガスを直接利用することはできない．通常の生物にとって重要なのは窒素ガス以外（Others）の形態（硝酸イオンや有機態窒素）の窒素である． 水圏生物：水圏生物のプールを構成する主要な生物種は植物プランクトンである．陸上植物は大型の樹木が森林を形成して何十年も窒素を保持するが，水圏にはそのような大型で成育期間の長い植物は存在せず，生物−有機物−無機イオンという循環の中での窒素の回転時間は短い． 堆積物：堆積物には河川の侵食・堆積作用や生物遺骸の水圏の底への堆積によって生成した堆積岩が含まれる．堆積物には，水底の堆積物や堆積岩だけではなく，地殻の隆起や海水面の下降によって陸地となった堆積岩も含まれる． なお，窒素の地殻存在度は0.002％と非常に低く（Taylor, 1964），火成岩が侵食されて放出される窒素の量は極めて小さいと考えられる．したがって地殻（火成岩）中の窒素は生物地球化学的循環においては考慮されていない． 
フロー（Flux）固定：空中の窒素ガスは微生物による窒素固定（同化）により生物に利用できる形になる．窒素固定を行う微生物には，マメ科植物と共生する共生窒素固定菌と，ラン藻・アゾトバクターなど独立して成育する独立窒素固定菌がある． 降水・沈積：空中放電による酸化で生じた硝酸態窒素や粉塵中の窒素は，降水あるいは乾性降下物として土壌・水圏に入る． 脱窒：土壌中あるいは海水中に含まれる有機態窒素は還元的条件で脱窒菌により還元され，窒素ガスあるいは酸化二窒素（N2O）として大気中に放出される． NH3気化：脱窒以外の過程として，アンモニア化成菌によって有機態窒素から生じたアンモニウムイオンが，水分の少ない条件（したがって水圏ではほとんど起こらない）でアンモニアとして気化する場合がある． 河川：土壌中の窒素（有機態・無機態）は地表水・地下水中に溶解して水圏に流入する．水圏へのインプットとしては窒素固定や降水・沈積と同様に重要である． 風化：堆積岩中の窒素は岩石の風化にともなって再び水圏・生物圏中に放出され，生物に利用される形となる． 沈積：水圏および陸水中の生物遺骸や微小粒子として懸濁している有機態窒素は河川下流のデルタ地帯や水圏の底に沈積し，堆積物となる．堆積物は時間とともに造岩作用により圧密され堆積岩となる． 3-2 リンの生物地球化学的循環の定量的評価 リンの生物地球化学的循環の定量的な議論については，Pierrou（1976）およびJahnke（1992）に概説されている．これよりリンのプールおよびフローについてまとめたのが表3-3,4および図3-2（後出）である．2-2と部分的に重複するが，各プールとフローの内容について以下に述べる． 
プール（Resorvoir）大気：リンは自然環境中では気体として存在しないため，大気中のリンとしては粉塵中に含まれるものに限られる．大気中のリンは他のプールと比べ非常に小さい． 土壌：土壌中のリン（ここでは地表から60cmまでを土壌とする）の大部分は有機物としてよりも土壌鉱物表面，あるいは土壌鉱物中に含まれるものの方が主である．これは，リンの地殻存在度が比較的高い（0.105％；Taylor, 1964）こと，およびリンが鉄やアルミなどの水酸化物と結合したり，金属と難溶性塩を生成したりすることで，生物にとって利用できない形となって土壌中に固定されるためである． 陸上生物：陸上生物のプールとしては窒素と同様，大型樹木による森林がその大部分を占める． 水圏：水圏中のリンは溶解した有機態リンが大部分を占める．鉱物粒子として水圏に入ったリンの大部分は速やかに堆積物として水圏から除去される． 水圏生物：水圏生物の主要なプールは窒素と同じく水圏表面の植物プランクトンである．窒素と同じく水圏生物中のリンの回転時間も短い． 地殻・堆積物：リンの地殻存在度は窒素に比べて高く（50倍），自然界での循環の出発点として非常に重要である．また，堆積物中のリンのほとんどは陸地から鉱物粒子として放出されたものであるが，一部（10分の1程度）に生物遺骸として沈積したリンが含まれる． 
フロー（Flux）降水・沈積：粉塵に含まれるリンが降雨や乾性降下物として陸地・水圏に入るフローは，岩石の風化によって放出されるリンに比べて量的に小さく，通常あまり重要でない．しかし，大洋中央部など他のインプットがほとんどない場合には主要な供給源となる場合もある． 砂塵・風送塩：土壌中に含まれるリンは風によって砂塵として吹き上げられ，大気中に放出される．このような作用は特に砂漠などで大きく，大陸間を砂塵として移動するリンの量の評価が行われている（Graham and Duce, 1979）．海洋から大気へのリンのインプットとして風送塩があるが，量的には１桁程度少ない（Graham and Duce, 1979）． 生物吸収：陸上植物や海洋の植物プランクトンは，水に溶解した無機イオンとしてリンを体内に吸収・同化し，食物連鎖に取り込む． 河川：河川水中のリンは水圏に流入し，水圏へのリンの主要な供給源となっている．しかし，その大部分は鉱物粒子あるいは難溶性塩として生物に利用されにくい形で存在する．河川水中のリンのなかでも生物が利用できる有機態および水溶態のリンは全体の10％程度である． 沈積：河川によって水圏に供給されたリンの大部分は速やかに沈積してしまう．図中ではこれを土壌から堆積物へのフローとして表している．水圏生物の遺骸中に含まれるリンは水圏の底に沈積し堆積物となる． 風化：堆積物となったリンは窒素と同様堆積岩として陸地となり，再び風化されて土壌・水圏・生物圏に入る．表3-4に示されているフローの値は，陸地の生成量と風化量が釣り合っており陸地の体積が一定であるという仮定から，１年あたりの陸地生成量にリンの地殻存在度を乗じて求めたものである． 3-3 人間活動による窒素およびリンの利用と移動 人間活動にともなう窒素およびリンの利用および移動にはおもに次のような要素が考えられる． ・食品として人間の体内を通過する生物体としての人間の体内を通過する分としては，人間一人一日当たりにして窒素で9.0×100g，リン（P2O5）で9.0×10−1gを標準的な値（富岡, 1993）とし，1992年の世界人口合計の推定値として55億人（F.A.0., 1994a）を採用すると一年で窒素1.8×1013（g/year），リン7.9×1011（g/year）となる． 工業活動により利用される分としては，工業的窒素固定によるアンモニアの生産量が窒素に換算して8.2×1013（g/year）（U.N.,1994），リン鉱石の生産量がリン酸（P2O5）に換算して4.8×1013（g/year）（U.N., 1994）であるから，純リン（P）に換算するとP2O5100g = P43.6gより2.1×1013（g/year）となる． 農産物については，農産物中の窒素・リン含量（巻末表Ｉ：成分表参照）と，1990年の農産物生産量（F.A.0., 1994e）を用いて世界で生産される農産物全体に含まれる窒素およびリンの量を求めることができる．これより窒素6.2×1013（g/year），リン9.7×1012（g/year）と計算できる． 農産物貿易についても同様にして，1992年の農産物貿易量（F.A.0., 1994a, 1992d）と，農産物中の窒素・リン含量（巻末表Ｉ参照）から移動する窒素・リンの量を求めることができる．これより1.1×1013（g/year），1.5×1012（g/year）と計算できる． 肥料として農地に施用される分としては，1990年度で窒素7.7×1013（g/year），リン1.6×1013（g/year）（F.A.0., 1994b）である． 漁獲についてはまず魚介類の標準成分含量を求める必要がある．魚介類の代表として最も漁獲量の多いイワシ（二宮, 1996）を採用し，成分値として煮干しの成分値（水分16.5％，タンパク質69.0％，リン1.5％，廃棄率0％）を生イワシの標準水分値54.5％で変換してもとめる．窒素については，窒素−タンパク質換算係数6.25を用いる．これより漁獲物中の成分値は窒素6.0％，リン0.82％と求められる（各データについては香川, 1995を参照）．1990年の世界の全漁獲量は9.7×1013（g/year）（F.A.0., 1994c）なので，最終的に漁獲により水圏から陸地に水揚げされる分として窒素5.8×1012（g/year），リン8.0×1011（g/year）が求められる．これは全施肥量の１割程度にあたる． 3-4 窒素・リンの循環と人間活動 → [ 図3-1：窒素のプールおよびフローの概観図へ ] → [ 図3-2：リンのプールおよびフローの概観図へ ] 人間を純粋に生物として見た場合には自然界におけるその相対的地位は低い．人間の体内に含まれる分は，含量をそれぞれ生物の平均含量と同じ窒素0.50％，リン0.052％（Deevey, 1970）とすると，平均体重を60kgとして総人口55億人をかけ，窒素1.7×1012g，リン1.7×1011gとなる．すなわち，陸上バイオマスに占める人間の割合は10万分の1から1万分の1に過ぎない．しかしこれに比べて，農業生産や貿易，工業的窒素固定やリン鉱石の採掘量など人間活動に由来する窒素およびリンのフローを，人間以外の生物活動による窒素固定量や降水・沈積といった自然環境中のフローと比較した場合，10分の1から2分の1とかなり大きなものとなっている．これはバイオマスとしての人間が生物全体に占める割合の千倍から1万倍である．つまり，人間という生物種は，産業活動によって生物種としての規模を大きく超えて多くの物資にアクセスしていることになる． このように人間活動にともなう窒素・リンのフローは，自然界での循環量に比べかなりの規模になっていると計算できる．しかし，年あたりのフローに比べ自然界でのプールははるかに大きく（103−7倍），水圏や大気といった環境そのものに地球規模で影響が表れるとは考えにくい．一方陸上の水圏（湖沼や河川）は，水圏や大気・土壌などのプールに比べ規模が非常に小さく，さらにその中でも我々人間が直接利用できる淡水量は地球上の水の0.34％（水圏の約300分の1）に過ぎない（國松, 1995）．したがって，人口密度の高い地域において，人間活動に由来する窒素・リンのインプットが増加した場合には，陸水環境に大きな影響を及ぼす可能性が存在する．実際に生じる問題としては一般に次の２つが知られている． 富栄養化 栄養塩としての窒素・リンは生物によって選択的に吸収・利用されるため，自然水中の濃度は通常極めて低い．他の元素については比較的供給量が多いため，窒素・リンは自然環境中において生物の増殖・生長の制限物質となっている．窒素・リン濃度の増加は，水圏中での一次生産（植物プランクトンおよび藻類の生産）の増加をもたらす．大量発生した植物プランクトン・藻類が遺骸となって微生物により分解されるようになると，水中の酸素濃度が減少する．溶存酸素が減少すると，魚類などが死滅するなど，食物連鎖の上位に位置する生物種を含めた水域の生態系に大きな影響を与える．また富栄養化した湖沼や河川については，カビ臭および赤水の発生により水道水源としての利用にも支障を来たすようになる（多賀・那須, 1994）． 窒素・リンの発生源については，工場・家庭からの排水が主なものであると考えられてきたが，排水規制の徹底や下水処理施設の普及にともない，現在では農地が窒素・リンの面汚染源として注目されるようになってきた（國松, 1995）．窒素については，過剰の肥料投与により土壌中の硝酸態窒素濃度が上昇することがその主な原因であると考えられている．硝酸塩は溶解度が高く，硝酸態窒素は陰イオンであるために土壌鉱物に吸着されずに溶脱し，地表水・地下水へ入り込む（Stevenson, 1986b）．一方リンについては，土壌中に比較的多く存在する鉄・アルミニウムと難溶性のリン酸塩を形成して固定されるため，一般に農地の寄与率は低いとされている（Board on Agriculture National Research Council, 1986）．しかし，家畜のふん尿などが野積みされているような場合には土壌を浸透せずに表面流去水として河川水に流れ込むために，富栄養化の原因となる可能性が指摘されている（大村, 1995）． 地下水の汚染 富栄養化の項でも述べたように，硝酸イオンは陰性であり，土壌の保持力は低い．このため，過剰の窒素肥料や厩肥の施用は硝酸態窒素の溶脱・地下水への浸透につながる．地下水中の硝酸態窒素濃度が上昇すると，飲料水としてこれを摂取する人間の健康に障害をきたす（鶴巻, 1991）．これは，硝酸態窒素が体内で還元されて亜硝酸となり，血中のヘモグロビンに結合して酸素運搬能力のないメトヘモグロビンへと変化し，酸欠となるためである．これはメトヘモグロビン症候群と呼ばれる病気であり，おもに乳幼児に多く発生すると言われている（Stevenson, 1986b）． 上に述べた2つの問題は環境に対する過剰なインプットが原因となって生じるものである．逆に，過剰なアウトプットによる問題として，農産物輸出による農地の疲弊が考えられる．農産物を農地から持ち出し続けるということは土壌から植物栄養分を取り去ることを意味し，持続的に農業生産を行うためには適切な肥培管理を行ってそれらの成分を補給することが必要となる．窒素については大気という巨大なプールが存在し，マメ科植物を植えつけ，根粒菌がおこなう生物学的窒素固定によって土壌に供給することができる．しかし，土壌中のリン含量を上げるためには，リン鉱石から精製した肥料を施用するか，有機物を投与するという方法しか現在は知られていない．現在貿易によって移動するリンの量は，リン肥料消費量の10分の1程度であり，全体としては微少な量と考えることができる．しかし，経済力の低い国などで輸出を目的に養分供給を怠って農業生産を行った場合には，深刻な地力の減退が起こる可能性が指摘されている（熊沢, 1989）． 以上述べた問題は窒素・リンのフローが地域的に偏っていることから生じるものであるが，本章のように地球全体でのフローと比較していても地域的な影響を把握することはできない．このためには地域固有のデータを用いて人間活動の規模を把握し，その地域の自然環境の中での相対的な規模を知ることが必要である．本研究では，地域の1つの単位である国家を対象として分析を行うこととする．以下の章では各国の貿易や肥料消費量のデータを用いて人間活動によってもたらされる窒素・リンのフローを計算し，地域の環境や農業生産にどのような影響をもたらすかについて検討する． ←↑→ [ Reference ] Board on Agriculture National Research Council, 久馬一剛・嘉田良平・西村和雄監訳, 『全米研究協議会レポート 代替農業−永続可能な農業を求めて−』, 自然農法国際研究センター発行, 農山漁村文化協会発売, 1992, pp. 127 Burns, R. C. and Hardy, R. W. F., Nitrogen Fixation in Bacteria and Higher Plants, Springer−Verlag, 1975, pp. 39-60 Deevey, E. S. Jr., "Mineral Cycles", The Biosphere, W. H. Freeman ed., Calif., 1970 F.A.O., FAO Trade Yearbook 1992, 1994a F.A.O., FAO Yearbook Fertilizer 1992, 1994b F.A.O., FAO Yearbook of Fishery Statistics −Catches and Landings−1992, 1994c F.A.O., FAO Yearbook of Forest Products 1992, 1994d F.A.O., FAO Yearbook Production 1992, 1994e Graham, W. F. and Duce, R. A., "Atmospheric pathways of the phosphorus cycle", Geochimica et Cosmochimica Acta, vol. 43, 1979, pp. 1195-1208 Jahnke, R. A., "The Phosphorus Cycle", Global Biogeochemical Cycles, Academic Press, 1992, pp. 301-315 Jaffe, D. A., "The Nitrogen Cycle", Global Biogeochemical Cycles, Academic Press, 1992, pp. 263-284 香川綾監修, ４訂食品成分表, 女子栄養大学出版部, 1995 熊沢喜久雄, 地力，農法，『環境保全型農業の展望』, 久宗高監修, 農林中金研究センター編, 農文協, 1989, pp. 10-44 國松孝男, 水資源と水環境, 『農業と環境』, 久馬一剛・祖田修編, 富民協会, 1995, pp. 73-147 二宮道明編, 『データブック オブ ザ ワールド 1996年版』, 二宮書店, 1996 大村邦男, 家畜糞尿の活用と酪農地帯の環境保全, 『北海道土壌肥料研究通信 第42回シンポジウムと特集 物質循環からみた環境保全』, 北海道土壌肥料懇話会編, 1995, pp. 17-24 Pierrou, U., "The Global Phosphorus Cycle", Nitrogen, Phosphorus and Sulphur−Global Cycles., SCOPE Report 7., Ecological Bulletins, vol.22, 1976, pp. 23-73 Soderlund, R and Svensson, B. H., 1976, The Global Nitrogen Cycle, Nitrogen, Phosphorus and Sulphur-Global Cycles., SCOPE Report 7., Ecological Bulletins, vol.22, pp. 23-73 Stevenson, F. J., "The Nitrogen Cycle in Soil: Global and Ecological Aspects", Cycles of Soil −C, N, P, S, Micronutrients−, John Willy & Sons, 1986a, pp. 106-154 Stevenson, F. J., "Impact of Nitrogen on Health and the Environment", Cycles of Soil −C, N, P, S, Micronutrients−, John Willy & Sons, 1986b, pp. 216-230 多賀光彦・那須淑子, 『地球の化学と環境』, 三共出版, 1994, p. 145 Taylor, S.R., "Abundance of chemical elements in the continental crust: A new table", Geochimica et Cosmochimica Acta, vol. 28, 1964, pp. 1273-1285 富岡 昌雄, 『資源循環農業論−「リサイクリングの経済学」の試み−』, 近代文藝社, 1993, p.83 鶴巻道二, 地下水の水質形成, 『地下水汚染論−その基礎と応用−』, 地下水問題研究会編, 共立出版, 1991, pp. 40-63 U.N., Industrial Commodity Statistics Yearbook 1992 −Production and Consumption Statistics −, 1994 |