OE-P48-18

海洋における生態系サービスの評価に関する研究委員会
最終報告書

2018 年 5 月
日本船舶海洋工学会
P-48 研究委員会

海洋における生態系サービスの評価に関する研究委員会最終報告書
目 次

１．はじめに・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・

1

2.1 Costanza の研究・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・

2

2.2 Barbier の研究・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・

7

2.3 国内の関連研究

・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・

10

2.4 TEEB

・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・

14

3.1 循環度・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・

17

3.2 Cycling Index

・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・

20

3.3 循環度の海洋生態系への応用

・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・

23

4.1 環境コストの費用負担・資金調達 ・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・

27

4.2 Triple I の適用可能性・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・

30

５．おわりに・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・

33

付録 1 P-48 研究委員会活動記録

・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・

34

付録 2 P-48 研究委員会委員名簿

・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・・

35

２．生態系サービスに関する研究の現状

３．物質循環の評価

４．包括的評価の政策への応用

１．はじめに地球規模での環境問題，水・食糧・エネルギー枯渇などへの対策として，海洋の大規模利用は不可欠であり，その意義を一般市民や政策決定者にわかりやすく伝える評価手法を提案することは非常に重要である．これまで，日本船舶海洋工学会の IMPACT 研究委員会（P-6 および P-25）は，このような包括的環境影響評価指標として，環境面の持続可能性と経済面の実現
可能性を統合的に評価することのできる指標として Triple I（Inclusive Impact Index）を開発し，普及を行ってきたが，環境や生態系から受けるさまざまな恩恵を貨幣価値で換算する目的で開発された生態系サービスについては，関連情報として調査は行ったものの Triple I との関連について深く考察することはなかった．他方，地球温暖化に対する緩和策の検討に必要な項目
として，沿岸生態系の保全・修復の価値を生態系サービスで評価する試みが環境省の事業で進められており，Triple I の普及を行う上でも，生態系サービスとの関連を整理し，IMPACT 研究委員会で培った知見を生態系サービスの算出手法に生かすことは重要であるといえる．
生態系サービスは，オーストラリア国立大学の生態経済学者 Costanza が開発した，人間活動に与える生態系のさまざまな恩恵を貨幣価値で換算するための評価指標で，2001 年から2005 年まで国連が行ったミレニアム生態系調査（Millennium Ecosystem Assessment, MA）で生
態系サービスが取り上げられたことにより，世界的に周知されるようになった．Costanza は，地球全体の生態系サービスの分布を 1997 年に発表し，2014 年に最新のデータを用いた再計算結果を示している．これらの評価結果では，地球規模での生態系サービスのうち，海洋，特に沿岸域における栄養塩の循環が圧倒的に大きい価値を有しているとされているが，その価値の算出手法は，必ずしも生態学的なアプローチを基礎としたものではなく，環境経済で用いられている選好ベースの価値評価が基礎となっている．
そこで本研究委員会では，これまでに行われている生態系サービスに関連する研究をレビ
ューし，評価方法の分類・整理を行うとともに，海洋の生態系サービスの中でも，特に沿岸域における物質循環に着目して，生態学的なアプローチで評価する方法を検討し，政策に応用できる，より普遍的で説得力のある評価手法を示すことを目的とした．第 2 節では，国内外の生態系サービスに関する研究の現状を概観し，第 3 節では，物質循環に着目したいくつかの指標とその海洋生態系への応用例を示す．第 4 節では，いくつかの包括的評価との政策への応用について述べ，Triple I の特徴とその政策への適用可能性について考察する．

1

２．生態系サービスに関する研究の現状
2.1 Costanza の研究
2.1.1 地球規模での生態系サービス評価の意義
地球規模を対象とした生態系サービスの定量的評価は，我々の持続可能性をはかる指標となり得ると考えられている．代表的な研究事例である Costanza et al.（1997）の研究では，世界の 16 種類の生物群
系， 17 種類の生態系サービスを対象とし， 1997 年の世界の生態系サービスの総額を約 33 兆ドル/年（振れ幅は 16〜54 兆ドル，1995 年の貨幣価値での値）と見積った．この総額は当時の世界総 GDP の約
18 兆ドルを上回るものであり，生態系サービスの重要性が認識されるひとつの契機となった．その後，Costanza et al.（2014）では，1997 年と 2011 年の生態系サービスの比較がなされ，環境破壊などの悪影響
により，4.3〜20.2 兆ドル/年の損失があったと明らかにしている．
このように，
生態系サービスの議論は，持続可能性の評価につながるものである．さらに，生態系サービスの評価において，人類が生態系から享受しているサービスを“包括的に”取り扱う点に着目すると，海洋での大規模開発などを対象とした包括的環境影響評価に応用できる可能性を有しているとも考えられる．このことから，本節では Costanza
et al.（1997, 2014）の研究内容を中心に，生態系サービス評価について調査した結果を報告する．
2.1.2 活用されている生態系サービス評価（Costanza et al. , 2014)2005 年に国連により行われた「ミレニアム生態系評価（The Millennium Ecosystem Assessment：MEA）」に生態系サービスが取り上げられたことにより，
世界での生態系サービスの認知度は飛躍的に高まった．
さらに，環境大臣会議で提唱され，実施・報告された「生態系と生物多様性の経済学（The Economics of
Ecosystem and Biodiversity：TEEB）」では，「すべての人々が生物多様性と生態系サービスの価値を認識し、自らの意思決定や行動に反映させる社会を目指し、これらの価値を経済的に可視化することの有効性」が謳われており，生態系サービス評価は議論のツールとして位置付けられ，多くのマスコミに取り上げられたことにより，メディアやビジネスでの主流化を果たしたと言える．例えば，持続可能な開発を目指す企業約 200 社の CEO 連合体である「持続可能な開発のための世界経済人会議（World BusinessCouncil for Sustainable Development：WBCSD）」の様々なプロジェクトの目標が，生態系サービスの理解，モデリング，査定，生態系や自然資本の管理に向けられていることが事例の一つとして挙げられる．
2.1.3 生態系サービス評価の目的（Costanza et al. , 2014)
生態系サービスの評価は“Valuation”であり，貨幣価値換算を意味する．一般に貨幣価値換算する目
的は，ある目標を達成する際の得失評価をすることであり，生態系サービス評価の目標としては，生態系由来のサービスの評価を通じて，人々の幸福な生活を持続可能にすることとされている（Costanza etal., 1997)．そして生態系サービスの議論では，その目標に向かうための相対的な寄与の割合を取り扱うことになる．また，自然資本と幸福な生活のつながりは直接的ではなく，社会資本と自然資本の相互関係の結果，つながるものであると考えられている．
2.1.4 地球上の生態系サービスの総額（Costanza et al. , 2014)
Costanza et al.（1997）は，世界の 16 種類の生物群系， 17 種類の生態系サービスを対象として，その貨幣価値の合計を求めた．この算定では，生物群系ごとにヘクタール当たりの生態系サービス種ごとの単価（定数）を設定し，これらをそれぞれの面積に乗じ集約するシンプルな方法が用いられた．この方2

法には議論があるものの，時間と資金に制約がある研究者や政策決定者にとっては魅力的な方法であり，自然資源評価の分野では多く用いられている方法でもある．de Groot et al.（2012）は，このシンプルな方法の精度を高めるために，数多くの文献からの情報をまとめ，生態系サービス評価に用いる定数を集約したデーターベース（the Ecosystem Services Value Database：ESVD）を構築した．Costanza et al.（2014）
では，このデーターベースに蓄積された情報が活用されている．
表 2.1-1 には de Groot et al.（2012）と Costanza et al.（1997）の比較とそれに基づく 1997 年と 2011 年の地球上の生態系サービス総額（2007 年の貨幣価値に換算して比較），表 2.1-2 には ESVD（de Groot et al.,2012）から抽出した生態系群ごとの生態系サービスの評価値の集計結果がそれぞれ示されている．表 2.12 に示された情報は，Costanza et al.（1997）の算定に比べサンプル数が多く，世界中の生態系群の情報を集約していることから，値のばらつきも小さくはない．Costanza et al.（2014）では，これらの知見を認めつつも，生態系群ごとの世界平均値を用いたとしている．表 2.1-1 に示した生態系サービスの総額算定では，表 2.1-3 に示す 4 つの仮定に基づく結果がそれぞれ示されている．
表 2.1-1 によると，単位面積かつ 1 年あたりの生態系サービスの金額（Unit values）は，汽水域と沼地をのぞいて 1997 年に比べて 2011 年の方が高かった．この理由としては，例えば，潮汐湿地・マングローブでは，台風防災，海岸侵食抑制，水質浄化に関する新たな知見が加わったこと．サンゴ礁でも同様に台風防災，海岸侵食抑制，レクリエーションの新たな知見が加わったことが挙げられていた．表 2.1-3に示した A, B, C, D の仮定に基づく結果では，A と B の比較（生物群系の面積の変化がないとすれば），2011 年の方が 140.0-45.9≒99（×1012 2007$/y）の増加となった．この比較は，Unit value が変化したことによる変化であるが，実際は面積が変化しており，このことを考慮した結果は D に示され，総額は 124.8（×1012 2007$/y）と見積もられた．1997 年と 2011 年の変化に着目すると，表中の E には 1997 年の Unit
Value を用いた結果での比較（C―A），表中の F には，2011 年の Unit Value を用いた結果での比較（D―B）がそれぞれ示されている．F の結果に着目すると，生態系サービスの減少は海洋と陸域において同程度（≒10×1012 2007$/y）であり，海洋ではサンゴ礁，陸域では潮汐湿地・マングローブでの減少が最も顕著であった．なお，世界の GDP は 2007 年の貨幣価値で示すと 1997 年では 46.3 兆ドル/y，2011 年では 75.2 兆ドル/y であり，表中の A〜D に示すどの想定値よりも GDP の方が同程度もしくは少ない結果となった．
以上の結果は，世界平均値を用いた推計であったが，今後よりモデルなどを活用した詳細な検討が行われることで，生態系サービスの金額はより高く見積もられていくはずだと考えられている．
2.1.5 生態系サービスに関する議論（Costanza et al., 2014）
生態系サービスの貨幣換算の目的は，生態系サービスを市場で商品として取り扱うためではないことに注意されたい．多くの生態系サービスは公共物であり，魚類などの食糧供給サービスに関わるものであっても，それらが生産される海域や沿岸などの生態系は人類共通の財産である．生態系サービスの貨
幣価値換算の目的は，我々の社会にどの程度寄与しているかを人々にわかりやすく示すことであり，生態系の重要性を議論するツールとして機能し，政策や GDP の議論での得失評価の中で，より調和的な決定を促すことにつながると考えられる．
反論として，我々が全ての生態系を失うと人類は滅亡することから，生態系サービスの価値は無限大であるという議論がある（Chaisson, 2002）．この議論は，何を根拠としているかという点での誤解であり，Costanza らの評価は，例えば国民所得勘定の中での農業の価値を評価しているのに似ているとしている．生態系サービスの評価とこの例示の共通点は，相対的な影響を貨幣価値換算により評価している
3

という点である．生態系サービス評価では，自然資本における相対的な寄与の程度を評価していることである．一方で，生態系サービスは GDP や市場に含まれていない生態系サービス（台風防災，気候安定化など）を含んでいるため，GDP などより大きな価値があると示される場合がある．つまり，生態系サービスの価値が支払可能金額（GDP）を超えてしまうことになるが，このことに対する議論も存在する．
特に，生態系サービスの評価が支払意思に基づくことも原因の一つであると考えられているが，そもそも GDP においても「すべての」人々のことを対象としている点に異論があり，このような議論を勘案して検討する必要がある．
表 2.1-1 生態系サービスの評価に用いる定数の比較（Costanza et al. , 2014)（緑色は増加，赤色は減少を表している）

表 2.1-2 ESVD から抽出した生態系群ごとの評価値の集計結果（単位：international $/ha/y）（Costanza et al. , 2014)

表 2.1-3生態系群ごとの面積
単位面積あたりの生態系サービス額

Costanza et al.（2014）で検討された４ケース

A

B

C

D

1997 年時点の値

1997 年時点の値

2011 年時点の値

2011 年時点の値

1997 年時点の値

2011 年時点の値

1997 年時点の値

2011 年時点の値

4

2.1.6 生態系サービスの算定方法（Costanza et al., 1997）
生態系サービスは，人間が直接的もしくは間接的に生態系から享受しているサービスと定義されている．Costanza et al.,（1997）は，既往の文献を参考とし，17 種類の生態系サービスを取り上げた．表 2.14 にその分類を示した．再生可能な生態系サービスに限定し，枯渇性の生態系サービスは含められていない．ここで注意が必要なことは，．一つの生態系サービズが複数の生態系からの産物で成り立っている
場合や，一つの生態系機能が複数の生態系サービスに関わっていることがあることであることである．
また，複数の生態系機能が，持ちつ持たれつの関係にある場合もある．
生態系サービスの貨幣価値換算では，生態系サービスへの支払意思額（Willingness-to-pay：WTP）を様々な事例から決定した．例えば，もし生態系サービスにより木材生産が$50 増えたとすれば，WTP には$50 が上乗せされる．さらに非貨幣価値が$70 あるとすれば，WTP はさらに増加し，合計で$120 となる．しかし，現実の市場への生態系サービスの寄与は$50 でしかない．本研究では，市場と関係なく，生態系サービスの合計を取り扱うこととした．
生態系サービスの総額を求めるためには，土地区分とそれらの面積が必要となる．本研究では，表 2.11 に示された 16 種類のカテゴリーに分け，それぞれのカテゴリーにおける生態系サービスの金額が求められた．本研究では，生態系群ごとに単位面積あたりの生態系サービスの値（原単位価格に相当，Unitvalue）を，100 以上の既往研究などから決定した．
2.1.7 生態系サービスの算定結果
図 2.1-1，および図 2.1-2 に， Costanza et al.,（1997, 2014）による結果を本委員会で整理したものを示す．生態系サービスのなかでは，沿岸域での栄養塩循環が占める割合が高く，全体の 30％を超えていた．
図 2.1-2 に示す土地区分での比較でも沿岸域が高く，全体の約 37％を占めていることがわかった．図 2.13 に示す Costanza et al.,（1997）による世界全域における生態系サービスの分布では，我が国の陸域は概ね高い生態系サービスの分布を示しており，他の地域では，東南アジア，オセアニア，北海で沿岸域の生態系サービスが高い結果となった．
2.1.8 まとめ
本節では Costanza らによる研究成果を取りまとめた．生態系サービスは人類に関係する多様な環境機能を包括的に取り扱うが，生態系サービス間の相乗効果や相反効果を含めた取り扱いについては議論があり，今後の課題であると考えられる．海洋での大規模開発の環境影響評価に適用する場合は，精度の良い環境変化予測のみならず，その社会的な応答までを含める必要があると思われる．

参考文献
Costanza, R. et al.（1997）”The value of the world’s ecosystem services and natural capital”. Nature 387, 253–260.
Costanza, R. et al.（2014）“Changes in the global value of ecosystem services”, Global Environmental Change 26,
152–158.
Chaisson, E.J.（2002）“Cosmic Evolution: The Rise of Complexity in Nature”, Harvard University Press, Cambridge.
de Groot, R. et al.（2012）“Global estimates of the value of ecosystems and their services in monetary units”,
Ecosystem Serv. 1, 50–61.

5表 2.1-4 生態系サービスの分類

図 2.1-1 地球上の生態系サービスの内訳

図 2.1-2 場所ごとの生態系サービスの金額

Costanza et al.,（1997）を基に作成

Costanza et al.,（1997, 2014）を基に作成

図 2.1-3 生態系サービスの分布（Costanza et al., 1997）6

2.2 Barbier の研究
2.2.1 Barbier（2007）の紹介
生態系サービスに関する代表的論文レビューとして，Barbier（2007）を取り上げる．この論文で対象としているのは沿岸湿地の生態系サービスで，タイにおけるマングローブ生態系をケーススタディとして，沿岸漁業に対する魚場形成機能および防風の役割について論じている．市場に現れず商業開発における意思決定で考慮されてこなかった便益をサービスとして評価することで，土地利用政策に影響を与えるであろうことを示唆している．
(1) 生態系サービスの分類と環境資産との違い
生態系サービスは通常以下の 3 つの便益に分けられる．
①

財：生産物や収穫物，水や遺伝的資源②

サービス：娯楽や観光などの便益，水質浄化や機構調整，浸食調整などの生態系調整機能③

文化的便益：精神的・宗教的便益，遺産等

生態系サービスは有益なフローを生み出すという観点で経済における資産と類似しており，市場のあるなしに関わらず同様の社会的価値があると考えられる．しかし，経済的資産とは異なり，自然生態系の調整・形成機能といった便益の算出法が明らかでない．
(2) 生態系サービスの評価手法の比較
トラベルコスト法（travel cost method），回避行動モデル（averting behavior model），ヘドニック賃金・財法（Hedonic wage and property model）はそれぞれ便益の評価対象が限られている．
選好意識法（stated preference method）は個人を対象とした調査から支払意思額を算出するもので，広く生態系サービスを評価できる可能性がある．調査にあたって，生態系の変化がもたらす個人が関心を持つ便益を明らかにすることと，自然生態系の変化過程について説得力のある説明をすること，の 2 条件が必要であるが，多くのサービスについてはこれらが満たされておらず，不確実性が残る．
生産関数法（production function method）は選好意識法における 2 条件のうちの 1 つ目の条件のみに依存する．生態系の持つ調整・生育機能と個々の便益への関係を繋ぐ十分な科学的知見があればサービス評価に用いることができる可能性がある．環境に変化がもたらされた場合，市場を通じて最終価格に反映されるというのが基本的なアイデアであるが，防風や洪水抑制などは市場に反映されないサービスのため，適切なモデル化が必要である．この生産関数法を応用した例として，沿岸湿地の育成機能が沿岸漁業市場に与える影響の評価手法が静的モデルと資源量増減を考慮した動的モデルとして紹介されている．
特定の生態系固有でかつ評価が難しいサービスについては代替コストの考え方が用いられる．
例えば，
沿岸湿地は水浄化の機能の持つため，排水処理施設のコストを用いる．しかし，この考え方は経済学的には便益を過大評価することがあり，注意が必要である．代替コスト法の代わりに期待被害関数（expected damage function, EDF）を用いる方法がある．これは，資産が生み出す便益が経済損失の頻度や深刻度を低減することに着目し，低減される期待被害によって資産を評価するというものである．生態系サービスの調整・形成機能に対してこの手法を適用して評価することができる．
例えば，度重なるストームの被害に晒されている沿岸地域のコミュニティにおいて，ストームの期待発生数が𝑧𝑧 0 から𝑧𝑧1 に上昇した場合，家庭の財産や家計が被る期待被害は最低支出関数を通じて福利の損失を測る指標となる．

7

𝐸𝐸[𝐷𝐷(𝑧𝑧)] = 𝑚𝑚(𝑝𝑝 𝑥𝑥 , 𝑧𝑧1 , 𝑢𝑢0 ) − 𝑚𝑚(𝑝𝑝 𝑥𝑥 , 𝑧𝑧 0 , 𝑢𝑢0 ) = 𝑐𝑐(𝑧𝑧)(2.2-1)

E[𝐷𝐷(𝑧𝑧)]: 家計の期待被害

𝑚𝑚(𝑝𝑝 𝑥𝑥 , 𝑧𝑧1 , 𝑢𝑢0 ): 代表的家庭における支出関数

𝑝𝑝 𝑥𝑥 : 家庭で購入される物資の価格

𝑢𝑢0 : 家庭の幸福レベル

ここで，c(𝑧𝑧)は家庭が𝑢𝑢0 の幸福レベルを維持するための補償剰余である．実際には沿岸湿地の防護機能により，自然災害の被害は抑制されるはずである．湿地面積を𝑆𝑆として，湿地の防護サービスの限界支払

い意思額は以下のように表される．

𝑊𝑊(𝑆𝑆) = −𝜕𝜕𝜕𝜕[𝐷𝐷{𝑧𝑧(𝑆𝑆)}]
𝜕𝜕𝜕𝜕

𝜕𝜕𝜕𝜕

= −𝐸𝐸 �

𝜕𝜕𝜕𝜕

𝑧𝑧′�

(2.2-2)この関数は𝑆𝑆について単調減少となる．もし湿地面積が𝑆𝑆0 から𝑆𝑆1 に変化したとすると，その価値変化は𝑆𝑆− ∫𝑆𝑆 1 𝑊𝑊(𝑆𝑆) 𝑑𝑑𝑑𝑑 = 𝐸𝐸[𝐷𝐷{𝑧𝑧(𝑆𝑆)}] = 𝑐𝑐{𝑧𝑧(𝑆𝑆)}0(2.2-3)となる．すなわち，湿地面積の変化によってもたらされる期待支出の変化によってサービスが評価されている．この手法で最も重要な点は過去の自然災害と湿地面積の記録から𝑧𝑧(𝑆𝑆)を適切に評価することである．
期待被害関数法を沿岸湿地の防風機能の評価に用いるには，以下のようにさらに考慮しなければならない点がある．


沿岸湿地は防風機能に加えて，ストーム発生時の期待被害のブレの大きさを低減させる効果もあり，
その「リスクプレミアム」を考慮すべき．



ストームの期待被害を計算する際に，期待発生数と平均被害を掛け合わせる方法では場合によっては誤った評価をしてしまうことがあるということに注意すべき．

(3) タイのマングローブ生態系におけるケーススタディ
生産関数法と期待被害関数法を用いてタイのマングローブ生態系における生態系サービスの評価を行っている．マングローブの漁場形成機能に静的および動的な生産関数法を，防風機能に期待被害関数法
を用いている．


漁場形成機能について，静的モデルではサービスを過小評価してしまい，またばらつきも大きいた
め誤った情報を与える可能性がある．タイの沿岸漁業関係者の認識では，マングローブが資源量や漁獲量に与える影響は極めて大きいという．



防風機能の損失について代替コスト法と期待被害関数法を比較すると，前者は後者の 4 倍以上と極端に大きな評価となっている．前者を用いる際には注意が必要で，後者の方が信頼性が高いと考えられる．

(4) 結論
生産関数法により生態系サービスをモデル化するには，生態系と経済の関係を繋ぐ適切な生産関数を選択することが重要である．マングローブの防風機能を例にしたケーススタディにより，従来用いられ8

てきた代替コスト法に比べて魚類のストックを考慮できる期待被害関数法によるサービスの優位性が示された．市場に現れない生態系の調整・環境形成機能の便益を評価することは政策決定者にとって重要な手助けとなりつつある．そのためには鍵となる生態系と経済との間の関係をよく理解することが必要であるが，その多くを我々はまだ理解できていない．また，自然生態系は急激な変化や不可逆な損失について脆弱で，予測するのが困難な不連続性や非線形性を表すことがある．このような不確かさについて，「オプション価格」や「リスクプレミアム」といったアプローチが考えられるが，これらの方法は困難が多く，依然として課題となっている．近年では単一のサービスではなく，複数のサービスを統合した生態系―経済モデルの開発かが試みられており，こうした手法により，沿岸や海洋のシステムに異変が生じた際にどのような価値が失われたのかをより適切に理解できるようになる，ということが述べられている．

2.2.2 Barbier（2008）の紹介
次に，Barbier（2008）を取り上げる．本論文は，「自然資産としての生態系」というコンセプトを資源経済学における「自然資本」アプローチに反映させることを目的として多くの関連論文をレビューしている．
(1) 自然資産モデル
現時点での landscape の価値は次式で表される．

𝑡𝑡

V(𝑡𝑡) = max �𝑅𝑅(𝑡𝑡)𝑒𝑒 −𝑟𝑟𝑟𝑟 + ∫0 𝐵𝐵(𝑖𝑖)𝑒𝑒 −𝑟𝑟𝑟𝑟 𝑑𝑑𝑑𝑑 �𝑡𝑡(2.2-4)𝑅𝑅(𝑡𝑡): time t においてlandscapeが完全に開発されたときの価値（rent value）
𝐵𝐵(𝑖𝑖): time i における生態系サービス
𝑟𝑟: 利息最適な開発期間 t は次式で求められる．
𝑒𝑒 −𝑟𝑟𝑟𝑟 [𝑅𝑅′ (𝑡𝑡) − 𝑟𝑟𝑟𝑟(𝑡𝑡) + 𝐵𝐵(𝑡𝑡)] = 0 → 𝑅𝑅′ (𝑡𝑡) + 𝐵𝐵(𝑡𝑡) = 𝑟𝑟𝑟𝑟(𝑡𝑡)𝑅𝑅′ (𝑡𝑡):(2.2-5)開発された土地の価値
𝑅𝑅′ (𝑡𝑡)
𝐵𝐵(𝑡𝑡)= 𝑟𝑟 −
𝑅𝑅(𝑡𝑡)
𝑅𝑅(𝑡𝑡)(2.2-6)

ここで，𝑟𝑟が開発を進めるかどうか判断する鍵となる．
(2) タイのマングローブとエビの養殖池の事例
本モデルの事例として，タイのマングローブ林とエビの養殖池について述べられている．マングロー
ブ林は，生物の居住地となることと，津波など自然災害から沿岸地域を防護する機能を有している．マングローブ林が一度エビの養殖池になると再生に膨大な費用が発生するが，現状のアセスメントではこの再生費用を含めた評価になっていない．なお，マングローブの防護機能は場所によって異なるため，その価値は非線形となる．

9

(3) 結論
市場価値で表せない生態系サービスの価値を正しく示すことは最適な土地利用の割り当てを考える上で非常に重要である．技術的に再生可能な landscape の場合，その価値は再生に必要なコスト以上のものとなるべきである．
参考文献
Barbier, E. B. (2007) “Valuing Ecosystem Services as Productive Inputs,” Economic Policy, 22, 177–229.
Barbier, E. B. (2008) “Ecosystems as Natural Assets,” Foundations and Trends in Microeconomics, 4, 611–681.

102.3 国内の関連研究
2.3.1 対象やアプローチ方法による整理
生態系サービスに関する研究状況を把握するため，研究タイトルに「生態系サービス」が含まれる論文や著書を論文データベースから検索し，研究タイトルと内容による分類を行った．表 2.3-1 から，海域
では干潟や生物多様性，陸域では流域管理や森林，都市空間など海域と陸域にまたがった研究が広く行われていることがわかる．物質循環に関連したタイトルは，海域では今回の文献調査からは見当たらなかった．森林生態系の物質循環に関する文献では，物質循環の定量的評価ではなく人為攪乱による物質循環の変化による生態系サービスの改変に着目しており，
物質循環そのものの定量化とは異なっている．
表 2.3-1 生態系サービスの関連研究の分類と研究タイトル
分類研究タイトル

著者等

海域

生態系サービスの視点からみた移入種問題と今後の展開

堀ら，2007

沿岸域

東京湾における生態系サービスの経済的な価値について（※）

鈴木ら，2007

干潟域

日本海低次生態系モデリング

鬼塚ら，2010

海洋健全度を用いた沿岸環境の定量的評価手法の提案（※）

岡田ら，2013

海洋の生物多様性と生態系サービス

堀ら，2014干潟域における文化的サービスの定量的評価（※）

岡田ら，2015

土地利用に起因する生態系サービス損失指標の提案

本下ら，2011

生態系サービスの市場化を通した流域管理

中山ら，2013

陸域

陸域生態系の地上観測ネットワークの相互連携に基づく生態系サ 三枝ら，2015
ービス評価研究の展開
土地利用シナリオに基づいた生態系サービスの空間評価と社会的 庄山ら，2015
価値の定量化（※）
森

北海道北部における森林生態系の物質循環と生態系サービスの関 柴田ら，2009
係
淀川流域圏における森林生態系サービスの多元的評価

柴田ら，2009

豊田市稲武地区の森林を対象とした文化的生態系サービスの主観 長谷川ら，2014
的重要度の評価特性（※）
里山，里海
都市

千葉県の里山における森林利用と生態系サービス

北澤ら，2010

東日本大震災による里山・里海の生態系サービスへの影響評価

斎藤ら，2012

商業施設の屋上緑化空間が提供する文化的サービスに関する都市 那須ら，2011
生活者の評価浄化

尼崎運河水質浄化施設の水質浄化機能と生態系サービスの評価

一色ら，2015

概論

生物多様性と生態系サービスの経済分析

馬奈木ら，201111

2.3.2 定量的な評価の関連研究
生態系サービスの定量的評価に関連した文献（表 2.3-1 の※）を対象に，評価対象やアプローチ方法，
貨幣換算の有無について整理を行った（表 2.3-2）．表 2.3-2 に挙げた文献で用いられている定量的評価
は主に選考ベースである．鈴木ら（2007）は，顕示選好法である，代替法・トラベルコスト法・ヘドニ
ック法を用いている．庄山ら（2015）は，表明選考法である仮想評価法・コンジョイント分析を用いているおり，いずれも環境経済学的なアプローチである．
一方，岡田ら（2013）は Ocean Health Index（海洋健全度指数）を用いて，貨幣換算せずに海洋状態を包括的に評価する手法を用いた．海洋健全度指数とは，Halpern ら（2012）によって提案された評価指標であり，海洋からの便益 10 項目について，理想の状態との比較によって点数化するものである．岡田ら（2013）は，Halpern らの手法を沿岸環境へ適用した．また，岡田ら（2015）は，東京湾内 4 つの干潟の海洋健全度指数を算出し，文化的サービスの定量的評価を行った．観光，教育，研究，特別な場，日々の憩いの場における指数から，各干潟から得られる文化的サービスが異なっていることを定量的に明らかにした．海洋健全度指数は，サービスの各要素の点数を明らかにすることで，機能や問題点を細かく検証することが可能といえる．一方，各要素の評価には長期的なモニタリングが必要であり，異なる要素間の評価方法についても課題がある．岡田らの最終的な目標は，海洋健全度指数を用いた貨幣換算であり，現在の生態系サービスに関連する定量的な評価は貨幣換算が主流といえる．
参考文献
Halpern, B. S., et al.（2012）：An index to assess the health and benefits of the global ocean, Nature, 488, pp. 615620
岡田知也ら（2013）：海洋健全度を用いた沿岸環境の定量的評価手法の提案，土木学会論文集 B2（海岸工学），Vol.69，No.2，I_1241-I_1245
岡田知也ら（2015）：干潟域における文化的サービスの定量的評価，土木学会論文集 B3（海洋開発），
Vol.71，No.2，I_838-I_843
庄山紀久子ら（2015）：土地利用シナリオに基づいた生態系サービスの空間評価と社会的価値の定量化，
日本生態学会誌 65，pp.145-153
鈴木覚ら（2007）：東京湾における生態系サービスの経済的な価値について，海洋開発論文集，第 23 巻，pp.273-27812表 2.3-2

生態系サービスの定量的評価の関連研究

研究タイトル

評価（研究）対象

アプローチ

換算

東京湾における生態系サービスの・水産生物育成機能

・漁獲金額

貨幣

経済的な価値について（鈴木ら，・レクリエーション機能

・潮干狩り・釣り等来訪者アンケートを用いたトラベルコスト法

換算

2007）

・干潟の浄化機能・代替施設（下水道）のコストあり

・審美的・存在価値

・人工干潟等を造成した場合の便益を仮想市場法で推定・物流空間機能・陸上輸送との比較によるコストの差による便益

沿岸環境の健全度

・海洋健全度：海洋からの便益を対照地点または理想的な状態との比

貨幣

量的評価手法の提案（岡田ら，

較によって点数化

換算

2013）

・海洋健全度指数なし

海洋健全度を用いた沿岸環境の定干潟域における文化的サービスの干潟域の文化的サービス

定量的評価

I=∑𝑁𝑁
𝑖𝑖=1 𝛼𝛼𝑖𝑖𝑖𝑖𝑖𝑖

𝑋𝑋𝑋𝑋+𝑋𝑋𝑋𝑋,𝐹𝐹

Ii=

2

Xi=Xj/Xj,R

I：総合得点、Ii：目標 i における評価点（岡田ら，2015）

𝛼𝛼𝛼𝛼：各目標の重み付け、𝐼𝐼𝐼𝐼：目標𝑖𝑖における評価点

𝑥𝑥𝑥𝑥：指標𝑗𝑗の現状ポイント、𝑥𝑥𝑥𝑥,𝐹𝐹 ：近未来ポイント
𝑋𝑋𝑋𝑋：指標𝑗𝑗における現状の実測値

豊田市稲武地区の森林を対象とし森林の文化的サービス

た文化的生態系サービスの主観的𝑋𝑋𝑋𝑋,𝑅𝑅：指標𝑗𝑗における目標値(理想的な状態)

インターネットアンケートによる文化的生態系サービスの主観的重要

貨幣

度の調査

換算

重要度の評価特性なし（長谷川ら，2014）
土地利用シナリオに基づいた生態

・釧路川流域の保全対策

・森林や湿原の保全に関する支払い意思額（仮想評価法）

貨幣

系サービスの空間評価と社会的価

・地域住民が重要視している・10 項目の生態系サービスに対する分配金額の算出

換算

値の定量化（庄山ら，2015）

生態系サービスの価値

・分配金額に影響する個人特性の分析（Tobit モデル）あり

13

2.4 TEEB
2.4.1 TEEB とは
TEEB（The Economics of Ecosystem and Biodiversity，生態系と生物多様性の経済学）は，様々な主体の行動や意思決定に生物多様性の価値を反映させ，生物多様性と生態系サービスの価値を経済的に可視化することを目的に，2007 年にドイツのハイリゲンダムで行われた G8+5（環境大臣会議）においてドイ
ツによって提唱された．その後 2008 年にドイツのボンで行われた COP9（生物多様性条約第 9 回締約国会議）において中間報告書が出され，2010 年に名古屋で行われた COP10（生物多様性条約第 10 回締約国会議）において TEEB 報告書として発表された．日本では環境省が中心となって関わっている．
TEEB では「生態系機能」という概念を導入し，生態系機能は生態系がサービスを提供するための「能力（potential）」であり，そもそも生態系が有するものであるとしている．また，生態系サービスは生態系が我々に直接的または間接的に及ぼす「有益なもの（useful things）」を概念化（ラベル化）したものであり，人々が有益であると考える生態系の特性は時間とともに変化していくが，生態系のシステム自体は変化しないということは認識すべきであるとしている．つまり，生態系サービスの内容はサービス受容者の価値観や時間・空間的な違いによって変化するものとして扱っている．
2.4.2 TEEB における価値評価のアプローチ
図 2.4-1 に示すように，価値評価については複数の理論が存在し，経済学で用いる選考ベースの手法と，生物物理学的な手法に大別される．生物物理学的なアプローチは本質的特性に基づき価値を評価でき，自然資本そのものの価値評価に有用であるが，選好ベースのアプローチとは，異なる公理的枠組み
及び価値理論に基づいており，一般的には互換性がない．これらを包括的に利用することは議論が続い

概念的
アプローチ

ているため，TEEB では選好ベースのアプローチを主に扱っている．

生物物理学的アプローチ

選好に基づくアプローチ

基準の枠組み 方法/ツール/モデル

評価/会計処理の対象算出された価値

利用価値

非利用
価値

社会正義

物質
地表面
土地被覆

ｸﾞﾙｰﾌﾟ
評価

ﾚｼﾞｰﾑｼﾌﾄ分析

統合
ｴﾈﾙｷﾞｰ

物質ﾌﾛｰ
分析

審議評価

適応循環

ｼﾞｮｲﾝﾄ分析

ﾊﾞﾅｰｷｰ
ﾘｽｸ分析

ｴﾈﾙｷﾞｰ
分析

投入産出
分析

ｴﾈﾙｷﾞｰ
合成

ｴｺﾛｼﾞｶﾙ･
ﾌｯﾄﾌﾟﾘﾝﾄ

遺産
生存
利他主義

辞書式選好

市場分析

市場分析

仮想評価

原価法

原価法

取替
原価法

生産関数

ﾍﾄﾞﾆｯｸ
価格設定
仮想評価

新古典派経済学/市場理論

物理的
ｺｽﾄ

ｴﾈﾙｷﾞｰ

ｵﾌﾟｼｮﾝ又は疑似
ｵﾌﾟｼｮﾝ

回避
原価法

回復価値

反転の
可能性

間接的
利用価値

仮想選択

物理的
消費

義務論的
価値

直接的
利用価値

軽減
原価法

保険価値

非人的価値

回復理論
政治学

回帰理論

図 2.4-1 価値評価のアプローチの概念図
14

産業生態学/熱力学TEEB においては，自然の価値を利用価値と非利用価値に分類し，さらに利用価値を直接的利用価値，
間接的利用価値，およびオプション価値に分類しており，それぞれにおいて評価を行う．経済価値に換算する評価方法は，顕示選好法，表明選好法に分類される各種の方法を用いるが，特定の方法を推奨しているわけではない．
それぞれの対象に対して適切な評価方法を評価者が選択すればよいと示している．
また，必ずしも上記の価値すべての経済価値評価を求めているわけではない．経済価値に換算すること
で，価値の評価を困難にすることもあることを指摘している（シンボリックなもの，例えば鎮守の森）．
2.4.3 TEEB に関するデータベース
TEEB においては，評価者が独自に調査し，評価手法を用いて評価することも推奨しているが，多大な労力とコストが発生することから，データベースを用いて，便益移転法を用いて算出するとも推奨している．データベースは公開されており，Millennium Assessment を示した Costanza も利用した，ESVD（Ecosystem Services Valuation Database）をベースに作成した物である．これは，各場所，各生物群集に対する WTP（Willingness to Pay）
，WTA（Willingness to Accept）を示したものであるが，必ずしもすべてそろっているわけではない．
対象となるデータがない場合は，
メタ回帰モデルを用いて推定し評価する．
ちなみに，ESVD における日本の事例の引用文献は 2 件，海洋のデータベース項目数は 17 件にとどまり，非常に少ない．
2.4.4 TEEB の特徴のまとめ
TEEB の特徴をまとめると，いかのようになる．
・ 基本的にＭＡ（ミレニアム生態系評価）に準じているが，栄養循環や食物連鎖力学といった支持サ
ービスを省いている（これらは TEEB では生態学的プロセスのサブセットとして扱っている）．その代わりに，生息・生息地サービスを別の分類で加え，「保護する物」の重要性を強調し，地域性を考慮できるようにしている．
・ MA では，生態系サービスを「人々が生態系から享受する便益であり，人々に直接的に影響する供給，調整，文化的サービスと，他のサービスの維持のために必要な基盤サービスとがある」と定義しているが，TEEB では，生態系サービスを「人間の福祉にとって生態系による直接・間接的な貢献」であると定義し，これは「生態系の財（goods）やサービス（services）」と同義であるとしている．MA と TEEB における生態系サービスの定義の違いは，MA では地球規模での生態系サービスの概念や枠組みは示されたものの生態系の変化への経済的な視点はないのに対して， TEEB では生
態学と経済学の両面からの視点を有するという点である．
・ 特性や能力である機能は，社会背景や文化の違いによって変化はしないが，用役である生態系サービスは受益者の社会背景や文化に強い影響を受ける．そのため，その評価結果も対象受益者によって変化するという考え方となっている．
・ 基本的に選好ベースのアプローチで価値の算出を行う（つまりは貨幣価値に落とし込む）．生物・物
理学的アプローチは，重要性は認識しつつも考慮はされていない．
・ 時間方向の価値の変化は考えていない（自然の持つ回復力の評価や，受益者の価値観の評価など）．
また，複数の生態系サービスが競合した場合の評価方法も確立されていない．
・ データベースは更新されているものの，対象の地域，生態系群，それぞれの WTA，WTP の値，単位など，かなりの偏りとばらつきが見られる．
15

・ 日本の事例はあまり反映されていない。沿岸域を対象に独自にデータベース化をする動きがある．
参考文献
公益財団法人地球環境戦略研究機関（IGES）訳（2009）：生態系と生物多様性の経済学：生態学と経済学の基礎（TEEB D0）

16

3.1 循環度
3.1.1 循環度とは
循環度は資源のリサイクル具合を定量化する方法であり，製品が，どのくらいの回数リサイクルされ，利用されているかを循環回数で評価する方法である．一橋大学の山下（山下，2003）は紙の循環度の計
算する上で，製品種別から古紙種別への回収割合を表す回収行列，回収された古紙種別の系からの流入出の割合を表す古紙貿易行列，原料（古紙含む）から製品への配分割合を表す生産行列，製品の系からの流入出の割合を表す製品貿易行列の積により，製品がリサイクルによってふたたび製品になる確率を表す循環行列を計算した．
3.1.2 循環度の定式化
循環度を定義する際に，循環構造を以下の４段階に分割する．
・国内における使用済みの製品の回収（Q step）
・原料の貿易（S step）
・国内における新たな製品の生産（P step）
・製品の貿易（T step）
例えば，古紙のリサイクルを考えると，それぞれの段階で表 3.1-1～4 のようにマテリアルフローの割合が行列で表すことができる．これらの行列を，Qa，Sa，Pa，Ta と定義する。
表 3.1-1 製品消費１単位当たりの古紙品種別回収割合（％）
上質古紙
新聞
書籍

新聞古紙

雑誌古紙

段ﾎﾞｰﾙ古紙

板紙古紙

65

廃棄
35

51

49

雑誌

63

印刷

37

70

情報

30
5

95

衛生

100

特殊

15

85

段ﾎﾞｰﾙ

70

30

板紙

18
表 3.1-2 古紙回収１単位当たりの国内消費割合（％）
上質古紙

上質古紙
新聞古紙
雑誌古紙

新聞古紙

雑誌古紙

段ﾎﾞｰﾙ古紙

板紙古紙

100
100
99

段ﾎﾞｰﾙ古紙

100

板紙古紙

100

17

82

表 3.1-3 原料投入１単位当たりの各製品への配分割合（％）
新聞

書籍

雑誌

印刷

情報

衛生

特殊

段ﾎﾞｰﾙ

板紙

23

15

9

12

5

17

13

5

9

9

54

1

8

17

1

4

14

1

37

47

段ﾎﾞｰﾙ古紙

87

7

板紙古紙

54

40

段ﾎﾞｰﾙ

板紙

化学パルプ
機械パルプ

63

37

上質古紙
新聞古紙

43

25

雑誌古紙

11

11

表 3.1-4 製品生産１単位当たりの国内消費割合（％）
新聞
新聞

書籍

雑誌

印刷

情報

衛生

特殊

97

書籍

97

雑誌

97

印刷

97

情報

98

衛生

100

特殊

95

段ﾎﾞｰﾙ

99

板紙

95

製品 1 単位が 1 回転後にどこに・どのくらい戻ってくるかという循環行列は，Ra = Qa Sa Pa Ta で表される（表 3.1-5）．R2 で 2 回転，R3 で 3 回転後に戻ってくる割合が計算できる．また，R-R2 でちょうど 1
回転する割合が求められる．
表 3.1-5 製品１単位の循環行列
新聞

段ﾎﾞｰﾙ

板紙

3

9

4

8

23

28

3

10

2

2

特殊

13

1

段ﾎﾞｰﾙ

60

4

板紙

9

7

新聞

27

書籍

雑誌

印刷

16

7

書籍

5

雑誌
印刷
情報

4

6
29

17

情報

8

1

衛生

27

特殊

衛生

18

循環度 C は，次式で示すように，回転数とその確率，すなわち期待値で表される．
∞

𝐶𝐶 = � (𝑚𝑚 − 1)(𝑅𝑅
𝑚𝑚=1

𝑚𝑚−1

− 𝑅𝑅

𝑚𝑚 )

∞

= � 𝑅𝑅𝑚𝑚
𝑚𝑚=1(3.2-1)3.1.3 循環度の特徴と限界
循環度の特徴と限界をまとめると以下のようになる．
・ 循環度は資源の循環回数の指標であるので、循環回数が資源の有効利用につながる資源のみ有効な指標となる．したがって使用年数が資源の有効利用につながるような資源の場合には循環度は有効な指標とならない．
・ 循環度はあくまでもマテリアルフローを扱っているので，ストックの評価を行うには別の指標が必要となる．例えば，資源の使用年数（寿命）と循環度の積などの指標が考えられる．
・ 資源の消費量の節約という観点や，環境面（汚染やエネルギー消費）なども循環度では測ることができない．これらについても別の指標が必要となる．
参考文献
山下,英俊（2003）：循環型社会に向けた物質循環の指標化と政策評価，東京大学学位論文

193.2 Cycling Index
生態学の分野では，自然生態系の物質循環を評価する手法として Finn の循環指標（CI: Cycling index）
が用いられている．システムは n 個のコンパートメント（Holon）から構成され，コンパートメント Hk(k = l, 2, …, n）の対象物質やエネルギーの存在量を xk とする． 図 3.2-1 に示されるように，コンパート
メント Hk と系外との入力と出力のフローをそれぞれ zK0 と y0K とし，系内のコンパートメント Hi からコンパートメント Hj へのフローを fij とする．

図 3.2-1 Finn の循環指標におけるコンパートメントへの入出力の定義（Finn, 1980 を一部改変）
この系が定常状態のとき，以下の行列 P を考える．

ここで，：系に流入する全フロー：系から流出する全フロー：コンパートメント k を通過する全フロー：系を通過する全フロー
20

である．
流入フローzi0 が通過するコンパートメントの数の平均を平均経路長 APLi とし，系全体の平均経路長
を APLi の重み付き平均で表すと，(3.2-1)となる．
例えば，図 3.2-2 (a)では，


z20 が通過するのは１つのコンパートメントなので，APL2 = 1



z10 は 5/10 が２コンパートメント，5/10 が１コンパートメントを通過するので，APL1 = 1.5



したがって系全体では APL = (10*1.5+10*1)/20 = 1.25となる．また，図 3.2-2 (b)では，
PL = 3 + (5/15)*2＋(5/15)2*2+・・= 4となる．
一般に系全体の平均経路長は(3.2-2)で求められる．

図 3.2-2 システムの例（Finn, 1976 より）
循環指標 CI は，
CI = TSTc / TST = APLc / APL(3.2-3)で定義される（Finn, 1980）．ここで，TSTc は系全体における循環部分の全フローである．
例えば，図 3.2-2(a)では TSTc=0 なので，CI=0 である．図 3.2-2 (b)では，TST=40，TSTc=10 なので CI=0.25
となる．

21

参考文献
Finn, J.T. (1976) “Measures of Ecosystem Structure and Function Derived from Analysis of Flows,” Journal of
Theoretical Biology, 53, 363-380.
Finn, J.T. (1980) “Flow Analysis of Models of the Hubbard Brook Ecosystem,” Ecology, 61, 562-571.

22

3.3 循環度の海洋生態系への応用
3.3.1 計算方法
沿岸生態系における生態系サービスの価値の定量化方法の検討にあたって，生態系の物質循環機能を対象とし，その循環程度を定量化する方法の一つとして，循環度の適用を試みた．生態系における循環では，あるコンパートメントからの流出フラックス（あるコンパートメントで消費された単位時間当たりの物質量）は，ただちに，別のコンパートメントで利用されている．したがって，回収行列，生産行列の区別がない．このため，あるコンパートメントの流出フラックスは，そのコンパートメントで消費されて行先のコンパートメントで回収されると考え，他のコンパートメントへ流出割合を表す行列を循環行列とし，循環度の算出を試みた．循環行列の計算事例を図 3.3-1 に示す．

循環行列

フラックス(OUT)
P
P
C
D
N
p
c
d
n

C

D
450

N
100
400

p

c

d

n

OUT

P

50
100
500

300
50

30

100

10
20

P
C
D
N
p
c
d
n

350
10
10
30
300

C

D
0.75

N
0.17
0.80

p

c

d

n

OUT

0.08
0.20
1.00

0.46
0.50

0.30

0.25

0.10
0.67

0.54
0.10
0.33
0.75

図 3.3-1 海洋生態系におけるフラックスと循環行列の計算例
3.3.2 計算結果と考察
循環度は海陸一体の物質循環過程を見立てたフラックス図を作成し，それをもとに計算した．陸域海域共に生産者（Producer），消費者（Consumer），分解物（Decomposed matter），栄養塩（Nutrient）の 4 つのコンパートメントで循環するとし，陸域からは栄養塩の形で海域に供給され，海域からは，生産者の形で陸上の消費者に供給されるとする．系外との物質の流入出は，陸域に生産物としてもたらされ，海域から栄養塩の形で流出するとした．また，系は定常状態であり，単位時間当たり（例えば 1 年）の定
常的なフラックス量を示していると考える．
計算結果を図 3.3-2～4 に示す．
図 3.3-2 に示す Case 1 は食料として系外から生産物を多く輸入するが，海域の生態系が貧弱で系外に流出している状態を想定した循環図である．この場合の循環度はどのコン
パートメントも 1 桁程度であり，この定常状態がずっと続いたとしても，各コンパートメントを通る物
質の回数が少ないことを示している．一方，図 3.3-3 に示す Case 2 は陸上生態系の規模はそのままであるが，海域の生態系が豊かで生物量も循環量も多く，海域から生産物を多く取り上げた状態である．この時は当然系外から流入する物質は Case 1 と比べると 1/3 となり，系外への流出も少ない．この場合，内部循環の状態を示す循環度はどのコンパートメントも飛躍的に大きくなる．特に海域の生態系の循環度の伸びは大きい．海域の生態系における循環があがり，さらに陸域に取り上げることで，物質を系内で循環させる循環構造に大きく変化したためである．最後に，図 3.3-4 に示す Case 3 は Case 1 の循環構
造はそのままに，物質量・各フラックスを 10 倍にした時の結果である．循環行列はコンパートメントからの流出フラックスの行先の確率で表しているために，当然ながらフラックスがすべて等倍であれば，その確率は変わらない．したがって，循環度の結果は Case 1 と同様になる．このように，この循環度の計算方法では，規模が変わったとしても循環構造が変わらなければ，同じ循環度を示すため，評価する系の規模によらず，循環構造を評価できるともとらえることができる．

23

＜Case 1＞300
450

Producer
60
50

Land

100

400

50

Decomposed
matter 100

500

30

producer
5
10

Sea

100

300
Nutrient
120

350

Consumer
80

consumer
10

10

10

100
nutrient
25

20
decomposed
matter 15

30

300

循環度
50.0
45.0
40.0
35.0
30.0
25.0
20.0
15.0
10.0
5.0
0.0

P

C

D

N

p

c

d

図 3.3-2 海洋生態系の循環過程と循環度の計算結果（Case 1）

24n＜Case 2＞100
250

Producer
60
50

Land

100

250

matter 100

500

150

consumer
50

50

50

500
nutrient
125

100

400
Decomposed

producer
25
50

Sea

100

300
Nutrient
120

350

Consumer
80

100
decomposed
matter 75

150

循環度
50.0
45.0
40.0
35.0
30.0
25.0
20.0
15.0
10.0
5.0
0.0

P

C

D

N

p

c

d

図 3.3-3 海洋生態系の循環過程と循環度の計算結果（Case 2）

25n＜Case 3＞

3000
4500

Producer
600
500

Land

1000

4000

500

Decomposed
matter 1000

5000

300

producer
50
100

Sea

1000

3000
Nutrient
1200

3500

Consumer
800

consumer
100

100

100

1000
nutrient
250

200
decomposed
matter 150

300

3000

循環度
50.0
45.0
40.0
35.0
30.0
25.0
20.0
15.0
10.0
5.0
0.0

P

C

D

N

p

c

d

図 3.3-4 海洋生態系の循環過程と循環度の計算結果（Case 3）26n４．包括的評価の政策への応用
4.1 環境コストの費用負担・資金調達
生態系サービスなど市場で評価できない対象に関する費用負担や資金調達について，農村政策や地域政策の理論展開で用いられているリファレンス・レベル，シビル・ミニマムの概念を紹介する．環境に関連する諸費用（環境コスト）を誰の責任で，どういうルールと制度のもとで負担していくかについて，
下記 3 つの考え方がある（寺西，2007）．図 4.1.-1 はこれらを図で整理したものである（山下，2017）．
◆応能原理：能力のある人にコスト負担を求める（能力に応じて負担させる）◆応益原理：何らかの受益に対する対価として費用を求める◆応因原理：原因に応じて負担させる（汚染者負担原則，OECD， 1970 年代）
図 4.1-1 の縦軸と横軸は，それぞれ住民の権利，土地所有者の権利を示している．応能原理は納税者が共同で負担する水準であり，シビル・ミニマムによって定められる．一方，応益原理（供給者・受益者）と応因原理（汚染者）はリファレンス・レベルによって定められる．シビル・ミニマムより上は所有者が明確である場合を対象とするのに対し，シビル・ミニマムより下の水準は市場に影響されないものを対象とする．

図 4.1-1 リファレンスレベル・シビルミニマムの概念，（山下，2017）に基づき作成
4.1.1 リファレンス・レベル
リファレンス・レベルは，主に農村政策の理論展開に利用される概念であり，Hodge（1989）の補償支払いに関する議論から始まっている．農業（＝多面的機能）がもたらす農業環境公共財を対象に，環境規制のレベルや環境目標のレベルを定めることで，土地所有権をもつ農家や政府，あるいは消費者が負担すべき費用について議論するための概念である．農業は景観や生息地の形成，地下水・土壌汚染など環境に対して正負いずれの影響も与えるため，目標とする環境水準を設定し，達成に必要な費用負担を27

誰が支払うべきかについて議論するための概念である．

図 4.1-2 環境目標とリファレンス・レベル（植竹，2017）
4.1.2 シビル・ミニマム
シビル・ミニマムとは，市民が生活していくのに最低限必要な生活水準であり，ナショナル・ミニマ
ムに関連して造語された和製英語である．政治学者 松下圭一によって理論化された新たな地域政策の理念と方策であり，国民生活の真の豊かさは，社会保障，社会資本，社会保険の３分野でのシビル・ミ
ニマムが各地域において保障されるべきという主張に基づいた概念である．1968 年に発表された東京都中期計画において具体化し，当時の都市問題の激化という背景のもと，地方自治体が策定する市民生活基準として提起された．全国どこでも達成しなければならない最低限の水準をナショナル・ミニマム，
それぞれの地域の実態に即して地域住民が決定してゆく水準をシビル・ミニマムという（渡辺，1999）．
シビル・ミニマム（ナショナル・ミニマム）の水準より低い状態にある場合は，自治体や政府が水準を上げる義務がある．シビル・ミニマムの具体的な導出はされていないのが現状であるが，公共交通サー
ビスのミニマム水準に関する定量化の試みがある．


交通路線の例（谷本ら，2009）青森県津軽地域では，1990 年代にバス路線の廃止問題が深刻化した．バス路線に関するミニマム水準

は，通勤，通学に利用でき，しかも，日中の買い物や通院などに利用できるバスの便数は，朝晩それぞ28

れ 2 便，日中 1 便である．したがって，ミニマム路線を，全生活バス路線のうち，地域住民にとって最低限必要な便数ー朝 2 便，昼 1 便，夕方 2 便の合計 5 便と定義した．


水道行政の例（篠田ら，2004）
表 4.1-1 は，水道行政の国と地域におけるナショナル・ミニマムとローカル・ミニマムを示している．全国どこでも「飲用できる水質」「安定使用」が最低水準であるが，「おいしさ」「災害に強い」水を提供する水準をシビル・ミニマムとしている自治体もあり，水道サービスが自治体によって異なることを示している．
表 4.1-1 水道行政における国と地域のシビル・ミニマムの比較（篠田ら，2004）

参考文献
Hodge, I. （1989）：Compensation for Nature Conservation，Environment and Planning A，Vol.21，No.8，pp.10271036
植竹哲也（2017）：OECD 諸国の農業環境政策の比較分析：リファレンス・レベルと費用負担，一橋大学
博士論文
篠田孝ら（2004）：研究概要書，社会資本整備水準の評価手法に関する研究，国土技術政策総合研究所研究評価委員会平成１６年度分科会，資料 5-5
谷本圭志ら（2009）：公共交通サービスのミニマム水準の検討のための一考察，運輸政策研究，Vol.12，
No.1，pp. 2-10
寺西俊一（2007）：編集長インタビュー「環境にかかわる『社会的費用』をどう考えるか？」環境経済学
者・寺西俊一氏，季刊 政策・経営研究，Vol. 4, pp.159-174
山下英俊：P-48 研究委員会勉強会資料（2017.6.17）
渡辺義公（1999）：膜を用いたシビルミニマム水道の構築，神鋼パンテック技報，Vol. 43 No.1，巻頭言

29

4.2 Triple I の適用可能性
4.2.1 Triple I(1) エコロジカル・フットプリント
エコロジカル・フットプリント（Ecological Footprint，EF）は，1990 年代に British Columbia 大学の William
Rees 教授と当時博士課程に在籍していた Martis Wackernagel 博士らによって開発された．Wackernagel 博
士は，現在 EF の世界的普及を目指す国際 NGO，Global Footprint Network（GFN）の代表である．EF は，
人間経済活動による資源やエネルギーの利用，廃棄物の処理などに必要な生態系の生産（処理）能力を，生産性のある土地（耕作地，牧草地，森林，生産力のある水域，生産力阻害地）面積に換算した値で表される．これらの土地区分はそれぞれ生産力に差があるため，土地面積を合計する際には，表 2.1-1 に示
すような等価係数（Equivalence Factor）を掛けることにより平均的な土地面積に換算される．この平均的な土地面積の単位には global hectares（gha）が用いられる．一方，実際の地球上に存在する生産（処理）可能な土地や水域も同じ等価係数を用いて平均的な土地面積に換算することができ，その土地（環境容量）のことをバイオキャパシティー（Biocapacity，BC）と呼んでいる．
EF の計算には 2 つの方法がある．1 つは Compound 法と呼ばれる手法で，各国の EF 消費や BC 存在量を計算する際に用いられる．Compound 法では，各国の生物資源消費を国内生産量，輸入量，輸出量などの統計データから計算する．また，エネルギー消費については，国内エネルギー生産に輸入品に内在する消費エネルギーを加えることによって計算する．もう 1 つは Component 法と呼ばれる方法で，個々の生産活動や経済活動による EF 消費を計算する際に用いられる．個々の生産活動による EF 消費の大部分は CO2 排出に伴う森林の消費（排出した CO2 を全て吸収するだけの森林面積が必要と考える）で換算されるため，従来から行われている CO2 排出量を指標とする Life Cycle Assessment（LCA）の手法が応用できる．
(2) 環境リスク
環境リスク論は，1990 年代に東京大学の中西準子教授（現(独)産業技術総合研究所化学物質リスク管理研究センター長）により体系化された概念で，地球温暖化や化学物質の人体への影響などに代表されるような，広域的，長期的環境影響問題に対して，多面的な環境影響評価を行い，リスク・ベネフィッ
ト原則により意思（政策）決定を管理するという方法論である（中西，1995）．
環境リスク論では，環境影響として現在および未来の経済損失，人の健康への影響，生態系への影響が，資源消費として現在および未来のコストが，ベネフィットとして現在および未来の利益が，それぞれ環境影響評価の際考慮すべき項目として挙げられている．これらは，コスト（C），人の健康リスク（HR），
生態リスク（ER）に集約され，最終的にベネフィットとリスクの比（⊿B／⊿R＝見返りとしてもたらされるベネフィット／受忍するリスクの大きさ）で一元的に評価される．なお，HR，ER と C の換算に際しては，VH（Value of human life），VE（Value of ecology）が用いられるが，VE の算定には課題が多いことが指摘されている．
(3) Triple I
EF を意思決定に用いるためには，将来的な不確実性をどのように繁栄させるかが課題となっている．
リスクは，未来を含む負の価値を確率と事象の大きさの積で表したものであるから，リスクをうまく統合することができれば EF に長期的な観点が加わることになる．一方，環境リスク論では，ER をどのようにコスト換算するかが課題となっている．未来を含む生態系の価値は根本的に人間の経済価値で評価することが難しいが，生物生産量を基本的な価値として考えれば，フットプリントとして換算することが可能となる．すなわち，リスクのうち ER は EF に含めることが可能で，そうすることにより EF に長30

期的観点を加えることができる．
生態系の視点でのみ評価するのであれば，上記の指標で十分であるといえる．しかしながら，意思（政策）決定の判断基準に用いるためには，HR や従来型の経済価値評価を無視することはできない．災害時のリスクなど，社会的なリスクも含めた経済損失を，環境リスクに習ってコスト換算すれば，長期的観点を含む経済価値を評価することができる．したがって，Ecological Risk を統合した Ecological Footprintと，社会リスクを統合したコストの評価換算が可能であれば，全てを包括した統合指標を作ることができる．このような考え方を基に本委員会の前身である IMPACT 研究委員会によって提案された指標が，次式で示す Inclusive Impact Index “Triple I”（III）である．

III = [( EF − BC ) + αER] + γ [(C − B) + βHR]

(4.2-1)

ただし，αは ER を EF（gha）の値へ変換する換算係数，βは HR を C（$，￥など）の値へ変換する換
算係数，γは経済価値（$，￥など）を環境価値（gha）に変換する換算係数である．なお，Triple I では
HR を社会リスクと健康リスクを含む Human Risk として定義している．
右辺第 1 項は環境面の持続可能性を評価する部分で，右辺第 2 項は経済面の持続可能性を評価する部分となる．また，γについては，EFregion／GDPregion（対象とする技術を適用する国あるいは地域の EF と
GDP の比）を用いる案などが提案されている．この指標では，環境への負荷やコストが正の値で，環境容量の増加や利益が負の値で計算されるので，Ⅲ＞０であれば対象技術は持続不可能，Ⅲ≦０であれば持続可能と判断することができる．
(4) Triple I light
Triple I の計算式中には，EF や BC，C や B のように，積み上げ式で計算できる項と，ER や HR のよ
うに，確率論的に計算する必要のある項が含まれている．特に ER は理論そのものが研究段階にあり，他の項と同精度で評価するのが難しいのが現状である．そこで，IMPACT 研究委員会では，ER や HR の計算が困難な場合にも評価できる簡易化指標として，次式に示す Triple I light（IIIlight）も提案されている．

III light = (EF − BC ) + γ (C − B )(4.2-2)(5) Triple I star
Triple I や Triple I light では，環境への負荷やコストが正の値で，環境容量の増加や利益が負の値で計算されるので，値が正か負かで持続可能であるかどうかの判断が行えると同時に，実際にどのくらいの
環境負荷あるいは環境容量の増加があるかという数値も算出される．
しかしこの数値は，事例研究では，
10 桁近い値として計算されることもあり，政策決定者や一般市民にとってはかえって数値の意味がわか
りにくい場合もある．単純に持続可能かどうかのみ判断するのであれば，比で表すほうがよい場合もあることから，正規化した指標として，次式に示す Triple I star（III*）および Triple I light star（IIIlight*）も提案されている．

III * =

EF + αER + γ (C + βHR )BC + γB
31(4.2-3)

III light =*EF + γC
BC + γB(4.2-4)

前述のように，Triple I の事例研究では，環境面での評価指標と経済面での評価指標を統合するための換算係数γとして，対象となる海洋利用技術の適用が想定される国あるいは地域の EF と GDP の比 EFregion／GDPregion，あるいは世界の総 EF と総 GDP の比ΣEFregion／ΣGDPregion が多く用いられている．したがって，この換算係数の値が環境面と経済面の評価の重みを決定する重要な意味を持つ．
4.2.2 Triple I の生態系サービスへの適用可能性
上述のように，Triple I は，経済評価結果を生態学的生産性に換算することができる指標として開発された．つまり，この経済－環境換算係数γの逆数を用いれば，生態学的生産性を貨幣価値に換算できることになる．前節で述べた通り，沿岸域の栄養塩循環の評価指標そのものがまだ検討段階であり，生態学的生産性で表す手法が開発できていない状況であるが，この手法が確立されれば貨幣価値を議論することが可能となる．
参考文献
中西準子（1995）：環境リスク論，岩波書店.

32

５．おわりに本研究では，生態系サービスの中でも特に価値が高いとされている海洋における栄養塩循環に着目し，生態学的アプローチを基礎とした新しい評価手法を示すことを目標としている．そのために，Costanza
や Barbier など先駆的な海外の論文，国内のいくつかの生態系サービスに関連する論文，世界的な取り組みとなっている TEEB（生態系と生物多様性の経済学）などをレビューし，評価手法の分類・整理を行うとともに，物質循環に着目した評価指標である循環度や，海洋生態系における循環過程を評価する
Cycling Index について解説し，循環度の沿岸域生態系への応用例を示した．さらに，農業政策などに主に応用されているリファレンスレベルとシビルミニマムの考え方，国連が普及を進めている IWI（包括的富指標）の海洋政策への応用について述べるとともに，Triple I の特徴とその沿岸域生態系管理への適用可能性について考察した．これらの研究成果により，海洋生態系の持つ価値がより普遍的でわかりやすく一般市民や政策決定者に伝えることができれば，さまざまな海洋の利用に対する社会受容性が大きく増すと期待している．

33

付録 1
海洋における生態系サービスの評価に関する研究委員会

活動記録
開催日
2016/2/15

場所
東京大学
本郷 C

2016/3/18

東京大学
本郷 C
大阪府立大学
I-site なんば

2016/7/8

2016/9/16

東京大学
本郷 C

2016/11/18

大阪府立大学
中百舌鳥 C一橋大学

2017/6/17

2017/9/11

東京大学
本郷 C

2018/1/9

東京大学
本郷 C

2018/3/29

西鳥取漁港

主な資料
・委員会申請書・名簿
・H28 事業計画・予算
・ロードマップ・Costanza・Barbier 論文
・第 1 回議事メモ
・関連文献リスト
・第 2 回議事メモ
・ロードマップ
・関連文献個票
・TEEB 調査報告
・第 3 回議事メモ
・フィリピン海洋保護区資料
・応用一般均衡モデル資料
・TEEB 関連資料
・Barbier 論文
・第 4 回議事メモ
・P-48 委員会の概要資料
・Triple I の概要資料
・RISTEX 紹介資料
・循環度に関する資料
・一橋大との合同勉強会メモ
・リファレンスレベル等資料
・循環度資料・沿岸域循環度試算結果
・リファレンスレベル資料
・幸福度指標関連資料
・立命館大上原准教授資料
・Qianqian 論文
・第 6 回議事メモ
・P-48 委員会開催記録
・P-48 報告書目次案
・包括的富指標関連資料

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内容１）委員会目的およびメンバー確認
２）H28 年度事業計画・予算確認
３）今後の進め方について
１）関連文献抽出結果報告
２）研究委員会の方針について
１）国内文献調査結果報告
２）TEEB 調査報告

１）国内関連論文調査報告
２）TEEB 調査報告
３）Barbier 論文調査報告１）物質循環の評価について
２）環境経済学の勉強会について
１）P-48 委員会の紹介
２）Triple I の紹介
３）RISTEX プロジェクトの紹介
４）「循環度」講演山下英俊教授（一橋大学）
１）一橋大との合同勉強会報告
２）リファレンスレベル等について
３）沿岸域循環度試算結果報告１）「リファレンスレベル」講演
吉村武洋助教（長野大学）
２）リファレンスレベルの応用について
３）包括的富指標の勉強会について
１）P-48 委員会報告書案について
２）包括的富指標について
３）今後の進め方について

付録 2
海洋における生態系サービスの評価に関する研究委員会

委員名簿

代表
会計担当

氏名
大塚 耕司
黒田 桂菜
北澤 大輔
佐藤
徹
多部田 茂
中谷 直樹
西
佳樹
平林紳一郎
村井 基彦
山中 亮一

所属・役職
大阪府立大学大学院 人間社会システム科学研究科 教授
大阪府立大学大学院 人間社会システム科学研究科 准教授
東京大学 生産技術研究所 准教授
東京大学大学院 新領域創成科学研究科 教授
東京大学大学院 新領域創成科学研究科 教授
大阪府立大学大学院 工学研究科 教授
横浜国立大学大学院 工学研究院 准教授
東京大学大学院 新領域創成科学研究科 准教授
横浜国立大学大学院 環境情報研究院 准教授
徳島大学 環境防災研究センター 講師

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