Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
れた。このことから、マイバッグの持参を推進する上で、各都市の状況に応じたアプローチが有効であることが伺える。しかし、各都市におけるモデルの構造に、決定的な違いは見られなかった。そのような意味では、名古屋市のようなレジ袋有料化政策は、東京都23区や大阪市においてもマイバッグ持参を推進していく上で共通して有効であると言えるだろう。

## (4) まとめ

3 都市間における規定因の平均値の比較より、名古屋市のレジ袋有料化のような独自の政策が、住民の環境認知や行動評価を高め、行動の実行を促している可能性が示唆された。

また、マイバッグ持参行動を促進する規定因として、「個人的規範」、「便益評価」、「社会規範評価」が確認できた。また、行動を阻害する規定因は、「実行可能性・費用評価」であることが確認された。今後、マイバッグ持参行動を推進していくにあたって、これらの行動評価を高める、あるいは改善するアプローチが必要であるが、東京都23区、名古屋市、大阪市の結果から有効なアプローチをする上で、優先的に考慮するべき要因が異なる可能性が示唆された。しかし、モデルの構造は同様であるため基本的な方略に変わりはないと考えられる。即ち、東京都23区や大阪市においても名古屋市のようなレジ袋有料化政策は有効であると言えるだろう。

###### 2.2.7.2. 詰め替え用容器の再使用行動と規定因に関する考察

本研究の結果より、詰め替え用容器の再使用行動は「個人的規範」、「実行可能性評価」、「費用評価」に規定されていることが明らかになった。本節では、詰め替え用容器の再使用行動の規定因に関する考察、3都市間の比較分析の結果に基づいた考察をそれぞれ行う。

## (1) 行動の規定因

詰め替え用容器の再使用行動の規定因として、「個人的規範」は行動を促進する要因として、「実行可能性評価」、「費用評価」は行動を阻害する要因としてそれぞれ確認できた。一方、マイバッグ持参行動と同様に、広瀬（1994）の環境配慮行動と規定因との要因連関モデルにおいて行動意図に影響すると仮定されている3つの行動評価のうち、社会規範評価は行動意図にほとんど影響していなかった。

行動意図に最も強い影響力を持ったのは、個人的規範である。個人的規範はリスク認知、対処有効性認知、責任帰属認知に規定されており、それぞれ行動との関連も確認された。マイバッグ持参行動と同様に、詰め替え用容器の再使用行動においても、個人的規範は行動意図を規定し、行動を促進する要因であると言えた。このことから廃棄物発生抑制行動において、個人的規範は共通かつ主要な規定因であると考えられる。

上述したように、リサイクル行動の場合、行動の裏付けとなる資源分別制度は地域の守るべきルールとなっており、それに従うような心理的压力が存在する。一方で、廃棄物発生抑制行動の場合は、あくまでも個人の判断にゆだねられており、行動が家族や友人、近所の人々の目に触れたり、行動す
ること（あるいはしないこと）が周囲の人々に注目されたり否定的に評価されることもほとんどない。廃棄物発生抑制行動は個人の責任感や義務感に基づいた自発的な行動であり、社会規範評価の影響力は弱いと考えられる。実際に、詰め替え用容器の再使用行動においても、社会規範評価からの影響は見られなかった。また、マイバッグ持参行動はレジ袋の有料化といった社会的な枠組みが構築されつつあった一方で、洗剤、シャンプーの詰め替え用を買うという行動は、普段利用する洗剤、シャンプーに詰め替え用がなければ実行することができない。そのような意味では、洗剤、シャンプーの詰め替え用を買うという行動の推進は、メーカー主導あるいは、他の詰め替え用のある商品を購入するといった住民一人ひとりの自発的な行動に頼らざるを得ないだろう。詰め替え用容器の再使用行動に限らず、廃棄物発生抑制行動の多くは、行政主導による社会的な枠組みの構築は基本的に期待できないだろう。そのような中、本研究の結果から、住民間で環境認知が高まり規範意識を醸成することができれば、発生抑制行動を促進することが可能であると示唆された。

実行可能性評価は、行動を阻害する規定因であることが確認された。項目の平均値はそれほど高くないため、実際には詰め替え用を探すのは難しいと感じている人は少ないことが予想される。しかし、行動意図への影響力が比較的大きいことを勘案すると、自身の使用するシャンプーや洗剤に詰替え用がない人にとって、行動を阻害する要因となっていることが推測される。費用評価に関しても同様である。商品に対して否定的な意見をもつ人ほど行動意図が低くなることが明らかとなっている。住民の行動を促進するためには、メーカーによる品揃えの充実、商品の改良、値段の改善といった努力も併せて必要だろう。

## (2) 3 都市間の比較

分散分析の結果において各都市に違いは見られず、有意な差が見られたのは「手間・面倒」と「社会規範評価」の2要因であった。マイバッグ持参行動の場合、レジ袋有料化といったような各都市における政策内容に違いが見られた。そのことが各都市の住民の環境認知や行動評価、さらには行動の実行度に反映され、各都市の住民間で違いとなってあらわれたと考えられる。しかし、詰め替え用容器の再使用行動の場合、いずれの都市においても行動の促進につながるような政策や取り組みは見られなかった。資源分別制度に関しても、各都市の大部分でシャンプーや洗剤のボトルの分別区分としてプラスチック製容器包装をもうけており、差がなかったと言える。そのため、規定因の平均値の比較で行った分散分析においても、有意な差が見られなかったと考えられる。

詰め替え用容器の再使用行動の意思決定モデルの分析結果では、いずれの都市においても全体集計と同様の結果が見られた。即ち、行動を促進する規定因として「個人的規範」が、行動を阻害する規定因として「実行可能性評価」、「費用評価」が確認された。大阪においては「費用評価」は行動意図の規定因とはならなかったが、モデルの構造に決定的な違いはないことが明らかとなった。

上述したように、詰め替え用容器の再使用行動は、いずれの都市においても行動の促進につながるような政策や取り組みは行われておらず、資源分別制度に関しても、各都市の大部分でシャンプーや洗剤のボトルの分別区分としてプラスチック製容器包装をもうけており、各都市による差がない。つまり、詰め替え用容器の再使用行動は、行政の政策や取り組みとの関連がない行動であるため、マイ
バッグ持参行動と対比的な結果となったと言えよう。

## (3) まとめ

詰め替え用容器の再使用行動の規定因として、「個人的規範」は行動を促進する要因として、「実行可能性評価」、「費用評価」は行動を阻害する要因としてそれぞれ確認できた。個人的規範が、影響力をもった点ではマイバッグ持参行動と同様の結果であったと言える。詰め替え用容器の再使用行動を促進するためには、住民の環境認知を高めること、メーカーによる品揃えの充実、商品の改良、値段の改善といった努力が必要であることが示唆された。

また、詰め替え用容器の再使用行動の促進は、どうしても住民の自発的な取り組み、メーカーによる取り組みに頼らざるを得ず、行政による社会的枠組みの構築は期待できない。そのような意味では、各都市の政策や取り組みに違いは見られず、行政の政策や取り組みとの関連がない行動であると言える。その結果、3都市における行動の実行度や規定因の平均値に差が見られなかったと考えられる。

###### 2.2.7.3. 本研究の意義と課題

本研究の意義は主に次の２点である。

1 つ目は、複数の廃棄物発生抑制行動を取り上げ、行動ごとにその規定因を明らかにした点である。3R 行動のうちリサイクル行動の規定因に関する先行研究は多数あるが、比較的新しい行動形態である廃棄物発生抑制行動を取り扱った研究はまだ少数である。本研究では、行動ごとに規定因が異なる可能性が示唆されたため、今後廃棄物発生抑制行動の促進を図る上で行動ごとにアプローチの方法を変える必要があるだろう。ただし、個人的規範を高めること、そのために責任帰属や対処有効性といった環境認知を高めることが重要であることは基本的に共通していると考えられる。これらの認知を高めるための効果的な情報提供などを行うことが必要であろう。

2 つ目は、複数の都市を取り上げ、廃棄物発生抑制行動において、規定因の比較・検討を行った点である。本研究においては、廃棄物発生抑制行動に関しては、各都市独自の政策が環境認知、行動評価といった規定因に影響を及ぼすことが確認された。

本研究の課題は適切な規定因の抽出である。本研究においては、行動ごとに実行可能性評価や便益費用評価の内容が異なると仮定し、行動ごとに想定される規定因を抽出した。しかし、行動意図に仮定した規定因が及ぼす説明率はやや低く、本研究で取り上げた規定因以外に適切な規定因が存在することが示唆された。今後、廃棄物発生抑制行動の規定因に関する研究を積み重ねていく必要があるだろう。

以上、本研究では、廃棄物発生抑制行動の規定因を明らかにし、複数の都市間で比較・検討を行ってきた。本研究で得られた知見が、循環型社会の形成の一助となれば幸いである。
## [参考文献]

Ajzen, I. (1985). From intentions to actions: A theory of planned behavior. In J. Kuhl & J. Beckmann (Eds.), Action control: From cognition to behavior. New York: Springer Verlag. pp. 11-39.

Ajzen, I. (1991). The theory of planned behavior. Organizational Behavior and Human Decision Processes, 50, 179-211.

Ajzen, I., & Fishbein, M. (1980). Understanding attitudes and predicting social behavior. Upper Saddle River, NJ: Prentice-Hall.

安藤香織・広瀬幸雄 (1999). 環境ボランティア団体における活動継続意図・積極活動意図の規定因. 社会心理学研究, 15, 90-99.

Cialdini, R. B., Reno, R. R., & Kallgren, C. A. (1990). A focus theory of normative conduct: Recycling the concept of norms to reduce littering in public places. Journal of Personality and Social Psychology, 58, 1015-1026.

Cialdini, R. B., & Trost, M. R. (1998). Social Influence: Social Norms, Conformity, and Compliance. In Gilbert, D. T., Fiske, S. T., & Lindzey, G. (Eds.), The handbook of social psychology. Vol. 2(4th ed.), New York: McGraw-Hill. pp.151-192.

Fishbein, M. A., & Ajzen, I. (1975). Belief, Attitude, Intention and Behavior: An Introduction to theory and Research, Reading, MA: Addison-Wesley.

羽賀育子 (2004). 市民が望む容器包装リサイクル法. 廃棄物学会誌, 15 (6), 289-292.

Harland P, Staats H, & Wilke H. (1999). Explaining proenvironmental intention and behavior by personal norms and the theory of planned behavior. Journal of Applied Social Psychology, 29, 2505–2528.

広瀬幸雄 (1993). 環境問題へのアクション・リサーチ—リサイクルのボランティア・グループの形成発展のプロセス—. 心理学評論, 36, 373-397.

広瀬幸雄（1994）. 環境配慮的行動の規定因について. 社会心理学研究, 10, 44-55.

広瀬幸雄（1995）. 環境と消費の社会心理学. 名古屋大学出版会.

Hirose, Y. (2007). A normative and empirical research on procedural justice of citizen participation in environmental management planning. Phbuchi, K., (Eds.) Social Justice in Japan: Concepts, Theories and Paradigms. Melbourne: Trans-pacific Press, pp. 264-290.

広瀬幸雄（2008）. 環境行動の社会心理学—環境に向き合う人間のこころと行動. 北大路書房.

細田衛士 (2000). 容器包装リサイクル法施行 3 年を振り返って一ペットボトルを中心に. 都市清掃, 53 (237), 461-466.

環境省 (2009). 平成 20 年度容器包装リサイクル法に基づく市町村の分別収集及び再商品化の実績について 環境省報道発表資料 2009 年 11 月 20 日 (2010 年 11 月 20 日)

環境省 (2009). 一般廃棄物の排出及び処理状況等（平成19年度実績）について 環境省報道発表資料 2009年11月27日 （2010年11月20日）

環境省 (2010). 都道府県別ごみ処理の現状 (平成19年度実績) 環境統計集 2008年3月31日 (2010年11月20日)

経済産業省 (2004). 3R 政策を知る「3R 政策の概要」 経済産業省 web サイト 2004 年 3 月 31 日 (2010 年 12 月 5 日)

小松洋（2006）. 義務的行動と自発的行動—ごみ減量行動規定因の分析. 社会学研究, 80, 53-75.

Mc Guinness, J., Jones, A.P., & Cole, S.G. (1977). Attitudinal correlates of recycling behavior. Journal of Applied Psychology, 62, 376-384.

中野康人・阿部晃士・村瀬洋一・海野道郎（1996）. 社会的ジレンマとしてのごみ問題—ごみ減量行動協力意志に影響する要因の構造. 環境社会学研究, 2, 123-139.
中野康人・中原洪二郎・長谷川計二 (2007). 「ごみ排出量と都市属性・制度の関係」海野道郎 (編)『廃棄物をめぐる人間行動と制度—環境問題解決の数理・計量社会学—』平成15－18年度科学研究費補助基金 基盤研究(A) (課題番号 15203021) 研究成果報告書.

野波寛・杉浦淳吉・大沼進・山川肇・広瀬幸雄（1997）. 資源リサイクル行動の意思決定における多様なメディアの役割—パス解析モデルを用いた検討. 心理学研究, 68, 264-271.

Harland P, Staats H, & Wilke H. (1999). Explaining proenvironmental intention and behavior by personal norms and the theory of planned behavior. Journal of Applied Social Psychology, 29, 2505–2528.

Hirose, Y. (2007). A normative and empirical research on procedural justice of citizen participation in environmental management planning. Phbuchi, K., (Eds.) Social Justice in Japan: Concepts, Theories and Paradigms. Melbourne: Trans-pacific Press, pp. 264-290.

広瀬幸雄 (1993). 環境問題へのアクション・リサーチ—リサイクルのボランティア・グループの形成発展のプロセス—. 心理学評論, 36, 373-397.

広瀬幸雄（1994）. 環境配慮的行動の規定因について. 社会心理学研究, 10(1), 44-55.

広瀬幸雄（1995）. 環境と消費の社会心理学. 名古屋大学出版会.

広瀬幸雄 (2008). 環境行動の社会心理学—環境に向き合う人間のこころと行動. 北大路書房.

大沼 進 (2008). 札幌市における「ごみ減量化政策に関する市民参加について調査」報告—社会的受容と手続き的公正感に関する研究. 環境社会心理学研究, 11, 生活環境調査会.

大友章司 (2008). 環境リスク行動における回避的および許容的意思決定の2重プロセスモデル. 名古屋大学大学院環境学研究科 (未公刊).

Oskamp, S., Harrington, M.J., Edwards, T.C., Sherwood, D., Okuda, S.M., & Swanson, D. (1991). Factors influencing household recycling behavior. Environment and Behavior, 23, 494-519.

Schwartz, S.H. (1977). Normative influences on altruism. In Berkowitz L. (ed.), Advances in experimental social psychology. vol.10. New York: Academic Press. pp.222-280.

Sia, A., Hungerford, H.R., & Tomera, A.N., (1986). Selected predictors of responsible environmental behavior: An analysis. Journal of Environmental Education, 17, 31-40.

篠木幹子 (2006). ごみ分別制度の特徴が個人のごみ分別行動に与える影響. 第17回廃棄物学会研究発表会講演論文集, 105.

篠木幹子 (2007). ごみ分別制度の特徴とコスト感がごみ分別行動に与える影響の分析. 第18回廃棄物学会研究発表会講演論文集, 53.

杉浦淳吉・大沼 進・野波 寛・広瀬幸雄 (1998). 環境ボランティアの活動が地域住民のリサイクルに関する認知・行動に及ぼす効果, 社会心理学研究, 13, 143-151.

Taylor, S., & Todd, P. (1995). An integrated model of waste management behavior: a test of household recycling and composting intentions. Environment and Behavior, 27, 603-630.

Vining, J., & Ebreo, A.P. (1990). What makes a recycler? A comparison of recycling and nonrecyclers. Environment & Behavior, 22, 55-73.

Webster, F.E. (1975). Determining the characteristics of the socially conscious behavior. Journal of Consumer Research, 2, 188-196.

[参考ホームページ]

環境省ホームページ http://www.env.go.jp/

経産省ホームページ http://www.meti.go.jp/

東京都ホームページ http://www.metro.tokyo.jp/index.htm

東京都 23 区清掃一部事務組合 http://www.union.tokyo23-seisou.lg.jp/

千代田区ホームページ http://www.city.chiyoda.lg.jp/
中央区ホームページ http://www.city.chuo.lg.jp/

$$ 港区ホームページ \quad http://www.city.minato.tokyo.jp/ $$

新宿区ホームページ http://www.city.shinjuku.lg.jp/

文京区ホームページ http://www.city.bunkyo.lg.jp/

台東区ホームページ http://www.city.taito.lg.jp/

墨田区ホームページ http://www.city.sumida.lg.jp/

江東区ホームページ http://www.city.koto.lg.jp/

品川区ホームページ http://www.city.shinagawa.tokyo.jp/

目黒区ホームページ http://www.city.meguro.tokyo.jp/

大田区ホームページ http://www.city.ota.tokyo.jp/

世田谷区ホームページ http://www.city.setagaya.tokyo.jp/index.shtml

渋谷区ホームページ http://www.city.shibuya.tokyo.jp/

中野区ホームページ http://www.city.tokyo-nakano.lg.jp/

杉並区ホームページ http://www.city.suginami.tokyo.jp/

豊島区ホームページ http://www.city.toshiba.lg.jp/

北区ホームページ http://www.city.kita.tokyo.jp/

荒川区ホームページ http://www.city.arakawa.tokyo.jp/

板橋区ホームページ http://www.city.itabashi.tokyo.jp/

練馬区ホームページ http://www.city.nerima.tokyo.jp/

足立区ホームページ http://www.city.adachi.tokyo.jp/

葛飾区ホームページ http://www.city.katsushika.lg.jp/index.html

江戸川区ホームページ http://www.city.edogawa.tokyo.jp/

名古屋市ホームページ http://www.city.nagoya.jp/

大阪市ホームページ http://www.city.osaka.lg.jp/
#### 2.3. LCAによる廃棄物抑制行動の環境負荷評価

##### 2.3.1. 評価対象および評価方法

家庭における消費行動では、同様の機能を持つ複数の選択肢が存在して、それぞれ環境負荷が異なることがあるため、環境配慮行動を促進するためには、それぞれの環境負荷に関する情報提供が重要となる。消費者の視点から分かりやすい環境配慮行動の指標として、自らが排出する廃棄物の発生量がある。ただし、この指標がライフサイクルでの環境負荷の傾向と一致するとは限らない。ここでは、以下の5種類の消費行動をケーススタディとして、LCA評価（ライフサイクル評価）によって温室効果ガス排出量、酸性化物質排出量、化石資源消費量、最終処分量を指標として環境負荷を評価して、消費者が自ら排出する廃棄物発生量との関係を可視化することで、消費者の視点から分かりやすい指標に基づいた消費行動が、ライフサイクルでの環境負荷の削減に結び付くかどうか検討した。

■ ケーススタディ①：買物袋に関するシナリオ（使い捨てレジ袋 or マイバッグ）

■ ケーススタディ②：喫茶店に関するシナリオ（使い捨てカップ or タンブラー）

■ ケーススタディ③：洗剤容器に関するシナリオ（使い捨てボトル or 詰替容器）

■ ケーススタディ④：食器に関するシナリオ（使い捨て紙皿 or 磁器皿の洗浄・拭取）

■ ケーススタディ⑤：ご飯に関するシナリオ（炊飯器保温 or 冷蔵・加温 or 冷凍・解凍）

LCA 評価で用いたインベントリデータのうち、全てのケーススタディに共通する電力や化石燃料といったユーティリティのバックグラウンドデータについては、生産・供給段階および燃焼のインベントリデータを JLCA LCA データベース、JEMAI-LCA Pro、石油産業活性化センター（2000）および環境情報科学センター（1999）から引用し、それらの消費によるライフサイクルの温室効果ガス排出量、酸性化物質排出量、化石資源消費量および最終処分量の原単位を計算した。温室効果ガスとしては、CO₂（二酸化炭素）、CH₄（メタン）および N₂O（亜酸化窒素）の 3 物質を対象として、積分期間 100 年の GWP（地球温暖化係数）を用いて CO₂ 等量で評価した。CO₂、CH₄ および N₂O の GWP は、それぞれ 1、23 および 296 である（IPCC 2001）。酸性化物質としては、NOₓ（窒素酸化物）および SOₓ（硫黄酸化物）の 2 物質を対象として、DAP（沈着面からの酸性化ポテンシャル）を用いて SO₂ 等量で評価した。NOₓ および SOₓ の DAP は、それぞれ 0.72 および 1 (SO₂ の DAP で代用）である（伊坪他 2007）。化石資源消費量は、石炭、石油および天然ガスの発熱量（それぞれ 26.6 MJ/kg、38.2 MJ/l、40.9 MJ/m³）（資源エネルギー庁 2002）を用いて発熱量で評価した。各ケーススタディのフォアグラウンドデータ、機能単位およびシステム境界については、以下でケーススタディごとに述べる。
##### 2.3.2. ケーススタディ①～⑤

###### 2.3.2.1. ケーススタディ①：買物袋に関するシナリオ

このケーススタディでは、買物袋として使い捨てのレジ袋を使用する場合と、マイバッグを繰り返し使用する場合を比較する。機能単位を買物10回、すなわち買物袋10回使用とし、マイバッグの繰り返し使用回数は50回と100回の場合を考えた。評価対象としたシナリオは、以下の通りである。

☐ シナリオ①-1：レジ袋（使い捨て）

☐ シナリオ①-2：マイバッグ（50回使用）

☐ シナリオ①-3：マイバッグ（100回使用）

レジ袋については、素材は HDPE（高密度ポリエチレン）100%で重量は 3.0 g とした（真弓他 2009）。同様に、マイバッグについては、素材はポリエステル 100%で重量は 32.2 g とした（真弓他 2009）。それぞれの買物袋の評価範囲となるシステム境界を、それぞれ 1 kg 当たりの物質フローを併記して、図 2.21 および図 2.22 に示した。レジ袋の製造プロセスに関しては、HDPE 樹脂の製造を JLCA LCA データベース、フィルム成形をプラスチック処理促進委員会（2001）から引用した。マイバッグの製造プロセスに関しては、同重量のポリエステル製のブルゾンの製造プロセス（紡糸・紡績・製織・染色・縫製）のインベントリデータ（経済産業省 2003）で代用した。それぞれの買物袋の使用後は、廃棄物として焼却処理されるものとした。焼却処理および焼却灰の埋立処分のインベントリデータは、JLCA LCA データベースおよび北海道大学（1998）から引用した。

図 2.21 レジ袋のシステム境界

図 2.22 マイバッグのシステム境界
それぞれの買物袋1 kg当たりの温室効果ガス排出量、酸性化物質排出量および化石資源消費量の評価結果を、それぞれ表2.31～表2.33に示した。レジ袋およびマイバッグ1 kg当たりの最終処分量は、それぞれ0.077 kgおよび0.102 kgとなった。

表 2.31 レジ袋およびマイバッグ 1 kg 当たりの温室効果ガス排出量

温室効果ガス排出量
CO2[kg]	CH4[g]	N2O[g]	計[kg-CO2]
レジ袋	5.217	0.151	0.128	5.259
マイバッグ	25.743	2.735	1.981	26.393

表 2.32 レジ袋およびマイバッグ 1 kg 当たりの酸性化物質排出量

酸性化物質排出量
NOx[g]	SOx[g]	計[g-SO2]
レジ袋	6.161	7.483	11.919
マイバッグ	24.778	42.200	60.040

表 2.33 レジ袋およびマイバッグ 1 kg 当たりの化石資源消費量

化石資源消費量
石炭
[kg]	石油
[l]	天然ガス
[m³]	計
[MJ]
レジ袋	0.092	1.529	0.165	67.6
マイバッグ	2.432	6.560	2.510	418.0

上記の評価結果に基づいて、各シナリオ（機能単位：買物10回）のライフサイクルでの環境負荷を評価した結果を、図2.23～図2.25に示した。いずれについても、マイバッグの繰り返し使用回数が50回の場合は、レジ袋の使い捨ての場合より環境負荷は大きく、繰り返し使用回数が100回の場合は、レジ袋の使い捨ての場合よりも環境負荷は小さくなる。それに対して、ライフサイクルでの最終処分量（シナリオ①-1：2.299 g、①-2：0.660 g、①-3：0.330 g）と、消費者が自ら排出する廃棄物発生量（シナリオ①-1：0.030 kg、①-2：0.006 kg、①-3：0.003 kg）は、レジ袋の使い捨ての場合が最も大きくなる。
シナリオ

図 2.23 ケーススタディ①の各シナリオにおけるライフサイクルでの温室効果ガス排出量

シナリオ

図 2.24 ケーススタディ①の各シナリオにおけるライフサイクルでの酸性化物質排出量

図 2.25 ケーススタディ①の各シナリオにおけるライフサイクルでの化石資源消費量

以上の結果から、最終処分量を除くライフサイクルでの環境負荷の観点からは、使い捨てのレジ袋の代わりにマイバッグを使用するのであれば、50回程度の繰り返し使用では不十分であり、100回程度の繰り返し使用が求められることが分かった。
###### 2.3.2.2. ケーススタディ②：飲料容器に関するシナリオ

このケーススタディでは、喫茶店での飲料容器として使い捨ての紙カップまたはプラスチックカップを使用する場合と、タンブラーを繰り返し使用する場合を比較する。機能単位を飲料350 mLとし（ただし、飲料の環境負荷は考慮しない）、タンブラーの繰り返し使用回数は50回と100回の場合を考えた。評価対象としたシナリオは、以下の通りである。

☐ シナリオ②-1：紙カップ（使い捨て）

☐ シナリオ②-2：プラスチックカップ（使い捨て）

☐ シナリオ②-3：タンブラー（50回使用）+温水洗净

☐ シナリオ②-4：タンブラー（100回使用）+ 温水洗净

紙カップについては、本体の素材は紙100％で重量は11.6 g（実測値）、蓋の素材はPP（ポリプロピレン）100％で重量は3.2 g（実測値）とした。プラスチックカップについては、素材はPET（ポリエチレンテレフタレート）100％で重量は13.6 g（実測値）、タンブラーについては、素材はPP100％で重量は185 g（実測値）とした。それぞれの飲料容器の評価範囲となるシステム境界を、それぞれ1 kg当たりの物質フローを併記して、図2.26～図2.28に示した。それぞれの製造プロセスに関しては、紙、PP樹脂およびPET樹脂の製造をJLCA LCAデータベース、容器成形をプラスチック処理促進委員会（2001）から引用した。また、家庭におけるタンブラーの温水洗浄については、食器洗浄のインベントリデータ $ ^{12)} $ を引用した。それぞれの飲料容器の使用後は、廃棄物として焼却処理されるものとした。

図 2.26 紙カップ（本体）のシステム境界

図 2.27 紙カップ（蓋）のシステム境界
図 2.28 プラスチックカップのシステム境界

図 2.29 タンブラーのシステム境界

それぞれの飲料容器1 kg当たりの温室効果ガス排出量、酸性化物質排出量および化石資源消費量の評価結果を、それぞれ表2.34～表2.36に示した。紙カップ（本体）、紙カップ（蓋）、プラスチックカップおよびタンブラー1 kg当たりの最終処分量は、それぞれ0.075 kg、0.070 kg、0.100 kgおよび0.070 kgとなった。温水洗浄の最終処分量は0.000 kgである。

表 2.34 紙カップ, プラチリカップ およびタリブラ-1 kg 当たり, 温水洗浄 1 点当たりの温室効果ガス排出量

温室効果ガス排出量
CO₂ [kg]	CH₄ [g]	N₂O [g]	計 [kg-CO₂]
紙カップ (本体)	0.250	0.038	0.010	0.254
紙カップ (蓋)	5.146	0.152	0.003	5.151
プラスチックカップ	4.878	0.136	0.003	4.882
タンブラー	5.146	0.152	0.003	5.151
温水洗净	0.005	0.003	0.000	0.005

表 2.35 紙カップ, プラスチックカップ およびタップ ラ-1 kg 当たり,

温水洗净 1 点当たりの酸性化物質排出量

酸性化物質排出量
NOx[g]	SOx[g]	計[g-SO2]
紙カップ(本体)	1.577	1.063	2.199
紙カップ(蓋)	3.995	3.768	6.644
プラスチックカップ	4.326	3.261	6.375
タンブラー	3.995	3.768	6.644
温水洗净	0.000	0.000	0.000
表 2.36 紙カップ, プラスチックカップ およびタップ ラ-1 kg 当たり,

温水洗净 1 点当たりの化石資源消費量

化石資源消費量
石炭
[kg]	石油
[l]	天然ガス
[m³]	計
[MJ]
紙カップ(本体)	0.055	0.226	0.035	11.5
紙カップ(蓋)	0.141	1.826	0.166	80.3
プラスチックカップ	0.118	1.498	0.128	65.6
タンブラー	0.141	1.826	0.166	80.3
温水洗净	0.000	0.000	0.002	0.095

上記の評価結果に基づいて、各シナリオ（機能単位：飲料 350 mL）のライフサイクルでの環境負荷を評価した結果を、図 2.30～図 2.32 に示した。タンブラーの繰り返し使用回数が 100 回の場合は、紙カップやプラスチックカップの使い捨ての場合よりも環境負荷は小さくなる。ライフサイクルでの最終処分量（シナリオ②-1：1.088 g、②-2：1.360 g、②-3：0.257 g、②-4：0.129 g）と、消費者が自ら排出する廃棄物発生量（シナリオ②-1：0.015 kg、②-2：0.014 kg、②-3：0.004 kg、②-4：0.002 kg）も同様である。

図 2.30 ケーススタディ②の各シナリオにおけるライフサイクルでの温室効果ガス排出量

図 2.31 ケーススタディ②の各シナリオにおけるライフサイクルでの酸性化物質排出量
図 2.32 ケーススタディ②の各シナリオにおけるライフサイクルでの化石資源消費量

以上の結果から、ライフサイクルでの環境負荷の観点からは、使い捨ての紙カップまたはプラスチックカップの代わりにタンブラーを使用するのであれば、50回程度の繰り返し使用では必ずしも十分ではなく、100回程度の繰り返し使用が求められることが分かった。
###### 2.3.2.3. ケーススタディ③：洗剤容器に関するシナリオ

このケーススタディでは、洗剤容器としてボトルを使い捨てで使用する場合と、詰替容器を購入してボトルを繰り返し使用する場合を比較する。機能単位を洗剤 $ 250\ m\ l $ とし（ただし、洗剤の環境負荷は考慮しない）、ボトルの繰り返し使用回数は5回と10回の場合を考えた。評価対象としたシナリオは、以下の通りである。

☐ シナリオ③-1：ボトル（使い捨て）

☐ シナリオ③-2：ボトル（5回使用）+詰替容器

☐ シナリオ③-3：ボトル（10回使用）+詰替容器

ボトルについては、特定企業の製品をモデルとして、本体の素材は HDPE 100%で重量は 55.7 g、蓋の素材は PP 100%で重量は 13.0 g、容量は 720 ml とした。詰替容器についても、同一企業の製品をモデルとして、素材は LDPE（低密度ポリエチレン）100%で重量は 12.6 g、容量は 540 ml とした。それぞれの洗剤容器の評価範囲となるシステム境界を、それぞれ 1 kg 当たりの物質フローを併記して、図 2.33～図 2.35 に示した。それぞれの製造プロセスに関しては、HDPE 樹脂、LDPE 樹脂および PP 樹脂の製造を JLCA LCA データベース、容器成形およびフィルム成形をプラスチック処理促進委員会（2001）から引用した。それぞれの洗剤容器の使用後は、廃棄物として焼却処理されるものとした。

図 2.33 ボトル（本体）のシステム境界

図 2.34 ボトル（蓋）のシステム境界
図 2.35 詰替容器のシステム境界

それぞれの洗剤容器1 kg当たりの温室効果ガス排出量、酸性化物質排出量および化石資源消費量の評価結果を、それぞれ表2.37～表2.39に示した.ボトル（本体）、ボトル（蓋）および詰替容器1 kg当たりの最終処分量は、それぞれ0.092 kg、0.089 kgおよび0.081 kgとなった。

表 2.37 ボトルおよび詰替容器 1 kg 当たりの温室効果ガス排出量

温室効果ガス排出量
CO₂ [kg]	CH₄ [g]	N₂O [g]	計 [kg-CO₂]
ボトル (本体)	4.648	0.091	0.002	4.651
ボトル (蓋)	5.414	0.152	0.004	5.419
詰替容器	4.989	0.123	0.003	4.992

表 2.38 ボトルおよび詰替容器 1 kg 当たりの酸性化物質排出量

酸性化物質排出量
NOx[g]	SOx[g]	計[g-SO2]
ボトル (本体)	4.305	3.749	6.848
ボトル (蓋)	4.951	4.266	7.830
詰替容器	4.636	3.979	7.317

表 2.39 ボトルおよび詰替容器 1 kg 当たりの化石資源消費量

化石資源消費量
石炭[ $ kg $ ]	石油[ $ l $ ]	天然ガス[ $ m^{3} $ ]	計[ $ MJ $ ]
ボトル (本体)	0.074	1.785	0.110	74.7
ボトル (蓋)	0.141	1.826	0.166	80.3
詰替容器	0.109	1.817	0.162	79.0
上記の評価結果に基づいて、各シナリオ（機能単位：洗剤 250 mL）のライフサイクルでの環境負荷を評価した結果を、図 2.36～図 2.38 に示した。いずれについても、ボトルの繰り返し使用回数が 5 回の場合でも、ボトルの使い捨ての場合より環境負荷は小さくなる。ライフサイクルでの最終処分量（シナリオ③-1：2.171 g、③-2：0.897 g、③-3：0.692 g）と、消費者が自ら排出する廃棄物発生量（シナリオ③-1：0.024 kg、③-2：0.010 kg、③-3：0.008 kg）も同様である。

以上の結果から、ライフサイクルでの環境負荷の観点からは、ボトルを使い捨てせずに繰り返し使用するのであれば、5回程度の繰り返し使用でも環境負荷の削減効果があることが分かった。

図 2.36 ケーススタディ ③の各シナリオにおけるライフサイクルでの温室効果ガス排出量

シナリオ

図 2.37 ケーススタディ ③の各シナリオにおけるライフサイクルでの酸性化物質排出量

図 2.38 ケーススタディ ③の各シナリオにおけるライフサイクルでの化石資源消費量
###### 2.3.2.4. ケーススタディ④：食器に関するシナリオ

このケーススタディでは、食器として紙皿を使い捨てで使用する場合と、磁器皿を温水洗浄またはウェスで拭き取りする場合、磁器皿にラップを巻いて使用することで洗浄や拭き取りの手間を省く場合を比較する。機能単位は食事2回とした（ただし、食品の環境負荷は考慮しない）。磁器皿の繰り返し使用回数は1,000回とした。評価対象としたシナリオは、以下の通りである。

☐ シナリオ④-1：紙皿（使い捨て）

☐ シナリオ④-2：磁器皿＋温水洗净

☐ シナリオ④-3：磁器皿＋ウェス拭取

☐ シナリオ④-4：磁器皿＋ラップ

紙皿については、特定企業の製品をモデルとして、素材は紙100%で重量は8.8gとした。ウェスについては、素材は綿100%で重量は15g、ラップについては、素材はLDPE100%で重量は2g（40cm相当）と設定した。それぞれの評価範囲となるシステム境界を、それぞれ1kg当たりの物質フローを併記して、図2.39～図2.41に示した。それぞれの製造プロセスに関しては、紙およびLDPE樹脂の製造をJLCA LCAデータベース、綿の製造を経済産業省（2003）、フィルム成形をプラスチック処理促進委員会（2001）から引用した。それぞれの使用後は、廃棄物として焼却処理されるものとした。

図 2.41 ラップのシステム境界
それぞれの1 kg当たりの温室効果ガス排出量、酸性化物質排出量および化石資源消費量の評価結果を、それぞれ表2.40～表2.42に示した。磁器皿については、 $ CO_{2} $ 排出量のみを特定企業における評価事例から引用した。温水洗浄については表2.34～表2.36と同様である。紙皿、ウェスおよびラップ1 kg当たりの最終処分量は、それぞれ0.075 kg、0.051 kgおよび0.059 kgとなった。

表 2.40 紙皿, 磁器皿, ウェスおよびラップ 1 kg 当たりの温室効果ガス排出量

温室効果ガス排出量
CO2[kg]	CH4[g]	N2O[g]	計[kg-CO2]
紙皿	0.250	0.038	0.010	0.254
磁器皿	2.300	-	-	2.300
ウェス	0.046	0.008	0.000	0.046
ラップ	4.699	0.097	0.002	4.702

表 2.41 紙皿, 磁器皿, ウェスおよびラップ 1 kg 当たりの酸性化物質排出量

酸性化物質排出量
NOx[g]	SOx[g]	計[g·SO2]
紙皿	1.577	1.063	2.199
磁器皿	-	-	-
ウェス	1.665	0.750	1.949
ラップ	4.426	3.727	6.914

表 2.42 紙皿, 磁器皿, ウェスおよびラップ 1 kg 当たりの化石資源消費量

化石資源消費量
石炭 [kg]	石油 [J]	天然ガス [m³]	計 [MJ]
紙皿	0.055	0.226	0.035	11.5
磁器皿	-	-	-	-
ウェス	0.009	0.003	0.007	0.6
ラップ	0.081	1.811	0.139	77.0

上記の評価結果に基づいて、各シナリオ（機能単位：食事2回）のライフサイクルでの環境負荷を評価した結果を、図2.42～図2.44に示した。ライフサイクルでの最終処分量（シナリオ④-1:1.313 g、④-2:0.000 g、④-3:1.529 g、④-4:0.252 g）と、消費者が自ら排出する廃棄物発生量（シナリオ④-1:0.018 kg、④-2:0.000 kg、④-3:0.030 kg、④-4:0.005 kg）も含め、指標によってシナリオ間の傾向が異なる。温室効果ガス排出量および化石資源消費量の観点からは、磁器皿をウェスで拭き取りする場合の環境負荷が最も小さくなるが、酸性化物質排出量および最終処分量の観点からは、磁器皿を温水洗浄する場合の環境負荷が最も小さくなり、磁器皿をウェスで拭き取りする場合の環境負荷が最も大きい。磁器皿にラップを巻いて使用する場合は、温室効果ガス排出量および化石資源消費量の観点からは環境負荷が最も大きいが、酸性化物質排出量および最終処分量の観点からは、磁器皿をウェスで拭き取りする場合に次いで環境負荷が小さい。
シナリオ

図 2.42 ケーススタディ④の各シナリオにおけるライフサイクルでの温室効果ガス排出量

シナリオ

図 2.43 ケーススタディ④の各シナリオにおけるライフサイクルでの酸性化物質排出量

シナリオ

図 2.44 ケーススタディ④の各シナリオにおけるライフサイクルでの化石資源消費量

以上の結果からは、指標によって傾向が異なるため解釈は困難であるが、ライフサイクルでの環境負荷を総合的に考慮すれば、紙皿を使い捨てせずに磁器皿を繰り返し使用することは、場合によっては環境負荷の削減効果はないことが分かった。
###### 2.3.2.5. ケーススタディ⑤：ご飯に関するシナリオ

このケーススタディでは、残ったご飯を1日（24時間）後に食べるために、炊飯器で保温する場合と、ラップ、密封パックおよびタッパーを使用して冷蔵または冷凍保存した後、電子レンジで加熱または解凍する場合を比較する。機能単位はご飯1.5合とした（ただし、ご飯の環境負荷は考慮しない）。密封パックおよびタッパーの繰り返し使用回数は、それぞれ10回および100回とした。評価対象としたシナリオは、以下の通りである。

☐ シナリオ⑤-1：炊飯器保温

☐ シナリオ⑤-2：ラップ+密封パック+冷蔵+電子レンジ加熱+温水洗浄

☐ シナリオ⑤-3：ラップ+密封パック+冷凍+電子レンジ解凍+温水洗浄

☐ シナリオ⑤-4：ラップ+冷蔵+電子レンジ加熱

☐ シナリオ⑤-5：ラップ+冷凍+電子レンジ解凍

☐ シナリオ⑤-6：タッパー＋冷蔵＋電子レンジ加熱＋温水洗浄

☐ シナリオ⑤-7：タッパー＋冷凍＋電子レンジ解凍＋温水洗浄

密封パックについては、特定企業の製品をモデルとして、素材は LDPE 100%で重量は 10 g とした。タッパーについても、同一企業の製品をモデルとして、素材は PP 100%で重量は 34 g とした。それぞれの保存容器の評価範囲となるシステム境界を、それぞれ 1 kg 当たりの物質フローを併記して、図 2.45 および図 2.46 に示した。ラップについては図 5.21 と同様である。それぞれの製造プロセスに関しては、LDPE 樹脂および PP 樹脂の製造を JLCA LCA データベース、フィルム成形および容器成形をプラスチック処理促進委員会（2001）から引用した。それぞれの保存容器の使用後は、廃棄物として焼却処理されるものとした。

図 2.45 密封パックのシステム境界

図 2.46 タッパーのシステム境界
ご飯の炊飯器保温1合1日当たり、それぞれの保存容器1kg当たり、ご飯の冷蔵・冷凍および電子レンジ加熱・解凍1合当たりの温室効果ガス排出量、酸性化物質排出量および化石資源消費量の評価結果を、それぞれ表2.43～表2.45に示した。ラップについては表2.40～表2.42、温水洗浄については表2.34～表2.36と同様である。密封パックおよびタッパー1kg当たりの最終処分量は、それぞれ0.059kgおよび0.070kgとなった。炊飯器保温、冷蔵・冷凍、電子レンジ加熱・解凍の最終処分量は0.000kgである。

表2.43 炊飯器保温1合1日当たり,

密封パックおよびタッパー1 kg 当たり，冷蔵・冷凍および

電子レンジ加熱・解凍 1 合当たりの温室効果ガス排出量

温室効果ガス排出量
CO₂ [kg]	CH₄ [g]	N₂O [g]	計 [kg-CO₂]
炊飯器保温	0.097	0.017	0.000	0.098
密封パック	4.699	0.097	0.002	4.702
タッパー	5.146	0.152	0.004	5.151
冷蔵	0.008	0.001	0.000	0.008
冷凍	0.017	0.003	0.000	0.017
電子レンジ加熱	0.012	0.002	0.000	0.012
電子レンジ解凍	0.036	0.006	0.000	0.036

表2.44 炊飯器保温1合1日当たり,

密封パックおよびタッパー1 kg 当たり，冷蔵・冷凍および電子レンジ加熱・解凍1合当たりの酸性化物質排出量

酸性化物質排出量
NOx[g]	SOx[g]	計[g-SO2]
炊飯器保温	0.045	0.034	0.067
密封パック	4.426	3.727	6.914
タッパー	4.683	3.965	7.337
冷蔵	0.003	0.003	0.005
冷凍	0.008	0.006	0.011
電子レンジ加熱	0.006	0.004	0.008
電子レンジ解凍	0.017	0.013	0.025

表 2.45 炊飯器保温 1 合 1 日当たり,

電子レンジ加熱・解凍 1 合当たりの化石資源消費量

化石資源消費量
石炭[kg]	石油[l]	天然ガス[m³]	計[MJ]
炊飯器保温	0.019	0.005	0.016	1.322
密封パック	0.081	1.811	0.139	76.985
タッパー	0.141	1.826	0.166	80.291
冷蔵	0.001	0.000	0.001	0.102
冷凍	0.003	0.001	0.003	0.225
電子レンジ加熱	0.002	0.001	0.002	0.163
電子レンジ解凍	0.007	0.002	0.006	0.489
上記の評価結果に基づいて、各シナリオ（機能単位：ご飯 1.5 合）のライフサイクルでの環境負荷を評価した結果を、図 2.47～図 2.49 に示した。いずれについても、炊飯器保温の場合の環境負荷が最も大きく、保存容器によらず、冷凍・電子レンジ解凍の場合よりも冷蔵・電子レンジ加熱の場合の環境負荷が小さい。それに対して、ライフサイクルでの最終処分量（シナリオ⑤-1：0.000 g、⑤-2：0.185 g、⑤-3：0.185 g、⑤-4：0.126 g、⑤-5：0.126 g、⑤-6：0.024 g、⑤-7：0.024 g）と、消費者が自ら排出する廃棄物発生量（シナリオ⑤-1：0.000 kg、⑤-2：0.003 kg、⑤-3：0.003 kg、⑤-4：0.002 kg、⑤-5：0.002 kg、⑤-6：0.000 kg、⑤-7：0.000 kg）は、冷蔵・冷凍や電子レンジ加熱・解凍によらず、ラップや密封パックを使用した場合が最も大きくなる。また、炊飯器保温の場合の環境負荷は、保温時間に比例するため、残ったご飯を半日（12 時間）後に食べるのであれば、冷凍および電子レンジ解凍の場合よりは小さくなる。

図 2.47 ケーススタディ⑤の各シナリオにおけるライフサイクルでの温室効果ガス排出量

図 2.48 ケーススタディ⑤の各シナリオにおけるライフサイクルでの酸性化物質排出量
図 2.49 ケーススタディ⑤の各シナリオにおけるライフサイクルでの化石資源消費量

以上の結果から、最終処分量を除くライフサイクルでの環境負荷の観点からは、残ったご飯を1日後に食べるのであれば、冷蔵保存した後、電子レンジで加熱する場合が、炊飯器保温や冷凍・電子レンジ解凍の場合と比べて、環境負荷が小さいことが分かった。

##### 2.3.3. 環境負荷の評価結果の分析

ここまでに評価した 5 種類の消費行動について、温室効果ガス排出量、酸性化物質排出量、化石資源消費量、最終処分量、消費者が自ら排出する廃棄物発生量を表 2.46 に示す。

消費者の視点から分かりやすい環境配慮行動の指標である、自らが排出する廃棄物の発生量と、ライフサイクルでの環境負荷の関係を、5種類のケーススタディについて環境負荷ごとに可視化したものが、図2.50～図2.53である。

これらの結果からは、温室効果ガス排出量、酸性化物質排出量および化石資源消費量については、ライフサイクルでの環境負荷が、自らが排出する廃棄物の発生量と必ずしも比例関係にあるわけではないが、ライフサイクルでの最終処分量は、自らが排出する廃棄物の発生量と強い比例関係にあることが分かる。最終処分量を除くライフサイクルでの環境負荷については、プラスチックなど化石資源由来の製品を使用するシナリオのみを取り上げれば、自らが排出する廃棄物の発生量と比例関係が見られるが、紙や綿など植物資源由来の製品を使用するシナリオでは、自らが排出する廃棄物の発生量に対してライフサイクルでの環境負荷が小さい傾向にあり、電力を使用するシナリオ（製造に多くの電力を消費するマイバッグを使用するシナリオも含む）では、逆に自らが排出する廃棄物の発生量に対してライフサイクルでの環境負荷が大きい傾向が見られる。

消費者の視点から分かりやすい指標に基づいた消費行動を、ライフサイクルでの環境負荷の削減に結び付けるためには、自らが排出する廃棄物の発生量だけではなく、電力消費量を意識させる必要があることが分かった。また、今回の対象としたケーススタディの範囲では、同程度の量の廃棄物を自らが排出する場合であれば、化石資源由来の製品よりも植物資源由来の製品を使用した方が環境負荷は小さくなることが分かった。
表 2.46 消費行動のケーススタディの各シナリオにおけるライフサイクルでの環境負荷と消費者が自ら排出する廃棄物発生量

シナリオ	機能単位	温室効果ガス排出量[kg·CO2]	酸性化物質排出量[g·SO2]	化石資源消費量[MJ]	最終処分量[g]	廃棄物発生量[kg]
買物袋	①-1	レジ袋(使い捨て)	買物10回	0.158	0.358	2.028	2.299	0.030
①-2	マイバッグ(50回使用)	0.170	0.387	2.692	0.660	0.006
①-3	マイバッグ(100回使用)	0.085	0.193	1.346	0.330	0.003
飲料容器	②-1	紙カップ(使い捨て)	飲料350mL	0.019	0.047	0.390	1.088	0.015
②-2	プラスチックカップ(使い捨て)	0.066	0.087	0.892	1.360	0.014
②-3	タンブラー(50回使用)	0.019	0.025	0.297	0.257	0.004
②-4	タンブラー(100回使用)	0.010	0.012	0.149	0.129	0.002
洗剤容器	③-1	ボトル(使い捨て)	洗剤250mL	0.114	0.168	1.804	2.171	0.024
③-2	ボトル(5回使用)+詰替容器	0.050	0.074	0.795	0.897	0.010
③-3	ボトル(10回使用)+詰替容器	0.040	0.059	0.633	0.692	0.008
食器	④-1	紙皿(使い捨て)	食事2回	0.004	0.039	0.202	1.313	0.018
④-2	磁器皿+温水洗浄	0.010	0.001	0.189	0.000	0.000
④-3	磁器皿+ウェス拭取	0.002	0.058	0.019	1.529	0.030
④-4	磁器皿+ラップ	0.021	0.030	0.329	0.252	0.005
ご飯	⑤-1	炊飯器保温	ご飯1.5合	0.147	0.100	1.983	0.000	0.000
⑤-2	ラップ+密封パッケ+冷蔵+電子レンジ加熱+温水洗浄	0.049	0.042	0.735	0.185	0.003
⑤-3	ラップ+密封パッケ+冷凍+電子レンジ解凍+温水洗浄	0.099	0.076	1.409	0.185	0.003
⑤-4	ラップ+冷蔵+電子レンジ加熱	0.040	0.035	0.563	0.126	0.002
⑤-5	ラップ+冷凍+電子レンジ解凍	0.089	0.069	1.237	0.126	0.002
⑤-6	タッパー+冷蔵+電子レンジ加熱+温水洗浄	0.036	0.023	0.520	0.024	0.000
⑤-7	タッパー+冷凍+電子レンジ解凍+温水洗浄	0.086	0.057	1.194	0.024	0.000
図 2.50 各ケーススタディのシナリオにおける温室効果ガス排出量と消費者が自ら排出する廃棄物発生量の関係

図 2.51 各ケーススタディのシナリオにおける酸性化物質排出量と消費者が自ら排出する廃棄物発生量の関係
図 2.52 各ケーススタディのシナリオにおける化石資源消費量と消費者が自ら排出する廃棄物発生量の関係

図 2.53 各ケーススタディのシナリオにおける最終処分量と消費者が自ら排出する廃棄物発生量の関係