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国立環境研究所特別研究報告

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SR‑42‑ 2001

都市域 1
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の動態解明と大気質 1;:及lます影響評価 1;:関する研究(特別研究)
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2年度

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FY1998‑20cl6

狙立行政法人国立環境研究所
NATIONAL INSTITUTE FOR ENVIRONMENTAL STUDIES

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Report of Special Research from the National Institute for Environmental Studies, Japan  
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NATIONAL INSTITUTE FOR ENVIRONMENTAL STUDIES

特別研究「都市域における の動態解明と大気質に及ぼす影響評価に関する研究」

（期間

平成１０〜１２年度）

特別研究責任者：森田昌敏
特
別
研
究
幹
事：若松伸司・田邊潔・森口祐一

報告書編集担当：若松伸司・上原清・菅田誠治・田邊櫻井健郎・松橋啓介

潔・森口祐一・

序
本報告書は平成１０年度から１
２年度の３年間にわたって実施した特別研究「都市域における の動態解明と大気質に及ぼす影響評価に関する研究」の成果を取りまとめたものである。環境大気中に存在する （

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：揮発性有機化合物）は主要なものだけでも１００種類以上あり，光化学大気汚染の原因物質であると同時に，それ自身が有害である物質も多く，実態の把握が急がれていた。
本研究においては大気汚染物質として重要ではあるが，これまで研究が遅れていた の発生源把握に関する研究を中心に実施し，環境中での挙動解明も行っている。具体的には，発生寄与の大きい塗料・溶剤関連の発生量の精査を行うとともに，自動車からの発生量
を燃料供給系からの蒸発発生も含めて把握した。またトンネル調査結果を基に実走行状態での発生状況を調査した。これとともに，都市・広域スケールにおける の環境動態を，フィールド観測，数値モデル，風洞実験により解析・評価した。
本研究により の発生量の推定方法や主要発生源の実態ならびに環境影響の基本的な部分を把握することができたが，全体像の解明と今後の動態把握には更なる研究の継続が必要である。
本研究の成果が今後の都市大気環境改善のための研究の発展に役立てば幸いである。
本研究を進めるにあたり，研究所外の多くの方々からご助言とご支援を頂いた。ここに深く御礼申し上げます。
平成１３年９月
独立行政法人国立環境研究所





















































  理事長

合

志

陽

一

目
１

研究の目的と経緯

１．
１ 研究の背景…………………………………………………………………………………………………… １

……………………………………………………………………………………………………… １

１．
２ 研究の目的と実施内容

………………………………………………………………………………………… １

１．
３ 本研究で得られた成果の概要

２次

………………………………………………………………………………… ２

１．
３．
１ 排出量推計に関する調査・研究…………………………………………………………………… ２

１．
３．
２環境動態に関する調査・研究……………………………………………………………………… ４

１．
３．
３ 風洞実験による沿道大気汚染の研究

…………………………………………………………………… ５

研究の成果…………………………………………………………………………………………………………… ７


２．
１ の発生源別，成分別，地域別排出量に関する調査・研究
２．
１．
１排出量推計の問題点と本研究における推計対象…………………………………………… ７

………………………………………………… ７２．
１．
２ 塗料溶剤関連の 排出量推計………………………………………………………………………… ９２．
１．
３自動車排出ガス中の 等各種成分の排出量推計…………………………………………………… １１２．
１．
４ 自動車燃料供給系からの 蒸発排出量推計………………………………………………………… １４２．
１．
５ トンネル調査による自動車からの 排出係数の実態把握
………………………………………… １６２．
１．
６ 排出量の地域分布推計の試みと推計手法の今後の課題
２．
２ 環境動態とモデル評価に関する調査・研究
２．
２．
１ 成分の自動測定と地域比較………………………………………… １９…………………………………………………………… ２２

………………………………………………………………………… ２２２．
２．
２ 数値モデルによる都市大気汚染解析−関西地域における春季大気汚染と −
……………… ２３２．
２．
３ 数値モデルによる広域大気汚染解析−東アジアスケールの大気汚染と −
………………… ２４２．
３ 風洞による沿道大気汚染の実験・研究
………………………………………………………………………… ３２２．
３．
１ 道路幅，建物高さ，大気安定度による影響
……………………………………………………………… ３２２．
３．
２ 複雑な道路構造の影響に関する基礎的検討
……………………………………………………………… ３６２．
３．
３ 沿道大気汚染濃度分布の予測手法の検討
………………………………………………………………… ３８２．
４ 総括および研究展望 …………………………………………………………………………………………… ４３２．
４．
１まとめと今後の課題
２．
４．
２研究展望［資

……………………………………………………………………………………… ４３

…………………………………………………………………………………………………… ４６

料］
研究の組織と研究課題の構成…………………………………………………………………………………… ４９Ⅰ
１

研究の組織……………………………………………………………………………………………………… ４９２

研究課題と担当者……………………………………………………………………………………………… ５０
研究成果発表一覧………………………………………………………………………………………………… ５１

Ⅱ１

誌上発表………………………………………………………………………………………………………… ５１

２

口頭発表………………………………………………………………………………………………………… ５４

１ 研究の目的と経緯
気環境質に及ぼす影響を評価することを目的として，固1.1 研究の背景＊)

VOC（volatile organic compounds：揮発性有機化合物）

定発生源や移動発生源からの V O Cの排出量の推計にが大気環境に及ぼす影響の代表的なものとして，光化学関する調査・研究，VOC成分の測定システムの開発と大気汚染があげられる。光化学大気汚染は1940年代に米フィールドにおける実態把握調査・研究，風洞実験や国のロスアンゼルスにおいて顕在化したが，その対策は数値モデルを用いた発生源と環境濃度との関連性評価に現在に至るまで不十分であり，先進国のみならず途上国関する研究を３年間にわたり実施した。平成10年度，平の大都市において大きな問題となっている。

成11年度においては（１）固定発生源，移動発生源から

光化学大気汚染の主要な原因物質は窒素酸化物（NOx）のVOC排出量のマクロ推計調査（２）トンネル調査にと揮発性有機化合物（VOC）である。これらの汚染物

よる自動車からのVOC排出量の実態把握（３）フィー質が太陽からの紫外線のエネルギーを受けて光化学反応

ルド観測によるVOC環境動態の把握（４）モニタリンを起こしオゾンなどを生成させるが，このときに微小粒

グ・モデリングの研究を並行して行った。最終年度であ子も同時に発生する。このようにVOCは多くの大気汚る平成12年度においてはVOC発生源調査研究，フィール

染に深く関与しているが発生源の実態は良くわかっていド調査研究，モニタリング・モデリングの研究をとりまない。また， VOCは環境大気中に様々な形で存在し，とめた。またPM2.5・DEP研究に向けての予備的な調査，

主要な成分だけでも100種類以上にのぼる。それぞれの解析を行った。本特研の実施に当たっては，特別研究

成分間のオゾン生成ポテンシャルは100倍以上の開きが「輸送・循環システムに係る環境負荷の定量化と環境影ある。このためオゾンやエアロゾルの生成に及ぼす

響の総合評価手法に関する研究」（H８〜10），革新的環

VOCの寄与を定量的に把握するためには成分ごとの情境監視計測技術先導研究「大気有害化学物質監視用自動報が発生源と環境濃度それぞれに対して必要である。一連続多成分同時計測センサー技術の開発に関する研究」

方，VOCの中には，それ自身が人体に有害な物質もあ（H９〜11），JCAP＊＊)「大気質改善のための自動車・燃る。大気汚染防止法の改正によって有害大気汚染物質対料等の技術開発プログラム」（H９〜13）等の国立環境策が本格化し，ベンゼン等の汚染実態の把握とリスク評

研究所内外の関連プロジェクトとの積極的な連携をとっ価が急がれている。

た。

このようにVOCはキーとなる大気汚染物質であるが，具体的には，種々の V O Cの排出量の推計，現状の発生量，濃度分布と変動，汚染メカニズムなどに関する

NMHC測定器に代わるVOC多成分分析法による環境モ

体系的な研究がなされておらず，データの収集・蓄積ばニタリング，二次生成大気汚染に関するモデルの適用とかりでなく，適切なモニタリング頻度・地点数・配置な検証などを系統的に行い，VOC汚染と二次生成大気汚

どの判断や，発生源と汚染・リスクの関係の理解などに染の動態・実態を解明することによって，適切なモニタ資するためのモデル解析などの研究が必要とされていリングのあり方，VOC発生源対策の方向性などを明らる。特に都市域における実態把握が緊急に必要となってかにするとともに，モニタリングを補う実態把握方法をいる。

検討することを研究の目的とした。
VOCやこれに起因する二次生成大気汚染の実態・動態を解明するためには，VOC排出量の総量だけでなく，

1.2 研究の目的と実施内容
このような背景を踏まえ，本研究では VOC成分が大

その成分組成や空間分布の推計が重要である。VOCの揮発性有機化合物の総称がVOCであるが，VOC成分の中の反応性の低いメタンを除外した総称をNMVOC（non methane organicc o m p o u n d s）と言う。またメタンとメタン以外の化合物を一括して測定する方法としてメタン・ N M H C（non methaneh y d r o c a r b o n）測定器があるが，アルデヒドなどの含酸素化合物は計測されない。メタンと N M H Cの全体を T H C（t o t a lhydrocabon）または単にHCと言う。
＊＊） JCAP: Japan Clean Air Program.
自動車排ガスによる大気汚染低減のため，自動車と自動車燃料に関わる環境負荷低減技術の開発を，石油業界と自動車業界が協力して研究開発するプログラム。

＊）

― 1 ―

発生源として大きなウェイトを占める自動車について，

成分別の排出係数の推定を行った。

我が国における排出量の見積もりと，諸外国での値の間

これらの結果を踏まえ，本研究で詳細な推計対象としに大きな開きがあり，排気ガス以外のエバポエミッショ

なかった発生源も含め，排出推計の現状と主な課題をまン（燃料供給系統からの蒸発による排出）等を含めた正とめた。

確な排出実態の把握が必要とされている。そこで，自動車トンネルでのVOC計測を行い，実走行状態での排出（２）塗料・溶剤関連の排出推計係数を推定した。その他の発生源については，既存の排我が国において最大のVOC人為発生源と考えられて出係数の精査，地方自治体による化学物質使用実態調査

いる塗料溶剤の蒸発による排出量について，成分別，地結果，汚染物質排出・移動登録（PRTR）パイロット調

域別推計を試みた。従来の推計例では，塗料製造業によ

査データなどに基づいて VOCの排出係数を検討した。

る溶剤の種類別使用量を出発点とし，VOCの成分組成

VOC排出量の空間分布の推計に当たっては，活動量あは，大気中のVOC濃度実測データから推定していたが，たりの排出係数と，道路交通量や工業統計などの社会・この方法では，溶剤種類の変更や除去対策などの状況を経済活動量データとを組み合わせて地域ごとの排出量を反映しにくいこと，溶剤組成を正しく表現していないこ

推計するシステムを開発した。環境モニタリングについとなどの問題があった。そこで本研究では，推計の出発ては，VOC成分の中で重要な成分を40程度選び連続自動点を，需要産業別の塗料の生産量とし，塗料の使途を需分析し国内外の測定値を評価した。これらのデータや特要産業別，地域別に追跡する考え方を適用し，これに塗

別観測による立体分布データ，気象観測データ等を利用

料種類別の溶剤含有率，使用量，溶剤の成分組成を組みして，大気汚染シミュレーションモデルによる解析を行合せることによって，溶剤使用の実態をよりきめ細かにった。また風洞実験やモデル解析を行い局所，都市，広反映させることを試みた。出荷された塗料に含まれる溶域大気汚染のメカニズムを解析・評価した。

剤の量と，塗装時に希釈用および洗浄用に使用される溶剤の量を，塗料の用途ごとに推計した結果，VOCの発

1.3 本研究で得られた成果の概要

生量は90.9万トンと推計された。これらの大部分が大気

1.3.1 VOC排出量推計に関する調査・研究

中に排出されるが，一部は廃溶剤として回収・再生利用（１）VOCの発生源別排出推計手法の検討されたり，建屋から排出される際に燃焼処理される。そまず，従来の調査において対象とされてきた発生源ごの量を差し引いて，大気中への排出量を求めた結果，との推計手法を再整理するとともに，排出量の把握対象

82.5万トンと推計された。塗料の用途別内訳では建物，に大きな漏れがないかどうかを検討した。大規模固定発自動車，電気・金属などが上位を占めた。

生源については，今後事業者による排出量の把握・報告が進むと見込まれることから，本研究では非点源に力点（３）自動車排出ガス関連の排出推計をおくこととした。自動車起源の排出について，従来推

シャシーダイナモ試験等で得られた車種別排出係数に計対象とされてきた通常走行時の排気管からの排出に加基づいて通常走行時の排気管からのVOC等の排出量推

え，コールドスタート時の排出増加，アイドリング時の計を行った。本研究では，普通貨物車の重量区分別の走排出，燃料供給系からの蒸発による排出や未規制自動車

行量や，昼間の走行量と夜間を含む１日の走行量の比の寄与を加えて概算値を推計した結果，その寄与は従来（昼夜率）が車種別，道路種別に異なることなどを考慮の推計結果よりもかなり大きくなることが見込まれた。

することによって推計手法の改善を行った。車種別，燃そこで，本研究では，総排出量に占める割合が大きく，

料種別，道路種別の発生量を求めた結果， VOCには，既存の調査・推計の延長のみでは誤差が大きいと考えら

ベンゼンのように主にガソリン車から排出される物質

れるものの中から，①固定蒸発発生源のうち，塗料・溶と，ホルムアルデヒドのように，主にディーゼル車から剤関連 ②移動発生源のうち自動車排出ガス ③自動車排出される物質があり，後者の車種別寄与率は，NOxや燃料供給系からの蒸発発生の３分野について，成分別・粒子状物質（PM）の車種別排出寄与率と類似のパター

地域別の排出量推計を行った。また，自動車の走行時のンを示した。一方，ガソリン車からの排出が多い物質で排出について，自動車トンネル内外の実測濃度をもとに，は，排ガス規制の緩い軽貨物車からの排出が多いことが― 2 ―特徴であった。今回の詳細な推計対象には加えなかったで夏と冬に採取し，成分分析を行った40種のガソリン組

が，二輪車からの排出も多いと考えられ，実態把握が望成を基にして，製油所別系列別組成を考慮の上，都道府

まれる。VOC総量でみた場合も，ガソリン車とディー

県別に推定した。同時に，組成成分ごとのモル分率を算

ゼル車，乗用車と貨物車からほぼ同等の寄与がみられた

出し，物理化学計算の基礎データとした。

が，これは，軽貨物車などのガソリン車からの排出寄与

給油時ロスを例に，ガソリンからの蒸発量の月別推移の大きい物質と，大型のディーゼル車からの排出寄与のを見ると，気温の高い夏季には冬季の２〜３倍の排出量大きい物質が含まれるためである。また，道路種別の内となることが分かった。また，比較的蒸発量の少ない成訳結果からは，車種別排出寄与を反映して，ホルムアル

分ほど，季節差が大きい傾向が見られた。

デヒドでは，PMやNOxと同様，大型車の比率の大きい
幹線道路の割合が大きく，ベンゼンでは細街路からの寄（５）トンネル調査による自動車からのVOC排出係数の与も相対的に大きくなっていた。

実態把握

なお，走行している普通貨物車の平均車量は，大型車

自動車からのVOCの排出は，従来，総排出量のうちほど保有１台当たりの一定期間内の走行距離が大きいと10%強を占めるとされてきたが，本研究では寄与率がよいう性質を組み入れた結果，従来用いられてきた方法にり高い可能性が指摘されている。また，自動車の使用は比べて大きな値となった。排出量の推計値もこれととも人口の分布とある程度対応しており，影響への寄与は総により実態に近い値となっていると考えられる。平成９排出量への寄与に比べて高い可能性がある。さらに，化年度のVOC排出量の推計値は23.4万ｔとなったが，これ合物によって排出の状況や物理化学的な性質や毒性が違

は平成６年値の従来推計値25.1万tに比べて７％の減少

うため，個別化合物の排出情報が必要である。実走行にであった。NOx排出量が26％増であったことを考え合わ対応した車種別の排出係数（一台，単位走行距離当たりせると，従来の推計値が貨物車の車重の設定による過小の排出量）は，排出総量の推計や排出の抑制の検討に有推計であった一方で，この間の新型車への代替による用な情報であるが，日本では限られた報告しかなかった。

VOC排出係数の低下がみられたためと考えられる。

トンネル調査では，トンネルに出入りする空気中のVOC濃度と交通量とを測定し，その結果から，トンネ（４）自動車燃料供給系からのVOC蒸発排出量推計

ル内を走行する自動車からのVOCの排出実態を調べる

自動車に関連するVOC排出については，通常走行時ため，実際に道路を走行している形式・年式・整備状況の排気管からの排出だけでなく，駐車時などにおける車等が異なる多数の車両からの，平均的な排出状況を知る

両内の燃料供給系統からの蒸発による排出（エバポエミッ

ことができる。また，排気管からの排出以外の，車両内ション），自動車や給油施設へのガソリン供給時の蒸発の燃料供給系からの蒸発による排出も含めて把握できるによる排出の存在が指摘されている。本研究では，駐車点が優れている。本研究では，走行速度と車種構成とが中の気温変化に伴う燃料タンクの呼吸による排出（呼吸異なる二つのトンネルにおける調査結果を解析・評価しロス），自動車へのガソリン給油時における燃料タンク

た。トンネルAは市街地における対向各１車線の比較的からの排出（給油時ロス），ガソリンスタンドにおける短いトンネル（約350m）で，ラッシュ時には渋滞が見

ガソリン受入時の地下タンクからの排出（受入時ロス）られた。トンネルBは高速道路のトンネル（約1,200m）の３種の排出について，排出量を推計・把握した。

で，両方向各３車線の独立した構造のうち片方向につい

具体的には自動車保有台数，ガソリン販売量，気温のて調査した。

３つの統計情報を基礎として推計を行った。他の排出源

トンネルAの調査では，交通量は日中に多く，深夜かに関する推計手法開発と同様，詳細な地域分布の推計をら早朝にかけて少なかった。車種構成は比較的一定であ目指し，地域ごとにガソリン組成成分別の蒸発量の物理

り，ガソリン車が大部分を占めていた。平均車速は30〜

化学計算を行い，気温分布，地域別自動車保有台数，ガ50km/hの範囲であった。トンネルAで得られたVOC個

ソリンスタンド位置などの地域分布データを計算に用い別成分排出係数の中ではトルエンが最も高く，NMHCた。

の15%に相当した。トンネルBでは，平日と週末についガソリン組成は，本研究において札幌，東京，北九州て調査が行われたが，一日総交通量は同程度，総交通量― 3 ―が深夜２〜４時頃に最低となる変化パターンは共通してや，ガス状硝酸などの立体分布を把握することができいた。また，大型車両率は平日で高く週末に低かった。

た。

平均車速は76km/hであった。トンネルBにおいても，ト（７）関西地域における春季大気汚染とVOC

ルエンの排出係数がもっとも大きかった。
大型車両率が高いと排出係数が高い成分は，n-オクタ

関西地域においては冬季と共に，春季にも大気汚染のン，n-ノナン，1,3-ブタジエン，プロピレン，1-ブテン，

濃度が上昇する。この地域における高濃度汚染を解明す

1-ペンテン，スチレン，ホルムアルデヒド，大型車両率るために，数値モデルを用いた検討を行った。まず，が高いと排出係数が低い成分は2,2,4-トリメチルペンタ

1993年４月に実施した航空機観測等のデータベースを用

ン，2,3,4-トリメチルペンタン， 2-メチル-2-ブテンでいてモデルを検証し，このモデルを基に発生源が環境濃あった。日本における自動車からの VOCの排出係数に度に及ぼす影響を評価した。解析の結果，大阪湾周辺地

ついての情報は限られており，特にトンネルBでは，こ域の二酸化窒素汚染には大阪湾上の船舶から排出されたれまで国内ではほとんど情報のなかった化合物について

窒素酸化物が大きな寄与を及ぼしていること，二酸化窒の排出係数が得られた。両トンネルで得られた総交通量

素汚染の分布には大阪湾周辺の局地風循環の影響が大きに対する排出係数を，互いに，また，日本における台上

いことがわかった。また大阪平野周辺の丘陵・山岳地域

試験の結果および海外のトンネル調査結果と比較し評価においてオゾンの濃度が高くなる理由として，混合層のした。台上試験との比較では，トンネルA，Bともに化発達に伴う上空からのバックグランドオゾンが取り込み合物による値の大小の傾向は類似していたが，台上試験と，地上付近での一酸化窒素との反応によるオゾンの消のガソリン車とディーゼルエンジン車とのいずれよりも失が原因であることがわかった。

大きい排出係数が得られた。この差は，トンネル調査の数値実験から以下の結果が得られた。１）二酸化窒素

結果は，実際に道路を走行している，形式・年式・整備の生成過程を期間平均で評価するとモデル領域内からの状況等が異なる多数の車両からの，平均的な排出状況を

直接一次排出量の割合いが10％，モデル境界からの流入より反映していることによると考えられる。

量の割合いが40％，モデル領域内での反応による生成が50％であった。モデル領域内での反応による生成50％の1.3.2 VOC環境動態に関する調査・研究

内訳は+60％がオゾンとの反応による生成，-10％が光化（６）VOC成分の自動測定と地域比較学反応による消失である。２）大阪湾周辺地域の地上に炭化水素成分の実態に関しては発生源，環境濃度ともおけるオゾンのソースを期間平均で評価すると，光化学に経年的な変化を把握できるデータは極めて不十分であ反応による生成寄与が10％，バックグランドオゾンの寄る。このため，環境大気中におけるVOCの動態把握を

与が90％となっており，バックグランドオゾンの寄与が目的として，独自の開発した自動分析システムを用いて，圧倒的に大きい。３）発生源強度を変えた数値実験の結

関東地域等においてフィールド観測を実施した。また，

果によれば，モデル領域内の窒素酸化物排出の削減量と同一の自動分析システム関東地域とメキシコ市に設置し環境中の二酸化窒素濃度との間には線形関係が成立してデータを収集・解析し，地域的な特徴を把握した。メキ

おり，窒素酸化物排出総量の削減が二酸化窒素濃度の低

シコ市との比較測定の結果によれば，メキシコ市におけ減に効果的である。４）炭化水素発生源の発生量の削減

るVOC濃度は関東地域と比較して極めて高く，中でもは二酸化窒素の環境濃度の低減にはあまり貢献しない。

プロパン，ブタンは10〜30倍の値を示した。しかしベン５）二酸化窒素濃度に対するバックグランドオゾンの寄ゼン濃度に関しては関東地域とメキシコ市との間に大き与は大きいが，特バックグランドオゾンの濃度が低い場

な濃度差はなかった。共同フィールド観測のうち，1999

合に，その傾向が顕著である。

年の夏季は北太平洋の高気圧が北偏していたため大気汚染は低濃度で推移したが，モデル検証のためのデータ（８）広域大気汚染解析

セットを得た。冬季においては，大気汚染物質が蓄積し急速な経済発展による燃料消費の増加を背景に，東ア高濃度が出現するメカニズムを立体的に把握することがジアでは越境大気汚染が問題であり続けている。この越できた。また，今回の観測において初めてアルデヒド類

境大気汚染に関しての研究を実施した。本特別研究にお― 4 ―いては，現在もEPAで開発が続けられている第三世代のた点にある。本研究においてはレーザー流速計を用いて大気質モデリングシステム Models-3/CMAQを用いて市街地模型内部の強く乱れた流れ場を測定し，道路形状

EPAと共同で，東アジアにおける大気物質輸送の解析を（道路の幅，沿道の建物高さなど）や大気安定度と汚染実施した。解析項目は硫酸エアロゾル，オゾンの濃度分

濃度分布との関連を調べた。

布と，VOC発生源に関しての感度解析である。移動性の高低気圧の到来により，高気圧の後面で高濃度域が北（10）道路幅，建物高さ，大気安定度による影響

東方向に運ばれ，その後冬型の気圧配置が戻り朝鮮半島

道路幅・建物の高さ・大気安定度などの影響を観察し付近は北傾向の風となり高濃度域は南へと運ばれるこやすくするために，街並みを単純な形状のブロック（街と。このように，冬型の気圧配置が緩み，また強まるこ

区模型）で置き換えた実験を実施した。この基礎的な模とが硫酸エアロゾルやオゾンの輸送に関与していること

型のほかに実市街地の縮尺模型を用いた事例研究も実施がわかった。またオゾン分布のVOC排出量に対する感した。測定対象としては最近数年間の自動車排ガス測定

度実験を行った。計算にあたっては，中国大陸からの局測定結果でNO2またはSPM濃度が高く，道路構造が特V O Cの発生量として現状の推定値を用いた場合と，異でない交差点を選定し，縮尺1/300の模型を製作し実VOC発生量を半分に設定した場合の比較を行った。オ

験を実施した。

ゾンの月平均値でくらべると，両者の計算の濃度差は，実験の結果，次のことが明らかになった。１）道路幅差の大きいところでVOC発生量を半分に設定した場合が沿道建物の１倍から２倍程度のとき，ストリートキャの方が５ppb程度濃度が低くなっていた。差の大きい地

ニオンには建物とほぼ同じスケールの，安定な渦（キャ点で詳細に比べると，数ppbから20ppb程度日最高濃度がビティ渦）ができる。２）ストリートキャニオン内部の低くなっていることがわかった。

大気汚染濃度分布はキャビティ渦の強さや安定性によって変わる。例えば，道路の風下側の建物が周辺の建物よ（９）大気汚染濃度のトレンド

りも高く，キャビティ渦の勢いが強いときには濃度が低

大気汚染濃度の経年的な変化傾向を調べるために，20い。逆に，道路風下側の建物が周辺よりも低くキャビ

年間にわたるトレンド解析を行った。解析の結果，東京

ティ渦ができないときには濃度が高くなる。大気安定

首都圏地域や近畿地域等の大都市地域ばかりではなく，度の影響も同様である。キャビティ渦が強くなる不安定

全国的にオキシダントの年平均値が増加傾向にあること

成層時（晴れた日の日中）にはストリートキャニオン内がわかった。国設松江大気汚染測定局におけるオキシダ部の濃度は低く，逆転層が強くキャビティ渦の勢いが弱ントの経年変動も増加の傾向が認められ，これと共にナまるとき（晴れた日の夜間）に濃度が高まる。３）スト

イトレートの沈着量も増加傾向にあることがわかった。

リートキャニオン内部の濃度分布を簡易に予測できる改国設松江大気汚染測定局は全国の測定局の中でも，最も良SRIモデルを提案し，予測式のさらなる実用化への展窒素酸化物濃度が低い測定局の一つであり，近傍には大望を示した。

きな大気汚染発生源がないことから大陸方面からの移流（11）複雑な道路構造の影響に関する基礎的検討

大気汚染量が増加していると考えられる。

複雑な道路構造の影響を調べるために，二段階に分け
1.3.3 風洞実験による沿道大気汚染の研究て実験を行った。第一には交差点を中心とした幹線沿道

VOCの発生源として大きな比重を占める自動車排ガ

周辺市街地の濃度分布を広い範囲で立体的に測定し，沿スによる沿道大気汚染に関する風洞実験を実施した。自道大気汚染の周辺市街地への広がりを把握した。第二に動車排ガスによる大気汚染の濃度は，沿道周辺地域におは地上との高架道路との二重構造になっている道路断面

いて最も高くなる。特に，両側を高い建物にはさまれた内部の流れと大気汚染物質の拡散状況を測定し，二重構

谷間の道路（ストリートキャニオン）では，従来から局造化した道路における局所大気汚染濃度分布の現状の把所高濃度汚染の発生が懸念されながらも，大気汚染物質

握，高架道路の存在の有無による影響の評価，高架道路の拡散機構は明らかでなかった。この理由は主に，沿道の高さによる沿道大気汚染濃度分布の変化の把握などをにおける流れと拡散の場が複雑かつ多様で扱いにくかっ

実施した。

― 5 ―

交差点周辺市街地の濃度分布に関しては，周辺の建物

二には，建物側面下部からの汚染物質の流出が高架道路と気象との相互関連性を主に通風阻害による高濃度発生の存在によって増加し，このために地上付近の風速低下の関連で解析・評価した。二重構造（平面＋高架道路）

による濃度上昇が相殺されるためである。すなわち，高の道路断面における濃度分布に関しては，高架道路がス

架道がない場合，このケースでは建物高さと道路幅の比

トリートキャニオン内部の濃度分布に及ぼす影響を調べ

率は約1.4倍であり，ストリートキャニオン内には強いるために，高架道路の高さを現況，現況の1.5倍，現況

キャビティ渦ができる。このため，地上の汚染ガスはの２倍，高架道路なしの４段階に変えて道路断面内部のキャビティ渦によってストリートキャニオン内を循環濃度分布と流れ場を詳しく調べた。実験結果によれば，

し，均一化した後に道路の上部または建物側面から排出現況と高架道路なしの分布を比べると，地上付近の濃度される。一方，高架道路がある場合には道路面に強いキャ

分布には大きな差が見られなかった。これについては次ビティ渦が存在しない。このため，大気汚染物質は弱いの二つの理由が考えられる。第一には，ストリートキャ逆流によって風上建物下部に運ばれた後，強く撹拌されニオン内への新鮮空気の流入は風下建物の壁面近くの比ずに，濃度の高いままストリートキャニオンの隙間の建較的薄い層によって行われるので，高架道の存在影響を物端から風下に流出してしまう。以上の理由から，高架強く受けない。このために，ストリートキャニオン全体

道の存在によるストリートキャニオンの全体的な濃度上の換気量が高架道の存在によって大きく低下しない。第昇が少ないものと推察した。

― 6 ―近年，温室効果ガス排出量の国際的報告義務が課せられ自動車等の未規制自動車の寄与も大きいと考えられるたたのに伴い，温暖化前駆物質としてのNMVOC（非メタめ，自動車起源のVOC排出推計手法の修正が必要である。

ンVOC）の排出量推計が必要となった。一方，PRTR制

これら自動車関連の未把握の発生源についてJCAPに度の導入に伴い，ベンゼン，トルエン，キシレンなど，

よる調査等を参考に粗い推計を行った上で，従来の推計

個別物質の排出量推計も試みられるようになっている。

結果を一部更新したものと合わせ，発生源別のVOC排

しかし，炭化水素の排出量推計は，昭和50年代に光化学出量の概算値を推計した。その結果を図１に示す。この

大気汚染対策の基礎資料作成を目的に実施されたものを結果によれば，排出量に占める割合が最も大きいのは塗基に更新されてきているのが現状であり，排出推計手法

装における溶剤使用である。自動車起源の排出量は，推全般についての見直し，精度向上が課題となっている。

計対象の拡大の結果，全体に占める割合が従来推計の約

本研究ではまず，こうした調査において対象とされて13％から約22％に増加した。これらに次いで，全体のきた発生源ごとの推計手法を再整理するとともに，排出数％ずつを占める多種の発生源が存在すると考えられる量の把握対象に大きな漏れがないかどうかを検討した。

が，その形態やVOCの発生プロセスは多様であり，排石油精製や化学製品の製造などの大規模固定発生源（点出推計手法を改善するには，発生源種別に個別の調査が源）については，今後，PRTR制度の実施により事業者必要と考えられる。そこで，本研究では，総排出量に占による排出量の把握・報告が進むと見込まれることかめる割合が大きく，既存の調査・推計から延長推計されら，本研究では非点源（面的にひろがる小規模の発生源たデータでは誤差が大きいと考えられるものの中から，や自動車などの移動発生源）に力点をおくこととした。

①固定蒸発発生源のうち，塗料・溶剤関連（塗料・溶剤

自動車起源の排出量について，これまでは主に規制自動の製造および使用）②移動発生源のうち自動車排出ガス

車の排気管からの排出量を中心に推計がなされていた③自動車燃料供給系からの蒸発発生（固定蒸発発生源のが，これに加えてエバポエミッション（走行中や駐車時

給油施設および移動発生源である自動車燃料タンクからの車からの蒸発による発生），コールドスタート時の排の発生）の３分野について，成分別の排出量推計を試み

出増加が考慮されなければならない。また二輪車，特殊るとともに，排出量の地域分布推計を行うこととした。

図１ 発生源類型別VOC排出量割合の概算結果― 8 ―また，自動車の走行時の発生について，自動車トンネル
内外の実測濃度をもとに，成分別の排出係数の推定を行い，シャシーダイナモ試験等による従来の報告値との比較を行った。

2.1.2 塗料溶剤関連のVOC排出量推計
VOCの排出実態把握のために，我が国において最大の人為発生源と考えられている塗料溶剤の蒸発による排出量について，成分別地域別推計を試みた。
（１）排出推計手法
１）推計の基本的考え方
従来の推計例では，平成２年度に調べられた塗料製造
業による溶剤の種類別使用量を出発点として，これと需要産業別の塗料溶剤使用量伸び率から近年の使用量を推定し，需要産業別の溶剤使用量構成比によって各産業に配分していた。また，需要産業の活動量を示す指標で地

図２ 塗料溶剤関連のVOC排出推計フロー

域分布推計を行っていた。VOCの成分組成は，溶剤の成分組成ではなく，発生源周辺における大気中 VOC濃量，溶剤使用量などに関する調査研究を基礎データとし度実測値から推測した組成を用い，排出抑制対策によるて用いた。これは平成２年度データであるため，化学工

除去率は昭和58年度調査で得られた全用途一律の値を用業統計における種類別塗料生産量，日本塗料工業会によいていた。これらの方法では，需要産業ごとの溶剤種類

る用途別塗料販売量などの時系列データを用いて，フレーの違いや除去対策などの状況を反映しにくいこと，実際

ター法による収束計算で近年の用途別・種類別塗料生産に塗料に含まれる溶剤の成分を正しく反映していないこ量を推計し，その妥当性を業界ヒアリングにより確認した。

と，および一部でデータが古く精度が悪いことなどの問

この生産量と，用途別・塗料種類別溶剤含有率に関す題があった。

る平成２年時点の業界資料およびその後の動向に関する

そこで本研究では，図２に示すフローに従いより実態

関連業界（日本塗料工業会，大手塗料使用事業所）ヒアに即した推計を目指した。まず，推計の出発点を従来のリング結果から平成９年度における用途別・塗料種類別

溶剤使用量ではなく，需要産業別の塗料の生産量とした。

溶剤消費量を推定した。この際，塗料として生産・出荷

すなわち溶剤起源のVOCの排出は塗料の消費に付随すされたものに含まれる溶剤のほか，希釈・洗浄用の溶剤るという視点から，生産・出荷された塗料の使途を需要についても，塗料の用途・種類別に推定した。

産業別，地域別に追跡する考え方を適用し，これに塗料②MSDS（製品安全データシート），関連業界（日本

種類別の溶剤含有率，使用量，溶剤の成分組成を組み合塗料工業会，大手塗料使用事業所）ヒアリングなどによわせることによって，需要産業別の溶剤使用の実態をより，用途別・塗料種類別に溶剤の平均的組成を，トルエ

りきめ細かに反映させることを試みた。排出抑制対策に

ン，キシレンなど主要10数成分について推定した。このよる除去率も，産業別に与えるよう，業界へのヒアリン

組成と，溶剤消費量から，成分別の溶剤消費量を求めた。

グを行った。

③関連業界（塗装機器工業会，排ガス処理装置メー
カー，大手塗料使用事業所）ヒアリングにより，平成９２）全国排出量の推計方法

年度における排出抑制対策実施状況を考慮した大気排出上記の考え方に沿った推計方法の概略を以下に示す。

率を設定した。

推計は平成９年度を対象としたが，それ以前のデータし④以上のデータに基づいて，用途ごとに塗料の種類・か利用できない場合が多く，必要に応じて補正を加えた。

溶剤の成分別に全国における塗料溶剤の蒸発による①日本塗料工業会が行った用途別・種類別塗料生産

VOC排出量を推計した。

― 9 ―３）排出量の地域分布推計方法

荷額で市区町村に配分した後，メッシュ別土地利用別面

VOCやこれに起因する二次生成大気汚染の動態解明

積（建物用地）で３次メッシュに配分を行った。iii）自のためには，上述の成分別発生量とともに，発生量の空動車補修：市区町村別自動車保有車両数およびメッシュ

間分布の推計が重要である。そこで，以下の方法を用い事業所統計自動車整備事業者数で３次メッシュに配分して，塗料需要産業の活動量を示す指標から排出量の地域

た。iv）家庭用：メッシュ夜間人口で直接３次メッシュ

分布を推計した。

に配分した。v）路面表示：道路統計年報の道路事業費①平成２年および７年の産業連関表による塗料の産出（舗装新設・補修）で都道府県に配分し，メッシュ別道

先別金額と日本塗料工業会による用途別塗料販売量との路面積（DRM（デジタル道路地図）をメッシュ分割し，対応関係を考慮し，さらに産業連関表の部門分類と工業

メッシュ内道路延長および車線数から算出した）で３次

統計の業種区分の対応表を介して，日本塗料工業会におメッシュに配分した。

ける用途区分と工業統計・事業所統計の業種区分の関連づけを行った。

（２）結果と考察②上記結果と，工業統計（都道府県・市区町村別原材

平成９年度の塗料の出荷量の推計値は約220万トンで料使用額）に基づいて，製造業関連塗料について用途別あり，用途別では，建物（61万トン），自動車（新車36

溶剤成分別VOC排出量を地域（市区町村）に配分した。

万トン＋補修11万トン），電気・金属（27万トン）など

これをさらにメッシュ事業所統計（該当産業従業者数）が上位に位置する。塗料の種類別では，溶剤型の合成樹で３次メッシュ（経緯度により区分された約１km×１

脂塗料が約100万トンを占める。出荷された塗料に含まkmの格子）に配分した。

れる溶剤の量と，塗装時に希釈用および洗浄用に使用さ③建物，構造物，自動車補修，家庭用，路面表示等のれる溶剤の量を，塗料の用途ごとに推計した結果，その用途による排出については，以下の方法で３次メッシュ

総量は90.9万トンと推計された。これらの大部分が大気に配分した。i）建物：建築統計（補修用途は，産業連中に排出されるが，自動車製造業や工業製品製造業など

関表から新築の1/3以下となり比率が低いことを確認し，では，排出抑制対策のために一部は廃溶剤として回収・対象から除外）による市区町村への配分，メッシュ夜間再生利用されたり，建屋から排出される際に燃焼処理さ人口による住宅分，およびメッシュ昼間人口によるオれる。その量を差し引いた大気中への排出量は82.5万ト

フィス分のメッシュへの配分を行った。ii）構造物：橋

ンと推計された。図３および４に，それぞれVOC排出梁，土木とプラントの用途構成比を産業連関表から２：量の塗料用途別内訳と溶剤成分別内訳を示す。塗料出荷１と推定し，前者はメッシュ別土地利用別面積（幹線交量と同様に，用途別では建物，自動車，電気・金属など

通）で直接３次メッシュに，後者は，工業統計総工業出が上位を占める。成分別では，従来の推計方法に比べて，

図３ 塗料用途別の溶剤起源VOC排出量

図４ 溶剤成分別VOC排出量― 10 ―

キシレンの比率が高目に得られたが，これは，「PRTR試験による測定値が実際の使用条件下による排出量よりのための塗料標準組成表」において，溶剤中のキシレンも過小となる要因もいくつか指摘されてきた。そのひとの構成比が高かったことによる。溶剤の成分構成比につつは，エンジン始動直後，とくに低温時において，排ガ

いて，本推計では，資料や業界ヒアリングをもとに設定

ス処理装置の触媒が十分に機能しない段階で生じる，いしたが，その値の妥当性については，実際の塗料の分析

わゆるコールドスタート時の排出増加である。また，とや発生源における排出濃度との比較等によって検証する

くにVOCについては，排気管からの排出だけでなく，必要がある。

エバポエミッション（車両内の燃料供給系統からの蒸発

なお，従来のNMHC（非メタン炭化水素）排出推計

による排出）の存在が指摘されている。

では，平成６年度の溶剤消費総量は90.1万トン，全国一

そこで本研究では，排気管からの排出について，シャ律除去率−7.46％を考慮した総排出量は83.4万トンとさシーダイナモ試験による車種別排出係数と走行量に基づれており，全体として大きな変化はおきていないようで

く排出量推計の精緻化を行い，従来の推計法との比較をある。なお，適用した地域分布推計手法の性質上，人口，行った。また，エバポエミッションの寄与，および燃料産業の集中地域で溶剤起源のVOCが集中して排出され給油施設で生じる蒸発エミッションについては，次項る結果となっており，組成についても地域間で多少の偏（2.1.4）で扱う。なお，コールドスタート時の排出増加りがある結果となった。

については，JCAPプロジェクトで詳細に調査されていることから，本研究では対象外とした。

2.1.3 自動車排出ガス中のVOC等各種成分の排出量推（２）通常走行時の排気管からのVOC等の排出量推計

計（１）自動車排出ガス原単位，排出総量推計の現状

ここでは，シャシーダイナモ試験等で得られた車種別

自動車排出ガスはさまざまな大気汚染物質の重要な発排出係数に基づいて，国全体の排出量および地域分布を生源である。我が国では，自動車排出ガス中の VOCに推計する手法について述べる。本研究では，VOCの総ついてはHC（総炭化水素）として排出規制が行われ，量および主要成分を求めるためにこれを適用するが，推環境濃度のモニタリングもHCあるいはNMHCとして測計手法自身は汎用性があり，車種別・速度別排出係数が定されている。光化学オキシダントの生成要因物質とし得られていれば，NOxや粒子状物質（PM）などの排出て，自動車排ガス起源のHCの排出量やその成分構成に

推計にも利用できる。排出係数からの「積み上げ」に基ついて，従来から調査研究が行われてきているが，HCづく方法が過小推計になる要因を検討し，本推計では，とVOCとが必ずしも明確に区別されていない場合が多い。

普通貨物車の重量区分別の走行量や，昼間12時間の走行

自動車排ガスの各種成分の排出規制は，特定のテスト

量と夜間を含む24時間の走行量の比（昼夜率）が車種別

モードでの排出係数（走行距離あたりの排出量）についに異なることなどを考慮することによって推計の改善をて実施されているが，実際の排出係数は走行モードに大行った。また，こうした係数を地方区分別に設定して推きく依存する。実走行モードのシャシーダイナモ試験に計を行うことで，排出量分布推計をより正確に行うこと基づく排出係数を用いた規制物質等の排出量の全国レベを目指した。

ルでの推計が，環境庁により行われ，平成10年に平成６年までの推計値が報告されている。この報告では，シャ１）方法

シーダイナモ試験で実測されたCO2 排出係数に基づく全①道路交通センサス全国データより，８車種別昼夜間

国の自動車排ガス起源のCO2 排出量と，自動車用燃料消別に走行台キロの推計を行った。12時間調査区間につい費量の統計値から推計されたCO2 排出量の比較が行わても，道路種別による昼夜率の差異を考慮して８車種別

れ，前者が後者の約70％と，過小となることが指摘されに夜間交通量の推計を行った。

ている。このことは，VOCやNOxなどについても，同様②自動車輸送統計年報による全国走行量と道路交通セの推計手法を適用すると過小予測となる恐れがあること

ンサスで得られた幹線道路走行量の差から，細街路におを意味する。

ける走行量の推計を行った。その際，自動車輸送統計は

一方，このこととは別に，こうしたシャシーダイナモ

一部の特種車の走行量データを含まないため，諸分類別― 11 ―

自動車保有車両数統計より消防車や非貨物特種車等の走を含めたトンキロに変換した。

行量を推計した。

④センサス交通量，細街路交通量それぞれについて，③同一の車種区分に多様な車格の車が含まれ，排出係20車種別に速度の関数として求めた排出係数（平成10年

数が台キロ当たりではなくトンキロ当たりで与えられる３月末時点での車齢構成に基づく）を乗じて，排出量を「普通貨物車」について，走行量からみた平均的な車重推計する。排出係数は，既存研究・調査 から一部未公を設定した。まず，普通貨物車を営業用，自家用各々に表を含む生データの提供を受け，全観測データから最小

ついて，保有台数の車重別の分布を参照して大型，小型

二乗法により独自に関数を求めた。対象物質は，HC総に２分し，自動車輸送統計年報による輸送トン数，輸送量およびVOCの個別成分のうちホルムアルデヒド，ベ

トンキロに合うように，大型，小型別に年間平均走行距

ンゼン，1,3ブタジエンの３物質とした。また，従来の離を求めた。この際，車両の自重と積載能力の関係，積

推計値との比較のためNOx，PMについても推計を行っ

載率の実績を用いて，貨物の輸送トンキロを車量の自重た。VOC排出推計を図５に示す。

1)

図５ 自動車排気ガス起源のVOC排出推計フロー
表３ 道路種別・車種別ベンゼン排出量（単位：t）― 12 ―

２）結果と考察排出が多いことが特徴である。ここでの推計対象には加推計結果は，表３に例示するように，車種別，燃料種

えなかったが，二輪車からの排出も多いと考えられ，実別，道路種別に得られる。図６は，上記の対象について態把握が望まれる。1,3-ブタジエンについては，ガソリ推計された排出量の車種別寄与を示したものである。車

ン車／ディーゼル車，乗用車／貨物車の双方からの寄与

種は道路交通センサスの貨客車と小型貨物車を統合したが見られたが，推計の基となる排出係数の測定に困難な

７車種区分で示している。VOCには，ベンゼンのよう点があると考えられており，他の物質に比べて推計の精に主にガソリン車から排出される物質と，ホルムアルデ

度は低い。VOC総量でみた場合も，ガソリン車とディー

ヒドのように主にディーゼル車から排出される物質があ

ゼル車，乗用車と貨物車からほぼ同等の寄与がみられる

り，後者の車種別寄与率は，NOxやPMの車種別排出寄が，これは，先に述べたとおり，軽貨物車などのガソリ与率と類似のパターンを示す。一方，ガソリン車からのン車からの排出寄与の大きい物質と，大型のディーゼル

排出が多い物質では，排ガス規制の緩い軽貨物車からの車からの排出寄与の大きい物質が含まれるためである。

図６ 物質別車種別排出比率

図７ 物質別道路種別排出比率― 13 ―

一方，図７は，道路種別の内訳を示したものである。
上記の車種別排出寄与を反映して，ホルムアルデヒドで引き去った上で，同様の推計を行った方が，より妥当な推計となると考えられる。

は，PMやNOxと同様，大型車の比率の大きい幹線道路の割合が大きく，ベンゼンでは細街路からの寄与も相対2.1.4 自動車燃料供給系からのVOC蒸発排出量推計
ここでは，自動車や給油施設へのガソリン供給時や駐的に大きくなっている。
なお，走行している普通貨物車の平均車重は，大型車ほど保有１台当たりの一定期間内の走行距離が大きいと車時に蒸発により排出されるVOCの推計を行った。
（１）方法

いう性質を組み入れた結果，従来用いられてきた保有台

駐車中の気温変化に伴う燃料タンクの呼吸による排出数ベースの平均車重や東京都内におけるナンバープレー（呼吸ロス），自動車へのガソリン給油時における燃料タ

ト調査に基づく方法に比べて大きな値となった。排出量

ンクからの排出（給油時ロス），ガソリンスタンドにおの推計値もこれとともにより実態に近い値となっている

けるガソリン受入時の地下タンクからの排出（受入時ロと考えられる。平成９年度のVOC排出量の推計値は23.4ス）の３つの排出について，推計・把握した。なお，呼万トン，となったが，これは平成６年値の従来推計値

吸ロス等の対策としての自動車のキャニスター，受入時25.1万トンに比べて７％の減少であった。NOx排出量がロス対策としてのベーパーリターンについては，その効26％増であったことを考え合わせると，従来の推計値が率および装備・活用率などから，十分な排出防止効果が貨物車の車重の設定による過小推計であった一方で，こ得られていないと考えられるため，考慮しないことにしの間の新型車への代替によるVOC排出係数の低下がみた。推計フローを図８に示す。推計の基礎データとして，られたためと考えられる。

自動車保有台数，ガソリン販売量，気温，ガソリン組成

本研究による自動車走行時の排ガス推計手法は，車種などを用い，他の発生源に関する推計手法開発と同様，

別・速度帯別の排出係数が得られれば，他の物質につい

環境動態モデルへの入力データとして用いられるようても適用可能であり，自動車交通に起因する大気環境負に，詳細な地域分布（３次メッシュ単位）を求めた。

荷物質の排出推計手法として利用することができる。こ自動車保有台数は，市区町村別車種別業態別自動車保こでは，全国推計を行ったが，地方ブロック別に自動車有台数と燃料別車種別自動車保有台数を用いて，地域別

輸送統計データを生かした推計を行うこともできる。ま燃料別車種別業態別自動車保有台数を算出した。
さらに，た，大型車の通行が特に多い高速道路の交通量を始めに３次メッシュ人口を用いて，この結果を３次メッシュに

図８ ガソリン蒸発起源のVOC排出推計フロー― 14 ―

配分し，車種別業態別平均ガソリン給油量を用いて呼吸じて給油時ロス排出量，地下タンク温度を15℃と仮定しに関係するメッシュ別ガソリンタンク容量を求めた。

て求めた蒸気密度に販売量を乗じて受入時ロス排出量をガソリン販売量については，都道府県別系列別ガソリ算出した。また，最低気温から最高気温に気温上昇する

ン販売量を，ガソリンスタンド位置情報を用いて３次メ

につれて，ガソリンタンク空間内のガソリン蒸気の膨張

ッシュに配分した。ガソリンスタンド位置情報は，電話およびガソリン蒸気圧の上昇が起こってタンクから漏出帳に基づいて作成された市販のガソリンスタンドデータ

する蒸気量を呼吸ロス排出量として計算した。

（73,000件あまり）から，名称や位置情報を用いて，事この計算方法の妥当性は，実験で求められたガソリン

務所や重複するデータを取り除き，通産省統計とほぼ一組成と，温度を０〜40℃に変化させた場合の蒸気組成お致する50,000件程度に絞り込んだものを用いた。ガソリ

よび密度の報告値 を用いて，概ね±10〜20％の誤差でン組成は，本研究において札幌，東京，北九州で夏と冬あることにより確認した。

2)に採取し，成分分析を行った40種のガソリン組成を基にして，物流センサスなどを利用し，製油所別系列別組成（２）結果と考察
図９に計算された３種の排出量の全国合計の月別変化を考慮に入れた都道府県別の平均組成を推計した。
気温はアメダス観測点における月別平均気温の最近10
年間平均値を用いて３次メッシュに補間した。

を示す。また，図10に，２月と８月の給油時ロスの組成比率を示す。給油時ロスは，気温が高くなるほど大きく，これらのデータから，以下の手順で排出量を計算した。

夏季には冬季の２〜３倍となることがわかった。またこ

３次メッシュ毎に該当する気温でのガソリン組成成分毎の排出は地域による気温差によっても大きく異なっていの蒸気圧をアントワンの式で計算した（アントワン定数

た。また，図10の例から明らかなように，排出組成は，およびその推定値を使用）。ラウールの法則を用いて，

C4，C5の低沸点化合物が常に大半を占めるが，高沸点

ガソリン中の組成成分のモル分率と上記で計算された純の比較的蒸発量の少ない成分ほど，季節差が大きい傾向

物質の蒸気圧から，気相における組成成分の分圧を計算があった。受入時ロスは，地下タンク温度，ローリーかした。全圧は，計算することのできた組成成分の分圧のら補給されるガソリンの温度などで微妙に変わると思わ合計を，それらのガソリン中のモル分率の合計（計算カれるが，十分な情報が得られず，地下に15℃でたまってバー率）で割り戻して推定した。平均気温で求められたいた蒸気が押し出されるとして仮に計算したため，月別

蒸気圧を密度に換算し，メッシュ別ガソリン販売量を乗

販売量の変化に相当する変化だけが見えている。呼吸ロ

図９ 受入時・給油時・呼吸ロスの月別推移― 15 ―

図10 給油時ロスの蒸気組成の例

スは，平均給油量の半分の空きを残してタンクに市販ガ

2.1.5

トンネル調査による自動車からのVOC排出係数

ソリンが入っているとして計算した。この排出量は，気の実態把握

温の高さだけでなく，気温差の大きい月に大きくなって（１）背景と目的いた。なお，実際には，ガソリンの低沸点成分が蒸発で自動車関連の排出は，VOCの主要な発生源の一つと失われて，日に日に呼吸ロスが減ると考えられることか考えられ，日本においてはNMVOCの総排出量のうち

ら，この計算は，過大推計になっていると思われる。

10%強を占めると推定されてきたが，この推定の精度は以上のように，若干推計精度を向上させる工夫がまだ高くなく，本研究では寄与率がより高い可能性を指摘し必要とされるものの，季節別，地域別（３次メッシュ），ている。また，自動車の使用は人口の分布とある程度対成分別にかなり変化するガソリン蒸発排出量を詳細に推応しており，影響への寄与は総排出量への寄与に比べ高計することができた。従来のガソリン蒸発排出推計は，

い可能性がある。したがって，自動車からのVOCの排NMHCトータルとして，昭和50年に実測から出された出に関する情報が求められている。化合物によって排出排出係数受入時ロス1.08kg/kl，給油時ロス1.44kg/kl にガの状況や物理化学的な性質や毒性が違うため，詳細な評

ソリン販売量を乗じて求められてきた。この方法では，価には個別化合物の情報が必要である。実走行に対応し受入時ロス 5.82万トン，給油時ロス 7.75万トン，合計

た，車種別の排出係数（一台，単位走行距離あたりの排13.57万トンとなるが，本研究では，受入時ロス約5.6万出量）は，排出総量の見積もり，および排出の抑制を考

トン，給油時ロス約6.2万トン，合計約11.9万トンである。

えるにあたり，有用な情報となるであろう。しかしなが受入時ロスは前述の簡略な仮推計であるが，給油時ロスら，VOCの実走行状態での排出係数については，トン

は，気温の地域差を考慮したため，より妥当な推計となっネル調査や台上試験によって海外では調べられてきていていると考えられる。

るが，日本では報告が限られていた。

なお，ガソリン蒸発は，その排出要因から明らかなよ自動車由来の排出物質を調査するいくつかの方法のう

うに，人口集中地域およびガソリンスタンドが立地する

ち，トンネル調査とは，実際に使われている自動車トン

幹線道路沿いに著しく偏った分布をしていた。

ネルで，トンネルに出入りする空気中のVOC濃度と交通量とを測定し（数時間〜数日程度），その結果から，トンネル内を走行する自動車からのVOCの排出を調べる方法である（図11）。実際に道路を走行している，形
式・年式・整備状況等が異なる多数の車両からの，平均― 16 ―

排出係数を用いて，車種ごとの交通量より，トンネルA
での窒素酸化物の排出係数を推定した。次に，VOCお
よびN M H Cの排出係数を，窒素酸化物に対する濃度（差し引き濃度）比から算出した。なお，結果の算出には，トンネル内濃度と外気濃度の比を検討し，すべての分析項目について十分な信頼性が得られていると判断した５つの測定時間帯の値を用いた。

２）トンネルB
トンネルBは高速道路のトンネル（約1,200m）であり，両方向が独立しており各３車線ある。その片方向について調査した。トンネル両端近くに設定されている換気所の吸気口と排気口で空気を採取した。平日と週末とに，

図11 トンネル調査の概念図（トンネルB）
送気量Vin ，排気量Vout，一定時間内の通過交通量Tmix，送気と排気中の物質濃度CbgとCex，トンネル長Lを用いて排出係数を計算する。

１時間あるいは２時間の採取を各10回ずつ行った。同時に，自動計測（大型および小型の２車種区分）および目視（７車種区分，一部の時間帯）にて交通量を記録した。

的な排出状況を知ることができる点，また，排気管からトンネル換気条件は，排出係数の算出が適切に行えるよの排出以外の，燃料の蒸発による排出も含めて把握でき

うに設定した。分析対象は85種類の個別VOCである。各る点が優れている。

採取時間帯ごとに濃度と換気量からトンネル内での排出以上を踏まえて，日本における実際に走行している車量を算出した。この排出量と総交通量の比を取るか，排両からのVOCの排出係数を，トンネル調査によって求出量を交通量で回帰することで排出係数を算出した。まめることを目的とした研究を行った。

た，大型車両および小型車両からの排出特性の差を検討するために，総交通量に対する排出係数の，大型車両率（２）方法（全車両数に占める大型車の比率）に対する関係を検討

調査対象には，首都圏の都市域から，走行速度と車種構成とが異なる二つのトンネルを選定した。

した。なお，結果の算出には，欠測等がなかった14（アルデヒドについては10）の測定時間帯の値を用いた。

１）トンネルA

いずれのトンネルでも試料はキャニスター（容器）にトンネルAは市街地における比較的短いトンネル（約採取し，ガスクロマトグラフィー・質量分析法によって350m）で，両端の出口の50~100 m先には信号がありラッ測定した。ただし，アルデヒド類は，2,4-ジニトロフェ

シュ時には渋滞が見られる。トンネル内は対向各一車線

ニルヒドラジン-シリカ吸着管に採取し，吸光光度検出

で，車線を隔てる壁はない。トンネル両端の上部および器を装着した高速液体クロマトグラフで，非メタン炭化

トンネル中間部で，連続した24時間に２時間の試料空気

水素は，テドラーバッグに採取し，水素炎イオン化検出の採取を12回行った。同時に目視によって10車種区分で器を装着したガスクロマトグラフで，それぞれ測定し交通量を記録した。空気の収支については情報が得られた。

なかった。分析項目は，一酸化炭素，窒素酸化物，非メタン炭化水素（ NMHC）と10の個別VOC（図12参照）
である。

（３）結果
１）トンネルA

排出係数の算出は次のように行った。トンネル内の濃交通量は２時間当たり両方向合わせて334~2,586台の度からトンネル外の濃度を差し引いた値がトンネル内の範囲であり，日中に多く，深夜から早朝にかけて少な排出に対応する。ここで，排出係数がよく調べられていかった。車種構成は全時間帯・両方向を通じて比較的る窒素酸化物の値を基準にして，濃度比から排出係数を一定であり，ガソリン車が大部分（85%程度）を占める推算した。すなわち，文献中の車種ごとの窒素酸化物のと推定された。平均車速は採取時間帯ごとにおよそ― 17 ―

図12 代表的なVOCについての総交通量に対する排出係数とその比較
トンネルAで排出係数を得た化合物（VOC）と，トンネルBで排出係数を得た化合物のうち排出係数の大きい方から10化合物とのどちらかに含まれるものを示した。トンネルAではブタン，イソペンタン，2-メチ
ルペンタン，プロビレン，1-ブテンの値は得られていない［桜井ら，大気環境学会誌 35巻，343頁］。ト
ンネルBでは，エチルベンゼン，m-/p-キシレン，o-キシレンの値は得られていない［星ら，第40回大気環境学会年会講演会要旨集 451頁を一部修正］。台上試験えは1,3-ブタジエン，ベンゼン，トルエン，スチレ
ン，エチルベンゼン，m-/p-キシレン，o-キシレンについて平均車速46km/hの走行モードの値を示した［泉川ら，東京都環境科学研究所年報 1999，159頁］。Gubristトンネルについては，ベンゼン，トルエン，
スチレン，エチルベンゼン，m-/p-キシレン，o-キシレン，1,3,5-トリチルベンゼン，1,2,4-トリメチルベン
ゼンの値が報告されていた［Staehelinら，The Science of the Total Environment 169巻，141頁］。いずれの報告もm-キシレンとp-キシレンは分離しない測定法が用いられているので合計値として表示した。

30~50 km/hの範囲であった。

末は全体的な傾向としては平日と類似していたが，日曜

トンネルAで得られた10化合物の排出係数を図12に示日の経時変化は平日と異なる部分もあった。自動計測値

した。測定した個別VOCのうちではトルエンが最も高には目視計測値に対して若干の系統的な誤差が認められ

く29 [mgveh-1 km-1]であった。この値はNMHCの15%に相たので，適宜補正した交通量を用いた。車速（一時間値）

当した。

は56~86 km/hの範囲で平均76 km/hであった。
一部の化合物で，一部の時間帯で外気濃度がトンネル

２）トンネルB

排気よりも高くなる現象が見られた。このような化合物

自動計測による総交通量の範囲は，一時間あたりについては，得られた値の信頼性が低いおそれがあるた

581~4,211台であった。平日と週末の一日総交通量は同

め排出係数を計算しなかった。トンネルAで排出係数を程度であり，総交通量が深夜２~４時頃に最低となる変得たVOCのうち，エチルベンゼン，m-/p-キシレン，o-化パターンは共通していた。また，大型車両率は変動がキシレンについては，この結果排出係数が得られなかっ観察され（6.8~49%），平日で高く週末に低かった。大た。また，一部の化合物については必ずしもトンネル内

型車両率は，一日のうちでは，平日には夕方から夜にかで排出されていると判断できなかったため，排出係数をけて低く，深夜から早朝にかけて高い傾向が見られ，週計算しなかった。最終的に，分析した85化合物のうち38― 18 ―

化合物について排出係数を得た。

大小の傾向は類似していたが，台上試験のガソリン車

図12にトンネルBより得られた総交通量に対する排出とディーゼルエンジン車とのいずれよりも大きい排出係数を，値の大きい方から10化合物に，トンネルAでも係数が，比較可能な化合物の多くで観察された。この差排出係数を得たスチレンと1,3,5-トリメチルベンゼンとは，トンネル調査の結果は，実際に道路を走行している，を加えた12化合物について示した。トンネルBにおいて

形式・年式・整備状況等が異なる多数の車両からの，平も，排出係数を得た化合物のうちではトルエンの排出係

均的な排出状況をより反映していることによると考え数がもっとも大きかった。

る。排出係数の比較に当たっては，車速，車両重量，勾総交通量に対する排出係数を大型車両率で回帰して，配等のエンジン負荷に影響を与える要因をより詳細に把回帰の決定係数が0.25より大きくかつ危険率<0.05のと握した上で行うことが，今後の課題として挙げられる。

きに，
大型車両率に対する傾向があると判断したところ，

なお，本稿では総交通量に対する排出係数を議論した

38化合物は次の３群に分類された。大型車両率が高いとが，車種区分ごとの排出係数の算出については，データ

排出係数が高い（大型車の排出係数がより大）：８化合の解析方法を含めてさらに検討が必要であり，今後，類物（n-オクタン，n-ノナン，1,3-ブタジエン，プロピレ

似の調査なども合わせて知見を集約し，解析していく必

ン，1-ブテン，1-ペンテン，スチレン，ホルムアルデヒ

要がある。

ド）
。大型車両率が高いと排出係数が低い（小型車の排出係数がより大）：３化合物（2,2,4-トリメチルペンタ（５）まとめ自動車からのVOCの実走行状態での排出係数につい

ン，2,3,4-トリメチルペンタン，2-メチル-2-ブテン）。傾
向なし：その他27化合物。

て，日本では情報が限られていた状況を踏まえて，日本
における実際に走行している車両からのVOCの排出係（４）考察数を，トンネル調査によって求めることを目的とした研日本における自動車からのVOCの排出係数について究を行った。調査対象には，首都圏の都市域から，走行の情報は限られており，特にトンネルBでは，これまで

速度と車種構成とが異なる二つのトンネル（A, B）を選

国内ではほとんど情報のなかった化合物についての排出定した。トンネルAでは10，トンネルBでは38のVOCに係数が得られた。

ついて排出係数を計算した。測定した化合物中ではいず

なお，トンネルBのように空気量の収支の情報を得る

れのトンネルでもトルエンの排出係数がもっとも大きかことができれば，排出係数を直接計算することができるった。トンネルA，Bの結果は値の大小は見られたが，が，それが可能な測定場所は限られてくる。トンネルA

比較可能な化合物間の傾向としては一致していた。海外での排出係数の推定に用いた方法は，排出組成の測定にのあるトンネルで得られた排出係数はトンネルAの結果

よって排出係数を推定する際の一手法として位置づけ得と近かった。台上試験との比較では，台上試験のガソリる。

ン車とディーゼルエンジン車とのいずれよりも大きい排両トンネルで得られた総交通量に対する排出係数を，

出係数が，比較可能な化合物の多くで観察されたが，こお互いに，また，日本における台上試験の結果および海れはトンネル調査の結果は，実際に道路を走行している

外のトンネル調査（スイスGubristトンネル）の結果とさまざまな車両からの排出状況をより反映していること比較して図12に示した。トンネルA, Bの結果は値の大小によると考える。

は見られたが，比較可能な化合物間の傾向としては一致していると判断した。Gubristトンネルの結果は，トン

2.1.6

ネルAの結果に近かった。これは Gubristトンネルにおいて大型車両率が１~24%と比較的低く，ガソリン車がVOC排出量の地域分布推計の試みと推計手法の今後の課題（１）VOC排出量の地域分布推計

多い交通組成であったと推測できることと矛盾しない。

発生源ごとの推計手法において既に触れたとおり，本

ただし，平均車速はGubristトンネルは90 km/hとトンネ研究では排出量の地域分布の推計にも力点をおいた。研

ルAよりも速かった点に留意する必要がある。台上試験究目的において述べたとおり，VOCは光化学大気汚染との比較では，トンネルA，Bともに化合物ごとの値のの原因物質であると同時に，一部の成分はそれ自身が人― 19 ―

体に有害な物質であり，これらの問題に対する影響評価

れに2.1.3で述べた排出係数と車種別走行量に基づく排出や対策立案，あるいはその基盤となる環境中での動態解推計手法をあてはめればよい。2.1.4で対象とした燃料給明において，排出量の地域分布に関する情報が不可欠で油時の排出については，個別の給油施設の位置情報としある。従来，光化学大気汚染の動態解明のためのモデルてカーナビゲーション用に整備されたデータが利用可能

研究では，５〜10kmメッシュ程度の空間分解能での排であり，給油施設ごとの燃料販売量を一定と仮定して地出量の地域分布推計が行われてきたが，本研究では有害域分布推計を行った。

大気汚染物質としてのVOCの影響評価における利用を

図13に塗料溶剤起源の排出量分布の推計結果を，図14考慮し，１kmメッシュないしそれ以上の詳細な排出分に給油時の排出量の分布推計結果を，図15に幹線道路走布の推計を試みた。近年，地理情報システム（ G I S :行時の排気管からの排出量分布の推計結果を各々示す。

Geographic Information System）の技術が発展して環境

ここでは，VOC総量の分布を示したが，個別成分につ分野での利用も進みつつあり，さまざまな物質の発生源

いても同様の分布推計を行うことができる。その応用事に関する情報をGIS上に集積できれば，調査研究や行政例として，ある事例研究対象地域を設定し，ベンゼンに施策の情報基盤として有効に活用できると考えたためでついて自動車関連の排出量を上記の方法で推計し，別途ある。

大規模発生源からの排出量を推計した上で，拡散モデル

本研究で詳細な推計対象とした発生源のうち，2.1.2のによって大気中濃度を求めた。これと実測濃度の比較を

塗料溶剤関連については，実際の排出点すなわち塗料が行ったところ，大規模発生源周辺の濃度が過大に，それ使用される場所を厳密に同定することは事実上不可能で以外の地域の濃度が過小に予測される結果となった。対あり，塗料の使用と関連すると考えられる社会指標を用

象地域外からの移流や，対象地域内での未把握の発生源

いて，地域配分を行った。一方，自動車の走行時の排出の存在などが示唆される。十分な精度が得られれば，発については，少なくとも幹線道路分については，詳細な生源データをもとにしたこうした濃度推計は，有害大気

地域分布推計が可能となりつつある。すなわち，道路交

汚染物質によるリスクを地域単位で評価したり，排出削通センサス等による地点別の交通量調査結果を，GIS上減対策の効果を予測したりする上で，有効な手法となりに格納され，デジタル化された道路地図と結びつけ，こうると考えられる。

図13 塗料溶剤起源のVOC排出量の地域分布推計結果― 20 ―

図14 ガソリン給油ロスによるVOC排出量の地域分布推計結果

図15 幹線道路走行によるVOC排出量の地域分布推計結果

このように，他の目的で整備された地理情報と組み合を入力条件として動態モデルによる大気中濃度分布の予わせるなどの工夫により，実際に地域分布の推計を試み測を行い，実測値と比較するなどの研究がさらに必要でたが，結果の妥当性，精度の検証は本研究の範囲では十ある。

分には行えていない。これには，推計された排出量分布― 21 ―

以下の点が明らかとなった。

ジアでは越境大気汚染が問題であり続けている。この越関西地域においては冬季と共に，春季にも大気汚染の

境大気汚染の問題も含め，大陸規模から地球規模の環境濃度が上昇する。この地域における高濃度汚染を解明す

問題（酸性雨，地球温暖化，オゾン等）を考えるにあたっるために，数値モデルを用いた検討を行った。まず，て，数値シミュレーションモデルの役割は非常に大きい。

1993年４月に実施した航空機観測等のデータベースを用

他の環境問題と同様，結果を実験して確かめることがでいてモデルを検証し，このモデルを基に発生源が環境濃きない性質上，コンピュータ内に仮想的実験装置を構築度に及ぼす影響を評価した。

することが重要になる。近年計算機性能は目覚しい速さ

解析の結果，大阪湾周辺地域の二酸化窒素汚染には大で進歩しており，その進歩を背景として現在大気質モデ

阪湾上の船舶から排出された窒素酸化物が大きな寄与をリングの分野には二つの流れが起きていると考えられ

及ぼしていること，二酸化窒素汚染の分布には大阪湾周る。一つは，ヨーロッパを中心として始められつつある

辺の局地風循環の影響が大きいことがわかった。また大現業的大気質予報の流れである。これは化学天気予報と阪平野周辺の丘陵・山岳地域においてオゾンの濃度が高も言い換えることができ，天気予報のように数日先の化

くなる理由として，混合層の発達に伴う上空からのバック学物質分布をリアルタイムで予報していく。背景としてグランドオゾンの取り込みと，地上付近での一酸化窒素

はデータ同化の手法の進歩や排出量データの充実等があとの反応によるオゾンが消失が原因であることがわかっる。もう一つはモデルの精緻化・包括化である。以前はた。

採り入れることが計算機性能上困難だった要素も含めた

この地域における数値実験の結果以下のことが明らかとなった。

詳細なオイラー型大気質モデルを用いることが可能になってきている。

（１）二酸化窒素の生成過程を期間平均で評価するとモ

米国の環境保護庁（EPA）は，精緻・包括化の進んで

デル領域内からの直接一次排出量の割合いが10％，モデ

いる最近の三次元オイラー型の大気質モデルを第三世代

ル境界からの流入量の割合いが40％，モデル領域内でのと称している。
（この呼び方は研究者間で必ずしも共通反応による生成が50％であった。モデル領域内での反応ではないが，）彼らの呼び方によれば，1980年代以降開による生成50％の内訳は+60％がオゾンとの反応による発が続けられてきたRADM（Regional Acid Deposition

生成，−10％が光化学反応による消失である。

Model）, UAM（Urban Airshed Model）といったモデ（２）大阪湾周辺地域の地上におけるオゾンのソースを

ルは第二世代であり，それ以前のパフ型，プリューム型

期間平均で評価すると，光化学反応による生成寄与がのラグランジュ型モデルが第一世代である。第三世代の10％，バックグランドオゾンの寄与が90％となっており，

モデルにはCMAQやこれら第二世代のモデルの後継バー

バックグランドオゾンの寄与が圧倒的に大きい。

ジョンが含まれている。本特別研究においては，現在も（３）発生源強度を変えた数値実験の結果によれば，モ

EPAで開発が続けられている第三世代の大気質モデリン

デル領域内の窒素酸化物排出の削減量と環境中の二酸化グシステムModels-3/CMAQを用いてEPAと共同で，東窒素濃度との間には線形関係が成立しており，窒素酸化

アジアにおける大気物質輸送の解析を実施した。

物排出総量の削減が二酸化窒素濃度の低減に効果的であ（１）Models-3/CMAQについてる。

Models-3/CMAQ（以下CMAQ）は，米国環境保護庁（４）炭化水素発生源の発生量の削減は二酸化窒素の環境濃度の低減にはあまり貢献しない。

（EPA）から1998年に最初のリリースがなされた大気質（５）二酸化窒素濃度に対するバックグランドオゾンのモデリングシステムである。
（Models-3の３は第三世代

寄与は大きいが，特バックグランドオゾンの濃度が低いの３であるが，Models-2やModels-1が存在していたわけ

場合に，その傾向が顕著である。

ではない。
）では，第三世代のモデルの特徴は，（これはCMAQの特徴でもあるが，）何であろうか？

2.2.3 数値モデルによる広域大気汚染解析

それは個々の計算手法の革命的進歩といった類である−東アジアスケールの大気汚染とVOC−というよりも，第二世代で培われた手法を基に，より包急速な経済発展による燃料消費の増加を背景に，東ア括的総合的なモデルを構築しようとしていることにある― 24 ―

と言える。

る。また，詳細なモデルの個々のモジュールを個別に第一に，対象となる物質・現象を一つに限定していない。第二世代のモデルが酸性雨，光化学オキシダントと

ON/OFF可能にしておくことにより，現象を簡単化して捉えることも可能である。

いったようにそれぞれ対象を限定していたのに対して，

図16はCMAQを例にした大気質モデリングシステムの

酸性雨，光化学オキシダント，浮遊粒子状物質，その他，構成を表す模式図であり，計算時のデータの流れを示し

数値モデルで扱いうるすべての問題をまとめて扱うことている。システムの外部データとして主要なのは気象デーを目指している。

タと排出量データの二つであり，他に地形データや土地

第二に，考慮すべき物理・化学過程を可能な限り多く利用（植生）データ等が必要である。気象データと排出取り込んでいることである。移流，拡散，気相反応，乾量データはそれぞれインターフェースモジュールを通し性沈着は言うに及ばず，液相反応，湿性沈着，エアロゾて化学輸送モデル本体に必要な変数に変換され引き渡さ

ル生成・反応，積雲対流による鉛直拡散等，第二世代でれる。図中の矢印は計算に必要なデータの流れを，四角培われた手法をすべて取り込んでいる。

で囲まれた文字は計算結果に大きく影響を及ぼす要素

第三に，対象とする空間スケールについては，ネステ
ィングの手法を用いて一辺数千キロ（格子間隔が百-数を，それぞれ示している。太線で囲まれた部分がモデリ
ングシステムである。

十km）の大陸スケールから一辺数十キロ（格子間隔が以下にCMAQシステムの個々のモジュール・要素の概１km程度）の都市スケールまでをまとめて扱うことが要を簡単に示す。

できる。

・領域・空間解像度：空間解像度（格子間隔）としては

つまり，個々の手法としては，第二世代から受け継い

100km程度から１km程度までが実際に使用されている。

だものをベースにして，それらを統合して扱うことに第大きな適用領域としては，東アジアと北米大陸を含む領三世代の新味があると言える。詳細な数値モデルが必ず域で北太平洋を超えるエアロゾル輸送の解析に使用した

しも現象の理解を簡単にするとは言えないが，様々な物

例がある。

質を様々な過程とともにいくつかのスケールで総合的に・ネスティング：１ウェイの多重ネスティングが可能で考えることによって新たに見えることがあるはずであある。これにより大陸スケールから都市スケールまで通

NOx
SOx
CO
NH3

図16 大気質モデリングシステムの概念図― 25 ―

して扱うことが可能である。

・液相反応：CB-4やRADM-2を拡張し，液相反応も含め

・初期条件：各物質について水平一様の初期分布，またられるようになっている。

は前の計算結果の任意の時間からのリスタートが可能で・エアロゾルスキーム：考慮されるエアロゾルはある。

Sulfate, Nitrate, Ammonium, Primary organic,・側面境界条件：各物質ごとに東西南北のそれぞれの側Anthropogenic secondary organic, Biogenic secondary

面境界ごとの鉛直プロファイルを規定している。

organic, Elemental carbon, Sea salt, Unspecified

・地表面：都市域，農地，水など11種類の土地利用の割

anthropogenic, Soilの10種類。0.1μm未満，0.1〜2.5μm，合をそれぞれの格子で与える。

2.5〜10μmの３モードの正規対数分布を用いたmodalメ

・気象データ：風速・温度等のみならず，降水や雲に関

ソッドにより計算されている。

しても詳細なデータを入力として必要とするため，観測・排出量データ：排出量データとして与える物質は図17

データや客観解析気象データだけでは不十分であり，地の中で枠に囲まれ示されている。

域気象モデルの計算結果を用いる。デフォルトで想定さ・対流性雲による混合：対流性の雲が存在している格子

れている地域気象モデルは M M5（Mesoscale Model

では雲底高度から雲頂高度まで瞬時に鉛直混合が起きる

Generation 5）（RAMS）であるが，本特別研究の一環とようになっている。

して実施したとCMAQ開発チームの共同研究（担当：菅・化学解法スキーム：QSSAまたはSMV GEAR法の選択田）により RAMS （Regional Atmospheric Modelingが可能。

System）を用いることも可能になっている。

・移流スキーム：PPM（Piecewise Parabolic Method）ま・気相反応：必要に応じて化学メカニズム（現在はCB-

たはBott Schemeが選択可能

4またはRADM-2から）を選択することができる。自分・移流補正スキーム：代表的な地域気象モデルであるで設定した化学メカニズムを用いることも容易である。

MM5やRAMS等では，厳密な意味での質量保存が成り

例えばCB-4を選択した場合の反応種を図17に示す。

立っていない。このために単なる移流では物質の保存性

NO2
NO3
N2O5
HNO3

XO2
XO2N

O1D

TO2
HO2

O3
H2O2
SO2

NH3
ALD2

C2O3

図17 CB-4 化学メカニズムを用いる場合の気相反応における反応種のリスト
枠で囲まれている物質は，発生量としての入力が必要な物質。

― 26 ―

が壊れる結果となる。これを防ぐために，CMAQでは独

イルは格子ごと・各時刻ごとに，気象インターフェース

自の移流補正スキームを開発・採用している点が長所のMCIPで判定される境界層高度より下の高度で混合比がひとつである。

一定になるように与えた。

・鉛直拡散スキーム：K-theoryによる鉛直拡散。
（３）解析結果（２）数値実験設定

１）硫酸エアロゾル

日本，朝鮮半島，中国東半部を含む領域において，

図18に非海塩硫酸エアロゾル濃度の時系列について地

1997年１月１ヵ月間を対象としてCMAQの計算を行っ

上観測と比較して，CMAQの結果を示す。青島，済州島，

た。

五島列島の福江の３地点であり，この３地点はほぼ一直予備積分期間の５日間を含めて，1996年12月27日から線上に並んでいる。

1997年１月31日まで計算した RAMSの気象データを，

図18を見ると，間欠的に訪れる硫酸エアロゾルの濃度

C M A Qの気象インターフェース M C I Pにより変換し，ピークをモデルはおおむね再現している。青島では過小

CMAQの化学輸送モデル本体に与えて同じ期間走らせ傾向にあるもののピークの時期はきちんと再現されていた。計算範囲は回転ポーラーステレオ座標上で東経る。また，済州島と福江では特に月の後半において非常

130°北緯35°を中心とする約4000km四方であり，格子に良い対応を示している。

間隔は80kmである。格子数はRAMSで50×50グリッド，

次にこれらの濃度ピークがもたらされる機構を調べる

CMAQでは四方にそれぞれ１グリッドの境界領域を設定ために硫酸エアロゾルの水平分布を時間を追って調べするため48×48グリッドである。

た。その結果，福江で観測された６回のピーク（
11，14，

１）RAMS

18，20，24，27日）のうち，27日のピークを除く５回は

鉛直座標は約18kmをトップとする23層でσ-z座標系をほぼ同じ輸送パターンによって運ばれてきたものである

用いている。地上に近い６層の高度は順に 47.7, 157.3,

ことがわかった。それを示したのが図19である。これは，288.7, 446.5, 635.8, 862.9 mである。用いたオプションは，上海付近の中国沿岸部に位置する高濃度中心が一旦朝鮮

非静力学 ,簡単化した Kuo積雲パラメタリゼーション，

半島北部に運ばれ，それから南下して九州域に運ばれる

M e l l e r - Y a m a d aレベル 2.5鉛直拡散スキーム， L o u i s

ものである。まず，12日の２時には高濃度域は青島から（1979）の地表面フラックス等である。経緯度 2.5度間

上海付近にかけての沿岸部海上に位置している（図19a）。

隔・一日二回のECMWFデータのナッジング（引き戻し）

同日20時には南北に伸張しつつ朝鮮半島北部へと高濃度を境界条件として現実的な気象場を得られるようにし域が移動していく（図19b）。13日14時には高濃度域は南た。ナッジングの強さ（e-folding time）は側面境界で下に転じ，14日８時頃に，北から南へ打ちつけたような600秒と最も強く，端から5グリッドは徐々にナッジング

形で高濃度域が九州北部へともたらされている（図19c，を弱め，それより中央の領域では半日とした。

d）。これを気圧配置と結びつけると，図19のaからbにかけては，移動性の高低気圧の到来により，低気圧の前面

２）CMAQ

で高濃度域が北東方向に運ばれ，その後冬型の気圧配置

鉛直座標は下層６層についてはRAMSと同じとし，そが戻り朝鮮半島付近は北傾向の風となり高濃度域は南へれより高い高度を間引いて14層とした。
（トップは同じ）と運ばれる。このように，冬型の気圧配置が緩み，また用いたオプションは，移流にPPM，化学メカニズムに強まることによって，このパターンの輸送が起きている

CarbonBond 4 （CB-4）化学ソルバーにQSSAである。

ことがわかった。
一方，唯一の例外である27日のピークは，上海付近か

３）排出量データ

ら九州域に一直線に近い経路で高濃度域が運ばれてきた

排出量についてはGEIA (Global Emissions Inventory

ことがわかった。これは他のケースに比べ通過する移動

Activity), Akimoto and Narita(1994), Piccot et al. (1992),

性高気圧の位置が南であったためと考えられる。

Murano et al. (1995), Zhao and Wang(1994)等から得たデー

次に，与える気象データの影響と，排出量の初期鉛直

タを当該グリッドに変換して用いた。排出の鉛直プロファ

プロファイルの与え方の影響を調べるために図19の結果― 27 ―

図18 計算結果と実測の比較例
1997年１月の（a）青島，（b）済州島，（c）福江における非海塩硫酸エアロゾルの濃度時系列。黒点が地上での観測値，実線がモデルCMAQの第一層（高度約50m）の計算結果。縦軸の単位はマイクログラム/立方米，横軸は１月１日０時（GMT）を１とする日数。

をコントロールランとして，内部領域におけるナッジン

気象データを求める際のナッジングの強さは，特に下流グの強さをコントロールの半日から１日へと弱くしたラ域である済州島と福江で，かなり大きな違いを生み出しン（ケース１），これに加えてSO2 排出量の鉛直分布を，ていることがわかる。発生源に近い青島では，輸送距離

最下層から順に 4 0,4 0,1 5,5%に振り分けて与えたランが短いために影響が少ないと考えられる。また，ケース（ケース２）の２ケースを行った。その結果を図20に示

１と２を比べると，いずれの地点でも排出量の鉛直分配す。まず，コントロールとケース１を比べることにより，の影響はほとんどないことがわかった。

― 28 ―

図19

（a）

（b）

（c）

（d）

(a）-（c） CMAQの第一層における非海塩硫酸エアロゾル濃度分布の時間変化
コンター間隔は５マイクログラム/立方メーターで，10マイクログラム/立方米 以上の濃度にはハッチが掛けてある。
（a）1997年１月12日0200 GMT，（b）1997年１月12日2000GMT，（c）1997年１月13日1400GMT，（d）1997年１月14日0800GMT

２）オゾンの両者のトレンドをある程度再現できていることがわ

オゾンについての結果を図21に示す。島根県の松江にかった。

おけるオゾンの地上観測と，CMAQの結果を比較したものである。モデル結果は地上約50mであるため，観測結３）オゾン分布のVOC排出量に対する感度実験

果は境界層がある程度発達していると思われる９時から

中国大陸からの炭化水素の発生データベースは信頼性

18時の平均濃度と，日最高濃度の両者で示し比較していが低いので詳細な感度解析を今の段階で実施することはる。これを見ると，モデルが平均濃度ならびに最高濃度

あまり意味がない。このため今回はオゾンシミュレー― 29 ―

図20 硫酸エアロゾルの濃度時系列に対する気象データおよび排出量データの影響を示す図
コントロールラン（図18と同じ）が実線，RAMSのナッジングの強さを変更したものが破線，さらにSO2排出量の鉛直分布を，最下層から順に40,40,15,5%に振り分けて変更したものが一点鎖線である。
破線と一点鎖線はほとんど重なり合っている。

ションのVOC排出量に対する感度について調べるためランで月平均地上第一層のオゾン濃度差を見ると（図22に，VOC排出量をコントロールランの半分にしただけ（b）），差の大きいところでVOC排出半分のランの方が５で，ほかは同一の条件でランを行った。

ppb程度濃度が低くなっている。差の大きい地点で詳細

大陸におけるVOCの発生量として現状の推定値を用いた場合と，VOC発生量を半分に設定した場合の比較に比べると，数ppbから20ppb程度日最高濃度が低くなっていることがわかった。

計算結果を図22（a）,（b）に示す。図22（a）は現状の発生量で計算した結果であり，図22（b）はVOC発生量

４）大気汚染濃度のトレンドを半分に設定した場合とのオゾン濃度差を示す。二つの大気汚染濃度の経年的な変化傾向を調べるために，20― 30 ―

図21 国設松江大気汚染測定局におけるオキシダントとCMAQの計算結果の比較
実線が計算結果であり，●が日最高オキシダント，☆が各日の９時から18時までの濃度の平均を示す。

縦軸の単位はppb.

（a）

（b）

図22 大陸におけるVOCの発生量の影響を示す図(a）現状の推定値を用いた場合。
（b）（a）の計算結果とVOC発生量を半分に設定した場合との濃度差。
（地上第一層での月平均オゾン濃度。コンター間隔は0.001ppm＝1ppb）

年間にわたるトレンド解析を行った。解析の結果，東京

イトレートの沈着量も増加傾向にあることがわかった。

首都圏地域や近畿地域等の大都市地域ばかりではなく，

国設松江大気汚染測定局は全国の測定局の中でも，最も全国的にオキシダントの年平均値が増加傾向にあること

窒素酸化物濃度が低い測定局の一つであり，近傍には大がわかった。国設松江大気汚染測定局におけるオキシダ

きな大気汚染発生源がないことから大陸方面からの移流

ントの経年変動も増加の傾向が認められ，これと共にナ

大気汚染量が増加していると考えられる。本特別研究で― 31 ―

検証した数値モデルを用いて，大陸方面からの VOCや測定し，道路形状（道路の幅，沿道の建物高さなど）や

窒素酸化物が我が国に大気環境に及ぼす影響を評価する

大気安定度と汚染濃度分布との関連を調べた。

ためには，発生源の把握に関する研究を実施する必要が

2.3.1 道路幅，建物高さ，大気安定度による影響ある。

（１）実験方法
１）風洞の概要

参考文献

国立環境研究所の大気拡散風洞を用いた。測定部の寸1) Akimoto, H. and H. Narita, Distribution of SO2, NOx and CO2
emissions from fuel combustion and industrial activities in
Asia with 1゜x 1゜resolution,Atmos. Environ., 28, 213-225,
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2) Louis, J.-F., 1979, A parameteric model of vertical eddy fluxes
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3) Murano, J., S. Hatakeyama, T. Mizuguchi, and N. Kuba,
Gridded ammonia fluxes in Japan , Water Air and Soil
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4) Piccot, S., S.D. Watson, and J.W. Jones, A global inventory ofvolatile organic compound emissions from anthropogenic
sources, J. Geophys. Res., 97, D9, 9897-9912, 1992
5) Zhao, D. and A. Wang, Estimation of anthropogenic ammonia
emissions in Asai,Atmos. Environ.,28,689-694, 1994

法は縦２m，横３m，高さ２m，長さ24ｍであり，測定部に大気安定度を再現するために気流温度（10〜90℃），と床面（０〜110℃）の温度を調節できる。

２）相似則
流れ場に関する相似条件を満たすために，模型の風上側12mにわたって縦横10cm高さ５cmのブロック（粗度）を並べた（図23）。これによって大都市における風速の鉛直分布に近い接近流（U (平均風速）（Z (高さ)1/3）

を再現し，流れ場に関する相似条件を満たした。風洞の基準
風速は1.5ms-1とした。大気安定度の相似条件としてバ2.3 風洞による沿道大気汚染の実験・研究

ルクリチャードソン数（Rb）の一致を考慮した。実験

VOCの発生源として大きな比重を占める自動車排ガ

条件のうち最も強い安定成層（逆転層，Rb=0.78）は冬スによる沿道大気汚染について，風洞実験によって調べ期の夜間に，最も強い不安定成層（Rb=−0.21）は夏期

た結果を示す。自動車排ガスによる大気汚染の濃度は，日中の気象条件に相当するものと考える。ただし，沿道周辺地域において最も高くなる。特に，両側を高い

Rb = g H （TH - T0） / {（T + 273） UH2 }（1）

建物にはさまれた谷間の道路（ストリートキャニオン）g：重力加速度，H：ストリートキャニオン高さ，TH：

では，従来から局所高濃度汚染の発生が懸念されながら高さHにおける温度，T0：床パネル温度，

も，大気汚染物質の拡散機構は明らかでなかった。この

T：温度，UH：高さHにおける風速とする。

理由は主に，沿道における流れと拡散の場が複雑かつ多様で扱いにくかった点にある。本研究においてはレーザ

３）風洞模型

ー流速計を用いて市街地模型内部の強く乱れた流れ場を道路幅・建物の高さ・大気安定度などの影響を観察し

図23 粗度と模型の設置状況― 32 ―

やすくするために，街並みを単純な形状のブロック（街v：スパン方向，w：鉛直方向）ごとに測定した。

区模型）で置き換えた。一辺10cmの立方体を一つの街区に見立て，風洞の主流と直交する道路幅を10cm，主５）濃度分布の測定方法

流と平行な道路幅を５cmとする模型配列を基本形状と自動車排ガスに模するため，模型床面に置いたパイプした（図24）。街区模型の先頭から５列目の道路を測定（線源，直径５mm）からトレーサーガス（C2H6：20% +対象とし，道路幅を L（道路幅） /HS（基準街区高さ）

N2：80%）を排出した。街区模型を用いた実験において=1/2〜６に，道路風上（HU）または風下（HD）建物高は，長手方向に一様にガスが出るよう線源を調整した。

さを（HU or HD）/ HS=０〜２にそれぞれ変化させた。

トラバース装置に取り付けた直径３mmの細管からサン

これらの基礎的な模型のほかに実市街地の縮尺模型を用いた事例研究も実施した。

プリングガスを採取し９チャンネル炭化水素分析計によって濃度を測定した。

測定対象としては最近数年間の自動車排ガス測定局測定結果でNO2またはSPM濃度が高く，道路構造が特異で（２） 実験結果と考察ない交差点を選定し，縮尺1/300の模型を製作した（写１）道路幅による流れの変化

真１，図25）。交差点では北西（NW）から南東（SE）

道路幅と街区高さが同じ時（Ｌ/Ｈ=1），ストリート

へ抜ける国道（幅：約35m，交差点部で中央車線が掘割

キャニオンの内部には安定した渦（キャビティ渦）がでからトンネルになっている）と北東（ N E）から南西きる。道路中央から排出されたトレーサーガスはキャビ（SW）に通る国道（幅：約30m，平面と高架道路の２重ティ渦の逆流によって風上に吹き寄せられ，風上側の道構造になっている）が交わっている。沿道周辺市街地における５〜６階建て以上の中層建物は幹線沿道に集中しており，後背側の建物はほとんど２階建て住宅である。

４）流れ場の測定方法
トラバース装置に取り付けたレーザー流速計によってストリートキャニオン内部の流れを成分（u：流れ方向，

写真１ 1/300市街地模型図

図24 街区模型の配置方法

図25 市街地模型の作製範囲― 33 ―

路の濃度が高くなる（図26b）。道路が狭い時キャビティ

このような理由から，道路幅がＬ/Ｈ=1.0〜2.0の時のキャ渦は前後の建物に制限されて十分に発達できないのでビティ渦は最も強く，安定である（図27a）。

（Ｌ/Ｈ=0.5, 図26a），ストリートキャニオン内部の風速

道路幅が建物高さの３倍くらい（Ｌ/Ｈ〜3）のときには低く，濃度は高くなる。キャビティ渦は道路幅がＬ/

は，キャビティ渦は前後に動きやすく不安定になる。しＨ=1.0〜2.0の時に最も安定し，強くなる（図26 b, c, d）。

かし，ストリートキャニオンの内部にいくつもの渦がで

ここで，可視化実験等の結果を参考にしてキャビティきるほどのゆとりはない。キャビティ渦は風下の建物前

渦の成り立ちについて考える。乱流境界層流中におかれ面で不安定に滞留し（図27b），それが壊れると風上建物

た単独の立方体模型の背後には模型高さＨとほぼ同じ大背後から新しいキャビティ渦が供給される。こうした過きさの渦ができる。この渦は円柱背後にできるカルマン

程が不規則に繰り返される。さらに道路幅が大きくなる

渦のように次々と下流に放出されるが，乱れが大きく，（Ｌ/Ｈ>4）と渦は風上建物の背後から次々と放出され，渦の回転速度よりも風下に流される速度のほうが早い。

風下建物前面にぶつかる（図27c）。一部の渦は風下建物

このために肉眼による可視化実験などでは渦として観察

前面に滞留するがすぐに壊れる。

されにくく，通常は建物背後に定在する渦だけが認識さストリートキャニオンの中央で測定された風速の主流れる。ストリートキャニオンのように風下にも建物があ方向成分（u）の頻度分布は，このような流れ場の変化

ると，渦は放出されずに風下の建物前面にとどまる。さを反映している（図28）。すなわち，Ｌ/Ｈ=1.0〜1.5のらに，前面壁に沿って生じる下降流によって加速される。

時には逆流の頻度が高く，キャビティ渦が安定してでき

ｂ）

ａ）

ｄ）

ｃ）

ｆ）

ｅ）

ｇ）
図26 道路幅におけるストリートキャニオン内部の流れと濃度（Cn）分布の変化
Cn (無次元濃度）＝C (測定濃度）／（q (トレーサーガス排出量）／U∽ (風洞基準風速）
H (ストリートキャニオン高さ）― 34 ―

図27 ストリートキャニオン流れの模式図

図28 ストリートキャニオン中央下部における主流方向風速成
分uの頻度分布ていることを示す。道路幅が広がるにつれて逆流が減り順流頻度が増加し，キャビティ渦が不安定になることがわかる。
こうした不規則な流れも時間平均すると，例えば，Ｌ/Ｈ=3.0, 4.0のベクトル場（図26e, f）のように地上付近の平均風速は非常に弱く，キャビティ渦が前後に引き伸ばされたような流れパターンが生じているようにしか見えない。しかし，実際には逆流と順流が激しく入れ替わり流れは非常に乱れているから，ストリートキャニオンの中央から排出されたトレーサーガスは平均の流れ場が示すのとは逆の風下方向へも大きく拡がっている。この図29 道路前後の建物高さによるストリートキャニオン内部の流れと濃度（Cn）分布の変化
紙面を節約するために図29の風下建物の半分を，図30の風上建物の半分をそれぞれ切り取り，二つを前後につなぎ合わせるようにして表示している。
図30 道路前後の建物高さによるストリートキャニオン内部の流れと濃度（Cn）分布の変化

ような非定常な場の拡散を，平均の流れ場のみから予測

いとき，ストリートキャニオンのキャビティ渦は強くなすることは難しい。

る（図29a, b）。これは建物前面壁に沿う下降流によって，キャビティ渦が加速されるからである。強いキャビティ

２）建物高さによる流れの変化

渦が生じているときには渦の軸方向の連続性が強まるた

道路風下側の建物（HD）が周辺街区（HS）よりも高めストリートキャニオン内の流れの二次元性が強くな― 35 ―

る。このためにストリートキャニオンの切れ目で風が前る程度以上に強くなると，上下の温度差がストリートキ

後に通り抜けやすく見える道路断面（図24 Section S）

ャニオン内部の風速を弱め，それがさらに強い温度成層にもキャビティ渦が生じやすくキャニオン断面を作り出すという正方向の帰還がかかる。結果，地上付（Section C）との濃度差は小さくなる。

近の風速は非常に弱く濃度は高くなる。このように，地風下建物が周辺街区よりも低い時にはキャビティ渦は上付近の風速がほとんど無風にまで落ち込んでしまうよ

できず，ストリートキャニオン内部の風速は低く停滞気

うな強い安定成層条件下では他の温度条件のときと比べ味となり，濃度は高い（図29d，e）。

て濃度分布パターンが上下に圧縮されたような形になる

道路の風上側の建物（HU）が周辺の建物や風下側の建物より高い時，ストリートキャニオンにはキャビティ（図31a）。冬季夜間のNO2濃度が高くなるのはこうした気象条件によるものと考える。

渦はできない（図30a，b）。流れは全体として単独建物
周辺の流れに似て，その背後では建物に向かう流れが生

2.3.2 複雑な道路構造の影響に関する基礎的検討

じる。地上の大気汚染物質は風上建物壁面に沿って逆実験は次の二段階に分けて行っている。第一には交差

流・上昇し，建物上端近くから風下に放出される。その点を中心とした幹線沿道周辺市街地の濃度分布を広い範

様子は煙突効果と似ている。

囲で立体的に測定し，沿道大気汚染の周辺市街地への広ストリートキャニオン低部ではキャビティ渦の有無にがりを把握する。第二には地上と高架道路との二重構造かかわらず逆流が生じており，道路風上側の濃度は風下になっている道路断面内部の流れと大気汚染物質の拡散より常に高い。

状況を詳しく測定し，１）二重構造化した道路における局所大気汚染濃度分布の現状を把握する ２）高架道路

３）大気安定度による流れの変化の存在の有無，また，高架道路の高さによる沿道大気汚

大気が不安定の時には浮力による上下方向の気塊の混染濃度分布の変化を調べる ３）単純な形状に理想化し合が激しい。このためにキャニオン上方の速い流れからた街区模型と実市街地の模型とから得られた流れ場，濃ストリートキャニオン内部への運動量の伝達が盛んにな

度場を比べて研究手法の問題点を検討する。実験は現在

り，キャビティ渦が加速される。結果，ストリートキャも継続中であるが，本節では，整理を終えたところまで

ニオン内部の汚染は強く撹拌され，濃度は中立のときよを速報する。

りも低下する（図31d）。このことは，同時にストリート
キャニオン内部の上下温度差を小さくして不安定度を弱（１）交差点周辺市街地の濃度分布める。不安定成層は上下温度差がある程度以上大きくな交差点を中心にして，半径150mの範囲を約25mのメッ

ると，浮力による撹拌が強まるためにそれ以上強くはな

シュ間隔で面的に測定した。測定高さは実寸法で地上りにくい。

1.5m，6.5ｍ，10.2ｍ，20ｍに相当する。測定点数は一風

逆に，安定が強いときにはキャニオン上部からの運動

向につき約600点である。測定高10.2ｍは交差点近くに量伝達が小さくキャビティ渦の勢いが弱まるので，さらある既設自動車排ガス測定局のサンプリング高さであに強い上下温度差の形成が促される。安定成層条件があり，測定高20ｍは交差点を南西から北東にとおる高架道ａ）強安定（Rb＝0.78）ｂ）安定（Rb＝0.43）ｃ）中立（Rb＝０）ｄ）不安定（Rb＝-0.21）

図31 大気安定度によるストリートキャニオン内の流れと濃度分布の変化― 36 ―

路よりも若干高い位置にある。実験風向は現地において道路上ではビル風による風速増加が見られる（図33，◇

出現頻度の高いN, SE, S, SSW, NNWの５風向とし，自動

印：SEの地上風速が高い）。建物前面道路における濃度

車排ガス測定局を含めた数個所については観測値との年上昇が小さいのはこのためと考える。逆に，交差点NW

平均値の比較を行うために16方位の実験を行っている。

側の道路に対しては，70m建物と交差点周囲の建物およ実験は現況に加えて，高架道路からのトレーサーガス排び高架道路などが全体として通風を阻害する。このため出がない場合，また，風向SEについては高架道路そのに高濃度が生じるものと考える。

ものがない場合の実験も行っている。

交差点SW側の自動車排ガス測定局を含む一角の濃度

風向SEのとき，風は交差点で交わる幹線道路の一方が比較的高いのも，70m建物あるいはその西側に隣接す（N W = S E，幅3 5m）に平行で，もう一方の幹線道路

る30m建物の風下の弱風域にあるためであり，風向SE（NE=SW，幅30m，地上＋高架道路の二重構造）と直交のとき既設自動車排ガス測定局で高濃度が生じている原する。現地における自動車排ガス測定局の観測値はこの因の一つと考えられる。

風向のときに最も高い。地上の高濃度は交差点近傍で掘割となっているNW=SE道路の中央部分に現れ，次いで，（２）二重構造（平面＋高架道路）の道路断面における風と直交するNE=SW道路の風下に広がる（図32）。本

濃度分布

事例の場合，高さ 3 0 m 以上の比較的大きな建物は高架道路がストリートキャニオン内部の濃度分布に及NE=SW道路沿道に多く，これらの建物近傍で局所的なぼす影響を調べるために，高架道路の高さをa）現況 b）

濃度の偏りが生じている。

現況の1.5倍c）現況の２倍 d）高架道路なし，の４交差点南東側の高さ 70mの建物の影響はさらに大き段階に変えて道路断面内部の濃度分布と流れ場を詳しくい。風向SEのとき，この建物側面から交差点にかけた調べた。測定位置は１）道路の両側に比較的大きな建物

図32 Ｋ交差点周辺の沿道大気汚染濃度(Cn)分布，風向SE
Cn：無次元濃度＝C(測定値）/Cs(基準濃度＝（交差点内部で発生したトレーサーガスの総量）/（交差点の対角長さ：50m×沿道建物の平均高さ：20m×高さ20mにおける風速：U20m）― 37 ―

いては次の二つの理由が考えられる。
第一には，ストリートキャニオン内への新鮮空気の流入は風下建物の壁面近くの比較的薄い層によって行われるので，高架道の存在影響を強く受けない。このために，
ストリートキャニオン全体の換気量が高架道の存在によって大きく低下しない。
第二には，建物側面下部からの汚染物質の流出が高架道路の存在によって増加し，このために地上付近の風速低下による濃度上昇が相殺されるためである。
すなわち，
高架道がない場合，このケースでは建物高さと道路幅の比率は約1.4倍であり，ストリートキャニオン内には強いキャビティ渦ができる。このため，地上の汚染ガスはキャビティ渦によってストリートキャニオン内を循環
図33 交差点中央部における風速鉛直分布
横軸はU，V，W，３成分の合成風速を風洞の基準風速で無次元化したものである。図は左側はＵ成分と合成風速の差であり，V，W成分の寄与の大きさを示している。

し，均一化した後に道路の上部または建物側面から排出される。一方，高架道路がある場合には道路面に強いキャ
ビティ渦が存在しない。このため，大気汚染物質は弱い（H>40m）がある場合（ストリートキャニオン，図32，

逆流によって風上建物下部に運ばれた後，強く撹拌されA断面）２）道路の両側が空き地の場合（図32，B断面）

ずに，濃度の高いままストリートキャニオンの隙間の建３）交差点（図32，C断面）４）既設自動車排ガス測定

物端から風下に流出してしまう。

局を含む，高層建物（H>70m）の風下側（図32，D断面）

以上の理由から，高架道の存在によるストリートキャ

５）風上が空き地で風下に低層建物（H<10m）がある

ニオンの全体的な濃度上昇が少ないものと考えられる。

場合（図32，E断面）６）中規模の建物（H~30m）に挟

ただし，本節の実験では測定実施上の制限から，最も低まれた道路（図 3 2，F断面）とする。ここでは A断面

い測定点を床面から15mm（実寸法では4.5m）とした。

（ストリートキャニオン）の濃度分布測定結果だけを示

このために，地上近くの高濃度をとらえていない可能性す。

がある。事実，交差点周辺市街地の濃度分布測定（測定

道路断面の流れは高架道によって上下に分断されてい高さ５mm）においては，少数ではあるがかなりの高濃る。そのため，高架道の上と下では濃度分布パターンが度が測定される場所がある。高架道路がある場合には，異なっている（図34a~c）。高架道の下では緩やかな逆

局所的に高濃度が発生する可能性は高い。この問題につ流によって汚染が風上に運ばれ，その一部が建物壁面にいては今後とも検討を続けたい。

沿って上昇する。高架道の上にはキャビティ渦ができており，下から上昇してきたトレーサーガスを巻き込み上

2.3.3 沿道大気汚染濃度分布の予測手法の検討方に放散する。どの条件の時にも，風下建物の前面壁に（１）改良SRIモデルの提案

低濃度の層ができている。ここから，ストリートキャニ

SRIモデル（ Johnson，1973）による濃度予測値とフィオン内部へ新鮮空気が流入している。以上のことから，ールド観測値のとの比較は過去に何度か行われており，

図34の矢印で示すような流れパターンが生じていると推かなりよくあうという報告がある一方，道路形状や大気定できる。実験当初は高架道路によって蓋をされたスト安定度によっては観測値との差が大きく，ストリートリートキャニオン内部の濃度は高くなるものと考えた。

キャニオン内部の流れの変化に見合った係数を用いる必

高架道の存在によって地上の風速が低下することが容易

要も指摘されている。本節では道路幅や大気安定度が変に推察されるからである。しかし，現況（図34a）と高化した場合を含めて，ストリートキャニオン全域を統合

架道路なし（図34d）の分布を比べると，地上付近の濃して予測する算術モデルについて検討する。

度分布には大きな差がない。高架道路の高さが変化した

SRIモデルによる予測誤差がストリートキャニオンの場合（図34b，c）も同様であり，予想に違う。これにつ中央や風下側で大きいことの第一の理由は，それが平均― 38 ―

ａ）高架道路の高さ：現況ｂ）高架道路の高さ：現況×
2.0ｃ）高架道路の高さ：現況×1.5ｄ）高架道路なし

図34 二重構造化したストリートキャニオン（図32Ａ断面）の濃度分布の流れ場による汚染物拡散だけしか考慮しない点にあると考える。つまりSRIモデルにおいてはストリートキャ
ニオン底部の汚染ガスはキャビティ渦によって風上側に運ばれるのみで風下へは拡散せず，風下側の濃度に対してはキャビティ渦にのってストリートキャニオンの上部から内部へ戻る再循環の寄与があるだけと考えている。
だから，SRIモデルではストリートキャニオンの風下側の濃度は一定になるとみなしている。しかし，実際の排ガスは排出源の風下側へも広がっているし，道路が拡がれば風下側への拡散はさらに多くなる（図26）。このような濃度分布を表す近似式として次式を考えた。
ΔC = q / {Aexp（Bθ）Ur}（2）

式は対象とする地点の濃度上昇が大気汚染物質の排出量qに比例し，風速Uと輸送距離rに反比例する点におい

図35 改良SRIモデルにおける輸送距離rと角度θ

てSRIモデルと同じであり，SRIモデルの係数Kに対応すが高い分布を，ゼロは前後に対象な濃度分布であること

る下線部Aexp（Bθ）が，角度Δ（図35）によって増減を示す。ここではAとBを，一例として図36（L/H = 1,するところが異なっている。AとBは経験的に定める数

Rbの変化）と 図37（道路幅の変化，線源位置：風上）

値で，Aは全体的な濃度の高さを，Bは濃度分布の前後のように定め，各点の濃度を予測して風洞実験値と比較

方向の非対称性を表す。例えば，負のBは風上側の濃度した。図38より，極端に安定が強い場合（Rb = 0.79）の― 39 ―

図36 種々の大気安定度に対するＡとＢの値（L/H＝１，Rb＝0.79〜-0.21）
図38 改良SRIモデルによる濃度予測値と風洞実験結果の比較（L/H＝１，Rb＝0.79〜-0.21）

図37 種々の道路幅に対するAとBの値（L/H＝1.5〜6，中立）予測値が若干ずれている（■印）以外は全体に良く一致している。また，線源が風上建物直後に置かれた場合にはすべての道路幅に対して実験値と予測値は良く一致し

図39 改良SRIモデルによる濃度予測値と風洞実験結果の比較（L/H＝1.5〜６，中立）

実用的には，予備知識のない者がこれら係数を現場の道ている（図39）。

路構造や周辺建物などの状況に従って，与えうることが望ましい。

（２）簡易予測手法の課題
前項で紹介した改良SRIモデルでは，係数をストリー

この予測をさらに実用に近づける試みの一つとしてス

トキャニオンの形状や大気安定度の要素や分布の非対称

トリートキャニオンの通風率ASTを導入する。ASTは，道性を考慮して決めたことによって，オリジナルのSRIモ

路幅Lとキャニオン上端の風速UHの積（図40）に対する

デルより精度のよい予測が可能となっている。しかしモストリートキャニオンの実質換気量 QST の割合でありデル中で用いた係数（A，B）は風洞実験によって求め（A S T= Q S T/（L （U H）で定義される。ただし Q S T= q /た濃度分布に予測結果が一致するように定めたものであCav：ストリートキャニオンの実質換気量，Cav：ストリ

り，予測に先立って，先験的に与えられるものではない。

ートキャニオン内部の平均濃度，q：汚染ガス排出量）― 40 ―

図40 ストリートキャニオン内部の流れと拡散の模式図

図42 大気安定度と通風率の関係

図41 道路幅と通風率の関係である。例えば，風洞実験から求めたASTの道路幅L/H
図43 道路前後の建物高さと通風率の関係に対する変化は図41，大気安定度Rb（バルクリチャー
ドソン数）に対する変化は 図42，道路前後の建物高さ（HU/HS，HD/HS，HU：風上側建物高さ，HD：風下側建物

ン全般の濃度の大きさを決定する係数であることを考え

高さ，HS：周辺街区高さ）による変化は図43のようになれば，それをASTから求めることはきわめて合理的といる。ASTは文字通りストリートキャニオンの風の通りやえる。

すさを示す指標であり，通風に最も影響の強い要素のひさらに，風洞実験で得られた濃度分布をそのストリー

とつである道路幅によって基準化した量であるために，

トキャニオン自体の平均濃度Cavで無次元化すると，道

極端に大気安定度の強い場合などを除けば，0.1〜0.2程

路幅の変化に対しては図44（図の横軸を道路幅Lで基準度と変化の幅は小さい。ASTを用いる利点は，おおよそ化している），大気安定度の変化に対しては図45，道路の値を決めると，市街地の一般風速や道路幅，交通量かの風下側建物の変化に対しては図46，風上建物高さの変ら推定される汚染物質の排出量などからストリートキャ化に対しては図47のようになる。それぞれの図には，いニオン内部の平均濃度を予測できる点にある。

くつかの実験条件の結果を重ね合わせている。同じ等高Johnson（1973）のSRIモデルにおける 7 や，前節

線どうしは比較的近いところを通り，道路幅や大気安定で提案した予測式中の A などがストリートキャニオ

度，沿道の建物高さなどが変わってもCavを基準とした― 41 ―

図44 種々の道路幅（L/H＝１〜３）における濃度分布
濃度分布は，それぞれの実験条件におけるストリートキャ
ニオン内部の平均濃度（Cav）に対する濃度比を表したものである。等高線が1.0以上の場所では，道路全体の平均値よりも濃度が高い。

図46 種々の風下建物高さ（HD/HS＝1.0〜2.0）における濃度分
布

図45 種々の大気安定度（Rb＝-0.21〜0.11）における濃度分布

分布パターンはよく似ている。
こうした濃度分布の類似性は，沿道における流れ場と
大気汚染物質の拡散構造が，ある範囲内の道路構造の変化に対して大きく変わらないことを示しており，この分
布形状が前節で提案した改良SRIモデルの係数Bを決め

図47 種々の風下建物高さ（HD/HS＝1.25〜2.0）における濃度分布る手がかりを与える。今後，さらに実験を積み重ねることによって現場での実用に耐えうる予測式の提案に結び付けたいと考えている。

― 42 ―めた。VOCの種類別では，従来の推計値に比べて，キ（３）まとめ
市街地を単純な形状のブロック模型で置き換えた街区

シレンの比率が高い結果が得られたが，これは，模型と，実市街地の縮尺模型を用いて風洞実験を行い，「PRTRのための塗料標準組成表」において，溶剤中の次のことが明らかになった。

キシレンの構成比が高く設定されていることによる。溶剤の種類別使用量の経年変化をもとに推計すると，キシ

１）道路幅が沿道建物の１倍から２倍程度のとき，レンの比率がより低く，トルエンの比率がより高い結果

ストリートキャニオンには建物とほぼ同じスケールの，となり，従来の推計による物質構成比に近づく。溶剤の安定な渦（キャビティ渦）ができる。

成分構成比について，本推計では，資料や業界ヒアリン
グをもとに設定したが，その値の妥当性については，大２）ストリートキャニオン内部の大気汚染濃度分布はキャビティ渦の強さや安定性によって変わる。例えば，

気中濃度との比較等によって検証する必要があり今後の課題である。

道路の風下側の建物が周辺の建物よりも高く，キャビティ

これまでは，自動車起源のVOCの比率は人為発生源

渦の勢いが強いときには濃度が低い。逆に，道路風下側

全体のうち15％程度であると考えられていた。これまでの建物が周辺よりも低くキャビティ渦ができないときは主に規制自動車のテールパイプからの発生量を中心にには濃度が高くなる。大気安定度の影響も同様である。

推計がなされていたが，これに加えてエバポエミッショ

キャビティ渦が強くなる不安定成層時（晴れた日の日中）

ン（走行中や駐車時の車からの蒸発による発生），アイドにはストリートキャニオン内部の濃度は低く，逆転層がリング，コールドスタート時の排出増加が考慮されなけ

強くキャビティ渦の勢いが弱まるとき（晴れた日の夜間）ればならない。本研究においては，これらの要因を新たに濃度が高まる。

に追加し，自動車寄与の推計を行った。その結果，自動車起源のVOCの比率は22％程度であることが明らかとな

３）ストリートキャニオン内部の濃度分布を簡易に予った。自動車に関連するもう一つの発生源としては，給測できる改良SRIモデルを提案し，予測式のさらなる実

油や温度変化に伴うガソリン蒸気の大気への放出があ用化への展望を示した。

る。これによる寄与分を自動車関連のVOCとして評価
すると，総体としての自動車の比率は27％程度となるこ

参考文献とが明らかとなった。本研究においては，十分な検討がW.B. Johnson, F.L. Ludwig, W.F Dabberdt and R.J. Allen:
An urban diffusion simulation model for carbon monoxide.
JAPCA 23,490-498, 1973

できなかった二輪車等の未規制自動車の寄与も大きいた
め，今後とも継続的に自動車起源のVOCの推計値の修正が必要である。

2.4 総括および研究展望

本研究による自動車走行時の排ガス推計手法は，車種2.4.1 まとめと今後の課題

別・速度帯別の排出係数が得られれば，他の物質につい（１）VOC発生量・VOC組成の推計ても適用可能であり，自動車交通に起因する大気環境負固定蒸発発生源のうち最も大きな発生源である，塗荷物質の排出推計手法として利用することができる。今

料・溶剤関連からのVOC発生量，移動発生源のうち自回は，全国推計を行ったが，地方ブロック別に自動車輸

動車排ガス，自動車燃料起源からの蒸発発生について，

送統計データを生かした推計を行うこともできる。また，

地域別・成分別の発生量推計を行った。また，これら以大型車の通行が特に多い高速道路の交通量を始めに引き外の発生源についても，従来の推計値の再検討を行い，去った上で，同様の推計を行った方が，より妥当な推計

上記３分野の推計結果と合わせて，全国の VOCの発生となると考えられる。

総量の発生源種類別内訳を推定した。これらの結果を総ガソリンの蒸発や排ガスは有害化学物質（ベンゼン等）合的にとりまとめ，最新の発生量と組成を把握した。解

汚染の動態把握の観点からも調査を進める必要がある。

析の結果，平成９年度の塗料関連からの大気中への排出

蒸発成分と量はガソリン組成や気温影響が大きいため，

量は，82.5万トンと推計された。塗料の用途別，VOC成全国のガソリンスタンドからのサンプリングと成分分析

分別の内訳は建物，自動車，電気・金属などが上位を占を行った。この結果を基に蒸発ガソリンの環境負荷に関― 43 ―

する検討を行い季節変化や地域分布を明らかにした。

する排出係数を，お互いに，また，日本における台上試

PRTR（汚染物質排出移動登録制度）の結果等をとりま験の結果および海外のトンネル調査結果と比較し評価しとめ，固発生源（点源）からの有害化学物質の発生量はた。実際に道路を走行している，形式・年式・整備状況

約35万トン／年／全国であること，主要成分はトルエン，

等が異なる多数の車両からの，平均的な排出状況を把握

キシレン，ジクロロメタン，ジクロロベンゼンであり，することはリアルワールドでのVOC排出実態を知るた

22万トン／年／全国で全体の63％程度を占めることを明めには，極めて重要である。今後は，条件の異なる複数

らかにした。しかし，これ以外にも塗装・溶剤の生産量のトンネルでの定常的なモニタリングが望まれる。またから推計すれば，面源からのVOC発生が100万トン／年

トンネルデータにより得られたEFを基にPM2.5・DEPの以上あると考えられる。固定発生源の中でも特に発生寄発生量を推定する手法の検討を行うのが，今後の課題で与率が大きい塗装・溶剤関連，印刷関連のVOC発生のある。

現状を把握する為に関連業界のヒアリングを行い最新の知見を明らかにした。これとともに大気汚染予測モデル（３）大気環境中におけるVOCの動態把握への入力データベースを更新した。

関東地域等においてフィールド観測を実施した。また，同一の自動分析システム関東地域とメキシコ市に設置し（２）トンネル調査による自動車からの VOC発生量・VOC組成の推計

データを収集・解析し，地域的な特徴を把握した。メキ
シコ市との比較測定の結果によれば，メキシコ市におけ自動車の走行時の発生について，自動車トンネル内外

るVOC濃度は関東地域と比較して極めて高く，中でもの実測濃度差をもとに，成分別の排出係数の推定を行い，プロパン，ブタンは10〜30倍の値を示した。しかしベン

シャシーダイナモ試験等による従来の報告値との比較をゼン濃度に関しては関東地域とメキシコ市との間に大き行った。走行速度や車種構成が異なる二つのトンネル調な濃度差はなかった。関東地域におけるフィールド観測

査（トンネルA，B）データを解析・評価した。トンネ

では，冬季においては，大気汚染物質が蓄積し高濃度がルAは市街地における比較的短いトンネル（約350m）で，出現するメカニズムを立体的に把握すること，アルデヒ

両側には信号がありラッシュ時には渋滞が発生する。トド類や，ガス状硝酸などの立体分布を把握することがでンネルBは高速道路のトンネル（約1,200m）である。両きた。

トンネルともに，１日〜数日程度の測定結果を，同時に関西地域におけるる春季大気汚染とVOCの関連性解観測した交通量と併せて解析した。Aトンネルでは車種

析では関西地域における春季の高濃度大気汚染には大阪構成がほぼ一定であったので，得られたエミッション

湾周辺地域の二酸化窒素汚染には大阪湾上の船舶から排ファクター（EF）は，市街地における現実の車種構成出された窒素酸化物がに大きな寄与を及ぼしているこの，比較的低速の走に対応する値と考えた。Bトンネルと，二酸化窒素汚染の分布には大阪湾周辺の局地風循環

では車種構成に変化が見られたので，車種構成の変化との影響が大きいことがわかった。また大阪平野周辺の丘

VOC組成とのEFの関係を国内外の実験・観測結果と比陵・山岳地域においてオゾンの濃度が高くなる理由とし較評価した。トンネルデータにより得られたEFは，従て，混合層の発達に伴う上空からのバックグランドオゾ

来の推定値と同程度または大きめであった。

ンが取り込みと，地上付近での一酸化窒素との反応によ

大型車両率が高いと排出係数が高い成分は，n-オクタ

るオゾンの消失が原因であることがわかった。数値実験

ン，n-ノナン，1,3-ブタジエン，プロピレン，1-ブテン，から以下の結果が得られた。モデル解析の結果から，炭1-ペンテン，スチレン，ホルムアルデヒド，大型車両率

化水素発生源の発生量の削減は二酸化窒素の環境濃度のが高いと排出係数が低い成分は2,2,4-トリメチルペンタ

低減にはあまり関与せず，バックグランドオゾンの寄与

ン，2,3,4-トリメチルペンタン，2-メチル-2-ブテンであが大きいことが示された。

った。日本における自動車からのVOCの排出係数につ広域大気汚染解析のモデル解析し，オゾン分布のいての情報は限られており，特にトンネルBではこれま

VOC排出量に対する感度実験を行った。計算にあたっ

で国内ではほとんど情報のなかった化合物についての排ては，中国大陸からのVOCの発生量として現状の推定

出係数が得られた。両トンネルで得られた総交通量に対値を用いた場合と，VOC発生量を半分に設定した場合― 44 ―

の比較を行った。オゾンの月平均値でくらべると，両者ために風洞実験を行い予測式Δ C = q / {Aexp（Bθ）の計算の濃度差は，差の大きいところでVOC発生量をUr}を提案した。ここで，ΔCは自動車排ガスによる濃半分に設定した場合の方が５ppb程度濃度が低くなって度増加，ｑは汚染ガスの排出量，Uは一般風速，rは汚いた。差の大きい地点で詳細に比べると，数 ppbから染源から対象地点までの距離，θは汚染源から対象地点

20ppb程度日最高濃度が低くなっていることがわかった。

を見上げた仰角，AとBは実験的に定める係数である。

大気汚染濃度のトレンド解析によれば，東京首都圏地

この関係を一般化するための風洞実験を実施した。これ

域や近畿地域等の大都市地域ばかりではなく，全国的にとともに実市街地ならびに複雑な道路構造地域におけるオキシダントの年平均値が増加傾向にあることがわかっ

拡散モデルを検証するための風洞実験を行った。モデル

た。国設松江大気汚染測定局におけるオキシダントの経解析に関しては風洞実験によりストリートキャニオン内

年変動も増加の傾向が認められ，これとともにナイトの大気汚染分布と気象条件，道路構造条件との関連性を

レートの沈着量も増加傾向にあることがわかった。国設

明らかにした。また，ストリートキャニオン両側の建物

松江大気汚染測定局は全国の測定局の中でも，最も窒素の高さによって道路内部の流れと拡散がどのように変化

酸化物濃度が低い測定局の一つであり，近傍には大きなするかを詳しく調べ風洞模型実験の結果をまとめた。ま大気汚染発生源が無いことから大陸方面からの移流大気

ず，ストリートキャニオン全体の換気性能を示す指標と汚染量が増加していると考えられる。

して通風率（ A ST＝QST／（L×UＨ））を導入し，道路

大阪での春季の解析結果，広域大気汚染解析のモデル

幅・建物の高さ・大気安定度などの条件から通風率を介解析結果，松江での濃度トレンド等の今回の研究結果はしてストリートキャニオンの平均濃度を大まかに見積も大陸方面からのVOC流入とこれによるオゾン濃度上昇る手法を提示した。ただし QST＝ｑ／Ｃav：ストリートの重要性を示唆しており，今後の継続的なモニタリング，

キャニオンの実質換気量，Ｃav：ストリートキャニオン

や大陸を含む発生源調査が不可欠であることを示してい

内部の平均濃度，ｑ：汚染ガス排出量，L：道路幅，UＨ：る。

上空風速である。また，ストリートキャニオン内部の濃度分布をそれ自身の平均濃度によって基準化すると，道（４）風洞実験による沿道大気汚染の研究

路幅・建物高さ・大気安定度などのかなりの範囲にわ

VOCの発生源として大きな比重を占める自動車排ガスが沿道大気に及ぼす影響を風洞を用いて実験・解析したって分布形状が類似することがわかり，今後の沿道汚染濃度分布予測実用化への手がかりを得た。

た。街並みを単純な街区模型で置き換えた実験や実市街

これとともに，高架道路などの複雑な道路構造の影響

地の縮尺模型を用いた実験により道路幅，建物高さ，大に関する基礎的検討を行った。実験結果によれば，高架

気安定度による影響を検討した。実験の結果，道路幅が道路あり，と高架道路なしの分布を比べると，地上付近

沿道建物の１倍から２倍程度のとき，ストリートキャニの濃度分布には大きな差が見られなかった。この要因とオンには建物とほぼ同じスケールの，安定な渦（キャビ

して，第一には，ストリートキャニオン内への新鮮空気ティ渦）ができること，ストリートキャニオン内部の大の流入は風下建物の壁面近くの比較的薄い層によって行

気汚染濃度分布はキャビティ渦の強さや安定性によってわれるので，高架道の存在影響を強く受けない。このた変わること，キャビティ渦が強くなる不安定成層時にはめに，ストリートキャニオン全体の換気量が高架道の存

ストリートキャニオン内部の濃度は低く，逆転層が強く在によって大きく低下しないこと，第二には，建物側面

キャビティ渦の勢いが弱まるとき（晴れた日の夜間）に下部からの汚染物質の流出が高架道路の存在によって増濃度が高まることがわかった。

加し，このために地上付近の風速低下による濃度上昇がストリートキャニオン内部の濃度分布を簡易に予測で相殺されるためであることが考えられる。すなわち，高きる改良SRIモデルを提案し，予測式のさらなる実用化

架道がない場合にはストリートキャニオン内には強いへの展望を示した。モニタリングステーションの最適配キャビティ渦ができる。このため，地上の汚染ガスは置や地域代表性の評価に当たっては問題とする道路空間

キャビティ渦によってストリートキャニオン内を循環内部における大気汚染濃度分布を明らかにする必要があ

し，均一化した後に道路の上部または建物側面から排出る。そこで任意の道路条件に対する予測手法を開発するされる。一方，高架道路がある場合には道路面に強い― 45 ―

キャビティ渦が存在しない。このため，大気汚染物質はける実際に走行している車両からのVOCの排出係数を，

弱い逆流によって風上建物下部に運ばれた後，強く攪拌

トンネル調査によって求めることを目的とした研究を行っされずに，濃度の高いままストリートキャニオンの隙間た。今後はPM2.5･DEPを含めて実験方法，データ解析の建物端から風下に流出してしまうと推察される。

方法の検討が必要である。

以上の理由から，高架道の存在によるストリートキャ

自動車排ガスの各種成分の排出規制は，特定のテスト

ニオンの全体的な濃度上昇が少ないものと考えられる。

モードでの排出係数（走行距離あたりの排出量）につい

ただし実験では測定実施上の制限から，最も低い測定点て実施されているが，実際の排出係数は走行モードに大を床面から15mm（実寸法では4.5m）とした。このため

きく依存する。実走行モードのシャシーダイナモ試験にに，地上近くの高濃度をとらえていない可能性がある。

基づく排出係数を用いた規制物質等の排出量の全国レベ

事実，交差点周辺市街地の濃度分布測定（測定高さ５ルでの推計が，環境庁（当時）により行われ，平成10年mm）においては，少数ではあるがかなりの高濃度が測に平成６年までの推計値が報告されている。この報告で定される場所がある。高架道路がある場合には，局所的は，シャシーダイナモ試験で実測されたCO2排出係数にに高濃度が発生する可能性は高い。この研究課題に関し基づく全国の自動車排ガス起源のCO2排出量と，自動車ては更に詳細な実験・解析の継続実施を行っている。

用燃料の消費量統計値から推計されたCO2排出量の比較が行われ，前者が後者の約70％と，過小となることが指摘されている。このことは，
VOCやNOxなどについても，

2.4.2 研究展望
本特別研究は，これまでのガス状大気汚染物質に関す同様の推計手法を適用すると過小予測となる恐れがある

る研究の中では調査・研究が最も遅れていた VOCの発ことを意味する。一方，このこととは別に，こうした生源把握と環境中での動態解明に焦点を当て，３年間にシャシーダイナモ試験による測定値が実際の使用条件下

わたり実施したが，この研究成果は独立行政法人国立環による排出量よりも過小となる要因もいくつか指摘され境研究所が平成13年度から実施する，重点特別研究『大てきた。そのひとつは，エンジン始動直後，とくに低温

気中微小粒子状物質（PM2.5）・デイーゼル排気粒子時において，排ガス処理装置の触媒が十分に機能しない（DEP）等の大気中粒子状物質の動態解明と影響評価』段階で生じる，いわゆるコールドスタート時の排出増加（略称PM2.5･DEP研究プロジェクト）に引き継がれるこである。これらの諸点に関しての実験室的研究も必要でとになる。大気中微小粒子の研究は，残された大気汚染ある。

研究の中でも最も困難な部分である。VOCが環境大気

これとともにPM2.5･DEPの測定技術開発や，これを中の微小粒子に及ぼす役割は，良くわかっていない。

用いた環境モニタリング，発生源と環境濃度の関連性を

PM2.5･DEP研究を推進して行く中でもVOC関連の研究把握するための，風洞モデルや数値モデルの開発を推進

課題は益々，重要となる。

しなければならない。PM2.5･DEP問題は局所的な課題

具体的な課題として，発生源の把握が上げられる。本
特別研究ではVOCの実走行状態での排出係数について，と広域的な課題が相互に関連し合っているため，広い分野での研究協力を行くことが極めて重要である。

日本では情報が限られていた状況を踏まえて，日本にお― 46 ―

［資

料］

Ⅰ
１

研究の組織と研究課題の構成

研究の組織（当時）［Ａ

研究担当者］
地域環境研究グループ
統括研究官

森田昌敏

都市大気保全研究チーム

若松伸司・上原

交通公害防止研究チーム

田邊

水改善手法研究チーム

森口祐一・櫻井健郎・松橋啓介

主任研究官

松本幸雄

清

潔・近藤美則大気圏環境部
大気物理研究室菅田誠治

大気反応研究室

畠山史郎・酒巻史郎

高層大気研究室

杉本伸夫・松井一郎

化学環境部
計測技術研究室［Ｂ

相馬悠子

客員研究員］
秋山雅行

（北海道環境科学研究センター）（平成１０〜１２年度）

阿相敏明（神奈川県環境科学センター）（平成１０年度）

彬（福岡県衛生公害センター）（平成１０〜１２年度）

鵜野伊津志

（九州大学応用力学研究所）
（平成１０〜１２年度）

大原（静岡大学）

（平成１０〜１２年度）（東京工業大学）
（平成１０〜１２年度）

木村富士男（筑波大学）

（平成１０〜１２年度）

坂本

和彦（埼玉大学）

（平成１０〜１２年度）

清水源治（山梨県衛生公害研究所）

宇都宮

神田

利眞
学

外岡

豊

（埼玉大学）坂東博 （大阪府立大学）

（平成１０〜１２年度）（平成１０〜１２年度）

森川多津子（日本自動車研究所）
（平成１０〜１２年度）

碩雄（東京都環境科学研究所）
（平成１０〜１１年度）

石井康一郎（東京都環境科学研究所）
（平成１０〜１１年度）

星純也（東京都環境科学研究所）
（平成１０〜１１年度）

服部

幸和

（大阪府公害監視センター）（平成１０
〜１１年度）

長田健太郎

（山口県環境科学センター）

（平成１１年度）

（大阪府公害監視センター）

（平成１０〜１１年度）

泉川［Ｃ（平成１０〜１２年度）

研究協力者］
今村

清

佐藤

啓市

（大阪府立大学大学院）

（平成１１年度）

白石泰介

（埼玉大学理工学部）

（平成１１年度）

―４９―

研究課題と担当者（客員研究員，共同研究員）

２（１）の発生量推定手法に関する研究
田邊潔・森口祐一・若松伸司・松橋啓介・外岡豊・長田健太郎・大原利眞

（２）自動車からの 発生量の推定に関する研究

森口祐一・田邊潔・櫻井健郎・近藤美則・若松伸司・泉川碩雄・石井康一郎・星服部幸和・今村清・佐藤啓市

純也・（３）環境大気中における の挙動解明に関する研究 若松伸司・上原清・菅田誠治・松本幸雄・杉本伸夫・松井一郎・畠山史郎・酒巻史郎・森田昌敏・



相馬悠子・秋山雅行・阿相敏明・宇都宮彬・鵜野伊津志・大原利眞・神田

坂本和彦・清水源治・坂東博・森川多津子・白石泰介

―５０―学・木村富士男・Ⅱ
１

研究成果発表一覧

誌上発表
発

表

者

題

目

掲

載

誌

巻
（号）

ページ

刊年

鵜野伊津志，森 淳子， 梅雨期の東アジアスケールの長距宇都宮彬，若松伸司， 離物質輸の解析

大気環境学会誌

３３
（２）

１０９
１１６

１９９８

鵜野伊津志，
村野健太郎，若松伸司

春季の移動性高気圧通過時の二次
大気汚染物質の長距離輸送と変質過程の数値解析

大気環境学会誌

３３
（３）

１６４
１７８

１９９８

田邊

潔

有害大気汚染物質の測定方法と制度管理の考え方

環境と測定技術

２５
（１）

６４
７７

１９９８

上原
老川

清，村上周三， 温度成層下のストリートキャニオ
ン内部流れに対する道路幅の影響
進，若松伸司に関する風洞実験 −市街地における汚染物の拡散に関する実験的研究− その 

日本建築学会論文報告
集

５１０

３７
４４

１９９８

上原

清

ストリートキャニオン内の流れと拡散に関する温度成層風洞実験

日本風工学会誌

７５

３７
４２

１９９８

日本域の春季の対流圏オゾン高濃度シミュレーション

天気

４５

４２５
４３９

１９９８

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３２

２００７
２０１６ １９９８


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３７

１１０７
１１１６ １９９８

３３

３０９７
３１０８ １９９９

鵜野伊津志，菅田誠治

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―５１―

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１９９８

発
上原
老川

表

者

題

目

掲

載

誌

清，村上周三， ストリートキャニオン内部の大気 日本建築学会論文報告
汚染物質拡散に対する道路幅およ 集
進，若松伸司び大気安定度の影響に関する風洞実験 −市街地における汚染物の拡散に関する実験的研究−その 松尾朋浩，窪田英樹， 運動時の温熱性発汗特性と平均皮
伊地知健，鎌田紀彦， 膚表面温度の予測
若松伸司

日本建築学会計画系論
文集

石井康一郎，泉川碩雄， 自動車用トンネルを利用した排出中村 健，星 純也， ガス調査（１）
櫻井健郎，田邊 潔，
森口祐一，若松伸司

東京都環境科学研究所
年報

巻（号）

ページ

刊年

５２４

４５
５２

１９９９

５２６

１０７
１１３

１９９９

４０
４５

１９９９


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１５６２ ２０００

櫻井健郎

自動車から排出される揮発性有機 国立環境研究所ニュー １９（１）
化 合 物（）に つ い て の ト ン ス
ネル調査

５
６

２０００

大原利眞，神成陽容， 東京湾原油流出事故による大気環
若松伸司，鵜野伊津志
境影響の数値解析

大気環境学会誌

３５
（２）

１０３
１１２

２０００

桜井健郎 

田辺 潔  市街地の車道トンネルにおける自森口祐一 
若松伸司， 動車起源揮発性有機化合物の組成
針谷謙一

大気環境学会誌

３５
（６）

３４３
３５４

２０００

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２６７
２７５

２０００

日本の大気汚染の歴史



３３９
３５１

２０００

上原 清，村上周三， 高さの異なるストリートキャニオ
ン内の流れと拡散に関する風洞実
若松伸司，池澤 正
験 −市街地における汚染物の拡散に関する実験的研究− その６

日本建築学会論文報告
集

５４１

３７
４２

２００１

若松伸司

文部省科学研究費成果
報告

８６

２００１

５１
６４

２００１

若松伸司

気象と大気汚染発生機構

都市域における大気環境モニタリン
グシステムの新構築に関する研究

による
田邊 潔，前田恒昭， 試料平均化採取・
星 純也，泉川碩雄， 揮発性有害大気汚染物質自動分析
装置の開発
森田昌敏

環境化学

―５２―

１１
（１）

発

表

者

題

目

掲

載

誌

巻（号）

ページ

刊年

星 純也，泉川碩雄， 揮発性有害大気汚染物質自動分析
前田恒昭，森田昌敏， 装置による長期連続測定および手分析法との比較
田邊 潔

環境化学

１１
（２）

１９３
２０４

２００１

大原利眞，若松伸司， 関西地域における春季高濃度汚染
鵜野伊津志，神成陽容の数値シミュレーション（１）数値モデルの構築と立体観測データ
による検証

大気環境学会誌

３６
（４）

２０８
２３０

２００１

大原利眞，若松伸司， 関西地域における春季高濃度汚染の数値シミュレーション（２）汚鵜野伊津志
染発生機構の感度解析

大気環境学会誌

３６
（４）

２３１
２４３

２００１

３

１９９
２０７

２００１

３６
（３）

１２５
１３６

２００１





（投稿中）

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若松伸司

都市・広域大気汚染の生成機構解明に関する研究桜井健郎 

田辺 潔  高速道路トンネル交通車両からの森口祐一 
若松伸司， 揮発性炭化水素の排出係数
星 純也，石井康一郎，
中村 健，泉川碩雄

大気環境学会誌

大気環境学会誌

―５３―

２

口頭発表
発

田邊

表

潔

者

題

目

学会等名称

モニタリングの精度について（精度管理の考え方）

大気環境学会関東支部測定方法部会有害大気汚染
物質モニタリングに関す
る検討会

開催都市名
川

崎

年月
１９９８

２

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 １９９８

５

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上原

清

ストリートキャニオン内の流れと拡散に関する温度成層風洞実験

上原
老川清，若松伸司， ストリートキャニオン内部における温度
進
成層の影響

日本風工学会年次研究発
表会

東

京

１９９８

６

日本建築学会大会

福

岡

１９９８

９

上原 清，若松伸司， ストリートキャニオン内部の大気汚染物
山尾幸夫，河田 忠， 質拡散に及ぼす道路幅と大気安定度の影
老川 進
響に関する風洞実験

第３９回大気環境学会年
会

札

幌

１
９９８

９

大原利眞，神成陽容， 東京湾重油流出事故による大気環境影響
若松伸司
の数値解析

第３９回大気環境学会年
会

札

幌

１９９８

９

若松伸司

第３９回大気環境学会年
会

札

幌

１９９８

９

前田恒昭，坂井亜紀， 有害大気汚染物質（揮発性）長期モニタ 日本分析化学会第４７年
市岡耕二，田邊 潔
リングシステムの開発
会

岐

阜

１９９８

１０


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 １９９８

１１

若松伸司

大都市の大気保全の実態

塗料講座−環境対応塗料
の展望−

東


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若松伸司

メキシコシティの光化学大気汚染の実態と機構

第３１回 
９９建築設備技術
会議

東

京

１
９９９

１

上原 清，若松伸司， 道路両側の建物高さが異なるストリート
池澤 正，吉村 陽， キャニオン内の濃度分布に関する風洞実
山尾幸夫，河田 忠
験

大気環境学会関東支部大気質調査部会講演会

東

京

１
９９９

７

都市域の光化学オゾン 
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―５４―

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京

１９９８

１１


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 １９９８

１１

発

表

者

題

学会等名称

開催都市名

年月

国環研をとりまく最近のテーマとその展開について

第４０回大気環境学会年
会

津

１
９９９

９

「気象拡散の解析・モデリング」分科会モ
デルディスカッション「気象拡散研究の展開軸は？−大気環境対策への対応−」

第４０回大気環境学会年
会

津

１９９９

９

都市・広域大気汚染の研究

第４０回大気環境学会年
会

津

１９９９

９

星 純也，泉川碩雄， 有害大気汚染物質の連続測定法の検討
前田恒昭，市岡耕二，
坂井亜紀，田邊 潔

第４０回大気環境学会年
会

津

１９９９

９

石井康一郎，泉川碩雄， 自動車トンネルにおける自動車起源化合
星 純也，中村 健， 物の測定１−窒素酸化物を中心として−
櫻井健郎，田邊 潔，
森口祐一，若松伸司

第４０回大気環境学会年
会

津

１９９９

９

星 純也，石井康一郎， 自動車トンネルにおける自動車起源化合
泉川碩雄，中村 健， 物の測定２−揮発性有機化合物−
櫻井健郎，田邊 潔，
森口祐一，若松伸司

第４０回大気環境学会年
会

津

１９９９

９

上原
老川

日本建築学会大会

東広島

１９９９

９

豊

橋

１
９９９

１０


星 純也，泉川碩雄， 有害大気汚染物質の連続自動測定法の評
前田恒昭，市岡耕二， 価
田邊 潔

第９回環境化学討論会 札


幌

２０００

６

石井康一郎，泉川碩雄， 自動車トンネルにおける自動車起源化合
星 純也，中村 健， 物の測定３−排出係数の推定を中心とし櫻井健郎，田邊 潔， て−
森口祐一，若松伸司

第４１回大気環境学会年
会

浦

和

２０００

９

市岡耕二，冨田由佳， 有害大気汚染物質の自動分析装置の長期
北浜静夫，前田恒昭， 運用について
田邊 潔

第４１回大気環境学会年
会

浦

和

２０００

９

服部幸和，鎌田堯義， 大阪府における有害大気汚染物質の濃度
中村茂行，森口祐一， 分布について
田邊 潔

第４１回大気環境学会年
会

浦

和

２０００

９

若松伸司

若松伸司，吉門

若松伸司

洋

目

清，村上周三， 前後に高さの異なるストリートキャニオ進，若松伸司ン内外の流れに関する温度成層風洞実験

森口祐一，田邊 潔， を用いた環境リスクの評価と管理の 環境科学会１９９９年会
松本幸雄，桜井健郎， ための情報システムの開発
松橋啓介，中杉修身，
片谷教孝，川原博満，
松田 了

―５５―

発

表

者

題

目

学会等名称

開催都市名

年月

上原 清，若松伸司， 沿道濃度分布の簡易予測手法
池澤 正，吉村 陽，
山尾幸夫，河田 忠

第４１回大気環境学会年
会

浦

和

２０００

９

上原 清，山尾幸夫， 交差点周辺の流れと拡散に関する風洞実
林 誠司，吉川康雄， 験 −ケースタディ−（速報）森川多津子，老川 進，若松伸司

第４１回大気環境学会年
会

浦

和

２０００

９

上原 清，村上周三， 建物周辺気流に関する風洞実験のクリ 日本建築学会大会
若松伸司，大岡龍三
ティカル 数に関する研究

郡

山

２０００

９

上原

風洞実験による道路沿道の高濃度汚染気候に関する研究

第１６回全国環境・公害研究所交流シンポジウム

つくば

２００１

２

石井康一郎，星 純也， 自動車用トンネルを利用した排出ガス調
泉川碩雄，中村 健， 査法について
櫻井健郎，田邊 潔，
森口祐一，若松伸司

第１６回全国環境・公害研究所交流シンポジウム

つくば

２００１

２

菅田誠治，若松伸司

大気質モデルによる大陸スケールの物質動態の解析

第１６回全国環境・公害研究所交流シンポジウム

つくば

２００１

２

森口祐一，田邊 潔， 自動車用トンネルを利用した排出ガス調
松橋啓介，櫻井健郎， 査法について

第１６回全国環境・公害研究所交流シンポジウム

つくば

２００１

２

清，若松伸司―５６―

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国立環境研究所特別研究報告


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平成１３年９月２８日発行

編

集



発

行 独立行政法人国立環境研究所

国立環境研究所
編集委員会

〒
３０５

８

５０６ 茨城県つくば市小野川１６番２
電話 ０２９８

５

０

２

３４３（ダイヤルイン）

印

刷

株式会社

イ

セ

ブ

〒３０５

０

００５ 茨城県つくば市天久保２丁目１１
２０

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