Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
## （４）アサリに対するDO環境基準値（試案）の導出

2010年3月に示された閉鎖性海域中長期ビジョンに沿って、アサリに対するDO環境基準値の導出に向けた考え方を整理し、生息域の確保のための底層DO目標値と再生産の場の確保のための底層DO目標値を試算した。

## 4 ．結果及び考察

## （１）東京湾のマコガレイに対するフィールド調査と解析

マコガレイに関して、産卵量（推定値）、仔魚密度及び稚魚密度の時空間分布データ（2006年～2010年）を解析した結果、産卵量は2005年～2007年に上昇傾向を示したが、2008年以降に減少した。一方、仔稚魚の密度は2007年（2006年冬産卵由来）、2009年（2008年冬産卵由来）及び2010年（2009年冬産卵由来）において著しく低かった。2007年、2009年及び2010年のふ化～浮遊仔魚出現期における底層水温は2006年や2008年と比べて高く、このことが生活史初期の生残に影響した可能性が示唆される。なお、2009年及び2010年の仔魚密度の低さは、産卵親魚の密度（資源量）の低下を反映している可能性もある。

仔稚魚の空間分布について、密度が著しく低かった2007年には明瞭な傾向は認められなかった。一方、2006年と2008年には、仔魚は湾全域に出現し、湾北部において高密度であった。2009年及び2010年には仔魚は総じて低密度であったが、2009年には湾北部で見られた（図(2)-3）。年変動が大きいが、主な産卵場は湾北部にあると推察される。また、稚魚は、4月～5月に千葉県沿岸部に分布量が多かった。夏期には貧酸素水塊の出現・拡大により稚魚の分布域は湾南部に制限され、密度の低下もみられた（図(2)-4）。以上より、冬産卵のマコガレイには、冬期の水温、夏季の貧酸素水塊の存在が当歳の加入量に影響する可能性が示唆された（図(2)-5、図(2)-6）。
図(2)-3 東京湾におけるマコガレイ仔魚の空間分布

夏季に形成される貧酸素水塊が稚魚の個体数密度および分布に 影響を与えていることが示唆された

図(2)-4 東京湾におけるマコガレイ稚魚の空間分布
産卵量および仔稚魚個体数密度

図(2)-5 東京湾産マコガレイの産卵量、仔魚及び稚魚密度の関係と千葉灯標における冬季水温

各水温区における仔魚死亡率

室内実験データ

冬季の水温が仔魚個体数密度に影響を与えていることが示唆された

図(2)-6 マコガレイ仔魚の分布密度及び斃死に及ぼす水温の影響
## （２）三河湾のアサリに対するフィールド調査と解析

3年間の季節的出現傾向をみると、ほぼ同じパターンを示した。すなわち、5月～6月に春季及び10月に秋季の大きな出現のピークがみられ、7月にも小さなピークが現れた。これらの出現を三河湾での貧酸素水塊（溶存酸素飽和度が30％以下）面積の推移と合わせてみると春季のピークは貧酸素水塊が発達する直前、秋季のピークは貧酸素水塊が解消した直後であり、貧酸素水塊が発達している夏季の出現は非常に少なかった。7月の小さなピークはその時の貧酸素水塊の発達と反比例する傾向がみられた（図(2)-7）。また、春・秋季の大きなピークは初期幼生であるD型幼生の大量出現によって形成されていた。

図(2)-7 各採集年におけるアサリ浮遊幼生出現個体数及び三河湾の貧酸素水塊面積の推移
図(2)-8 2010年6月～8月の三河湾の各地点におけるDO（左）およびアサリ浮遊幼生（右）の鉛直分布（赤矢印：幼生の最多出現層 水色網掛け：貧酸素水塊（DO2mg/L以下））

浮遊幼生の鉛直分布パターンは溶存酸素が底層まで十分にある5，6月は出現のピークが底層付近にみられるか水柱全体に均一に分布した。しかし、夏季に下層で貧酸素水塊が形成されると出現のピークは躍層上にみられ、貧酸素の層では出現しなかった（図2-8）。10月以降、貧酸素水塊が解消すると徐々に下層へ分布するようになった。この様なパターンは3年間同じであった。

6月および7月と9月に行った昼夜観測では溶存酸素のある6月の観測ではいずれも昼間、底層に多く、夜間に表層へ上昇する傾向がみられ、特に成長の進んだフルグロウン期で頭著だった。しかし、下層に貧酸素水塊が形成された7月と9月の調査では6月とは逆に昼間表層に多く、夜間分布深度がやや深くなった。しかし底層の貧酸素水塊には出現しなかった（図(2)-9）。また、2012年6、7月調査時に設置したセジメントトラップには7月にアサリ浮遊幼生死亡個体が $ m^{2} $ 当たり約50個体存在した。これは同時に水柱内に2～5万個体/ $ m^{2} $ の幼生が出現したことに比べ、非常に少なかった。2012年度は貧酸素の発達が弱く、調査時の貧酸素層の厚さが海底上約2mと丁度セジメントトラップの口のあたりであったため、正確には評価できなかった。

図(2)-9 貧酸素水塊の無い6月（左）と貧酸素水塊が存在した9月（右）におけるアサリ浮遊幼生発育段階毎の分布中心深度（網掛けは夜間）
## （３）数値モデルによる解析

1）東京湾におけるモデルを利用したマコガレイ仔稚魚に対する貧酸素化の影響調査

## a 影響解析及び定量評価

## a-1 計算条件

## i) 計算ケース

別途構築したモデルを用いて、産卵・孵化からの漂流シミュレーションを実施した。計算は、東京湾内の主要な産卵場を初期条件として、漂流先を予測する順追跡とした。東京湾の流れ場および溶存酸素分布は、別途実施した東京湾における流動・生態系シミュレーション結果を利用し、環境の違いによる斃死状況を検討するため、2006年と2007年の2ケース実施した。

## ii）初期配置

初期配置は、産卵場における底層とした（図(2)-10）。マコガレイ仔稚魚に見立てた粒子は、500 m×500 mのメッシュ上に4個配置し、漂流開始時は底層（海底直上層）とした。また、1月11日12時～31日12時まで、24時間ごとに孵化（計算開始）するように設定した。

## iii）行動様式（漂流水深）

行動様式の条件は、以下の通り。

・孵化後 30 日間は受動的な漂流。

漂流開始30日後、底層漂流に移行。

その後（稚魚）は底層漂流。

## iv）水温影響

水温影響は、孵化（漂流開始）から9日後までの仔魚に対し、24時間毎に斃死率を判定する。斃死した粒子は、その場で停止する。水温T（℃）に対する斃死率は以下の式に従う。

$$ \cdot\quad 饕死率 (\%)=\quad\frac{100}{1+(T/10.22)^{-6.0}} $$

## v) DO影響

DO影響は、底層漂流に移行した稚魚に対し、24時間毎に斃死率を判定する。斃死した粒子は、その場で停止する。DO（mg/L）に対する斃死率は以下の式に従う。

$$ \cdot\quad 饕死率 (\%)=\quad\frac{100}{1+\left(DO/1.55\right)^{24.69}} $$

## vi) その他の条件
タイムステップは60秒とし、各年10月31日24時まで計算を実施した。粒子の色分けは、以下の通り。

• 漂流 → 粒子色

• 湾外へ流出(境界上に停止)、海岸近くなどで停止 → 粒子色●

・ 水温影響により 斃死 → 粒子色

DO 影響による斃死 → 粒子色

図(2)-10 粒子の初期配置
## a-2 計算結果

## i) 可視化

漂流開始日から終了するまで、CGアニメーションを作成した。また、漂流開始から終了までの計算結果（CGアニメーション）から、1月は5日ごと、それ以外は10日ごとの漂流分布を抜粋したものについて、2006年を図(2)-11に、2007年を図(2)-12にそれぞれ示した。

## ii）存在割合

粒子の存在割合について、時系列グラフを作成し、2006年を図(2)-13に、2007年を図(2)-14にそれぞれ示した。このように時系列にまとめることにより、どのような時期に湾外に流出しているのか、水温の影響を受けて斃死しているのか、貧酸素の影響を受けて斃死しているのかを確認する事ができる。

次に、初期配置した全粒子数に対する、水温および貧酸素影響を受けないで漂流終了した粒子、停止（東京湾外へ流出 or 海岸近く）した粒子、水温影響を受けて斃死した粒子および貧酸素影響を受けて斃死した粒子の割合を算出し、図(2)-15に示した。これによると、水温影響を受け斃死した粒子に着目すると2006年は80.4％、2007年は85.5％となり、ほとんどが孵化した直後の1月に斃死した。一方、貧酸素影響を受け斃死した粒子に着目すると2006年は1.3％、2007年は0％となり、貧酸素水塊に発達に応じて6〜9月に斃死した。また、湾外流出する粒子も孵化直後の1月に集中しており、2007年は2月5日の時点で全ての粒子が斃死もしくは停止してしまった。最終的に湾内で漂流終了した粒子は、2006年でわずか0.3％であった。

これらの斃死率となった水温と溶存酸素濃度を算定するため、水温および貧酸素影響により斃死の判定を受けた幼生の水深と水温、水深とDO濃度をプロットし、図(2)-16に示した。これによると、2007年の水温は2006年と比較して2℃程度高く、結果として水温影響による斃死率が高くなったものと考察される。
図(2)-11 2006年の漂流計算結果
図(2)-11 (続き) 2006年の漂流計算結果
図(2)-12 2007年の漂流計算結果
図(2)-12 (続き) 2007年の漂流計算結果
図(2)-13 各粒子数の時系列変化（2006年）
図(2)-14 各粒子数の時系列変化（2007年）
漂流終了，停止(湾外流出)，停止(海岸近く)，

☑ 斃死(水温影響)，☑ 斃死(貧酸素影響).

図(2)-15 最終時刻の存在割合
平均10.1 ℃

[2006年]

平均1.4 mg/L

[2007年]

平均13.2 ℃

図(2)-16 漂流中に斃死の判定を受けた幼生の水深と水温およびDO濃度

b マコガレイ仔稚魚モデル解析

b-1 東京湾における流動・生態系シミュレーション

マコガレイ仔稚魚漂流シミュレーションの根幹となる、東京湾の流動および酸素環境を再現するシミュレーションを行った。

i) 入力データの作成
シミュレーションに必要なデータを収集・整理し、入力データを作成した。

## ii) 流動シミュレーション

東京湾全体を対象とした流動シミュレーションを実施し、2006～2007年における東京湾の流れ場および水温・塩分分布を再現した。

## iii) 生態系シミュレーション

東京湾全体を対象とした水質生態系シミュレーションを実施し、2006～2007年における東京湾の水質（特に溶存酸素分布）を再現した。

## b-2 マコガレイ仔稚魚貧酸素影響モデルの開発

モデル開発にあたり必要な知見やデータを収集し、マコガレイ仔稚魚の漂流過程及び酸素環境に対する応答をモデル化するとともに、試計算による応答確認を行った

## i) 文献調査

マコガレイの初期生活史や、海域の酸素環境の変化が仔稚魚に与える影響などについて文献調査を行い、過去の知見を整理した。

## ii) DO 耐性を考慮した漂流モデルの開発

アサリ浮遊幼生の漂流モデルを基本とし、マコガレイ仔稚魚の移動を考慮した漂流モデルを開発した。DO耐性実験による結果を利用して、貧酸素に対する応答をモデル化した。水温耐性実験による結果を利用して、水温に対する応答をモデル化した。

## iii) モデルの応答確認

構築した漂流モデルのモデル機能の応答確認をするための試計算を実施した。

## b-3 マコガレイ仔稚魚に対する貧酸素化の影響調査

開発されたマコガレイ仔稚魚貧酸素影響モデルを用いて、産卵から着底生活までの漂流シミュレーションを実施し、貧酸素水塊による影響について評価した。

・ 水温影響を受け斃死した粒子は、2006年は80.4％、2007年は85.5％。ほとんどが孵化した直後の1月に斃死した。

貧酸素影響を受け斃死した粒子は、2006年は1.3%、2007年は0%。貧酸素水塊に発達に応じて6〜9月に斃死した。

湾外流出する粒子は、孵化直後の1月に集中しており、2007年は2月5日の時点で全ての粒子が斃死もしくは停止した。

・最終的に湾内で漂流終了した粒子は、2006年でわずか0.3％であった。

2007 年の水温は 2006 年と比較して 2 ℃程度高く、結果として水温影響による斃死率が高くなった。
2）三河湾におけるモデルを利用したアサリ浮遊幼生に対する貧酸素化の影響調査

a アサリ浮遊幼生漂流モデルの改良

## a-1 斃死率の近似

## i) 水柱実験による貧酸素応答試験

アサリ浮遊幼生が貧酸素水に遭遇したときにどうなるのかを明らかにするために、実験室において貧酸素状態を作成した水柱を用いて、幼生の貧酸素水に対する応答を観察した。なお、この水柱は、水深10mの三河湾海域の鉛直方向の縮小版ではなく、あくまで、浮遊幼生が貧酸素水に遭遇したときの応答をみるためのものである。そのため、浮遊幼生が選択する塩分層を貧酸素化させて、浮遊幼生を貧酸素水に遭遇させる設定とした。

その結果、水柱において酸素濃度が低いほど、高率で遊泳を停止して沈降し、沈降中の斃死率も高いことが分かり、酸素濃度に対する沈降率および沈降中の斃死率を定式化することが可能となった（図2-17）。

[アンボ期]

図(2)-17 各成長段階の DO に応答した沈降率および沈降中に占める斃死率
## ii) 沈降率と沈降個体中の斃死率の近似

水柱実験による結果（図(2)-17）を用いて近似式を算定するが、実験区のコントロール値は酸素影響による沈降・斃死ではないものとし、かさ上げ分を差し引いた値により近似式を算出した（図(2)-18）。

図(2)-18 水柱実験より 近似した沈降率と沈降個体中の斃死率
## a-2 モデルの改良

以下の条件により、浮遊幼生を受動漂流させ、貧酸素水に遭遇した個体のみ酸素濃度に対応した応答を示す設定とした。アサリ浮遊幼生貧酸素影響モデルの模式図を、図(2)-19に示した。

## i) 酸素応答の時間間隔

昨年度までのモデルでは、タイムステップ（60秒）毎に酸素応答（沈降するか否か）を判断していたが、シリンダー試験による目視結果（3時間程度で分布が形成された）より、酸素応答は3時間毎に変更した。

→ 3 時間毎に DO に対する沈降率を判定し、沈降する幼生と沈降しない幼生に分ける。

## ii）忌避行動

昨年度までのモデルでは、沈降しない幼生は $ 10 \, cm/min $ で上昇（1 タイムステップで $ 10 \, cm $ 上昇）することにしていたが、この条件を削除した。

→ 沈降しない幼生はそのまま受動漂流。

## iii) 沈降する幼生

昨年度までのモデルでは、沈降した幼生はすべて斃死することにしていたが、シリンダー試験による沈降中に占める斃死率を適用するように変更しした。なお、動物プランクトンの沈降速度は約100 m/dayであり、水深10～20 mの三河湾では2～3時間で海底に達することになる。これは、Stokesの式に従っても同様であり、今回のモデルでは沈降する幼生は1ステップで底層に達するものとした。

→ 沈降した幼生について、DO に対する沈降中に占める斃死率を判定し、斃死する幼生としない幼生に分ける。斃死しない幼生は底層から受動漂流させる。

## iv) 酸素応答を受ける上限値

酸素応答を受ける上限値を、セジメントトラップ実験による沈降幼生の存在しなかった6月の平均値（6.67 mg/L）未満に設定した。これは、渥美湾における成層期のDO濃度の平均値（6.5 mg/L）とも類似している。

→ DO＜6.67 mg/L の時、酸素応答を判断する。
図(2)-19 アサリ浮遊幼生貧酸素影響モデルの模式図

Rsed は DO に対する沈降率（%）

• Rmot は DO に対する沈降中に占める斃死率（%）

DO は、沈降前水深の DO（Rsed を判定した DO）。

酸素応答は3時間に一度、DO<6.67 mg/Lの時。

## v) その他の条件

• 孵化（100 $ \mu $ m）、產卵後表層浮上（水深 1 m 初期配置）。

• 漂流開始時の水温を成長速度に適用して、各個体群の漂流期間を決定。

D 状期 ( $ \sim $ 130 $ \mu $ m)。

アンボ期（130～180 μm）。

フルグロウン期（180 μm～）、230 μm になった時点で漂流終了。
b 影響解析及び定量評価

b-1 計算条件

i) 初期配置

・ 一色干潟周边海域、渥美湾北部海域および福江湾海域の 5 m 以浅（図(2)-20）

• 500 m×500 m のメッシュ上に 25 個の幼生に見立てた粒子を配置（100 個/km²）

表層（水深 1 m）に配置

図(2)-20 粒子の初期配置

ii) 計算ケース

2006年6月2日12時開始

2006年7月2日12時開始

2010年6月2日12時開始

2010年7月2日12時開始（貧酸素状況は図(2)-21参照）

iii) 粒子の色

- 漂流 → 粒子色

- 漂流終了（230 μm） → 粒子色

- 湾外へ流出(境界上に停止)、海岸近くなどで停止 → 粒子色

- 貧酸素影響（沈降） → 粒子色

• 貧酸素影響（死亡） → 粒子色
[2006 年 ]

[2010 年 ]

図(2)-21 シミュレーション結果より渥美湾（A-5地点）におけるDO変動
## b-2 計算結果

## i) 可視化

漂流開始日から全ての粒子が漂流終了するまで、CGアニメーションを作成した。また、2006年の計算結果(CGアニメーション)から、約2日ごとの漂流分布を抜粋したものについて、図(2)-22～図(2)-27にそれぞれ示した。
図(2)-22 一色干潟周辺海域からの漂流計算結果（2006年6月）
図(2)-22 (続き) 一色干潟周辺海域からの漂流計算結果（2006年6月）
図(2)-23 渥美湾北部海域からの漂流計算結果（2006年6月）
図(2)-23 (続き) 渥美湾北部海域からの漂流計算結果（2006年6月）
図(2)-24 福江湾海域からの漂流計算結果（2006年6月）
図(2)-24 (続き) 福江湾海域からの漂流計算結果（2006年6月）
図(2)-25 一色干潟周辺海域からの漂流計算結果（2006年7月）
図(2)-25 (続き) 一色干潟周辺海域からの漂流計算結果（2006年7月）
図(2)-26 渥美湾北部海域からの漂流計算結果（2006年7月）
図(2)-26 (続き) 渥美湾北部海域からの漂流計算結果（2006年7月）
図(2)-27 福江湾海域からの漂流計算結果（2006年7月）
図(2)-27 (続き) 福江湾海域からの漂流計算結果（2006年7月）
## ii）存在割合

初期配置した全幼生数に対する、貧酸素影響を受けて沈降斃死した幼生、沈降したが斃死しなかった幼生、貧酸素影響を受けないで漂流終了した幼生、および湾外へ流出した幼生の割合を算出した（図(2)-28）。

図(2)-28-1 漂流最終時刻の存在割合（2006年）

沈降虼死，沈降生存，漂流终了，湾外流出.
図(2)-28-2 漂流最終時刻の存在割合（2010年）

沈降虒死，沈降生存，漂流终了，湾外流出.
次に、湾外流出を除いた幼生による割合についても算出した（図(2)-29）。斃死率は湾内に存在している幼生により算出することとし、これを現況における斃死率とした。これによると、貧酸素化が顕著であった2006年の方が、貧酸素化があまり強くない2010年と比較して、斃死率が高かった。また、貧酸素化が強い7月の方が、6月よりも斃死率が高いが、2006年7月のように貧酸素化が顕著で上下層間の躍層が強くなると、ほとんどの幼生は表層付近を漂流するため下層に沈降しない結果となった。

図(2)-29-1 湾外流出を除いた漂流最終時刻の存在割合（2006年）

沈降虢死，沈降生存，漂流终了.
図(2)-29-2 湾外流出を除いた漂流最終時刻の存在割合（2010年）

沈降虼死，沈降生存，漂流终了.

最終的に図(2)-29の斃死率となった溶存酸素濃度を算定するため、貧酸素影響により沈降または沈降斃死の判定を受けた幼生の水深とDO濃度をプロットした（図(2)-30）。これらのDO濃度の平均値を、貧酸素影響を受けた水塊中のDO濃度とした。
図(2)-30-1 漂流中に沈降または沈降斃死の判定を受けた幼生の水深とDO濃度（2006年） ☑ 沈降斃死、☑ 沈降のみ.
図(2)-30-2 漂流中に沈降または沈降斃死の判定を受けた幼生の水深とDO濃度（2010年） ☑ 沈降斃死、☑ 沈降のみ.
## iii) 斃死率5％を下回るDO濃度の推定

ここでは、DO環境の違いによる斃死率の変化を試算するため、現況（2006年）に対しDO濃度を+0.5、+1.0、+1.5、+2.0 mg/Lとした場合（全メッシュ、全期間）の計算を実施し、5％の斃死が生じるDO濃度を推定した（図(2)-31）。各グラフ下に表示した水塊とは、図(2)-30により算定された貧酸素影響を受けたDO濃度で、底層とはその時の最下層のDO濃度を示している。

図(2)-31-1 DO+計算による最終時刻の斃死率（一色干潟周辺海域2006年）
図(2)-31-2 DO+計算による最終時刻の斃死率（渥美湾北部海域2006年）
図(2)-31-3 DO+計算による最終時刻の斃死率（福江湾海域2006年）

貧酸素影響を受けるDO濃度を現況濃度として、斃死率5％となるDO濃度を推定すると、水塊濃度では2.6～3.7 mg/Lとなり、平均3.1 mg/Lである。また、底層濃度では1.7～3.1 mg/Lとなり、平均2.6 mg/Lである。

2010年の検討は行っていないが、図(2)-29-2や図(2)-30-2によると、2010年6月は現況で斃死率が全て5％を下回っており、その時のDO濃度は3 mg/L以上であった。

## 4 ) 浮遊幼生漂流シミュレーション結果の妥当性

シミュレーション結果については、現状の観測データと比較検証する必要があるが、三河湾
におけるアサリ浮遊幼生は春から秋にかけて絶えず産卵・出現していることが知られており、個体群全てを捉えることは計算では不可能であるため、ここでは定性的な比較を行った。

2010年のフィールド調査の結果を、図(2)-32に示した。これによると、6月の酸素がある時期には幼生は底層にも分布しているが、7月の貧酸素時には上層に分布している。一方、2010年のシミュレーション結果より、貧酸素影響を受けない幼生について漂流水深のイソプレットとDO濃度とを比較した（図(2)-33）。それによると、観測と同様の傾向がみられることがわかり、シミュレーションでも底層まで酸素がある時は、比較的鉛直的にも広く幼生は分布するが、貧酸素水塊が強くなってくると、表層に近い水深に固まっている結果となった。

[6月14日]

[7月20日]

図(2)-32 2010年6月と7月における三河湾奥部の調査結果
図(2)-33 A-5地点の計算DOと生存幼生の漂流水深（渥美湾北部のケース）
## c アサリ浮遊幼生モデル解析

## c-1 三河湾における流動・生態系シミュレーション

アサリ浮遊幼生漂流シミュレーションの根幹となる、三河湾の流動および酸素環境を再現するシミュレーションを行った。

## i) 入力データの作成

シミュレーションに必要なデータを収集・整理し、入力データを作成した。

## ii) 流動シミュレーション

三河湾全体を対象とした流動シミュレーションを実施し、2006年と2010年における三河湾の流れ場および水温・塩分分布を再現した。

## iii) 生態系シミュレーション

三河湾全体を対象とした水質生態系シミュレーションを実施し、2006年と2010年における三河湾の水質（特に溶存酸素分布）を再現した。

## c-2 アサリ浮遊幼生貧酸素影響モデルの開発

モデル開発にあたり必要な知見やデータを収集し、アサリ浮遊幼生の漂流過程及び酸素環境に対する応答をモデル化した。

## i) 文献調査

海域の酸素環境の変化が浮遊幼生に与える影響など、DO耐性に関する文献調査を行い、過去の知見を整理した。

## ii) 酸素環境に対する応答のモデル化

水柱実験による貧酸素応答試験による結果を利用し、酸素環境に対する応答をモデル化して漂流モデルに組み込んだ。

## iii) モデルの応答確認

構築した漂流モデルのモデル機能の応答確認をするための試計算を実施した。

## c-3 アサリ浮遊幼生に対する貧酸素化の影響調査

開発されたアサリ浮遊幼生貧酸素影響モデルを用いて、孵化から着底までの漂流シミュレーションを実施し、貧酸素水塊にさらされた場合の減耗を評価した。

濱外流出を除いた漂流最終時刻の斃死率は、2006年6月は14.9%、2006年7月は15.0%、2010年6月は1.7%、2010年7月は8.7%であった。貧酸素化が顕著であった2006年の方が、貧酸素化があまり強くない2010年と比較して、斃死率が高い結果となった。また、貧酸素化が強い7月の方が6月よりも斃死率が高い傾向にあるが、2006年7月のように貧酸素化が顕著で上下層間の躍層が強くなると、ほとんどの幼生は表層付近を漂流するため下層に沈降しない結果となった。

• 貧酸素影響を受ける DO 濃度を現況濃度として、斃死率 5％となる DO 濃度を推定すると、
水塊濃度では2.6～3.7 mg/Lとなり、平均3.1 mg/Lであった。また、底層濃度では1.7～3.1 mg/Lとなり、平均2.6 mg/Lであった。

## （４）アサリに対するDO環境基準値（試案）の導出

2010年3月に示された閉鎖性海域中長期ビジョンに沿って（図(2)-34）、アサリに対するDO環境基準値導出に向けた考え方を整理し（図(2)-35）、生息域の確保のための底層DO目標値と再生産の場の確保のための底層DO目標値を試算した。前述（サブテーマ（1））の室内実験結果に基づき、アサリ幼生に対するDOの5%致死濃度（LC_{5}）は概ね1 mg/Lと推定された（図(2)-36）。しかし、DOが1 mg/L以下では硫化水素による複合的な影響も危惧される。一方、現時点ではアサリの浮遊幼生や着底初期稚貝に対する硫化水素の影響は不明であるため、生息域の確保のための底層DO目標値として2 mg/Lを提案する。また、前述の数値モデルによる、三河湾におけるアサリ浮遊幼生に対する貧酸素化の影響調査の結果から、再生産の場の確保のための底層DO目標値として3 mg/Lを提案する。

## 閉鎖性海域中長期ビジョン （2010年3月）

魚介類の生息域の確保のための底層DO目標←未成魚～成魚の「LC_{5}」及び生息分布の現場観測データ

魚介類の再生産の場の確保のための底層DO目標←卵・仔稚魚の生存、未成魚～成魚の行動異常・生理的变化（実験と現場観測）

➢ 無生物域の解消のための底層DO目標 ←低酸素耐性種の生存(実験と現場観測: DO 1 mg/L以下では硫化水素による複合影響も考慮)

図(2)-34 閉鎖性海域中長期ビジョンの概要
## アサリに対するDO環境基準値～導出に向けた考え方～

▶ 生息域の確保のための底層DO目標 ←生活史初期個体(浮遊幼生)の「LC_{5}」を実験で導出(流水系、「死」の定義)

再生産の場の確保のための底層DO目標

←生活史初期個体(浮遊幼生)への影響を実験、現場観測とモデルシミュレーションで評価

➢無生物域の解消のための底層DO目標

▶ キーワードは「初期生活史」と「LC_{5}」

図(2)-35 アサリに対するDO環境基準値導出の考え方

図(2)-36 アサリ幼生に対するDOの5%致死濃度（LC_{5}）
## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

今まで実際の海域におけるDOに対する生物の応答については不明な点が多く、特にDO耐性が低いと考えられてきた生活史初期段階あるいは発生初期段階の個体に関する知見はほとんど無かった。サブテーマ（1）において述べたように、本研究によって、①貧酸素水塊の影響を調べるための流水式連続曝露試験装置を作製し、試験プロトコルを提示することができた。これにより、急性影響のほか、慢性影響や他の有害因子との複合影響を調べることが、試験装置・手法の確立という意味で可能となった。また、②貧酸素水塊の影響を調べるための水柱実験装置も作製した。これにより、海産生物幼生・幼体の忌避行動等を調べる実験も可能となった。以上により、東京湾のマコガレイ（着底稚魚）と三河湾のアサリ（浮遊幼生と着底初期稚貝）等を対象に実際に貧酸素耐性試験あるいは応答試験を行い、データを獲得することができた点が、第一の科学的意義である。

サブテーマ（2）に関しては、初期生活史段階の個体を用いて貧酸素水塊に対する影響を直接実験で調べ、データを得ることにより、数値モデルに反映させるパラメータ推定のための方法論を確立することができたと同時に、室内実験結果及びフィールド調査・観測結果を盛り込んだ数値モデルを構築することにより、貧酸素水塊が及ぼす影響の定量評価を行うことが可能となった点が、科学的に意義深い。

また、三河湾の干潟生態系における鍵種であり、重要漁獲対象種でもあるアサリについて、サブテーマ（2）において、発育初期段階である浮遊幼生の出現及び分布と現場DOとの関連に関するフィールド調査データが得られたこと、また、シリンダー実験（水柱試験）によって、このフィールド調査データの特徴を裏付けるような、貧酸素水塊に遭遇した時のアサリ浮遊幼生の举動を明らかにしたことが、貧酸素水塊が底棲生物に与える影響を考慮する上できわめて重要な科学的成果である。

さらに、本研究によって、とりわけ、アサリ浮遊幼生を例に室内実験と野外調査、及び数値モデルによるシミュレーションを組み合わせて、科学合理性のあるプロセスを経て底層DOの環境基準値（試案）を導出・提示できたことが、単に科学的根拠を有する具体的な基準値案を提示したことに留まらず、今後、さまざまな種に対する底層DOの環境基準値案を科学合理的に導出するためのプロセスを構築できたという意味で、きわめて大きな科学的成果であると同時に特筆すべき環境政策上の成果である。

## （２）環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

環境省の生活環境項目新規基準等検討会海域ワーキンググループ（WG）における下層DOの環境基準案の検討において、本研究成果であるアサリに対する環境基準値（試案）の試算結果を提示し、当該WGの報告書作成に貢献した。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞
平成25年度（2013年度）中に透明度とともに新たな環境基準として導入される予定である底層DO（下層DO）に関して、2010年3月に示された「閉鎖性海域中長期ビジョン」に沿って、環境基準案が示されていないアサリに対するDO環境基準値導出に向けた考え方を整理し、生息域の確保のための底層DO目標値と再生産の場の確保のための底層DO目標値として、それぞれ、2mg/L及び3mg/Lを導出した。すなわち、アサリを対象に、科学的根拠を有する環境基準値・目標値の試案を提示することができた。

また、科学合理性のある底層DO環境基準値・目標値を導出するための方法論が構築された。換言すると、室内実験結果及びフィールド調査・観測結果を盛り込んだ数値モデルを用いるという、科学合理性のある底層DO環境基準値・目標値の導出手法を提示することができた。

また、海産生物幼生あるいは幼体の貧酸素水塊に対する忌避行動に着目して、底層DOの保全目標値に対する基礎的情報を提供することができた。

## 6 ．国際共同研究等の状況

特に記載すべき事項はない

### 7. 研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

## <論文（査読あり）>

特に記載すべき事項はない

## くその他誌上発表（査読なし）>

特に記載すべき事項はない

## （2） 口頭発表（学会等）

1) 李政勲・児玉圭太・朴正彩・小宮朋之・石井光廣・白石寛明・堀口敏宏：東京湾におけるマコガレイ着底稚魚の摂餌生態と成長，平成22年度日本水産学会秋季大会，京都，同講演要旨集，p.110, 2010.

2) 山田 智・蒲原 聡・和久光靖・中村雅廣・柘植朝太郎・竹内喜夫・中嶋康生・岩田靖宏：平成23年度アサリ勉強会（2011）「三河湾東部（渥美湾）におけるアサリ浮遊幼生の鉛直分布と貧酸素水塊」

3) 奥田将己・李政勲・児玉圭太・石井光廣・大畑聡・安藤晴夫・金藤浩司・堀口敏宏：2011統計関連学会連合大会（2011）「溶存酸素の水質評価基準としての利用を見据えたマコガレイ稚魚生残率への影響評価」

4）市川哲也、田中啓介、堀口敏宏、蒲原聡、山田智、鈴木輝明：海洋理工学会平成24年度春季大会（2012）「三河湾におけるアサリ浮遊幼生貧酸素影響モデルの開発」

## （3） 出願特許
特に記載すべき事項はない

## （４）シンポジウム、セミナーの開催（主催のもの）

特に記載すべき事項はない

## （５）マスコミ等への公表・報道等

特に記載すべき事項はない

## (6) その他

2006年と2007年を対象に、貧酸素水塊がマコガレイの初期生活史に及ぼす影響を数値モデルによりシミュレーションするため、千葉県水産総合研究センターから2006年及び2007年の東京湾における貧酸素水塊調査で得られた水温・DOの生データを、また、東京都環境科学研究所の安藤春夫氏から2006年及び2007年の東京湾における公共用水域常時監視の水温・DOデータを、それぞれ、ご提供いただきました。ここに記してお礼申し上げます。また、本研究において実施されたマコガレイ当歳魚のDO別斃死率実験データ以外に、独立行政法人国立環境研究所が実施したマコガレイ孵化仔魚の水温別斃死率実験データと、東京湾におけるマコガレイ仔魚の分布密度調査データ（2006年度及び2007年度）も当該シミュレーションに用いました。また、独立行政法人国立環境研究所が千葉県水産総合研究センターとの共同調査として実施しているマコガレイ稚魚の分布密度調査データ（2006年度及び2007年度）も当該シミュレーションに用いました。関係各位に謝意を申し上げます。

### 8 \. 引用文献

1) 平成21年度閉鎖性海域中長期ビジョンの策定に係る総合検討調査委託業務報告書（2010年3月）
## (3) 底層DO目標の達成度評価手法の開発に関する研究

(独) 国立環境研究所	環境リスク研究センター	生態系影響評価研究室	堀口 敏宏
大学共同利用機関法人情報・システム研究機構	統計数理研究所	金藤 浩司
横浜薬科大学 薬学部	岩瀬 晃盛
広島大学 大学院工学研究科	岡田 光正
(平成22年度のみ)
放送大学 社会と産業コース＋社会経営科学プログラム	岡田 光正
(平成23年度のみ)

平成22～24年度累計予算額：18,902千円

（うち、平成24年度予算額：3,832千円）

予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

底層溶存酸素量達成度評価の一つの方法として、US EPAが提案した閉鎖性海域内での離散測定データに基づく累積頻度図法（CFD法）がある。このCFD法の特徴付けや実用上の課題の検討を行った。さらに、本研究で明らかになった実用上の課題を克服するために、手法の拡張性に関する検討を行い、一つの解決方法を示した。次に、本課題においては、解析対象となる情報は、空間内において年数回の測定値で構成されている。そこで、どの程度の測定回数が対象となる海域の目標達成度を評価する際に必要であるか検討した。具体的には、閉鎖性海域中長期ビジョン策定に係る懇談会で評価に用いられた中長期予測シミュレーションによって求められた底層溶存酸素量の値を用いた閉鎖性海域内の離散測定の最適測定回数について数値的および解析的に検討した。結果として、公共用水域調査等で行われている月1回のサンプリング、つまり年12回の測定を2倍に増やしても2倍のコストに見合う誤判定率の改善につながらないことを示した。

## [キーワード] 累積頻度図法、離散測定回数の最適回数、年間基準満足日数割合

### 1. はじめに

閉鎖性海域での底層溶存酸素量目標の達成度評価手法の開発では、二つの観点からの取り組みが重要である。一つは、対象となる閉鎖性海域においては、非常に少数地点（高々2，3地点）の連続的測定データと広範囲に定期的に測定される離散的測定のデータを有効に統合し、評価する方法論の確立が必要である点である。また、もう一つの観点は、最適な離散的測定のサンプリング回数の決定問題である。後者に関しては、初めにシミュレーションベースでその課題に関する評価を行った。次に公共用水域調査等で行われている月1回のサンプリング回数と溶存酸素基準値における基準満足度の判断の効率性を検証した。さらに、解析的にこれらの事象を検証した。

本研究においては、「底層DO目標の達成度評価手法の開発」のために開発の基盤となる事項
の確認、理論的方法論の検討、理論的プラットフォーム作成の準備作業も継続した。底層DOを新たな水質目標とした場合、広範な水域の目標達成状況を連続的測定によって判定することは現実的でない。また、生活環境項目としての扱いであるため、CODが75%値を採用したように時間的、また空間的にも完全な達成は要求されない。このため、従来からの年12回、もしくは夏期6回のような離散的測定データの利用を前提として、累積頻度図法（Cumulative Frequency Diagram Method）のような時間並びに空間の両者を考慮した新たな底層DO目標達成の判定手法の適用の合理性評価を行う必要がある。同時に、部分的に得られる連続的測定データ、離散的測定データの時間的／空間的補間データ、さらにはシミュレーションモデルによる推定データ等に基づく新たなモニタリング並びに計算手法を導入した環境基準達成の判定手法等の開発に向けた検討や、さらに最適な測定回数の決定の課題を解決する必要性が挙げられる。

## 2 ．研究開発目的

## （１）底層溶存酸素量達成度評価手法の構築

底層DOを新たな水質目標とした場合、a）目標達成状況を判定するためには定点における連続観測と平面的な観測を組み合わせて解析する必要がある。しかし、現実的には多くの地点での連続的観測は困難である。また、b) DOは、生活環境項目としての扱いであるため、CODが75%値を採用したように時空間的にも完全な達成は要求されない。これらの観点を考慮して以下の三つの項目を目的とする。

1. 従来からの年 12 回、もしくは夏期 6 回のような離散的観測データの利用を前提として、累積頻度図法（Cumulative Frequency Diagram Method）のような時間ならびに空間の両者を考慮した新たな底層 DO 目標達成の判定手法の開発を行う。

2. また、部分的に得られる連続観測データ、離散的観測データの時間的／空間的補間データ、さらにはシミュレーションモデルによる推定データ等に基づく新たなモニタリングならびに計算手法を導入した環境基準達成の判定手法に利用する。

3. さらに、その結果を実際の水域区分に適用し、底層 DO 目標の導入に不可欠な底層 DO 目標の達成度評価手法の確立を図る。これについては、主に対象海域の水深の情報が何らかの有益な情報を有しているので、これらの関係に関する検討を加える。

## （２） 溶存酸素環境基準値毎の離散測定回数の最適性

閉鎖性海域での底層溶存酸素量目標の達成度評価手法の開発では、対象となる閉鎖性海域においては、非常に少数地点（高々2，3地点）の連続的測定データと広範囲に定期的に測定される離散的測定のデータを有効に統合し評価する方法論の確立が望まれている。しかし、現状の環境基準の判定では、広範囲に定期的に測定される離散的測定のデータのみの判断で各地点の環境基準の満足・不満足の判定が行われている。そこで、実用上の課題として、各地点の最適な離散的測定のサンプリング回数の決定問題に対する解決が必要不可欠となっている。これらの課題を実ずータに基づいて検証するとともに、理論的な確率分布を用いて検証する。

下記の表(3)-1は、3年間の課題解決の進行状況を示したものである。
表(3)-1 年度毎の進行状況

H22年度
(2010年度)	H23年度
(2011年度)	H24年度
(2012年度)
1)達成度評価法の開発	• US EPAが提案した累積頻度図法（CFD法）の検証	• 累積頻度図法の拡張性の検討	• 達成度評価法の開発
2)離散測定回数の最適性の検証	• 評価の枠組み検討
• シミュレーションに基づく数値的検討	• DO基準の誤判定要因の検討
• 解析的評価法の開発	• 最適測定回数の設定の提示

## 3 ．研究開発方法

3名の分担者（金藤、岩瀬、岡田）は、各所属機関において研究課題を分担し、個別の課題に関する統計的理論構築の研究を遂行した。また、分担課題の進展具合を、年数回開催した研究会において確認し、相互にその方法論を検討した。また、3名のPD（奥田（2010, 2011）、赤石（2011）、神山（2012））は、研究分担者が構築した理論に対してシミュレーション等の作業を担当した。

## 4 ．結果及び考察

## （１）底層溶存酸素量達成度評価手法の構築

US EPA Guideline (2003) Ambient Water Quality Criteria for Dissolved Oxygen, Water Clarity and Chlorophyll a for the Chesapeake Bay and Its Tidal Tributariesを読解し、ここで提案されている底層溶存酸素量達成度評価方法の一つであるCFD法に関して精緻に検討した。その結果として、CFD法の実用上の課題を見つけ、その改良により新たな評価方法の提案を行った。はじめにCFD法の定義とその解釈を述べ、この手法の実用上の課題を示し、最後にその改良法を提示している。

## 【CFD法の定義】

或る $ i,(i=1,2,\ldots,n) $ 観測時点での領域 D 内の各観測地点の濃度 C の情報に基づいて、領域 D 内を格子状に区切り、各区画内の濃度 C を補間（全ての地点が測定されていない）する。

この各区画内の濃度が闘値濃度を超えていたら1を、閾値以下であったら0を割り当てる。この全体の区画数での1である区画数の割合を $ r_{i}(\text{ratio}) $ とする。つまりi時点での濃度が闘値を超えている面積比率を $ r_{i} $ とする。

各観測時点 $ i=1,2,\cdots,n $ でこの面積比率を求めて、大きい順に並べると

$$ 1\geq r_{<1>}\geq r_{<2>}\geq\cdots\geq r_{}\geq0 $$

を得る。この場合のnは総観測時点数を意味する。横軸の座標として考えるために書き換えて

$$ 0\leq r_{_{}}\leq r_{_{}}\leq\cdots\leq r_{_{<1>}}\leq1 $$

この点列がどのように並んでいるかを見易くするために、 $ \mathrm{r} < \mathrm{i} > $ と $ \mathrm{i} / (\mathrm{n} + 1) $ とを対応させる。つまり、点

(i)

$$ \left(r_{_{}},\frac{i}{n+1}\right),i=1,2,\cdots,n $$
と二つの頂点(1,0),(0,1)を結んだ折れ線を作る。これをUS EPAのガイドラインがいうCFD法である。

## 【CFD法の解釈】

横軸は閾値を超えている空間的な広がりの面積に関する比率であるから、「空間」情報を意味し、縦軸は観測時刻情報に基づくものであるから「時間」情報を意味している。

CFD は閾値を超えている位置の情報（比率にすることから）と、比率の経時変化（順序統計量とすることから）の情報を意識的に消し去っている。このように位置と順序の情報を積極的に消し去ることによって浮き出てくる情報を汲み取ろうとする方法の一つが CFD であると理解される。

局所的な濃度情報とか経時的な濃度の挙動とかに影響されない「全体」としての対称領域の濃度の状態を表現しようとするものの一つとして CFD がある。

## 【US EPAのCFD法の課題】

(0,1)上の値を持つ割合に対する曲線間の比較を行うことは困難である。

## 【手法の拡張】

比率 $ r $ は $ 0\leqq r\leqq 1 $ を満たす実数である。これを実数全体 $ (-\infty,\infty) $ の上へ1：1で射影する関数はたくさんあるけれども、それらの中で特に、関数

$$ -1
図(3)-1 東京湾のデータから計算したCFD曲線

図(3)-2 CFD曲線の直線化

図(3)-1のような曲線では、曲線の形から各海域の溶存酸素量の達成度評価を、視覚的に行うことになる。しかし、このような視覚的評価は誰でも使えるものではない。そこで、図(3)-2のように直線化された後の状況で、各係数の推定値を求めれば、その値によって定量的な達成度評価が行える。この点が今回の研究上の特徴である。

## 【残された課題】

本研究の残された課題として、それぞれの閾値（溶存酸素量の基準値）でのCFDの情報から得られるReference curveのパラメータ$\alpha,\beta$の推定値と生物の生息状況との対応関係を把握できるデータが現段階では存在しないために、環境指数としての検討が現時点では加えられないことがあげられる。逆に、この様なデータが整備されることによって、直感的な評価から数量的な評価が底層溶存酸素量達成の判定基準としてより有効に用いることが可能となる。

## （２）溶存酸素基準値に対する離散測定回数の最適解判定法の解析的方法論の確立

測定地点毎の連続測定において、DOの環境基準値a[mg/l]に対して、常にその基準値を上回るDOの値が測定されることは【望ましい状態】である。1回でもDOの値が基準値を下回ることは【望ましくない状態】である。【望ましくない状態】が発生する（想定される）測定地点に対して、連続測定の一部分の測定（12回／年（1回／月、2回／月「夏季のみ」）の値から【望ましくない状態】が発生したことを、定めた判定期間(1年間、3年間)において、どの程度正確に検出できるか超幾何分布を用いて解析的に検証する。

## 【前提条件】

事前の検証においては、次の様な『前提条件：時間的周期情報の検出については考慮しない』ことを仮定する。簡単に言えば元の（基準値を上下している）連続測定データから適当に12個の時間箇所から抜いたときに、12個中少なくともそれぞれ1個以上基準値を上下していれば【正
しい判定】だということ。周期による変動よりもノイズによる変動の方が圧倒的に大きければ、時間的周期を考慮しないという前提条件が確保されるであろう。つまり、測定値を時系列として扱うのではなくて、同一の（有限）母集団からの無作為抽出によるデータ（この立場を、【理想状態】と引用する）という立場を採用することになる。連続測定(データ)とは1時間毎または1日毎であるにせよ、この間隔での継続的な観測・測定データのことである。

## 【前提】

● 判定基準値 $ \alpha $ 以上であれば水生生物の個体は生存する。

● 判定基準値 $ \alpha $ 未満であれば個体は死ぬ可能性がある。（死ぬ個体もあれば生存し続ける個体もある。これらの比率は $ \alpha $ 未満である濃度値に依存する。）

● 個体の維持という意味での環境を守るという観点より、判定基準値 $ \alpha $ 以上であることに注目して理論の枠組みを構築する。

## 【定義】

連続測定データ $ x_{i}; i=1,2,\ldots,N $ が判定基準値a以上である時間比率を $ r(a) $ とする。これは基準満足時間率(日数割合)とでも表現される。ここで、 $ 0\leqq r(a)\leqq1 $ である。Nからの非復元抽出の大きさをnとする。自明なことであるが、年12回 $ (n=12) $ の測定値 $ y_{i}; i=1,2,\ldots,n $ が全てa以上であったからといって、連続測定データ $ x_{i}; i=1,2,\ldots,N $ が全てa以上であるとは限らない。

## 【判定】

● r(α)=1 であるときに、yj-α≥0；(すべての j=1,2,...,12)となる。【正しい判定：(必ず成立)】

● 00 なる j が存在し、且つ yk-α<0 なる k が存在すれば【正しい判定】。

● $ \mathrm{r}(\alpha)=0 $ であるときには、 $ yj-\alpha<0 $ ; (すべての $ j=1,2,\ldots,12 $ ) となる。【正しい判定：(必ず成立)】

【判定のシミュレーション】

● n(=1000)回数の判定結果の中で、【正しい判定】の割合 R(r(α))(正判別率)が1つ得られる。この割合 R(r(α))は連続測定データの観測場所固有なものである。ここで、1-R(r(α))を『誤判別率』と定義する。

【検証データ】

平成22年（2010年）3月の閉鎖性海域中長期ビジョン策定に係る懇談会で評価に用いられた下記のデータを検証データとして利用した。

● 中長期予測シミュレーションデータ（東京湾 1182 か所【1km² メッシュ】）
表(3)-2は、2004年度（4月1日から3月31日まで）の中長期予測シミュレーションの年間の基準満足日数割合の分布を表したものである。また、図(3)-3は、溶存酸素基準値毎に、各地点での年間の基準満足日数割合を求め、東京湾での空間分布をメッシュごとに表したものである。図(3)-3で青色の部分は、基準満足日数割合が100％の地点を示したものであり、その他の色の部分は、基準満足日数率によって色分けしている。

表(3)-2 2004年度基準満足日数割合の分布

DOの値α
1	2	3	4
0.2<r(α)≤0.3	21
0.3<r(α)≤0.4	91
0.4<r(α)≤0.5	14	79
0.5<r(α)≤0.6	91	88
0.6<r(α)≤0.7	114	87
0.7<r(α)≤0.8	109	98	83
0.8<r(α)≤0.9	31	138	87	79
0.9<r(α)<1	257	209	175	110
r(α)=1	894	717	603	544
総地点数	1182	1182	1182	1182

図3-3 基準満足日数割合
$ 0

図(3)-4 誤判定率の計算
図(3)-5 基準満足日数割合と誤判定率の概念図

図(3)-6 誤判定率の空間分布 $ (\alpha=2)[n=12\ VS.\ 24\ VS.\ 48] $
図(3)-4は、各地点の誤判定率の計算（シミュレーション）の概略を示したものである。図(3)-5は、各地点の基準満足日割合とその地点のデータから計算される誤判定率の概略図である。図(3)-6は、東京湾内の1182地点での溶存酸素量を2[mg/L]としたときの各地点での年間測定回数毎の誤判定率の空間分布を示したものである。

シミュレーションに基づいて上記の課題を検討したが、解析的に本課題を解決するための手法も開発した。具体的には、超幾何分布を仮定した誤判定率推論手法の開発である。この解析的手法に基づく結果は、シミュレーションに基づく結果を理論的に補強するものであり、シミュレーション結果が間違っていないことも確認ができた。

図(3)-7は、超幾何分布を仮定した場合の年間基準満足日数割合と誤判定率の関係と実測データを示したものである。ここでは、溶存酸素量基準を2[mg/L]とし年間24回の測定を行った例を示している。個別のシミュレーションに基づく結果が理論曲線の上に適切にプロットされていることが読み取れる。

図(3)-7 実データと確率分布を想定した $ r(\alpha) $ と誤判定率の関係
図(3)-8 超幾何分布を仮定した誤判定率の推定(n=12,24,36)

n=365, # of subset= $ (12,24,36,48) $

図(3)-9 測定回数と確率分布を想定した場合の $ r(\alpha) $ と誤判定率の関係

図(3)-8は年間のサンプリング回数を12,24,36回と変化させたときの年間基準満足日数割合と誤判定率の関係を示した物である。また、図(3)-9は誤判定率を固定したとき（例えば、0.05）のサンプリング回数毎の年間基準満足日数割合が図(3)-9から求めることが可能となる。これにより水域毎の年間基準満足日数割合が何らかの状況で推定出来れば（過去の情報等）、誤判定率を5%以下に抑えるようなサンプリング回数が決定可能となる。つまり、対象となる閉鎖性海
域において測定地点毎に考えて、年間12回のサンプリングで良い地点、年間24回のサンプリングで良い地点、連続測定（1回／日）が必要な地点の分類が出来るようなDO基準判定手法が構築できる。

年間基準満足日数割合を固定した場合、サンプリング数が誤判定率に与える影響も評価できる地点毎の基準満足日数割合は推定すべき値である（本来は、未知な値である）。それをその地点での外的要因（例えば、水深等）で予測できないか検討した。現時点では、水深のみの情報では、基準満足日数割合を適切に推定することはできない。さらなる外的要因の検討を行っていく。

実用上は、基準満足日数割合を適切に推定するための良い知見が得られるまでは、以下の方法で対応しておくことで当面は対処可能である。つまり現時点では中長期予測シミュレーションで得ている値を推定値として用いたり、公共用水域調査のデータの過去何年間分を用いて推定値とすることが実用上有用である。

また、水深と年間基準満足日数割合の関係について検討した。対象地点【1182地点】の全体のデータからは、明確な水深と年間基準満足日数割合に関してある種の関連を見出すことはできなかった。対象地点の範囲が広く、それに伴って水深の範囲（0【M】から約500【M】）が広いことが挙げられる。海域区分を行うことで何らかの関連性が見出されるかもしれない。水深のみの情報では、基準満足日数率を適切に推定することはできない。さらなる外的要因の検討を行っていく。水深約13.5=exp(-2)【M】を境に、年間基準満足日数割合が増大から減少へと変化している。水深約36=100×exp(-1)【M】より深い地点では年間基準満足日数割合は、ほぼ1である。

図(3)-10 水深と年間基準満足日数割合の関係
表(3)-3より、シミュレーションに基づいてサンプリング回数と誤判定率の算術平均値の関連を検証し、誤判定率の（算術）平均値の観点から判断すると、測定回数を2倍としても、全ての溶存酸素基準において必ずしも誤判定率の平均値は2分の1にはならないことが確認できた。これらのことから年12回のサンプリングを年24回にしても測定コストに見合う改善が見込めないことが分かる。

誤判定率の観点から各地点での測定回数を増やせば，誤判定率の改善は望まれるが、必ずしも測定回数を増やすことで線形の効果が見られない。そのため現状の公共用水域調査（年12回）を全海域において増やす直線的効果は認められない。それよりも誤判定率の観点からより、この割合に改善をもたらす地点のみの測定数を増やすことが適切な費用対効果の観点から必要である。その地点の選択は、先に述べた年間基準満足日数割合から選択することが可能である。

表(3)-3 溶存酸素毎の平均誤判定率と年間のサンプリング回数の関係

DO[mg/L]	12/[Yr.]	24/[Yr.]
2	0.129	0.090
3	0.102	0.065