土壌・地下水汚染の健康リスク管理
Health Risk Management of Contaminated Soil/Groundwater
藤長愛一郎*1

吉岡眞輔*2

森澤

Aiichiro Fujinaga

Morisawa Shinsuke

昌徳*3

稔*2

Minoru Yoneda

譲*1

笹本Masanori Yoshioka

米田

Yuzuru Sasamoto

要旨
複数の有害物質で汚染された土壌や地下水による健康リスクを合理的に管理するために、健康リスクアセスメン
トを用いて健康リスクの管理濃度を設定する手法を提案・検討した。さらに、実際の汚染現場に本手法で設定したリスク管理濃度を適用し、手法の有用性を評価した。その結果、リスク管理濃度は、井戸水を飲料しない場合や工場用地の場合には、環境基準よりも緩和されるため、環境基準までは浄化が難しいとされている自然減衰法などの原位置浄化法の環境改善効果を正当に位置付けることができ、それらの適用範囲を拡大することができた。

キーワード：土壌・地下水汚染 健康リスク管理、複合汚染 リスク管理濃度

１．はじめに健康リスクアセスメントとは、まず、汚染現場の有害物質の濃度と曝露経路から摂取量を算定し、有害物質の毒性土壌・地下水汚染の有無の判定基準として、日本では環に基づいて、健康リスクを算出する（図 1）ことである。

境基準が設定されており、飲用する場合を想定した安全側の値が日本全域で一律に使用されている。環境基準を用い

媒体・曝露経路

ると、有害物質の調査さえすれば汚染の有無を判断できる

毒性というメリットがあるが、浄化対策を行う場合、現場の特性を考慮できないので過剰な対策となる場合があり、特に地下水有害物質コスト面で不合理な判断を強いられる可能性がある。一方、
図１

欧米のように現場ごとにリスクアセスメントを行って健康摂取量に応じた
健康リスク

土壌表流水

汚染現場における有害物質による健康リスク評価の概念図

リスクを評価すれば、現場の特性を考慮できるが、現場ごとにリスク評価の作業が必要となる。
そこで、現場に特異な条件をフロー図から選択すること

2.1 有害物質の摂取量によって、リスク管理濃度を設定する手法を考案し、実汚有害物質の摂取量を評価するためには、まず、汚染現場染現場に適用した。本研究では、トリクロロエチレン(TCE)における有害物質の地下水中濃度(Cw)、土壌中含有量(Cs)、および cis-1,2-ジクロロエチレン(cDCE)で汚染された現または川や湖沼などの表流水中濃度(CGW)を調査する。次い場を例に、汚染現場以外の不特定汚染源由来の大気中の有で、汚染現場における曝露特性に応じて、地下水、土壌、害物質（バックグラウンド）を考慮して、各有害物質のリ表流水の各曝露経路による摂取量を算定する。

スク管理濃度を設定し、汚染現場の管理について検討した。
なお、本研究は筆者らが2005年の報告1)で設定したリス
ク管理濃度を、現時点で得られる最新の毒性値、TCEの大気中濃度（バックグラウンド）、摂取量の計算パラメータを使用して、再評価したものである。

２．健康リスクアセスメント手法*1 大阪本店 土木技術部（環境グループ）

例として、有害物質を含む地下水を飲用する場合の摂取量 I (mg/(kg･日))の計算式を式(1)に示す2)。

I=

CGW ⋅ I W ⋅ Ef ⋅ Ed
Bw ⋅ At(1)

CGW ：有害物質の地下水中濃度 (mg/L)
IW ：飲料水の日摂取量 (L/日)
Ef ：摂取頻度 (日/年)
Ed：摂取期間 (年)Bw ：体重 (kg)
At：影響期間 (日)*2 京都大学大学院 工学研究科*3 兵庫県立健康環境科学研究センター

次に、各曝露経路を組み合わせた曝露ケースの摂取量をが大気中や食物中にも含まれることがある。それぞれの摂算定するために、各曝露経路の摂取量を合算し、健康リス

取量は微量であっても、他の媒体による摂取と重なったとクを評価する。

きには無視できない場合もある6)。よって、本研究ではTCEおよびcDCEの大気中のバックグラウンド値による健康リス

2.2 健康リスクの評価

クを土壌・地下水による健康リスクに加算した。

健康リスクのエンドポイントには、がんとがん以外の病

大気中のバックグラウンド値として、平成 16 年度の日

気とがあり、がん以外の病気の場合には、発病の閾値に安本全域 361 地点における 4,332 検体の平均値 7)（TCE 0.93

全率を見込んだ値(Reference Dose(RfD))と摂取量とを比μg/m3、cDCE データなし) を用いリスクを評価した。その較して、摂取量が RfD を超えなければ健康リスクに問題が結果、ハザード指標(HI)は 0.21、発がんリスク(Risk) はないとする。このことを数式で表わすと式(2)となる。

1.1×10-7 となった。ハザード指標は１未満で、発がんリスI
HI =RfD

クも受容できるリスクレベル 10-5 に比較して十分小さいの(2)で、バックグラウンド大気中の TCE による健康リスクは問題のないレベルといえる。

HI ：ハザード指標 (Hazard Index)
RfD：発病の参照用量 (mg/(kg･日))

４．リスク管理濃度の設定手法

すなわち、HI が 1 未満であれば、健康影響は発現しないとされる 2)。また、汚染現場に TCE や cDCE などの同類の有害物質が複数ある場合は、各有害物質の HI を加算して、そ4.1

汚染現場のリスク管理濃度の設定手順

リスク管理濃度を設定するためには、バックグラウンドを含めた総合 HI が 1 に相当する有害物質濃度を算出すればの合計値で評価する。
本研究では、TCE の HI は世界保健機構(WHO)が設定した

よいが、TCE や cDCE などの類似の有害物質がある場合は、0.00146 (mg/(kg ･ 日 ))3) を 、 cDCE に つ い て は 0.017

各有害物質に HI を割当てる必要がある（図２）。同じ種類(mg/(kg･日))4)を使用した。の有害物質であれば、リスクは単純和で表わすことが支持

また、発がんリスクについても、摂取量を用いて式(3)で各有害物質のリスク(Risk)を算出し、各リスクを加算しによる等分とできる。
以下では有害物質として、2 種類の揮発性有機塩素化合て総合リスク(RiskT)を算定する。

Risk = I × Sf

されている 7)ことより、各物質への HI の割当ては物質の数(3)物 (TCE および cDCE) を対象としたリスク管理について示す。この 2 物質が汚染現場とバックグラウンド大気中にあRisk：発がんリスク
Sf ：発がん係数(Slope factor) (mg/(kg･日))-1

気中の HI 値 0.21 を引いた値を 2 (2 種類)で除して、物質

RiskT が1×10-5 の場合は一生涯において発がんする確率毎の HI 受容値を (1-0.21)/ 2 = 0.40 とできる。そして、る場合は、 総合の HI の受容値 1 からバックグラウンド大が10 （10万人に1人）であることを示し、この値はWHOのその HI に相当する各物質の濃度を算出して、HI によるリ飲料水や日本の水道水質基準などを設定する際に受容できスク管理濃度とした。発がんリスクについても別途、生涯るとされた値である。

リスクレベル 10-5 に相当するリスク管理濃度の算出を行い、-5

本研究では、TCEの経口・皮膚摂取の Risk はWHOが設定した7.8×10-4 (mg/(kg･日))-1 3)を、肺からの吸入についてHI と RiskT に基づいて算出された 2 つの濃度の内、安全側の値、すなわち小さい方をリスク管理濃度とできる。

は1.46×10-3(mg/(kg･日))-1 5)を使用した。cDCEは発がん性HI の受容値の設定
・総合HI <1・バックグラウンドHI を差引く
・各有害物質のHI の割当て物質とされておらず、Sf が得られないのでRiskの計算からは除く。

３．土壌・地下水由来以外の健康リスク

曝露ケースの設定と摂取量の計算式の設定

健康リスクを正確に評価するために、有害物質の摂取量は、有害物質毎に全ての曝露経路が加算されるべきである。

算定された各媒体中濃度(C S ,C GW , C RW )＝リスク管理濃度

２.では地下水、土壌、表流水が媒体となる場合についての健康リスクを取り上げたが、実際の環境中では、有害物質

図２

HI に基づくリスク管理濃度の設定手順

次に汚染媒体ごとに汚染現場の条件に対応した曝露経

住宅地においては、地下水の使用状況、表流水の有無、路を設定し(図３)、曝露ケースごとの摂取量(I)を算定した。

表層土壌の露出の有無によって、曝露経路の組み合わせを

この I の計算式は、3 種の媒体中濃度(CS ,CGW ,CRW )を変数No.1～12 の 12 ケース設定した。また、工場または商用地とし、各変数に多数のパラメータが関係する数式で表されにおいては、地下水の飲料の有無、表層土壌の露出の有無る。この数式よりリスクの受容値（HI では 0.04）に相当す

によって、曝露経路の組み合わせを No.13～16 の 4 ケースる各媒体中濃度を得るために、土壌中－地下水中濃度およ設定し、合計で 16 通りの曝露ケースを設定した。

び表流水中－地下水中濃度の関係式を用いて 3 つの変数を摂取量は、地下水経路による摂取量 (W1～W5)、表流水1 つにして方程式を解き、リスク管理濃度とした（4.3 参照）。

経路による摂取量 (R1～R3)、および土壌経路による摂取量(S1～S5) をそれぞれの計算式 9)により算定した。その計算

曝露経路

汚染媒体
飲料水
井戸

経口摂取（W1）＋皮膚接触（W2）＋ 入浴中吸入（W3）
雑用水（入浴など）
皮膚接触（W2）＋入浴中吸入(W3)

ガス化

地下水

室内吸入（W4）＋室外吸入（W5）
泳ぐ

表流水
土壌の露出

土壌

経口摂取（R1）＋皮膚接触（R2）

魚図３

経口摂取（S1）+皮膚接触（S2）
肺吸入（S3）室内吸入（S4）＋室外吸入（S5）

ガス化

関するパラメータは基本的に米国のデータ 2)10)を使用した
が、体重 1 1 ) 1 2 ) 1 3 ) や寿命 1 4 ) については日本独自のデータを使用した。
そして、曝露経路ごとに算定した摂取量を、設定した曝露ケースに応じて加算し、曝露ケースの摂取量とした。

経口摂取（R3)

土粒子

式には、有害物質の性質、土質、人の体や生活様式などに各有害物質の HI は、各媒体中濃度(CS , CGW , CRW )を変数として、まとめた係数をそれぞれ kGW , kS , kRW として表すと、式(4)で表される。

HI = kGWi × CGWi + k Si × C Si + k RWi × C RWi

汚染現場の条件に対応した曝露経路(4)4.3 表流水中・土壌中濃度と地下水中濃度の関係式
4.2 曝露ケースの設定
選択した曝露経路の組み合わせにより、可能な曝露ケース（表１）を設定した。
表１

曝露経路の組合せによる曝露ケースの設定
井戸の使用状況
飲料水として使用(W1+W2+W3+W4+W5)

表流水の有無有+(R1+R2+R3)
無有
雑用水（入浴な +(R1+R2+R3)
住宅 ど）として使用(W2+W3+W4+W5)
無使用しない(W4+W5)

有+(R1+R2+R3)
無工場
・商用地

飲料水として使用(W1+W4+W5)
使用しない(W4+W5)

リスク管理濃度を算出するためには各曝露ケースについて、
式(4)中の表流水中濃度、土壌中濃度、地下水中濃度の 3

使用条件
用途

HI = 1 かつ RiskT = 10-5 に相当する有害物質濃度を得て、無（レジャー等に使用しない）

土壌の露出の有無
有 +(S1+S2+S3+S4+S5)
無 +(S4+S5)
有 +(S1+S2+S3+S4+S5)
無 +(S4+S5)
有 +(S1+S2+S3+S4+S5)
無 +(S4+S5)
有 +(S1+S2+S3+S4+S5)
無 +(S4+S5)
有 +(S1+S2+S3+S4+S5)
無 +(S4+S5)
有 +(S1+S2+S3+S4+S5)
無 +(S4+S5)
有 +(S1+S2+S3+S4+S5)
無 +(S4+S5)
有 +(S1+S2+S3+S4+S5)
無 +(S4+S5)

暴露ケース
No
12種の変数を１つにする必要がある。
そこで、土壌中濃度(CS )は有害物質の土壌への収着・脱着を考慮して、地下水中濃度(CGW )、有機炭素－水分配係数、および土壌の有機炭素含有率(f )のそれぞれの積で表わされる式(5)（非イオン性の物質に適用可能）を用いて計算した 15) 。

34CS (mg/kg) = Koc × f × CGW

5(5)CGW : 地下水中濃度 (mg/L)
Koc : 有機炭素－水分配係数 (L/kg)

67(TCE 166, cDCE 35.5 L/kg)16)

8f : 土壌の有機炭素含有率 (0.01 17)を使用)

910111213141516また、表流水中濃度 (CRW ) は、日本の排水基準が環境基準の 10 倍に設定されていることを参考に、希釈の割合を安全側に考えて、地下水中濃度 (CGW ) の 1/10 とした。
これらの濃度換算式を式(4)に代入すると、式 (6) が得られる。

0.4 = (k GWi + k Si × Koc i × 0.01 + k RWi × 0.1) × C GWi(6)

この式より各有害物質の CGW が算出でき、その値ががん以外の発病に関するリスク管理濃度になる。発がんリスク

図５に汚染源を除去した後の 1985 年からの揚水井、観測に関するリスク管理濃度についても同様に、算出できる。

井 A (揚水井からの距離 L = 0.35 km)、観測井 B (L = 1.24.4

リスク管理濃度の設定結果および考察km)、観測井 C (L = 2.7 km)の地下水中 TCE 濃度の経年変

前述のリスク管理値の設定手法を用いれば、複数の有害化を示す。揚水井戸の TCE 濃度は 1985 年以後、減少してお物質で汚染された現場のリスク管理濃度を設定することがり、汚染源を除去した効果が現れていることが分かる。年できる。TCE と cDCE の 2 種類の有害物質で汚染されているごとに季節変動を繰り返しているのは、雨による夏季の地現場の曝露ケースごとのリスク管理濃度を比較すると、最下水面上昇によって、地下水面近傍の土壌中に滞留してい小になるケースは地下水を飲用する場合で、TCE, cDCE のる TCE が地下水中に溶出する影響と考えられる。cDCE 濃度

リスク管理濃度はそれぞれ 0.01 mg/L, 0.1 mg/L と環境基については、TCE 濃度に比例しており、CDCE = 0.58×CTCE準(TCE 0.03 mg/L, cDCE 0.04 mg/L)と同程度になった。最で表わされる関係が成立していることが確認されている大になるケースは工場用地で地下水を利用せず、表流水が18)。

なく、土壌の露出もない場合で、TCE, cDCE のリスク管理
1

全体でみれば、井戸水を使用しない場合のリスク管理濃度は飲用する場合の 20～50 倍程度大きく、また工場用地の方が住宅地より 2～5 倍大きくなった。

TCE濃度 (mg/L)

濃度はそれぞれ 0.9 mg/L, 30 mg/L となった。曝露ケース

揚水井
観測井A
観測井B
観測井C

0.1

0.01

５．実汚染現場での事例研究
前述のリスク管理濃度の設定手法を実汚染現場に適用して管理濃度を設定し、リスク管理濃度を用いる管理の妥当性を考察する。

0.001
0 1(1985)

図５5.1 汚染現場の状況
1983 年に TCE および cDCE による地下水汚染が兵庫県太2345 6 7 8(1990)
経年変化

9 10 11 12 13 14(1995)

揚水井、観測井 A、観測井 B、観測井 Cにおける地下水中 TCE 濃度変化

子町で発見され、1970 年から月平均 12 トンの TCE を使用していた工場が汚染源として特定された。汚染源対策として揚水処理され、1985 年には汚染源となっている土壌を除去した。地下水は工場から南側方向に流れており、この地下水の流れに沿って TCE 汚染が広がっていた（図４）。

5.2

リスク管理濃度の設定

濃度変化の予測値をもとに、各井戸における健康リスクを評価し、各地域のリスク管理濃度について考察する。
5.2.1

曝露経路

表１で示した曝露ケースの内、代表的なケースとして以N工場
川

揚水井下に注目する。
ケース 7 ：住宅地で、地下水を雑用水として使用し、土壌表面が露出している場合

観測井A(揚水井からケース 12：住宅地で、地下水は使用せず、舗装がある場合
山

ケース 13：工場で、地下水を飲料水として使用し、土壌表の距離 L面が露出している場合=0.35km)
地下水の流れ観測井B(L =1.2km)

5.2.2

リスク管理濃度

4.1 では TCE と cDCE のそれぞれのリスクの受容値は均等に HI=0.40 としたが、この現場では cDCE の濃度は TCE 濃度の 0.58 倍であり、許容リスクの配分はこの割合に応じ、TCE:cDCE=1:0.58 とする。この配分を用いて算出したリス
観測井C (L =2.7km)

図４

汚染現場の概念図

ク管理濃度は表２のようになる。

現場での TCE と cDCE の濃度比を用いて算定した曝露ケース別の地下水リスク管理濃度
HI に関するリスク Risk に関すNo管理濃度

曝露シナリオ

住宅地+地下水(雑用水)
7+土壌露出
住宅地+地下水利用なし
12+土壌露出なし
工場+地下水(飲用)13+土壌露出
環境基準*)

るリスク管
理濃度**)

TCE

cDCE

TCE

0.20.160.30.2

90.04

0.02

10.030.040.03

1kb =0 (1/日) （微生物分解なし）
TCE濃度 (mg/L)

表２kb =2.5x10 -4

0.1kb = 5.0x10-4

実測値

0.01kb =2.5x10 -3kb =1.5x10 -3kb =1.0x10 -3

0.0010(1985)

有効数字１桁、２桁目を切り捨て。太字の値を採用。
*) HI の受容値は，(1- 0.21)/2 = 0.40**) Risk T の受容値は，10-5 - 1.1x10-7 = 9.9×10-6

図６2468

経年変化

10(1995)

揚水井における地下水中 TCE 濃度変化の予測結果

表２のケース 7 とケース 12 のリスク管理濃度は、同程度で TCE 0.2～0.3 mg/L, cDCE 0.1～0.2 mg/L となり、ケー5.3

数学モデルによる濃度変化の予測

自然減衰法による濃度変化を予測するため、地下水の二次元の拡散・分散に微生物分解を考慮できる U.S.EPA の解

1TCE濃度 (mg/L)

ス 13 については TCE 0.04 mg/L、cDCE 0.02 mg/L となる。

観測井Ａ実測値
観測井A計算値

0.10.01

観測井B実測値

析ソフト BioplumeⅢ 19)を使用して、数値解法により解析を行った。平田ら 18)の報告に基づき、流速は 2×10-4 cm/sec、
動水勾配は 0.004 m/m とし、有効間隙率は 0.2 と設定した。

観測井B計算値

0.0010(1985)

また、対象範囲は南北 3,300m×東西 900m、計算のメッシュは 150m×150m、境界条件は対象範囲外の水位（一定）、ス
テップ数は 100（10 年間では 0.1 年ごと）とした。

5(1990)

経年変化

1015(1995)(2000)

図７

観測井 A および観測井 B における地下水中 TCE 濃度変化の実測値と予測値

5.4

リスク管理濃度の適用

揚水井における地下水中 TCE 濃度変化の予測結果を図６に示す。微生物分解による一次反応速度係数(kb ) について
は、揚水井戸の実測値と kb を 2.5×10-4～2.5×10-3(1/日)1985 年に汚染源を掘削除去した後は、最も汚染されていの範囲で変化させた場合のシミュレーションを行い、実現る揚水井においても TCE 濃度が 0.5mg/L 程度に減少する。

象を再現するのに適切と考えられる値で、安全側の（濃度曝露シナリオをケース 7（住宅地で、地下水を雑用水とし減少を過大評価しない）値として kb = 5.0x10-4(1/日)を採て使用し、土壌露出あり）の場合、TCE のリスク管理濃度用した。

を表２より 0.2 mg/L とし、濃度変動を考慮して浄化目標を

観測井 A および観測井 B における地下水中 TCE 濃度変化の実測値と計算値を図７に示す。観測井 A の実測値は 1985年の初期値 0.2 mg/L から 6 年目までは季節変動を繰り返すだけで減少は見らないが、6 年後からは次第に減少している。一方、計算値は 5 年から 10 年までの期間には、濃度が減少しない結果となった。観測井 A の実測値が 6 年目まで減少しないのは、上流からの汚染流入が原因と考えられる。
また、観測井 B の実測値は 1985 年の初期値 0.1 mg/L から11 年目までは経年的に減少して 0.002 mg/L になり、その後、一旦 0.02 mg/L まで上昇し、その後減少している。計算値も経年的に減少しているが、11 年目以後は減少速度が低下しており、これは上流からの汚染物質の移流・分散による供給が原因と考えられる。

その半分の 0.1 mg/L とすると、4 年で目標を達成し、その後はモニタリング等で管理だけすればいいということになる。また、観測井戸 A では計算では 9 年、実際は 6 年で 0.1mg/L を満たし、観測井戸 B では計算では初年（初期値）、実際は 3 年で 0.1 mg/L を満たす。
よって、地下水の飲用利用がない、または飲用を中止することができれば、汚染源除去後 6 年で工場の南側（地下水下流）に確認されている TCE 分布地下水域は健康に影響を及ぼさないといえる。
以上の結果により、一定期間内に環境基準までの浄化を保証することが困難な自然減衰法も汚染浄化法として有効となり、この汚染現場の浄化技術として選択できることを、

この現場での事例評価により示すことができた。

環境センター技術ニュース, No.10, 2005
2) U. S. EPA : Risk Assessment Guidance for Superfund Volume

5.5

汚染現場にリスク管理濃度を適用する上での課題

全国的に土壌・地下水の環境を改善するためには、合理的に健康リスクを下げていく必要がある。そのためには土地利用の目的に対して過度な汚染対策は浄化事業を推進する上でプラスにはならない。研究者は科学的根拠に基づいたリスクを示すことに努め、為政者は住民に十分な情報を提供して、目的に応じた適切な浄化レベルについて説明し、汚染原因者は適切な汚染対策を行って住民の健康被害を防ぐ努力をすべきである。
ここで示したリスク管理濃度が採用されず、環境基準を満たす完全な浄化が求められる場合も考えられるが、本研究によって汚染現場が及ぼす健康リスクを把握した上で、健康リスクに影響のないレベルまで汚染を低減する対策

I, EPA/540/1-89/002, 1989
3) WHO : Trichloroethylene in Drinking-water, p.29,
WHO/SDE/WSH/05.08/22, 2005
4) WHO : 1,2-Dichloroethylene in Drinking-water, p.4,
WHO/SDE/WSH/03.04/21, 2003
5) WHO : Air Quality Guidelines - Second Edition, Chapter 5.15
Trichloroethylene, p.12, 2000
6) Fujinaga, A. et al. : Risk Evaluation of Human Health forExposure of Volatile Organic Compounds in Air by Using
U.S.EPA Risk Assessment Methodologies, 環境衛生工学研究
Vol.16, No.2, pp.5-15, 2002
7) 環境省環境管理局: 平成 16 年度地方公共団体等における有害大気汚染物質モニタリング調査結果について, 2005

を選ぶのか、それとも環境基準まで低減する対策を選ぶの

8) Berg, R. and Roels, J.M. : Risk assessment to man and theかという選択肢を社会へ提供できれば、汚染対策に費用対environment in case of exposure to soil contamination, Table

効果の概念も加わり、汚染現場が合理的に対策されていく

15, RIVM, the Netherlands, No.725201007, 1991と考えられる。

9) 藤長愛一郎ら: リスクアセスメントに基づいた土壌・地下水複合汚染の現場ごとの浄化目標値設定手法に関する検討, 土木学

６．おわりに会論文集

No.727/VII-26, pp.39-47, 2003

10) ASTM : Standard Guide for Risk-Based Corrective Action

本研究では、まず健康リスクアセスメントの概念を用いApplied at Petroleum Release Sites, pp.185-235, 1995て、TCE と cDCE で土壌・地下水が複合汚染された現場にお11) 厚生労働省: 平成 15 年国民健康・栄養調査報告, 第 13 表 身ける各有害物質のリスク管理濃度を設定する手法を提案し、長・体重の平均値及び標準偏差（性・年齢階級別）, p.150, 2003

実際の汚染現場に本手法を適用した。
その結果、一定期間内に環境基準までの浄化を保証することが困難な自然減衰法などの原位置浄化法の環境改善効
果でも、土地の使用条件を考慮したリスク管理濃度を目標に汚染対策を行うことで、汚染レベルを合理的に健康リスクに問題がないレベルにまで下げることができ、原位置浄化法の適用範囲が拡大することを示した。
この手法を用いて、一度、各有害物質について曝露ケースごとにリスク管理濃度を設定しておけば、汚染現場の特性に応じた管理濃度を用いて、汚染管理の枠組みをデザインすることができる。そして、このリスク管理濃度を用いて対策を行えば、がん発現の防止を含めた健康リスクをマネジメントするための汚染対策の意義を明示することができ、そのための汚染対策を幅広い対策技術の中から選択することも可能になると期待される。

12) 総務省統計局: 日本の統計 2005,第 2 章人口・世帯,2-4 年齢各歳別人口（平成 15 年）, 2005
13) 厚生労働省: 平成 17 年度「出生に関する統計」の概況,人口動態統計特殊報告,3(5)出生時の体重, 2005
14) 厚生労働省:日本人の平均余命, 平成 16 年簡易生命表, 1 主な年齢の平均余命, 2004
15) Schwarzenbach, R. P. et al. : Sorption, solid-aqueous
solution exchange, Chapter 11, Environmental OrganicChemistry, John Wiley & Sons, Inc., pp.268-269, 199316)Michigan Department of Environmental Quality :Toxicological Data Table. USA, 2000
17)地盤工学会 : 土質試験の方法と解説 (第一回改訂版), p.201,200018)平田健正ら：揮発性有機化合物に汚染された地下水の揚水処理による浄化,土木学会論文集 No.762/VII-31, pp.91-99, 200419)U.S.EPA : BIOPLUME III Natural Attenuation Decision

参考文献1) 藤長愛一郎ら：土壌・地下水汚染の健康リスク管理手法，土壌Support System, EPA/600/R-98/010, 1998