Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
燃料代替(ガソリン→E10)

全国規模での全車種の自動車の走行時における「排ガス由来のヒト健康リスク」と「燃料消費に伴う温室効果ガス排出量」の推計をベースとし，ガソリンをE10に代替した場合のリスクトレードオフを分析した.

リスク因子の程度比較(2010年)

ガソリン	E10
低程度
(5%タイル値)	中程度
(代表値)	高程度
(95%タイル値)	最も寄与する
不確実性因子	低程度
(5%タイル値)	中程度
(代表値)	高程度
(95%タイル値)	最も寄与する
不確実性因子
ヒト健康影響(アセトアルデヒド)
自動車排ガスからの
排出量の増減比	-	1	-	-	2.08	-
暴露濃度[μg/m³]	0.001	0.022	0.081	0.002	0.029	0.102
エンドポイント	鼻腔がん／喉頭がん	鼻腔がん／喉頭がん
ユニットリスク	-	2.2×10⁻⁶	-	-	2.2×10⁻⁶	-
生涯がん発生率[-]	1.8×10⁻⁹	4.9×10⁻⁸	1.8×10⁻⁷	3.5×10⁻⁹	6.3×10⁻⁸	2.3×10⁻⁷
DALY
[year-DALY/人/年]	2.0×10⁻¹⁰	5.7×10⁻⁹	2.1×10⁻⁸	4.1×10⁻¹⁰	7.3×10⁻⁹	2.6×10⁻⁸
ヒト健康影響(1,3-ブタジエン)
自動車排ガスからの
排出量の増減比	-	1	-	-	1.16	-
暴露濃度[μg/m³]	0.001	0.020	0.072	0.001	0.022	0.077
エンドポイント	白血病	白血病
ユニットリスク	-	3.0×10⁻⁵	-	-	3.0×10⁻⁵	-
生涯がん発生率[-]	2.4×10⁻⁸	6.0×10⁻⁷	2.2×10⁻⁶	2.4×10⁻⁸	6.5×10⁻⁷	2.3×10⁻⁶
DALY
[year-DALY/人/年]	6.5×10⁻⁹	1.6×10⁻⁷	5.9×10⁻⁷	6.5×10⁻⁹	1.8×10⁻⁷	6.3×10⁻⁷
ヒト健康影響(ベンゼン)
自動車排ガスからの
排出量の増減比	-	1	-	-	1.15	-
暴露濃度[μg/m³]	0.002	0.067	0.234	0.003	0.076	0.266
エンドポイント	白血病	白血病
ユニットリスク	-	7.8×10⁻⁶	-	2.2×10⁻⁶～
7.8×10⁻⁶(USEPA, IRIS)	-	7.8×10⁻⁶	-
生涯がん発生率[-]	1.9×10-8	5.2×10-7	1.8×10-6	2.5×10-8	5.9×10-7	2.1×10-6
DALY
[year-DALY/人/年]	5.1×10-9	1.4×10-7	4.9×10-7	6.8×10-9	1.6×10-7	5.6×10-7
ヒト健康影響(ホルムアルデヒド)
自動車排ガスからの
排出量の増減比	-	1	-	-	1.05	-
暴露濃度[μg/m³]	0.001	0.023	0.085	0.001	0.024	0.086
エンドボイント	鼻腔がん	鼻腔がん
ユニットリスク	-	1.3×10-5	-	-	1.3×10-5	-
生涯がん発生率[-]	1.0×10-8	3.0×10-7	1.1×10-6	1.0×10-8	3.1×10-7	1.1×10-6
DALY
[year-DALY/人/年]	1.2×10-9	3.5×10-8	1.3×10-7	1.2×10-9	3.6×10-8	1.3×10-7
地球温暖化影響
燃料の温室効果ガス
排出原
単位[g-CO2eq/MJ]	-	70.6	-	-	67.9	-
温室効果ガス排出量
[Mt-CO2eq]	-	200.3	-	-	194.3	-
温室効果ガス排出あ
たりのDALY上昇値
[year-DALY/t-CO2]	1.13×10-5
(Individualist)	2.55×10-4
(Hierarchist)	1.76×10-2
(Egalitarian)	代用值
{8.00×10-5,
1.63×10-4,
2.87×10-4}	1.13×10-5
(Individualist)	2.55×10-4
(Hierarchist)	1.76×10-2
(Egalitarian)	代用值
{8.00×10-5,
1.63×10-4,
2.87×10-4}
温室効果ガス由来のリ
スク[year-DALY/年]	2,263	51,077	3,525,280	2,196	49,547	3,419,680
科学的知見の充足度	有害化学物質由来のヒト健康リスク:ベンゼンの
ユニットリスクには幅があったが,暴露濃度の分
布幅の方が大きかったため,本研究では決定論的
に最大のユニットリスク値を採用した.	有害化学物質由来のヒト健康リスク:ベンゼンのユニットリスクには
幅があったが,暴露濃度の分布幅の方が大きかったため,本研究では
決定論的に最大のユニットリスク値を採用した.

リスクトレードオフ分析

化学物質暴露由来のリスク： $ DALY_{HC系4物質} = DALY_{アセトアルデヒド} + DALY_{1,3-ブタジエン} + DALY_{ベンゼン} + DALY_{ホルムアルデヒド} $

化学物質暴露由来リスクの変化：$\Delta R I S K=\mathrm{D A L Y}_{H C\mathrm{ 系 }4\mathrm{ 物質 }}^{E10}-\mathrm{D A L Y}_{H C\mathrm{ 系 }4\mathrm{ 物質 }}^{ ガソリン }$

温室効果ガス排出由来リスクの変化：$\Delta RISK = DALY_{温室効果ガス}^{E10} - DALY_{温室効果ガス}^{ガソリン}$

図 (2)-15 燃料（E10）代替リスク評価シート
車種代替(ガソリン車→ディーゼル車)

全国規模での全車種の自動車の走行時における「排ガス由来のヒト健康リスク」と「燃料消費に伴う温室効果ガス排出量」の推計をベースとし，ガソリン普通車とディーゼル普通車の比率を現状比率98:2から80:20に置換した場合のリスクトレードオフを分析した.

リスク因子の程度比較(2010年)

現状比率	ディーゼル普通率比率増加
低程度(5%タイル値)	中程度(代表値)	高程度(95%タイル値)	最も寄与する不確実性因子	低程度(5%タイル値)	中程度(代表値)	高程度(95%タイル値)	最も寄与する不確実性因子
ヒト健康影響(SPM)
ガソリン・ディーゼル普通率の比率を踏まえた普通率の加重平均SPM排出原単位[mg/km]	-	0.484	-	-	1.686	-
暴露濃度[μg/m³]	0.002	0.038	0.135	0.002	0.048	0.174
エンドポイント	肺がん	肺がん
SPM中ECのユニットリスク	-	6.0×10⁻⁴	-	最小:0.3×10⁻⁴,最大:24×10⁻⁴	-	6.0×10⁻⁴	最小:0.3×10⁻⁴,最大:24×10⁻⁴
生涯がん発生率[-]	6.7×10⁻⁷	1.3×10⁻⁵	4.5×10⁻⁵	6.7×10⁻⁷	1.6×10⁻⁵	5.8×10⁻⁵
DALY[year-DALY/人/年]	1.2×10⁻⁷	2.3×10⁻⁶	8.2×10⁻⁶	1.2×10⁻⁷	2.9×10⁻⁶	1.1×10⁻⁵
地球温暖化影響
ガソリン・ディーゼル普通率の比率を踏まえた普通率の加重平均CO₂排出原単位[g-CO₂/km]	-	220	-	-	213	-
温室効果ガス排出量[Mt-CO₂eq]	-	200.3	-	-	196.8	-
温室効果ガス排出あたりのDALY上昇値[year-DALY/t-CO₂]	1.13×10⁻⁵(Individualist)	2.55×10⁻⁴(Hierarchist)	1.76×10⁻²(Egalitarian)	代用値{8.00×10⁻⁵,1.63×10⁻⁴,2.87×10⁻⁴}	1.13×10⁻⁵(Individualist)	2.55×10⁻⁴(Hierarchist)	1.76×10⁻²(Egalitarian)
温室効果ガス由来のリスク[year-DALY/年]	2,263	51,077	3,525,280	2,224	50,184	3,463,680
科学的知見の充足度	有害化学物質由来のヒト健康リスク:SPM中ECのユニットリスクには幅があったが,暴露濃度の分布幅の方が大きかったため,本研究では決定論的に最尤値のユニットリスク値を採用した.	有害化学物質由来のヒト健康リスク:SPM中ECのユニットリスクには幅があったが,暴露濃度の分布幅の方が大きかったため,本研究では決定論的に最尤値のユニットリスク値を採用した.

## リスクトレードオフ分析

化学物質暴露由来リスクの変化：$\Delta RISK = DALY_{SPM}^{ディーゼル普通車比率増加} - DALY_{SPM}^{現状比率}$

温室効果ガス排出由来リスクの変化：$\Delta RISK = DALY_{ 温室効果ガス }^{ ディーゼル普通率比率増加 } - DALY_{ 温室効果ガス }^{ 現状比率 }$

図 (2)-16 燃料（軽油：ディーゼル車種）代替リスク評価シート
## (3) リスクトレードオフ解析の結果

## 1 ) 物質代替の評価結果

2006年と2009年の環境排出量における推定結果を表 (2)-22 (DecaBDE) および表 (2)-23 (EBPBP) に示す。DecaBDE, EBPBPともに，水域への排出量が最も多く，水域への排出量に最も寄与しているライフステージは，難燃剤の使用段階という結果を得た。また，大気排出量に最も寄与しているライフステージは，DecaBDEでは焼却段階と最終製品使用段階，EPBPBでは使用段階という結果を得た。DecaBDE, EBPBPともに開放土壤への排出量はおよそ0.2-0.3 [t/year]であり，そのほとんどが下水道污泥の事業所敷地内利用および農地利用による排出であるという結果を得た。

表 (2)-22 2006,2009年におけるライフステージごとのDecaBDEの環境排出量

ライフステージ	Deca-BDE
取扱量
[t/year]	Deca-BDEの環境排出推定量[t/year]
大気	水域	土壤	合計
土壤Ⅰ
(開放土壤)	土壤Ⅱ
(閉鎖土壤)
製造	913
(694)	0
(0)	0.297
(0.226)	0
(0)	0
(0)	0.297
(0.226)
使用	1643
(1250)	0.0144
(0.0110)	1.09
(0.83)	0.0001
(0.0001)	0.000
(0.000)	1.11
(0.84)
最終製品使用	—	0.0254
(0.0212)	0.00532
(0.00492)	0
(0)	0
(0)	0.0308
(0.0261)
リサイクル	240
(40)	0.00317
(0.00053)	0
(0)	0
(0)	0
(0)	0.00317
(0.00053)
下水道	2.16
(1.64)	0
(0)	0.0821
(0.0623)	0.289
(0.219)	0
(0)	0.371
(0.282)
焼却	2805
(1982)	0.0264
(0.0186)	0
(0)	0
(0)	0
(0)	0.0264
(0.0186)
埋立	1358
(1104)	0
(0)	0.000311
(0.000253)	0
(0)	1358
(1104)	1358
(1104)
合計	—	0.0848
(0.0694)	1.48
(1.13)	0.289
(0.219)	1358
(1104)	1359
(1105)

()なしの数値は2006年の値，()内の数値は2009年の値

表 (2)-23 2006, 2009年におけるライフステージごとのEBPBPの環境排出量

ライフステージ	EBBP取扱量[t/year]	EBBPの環境排出推定量[t/year]
大気	水域	土壤	合計
土壤Ⅰ(開放土壤)	土壤Ⅱ(閉鎖土壤)
製造	0(0)	0(0)	0.000(0.000)	0(0)	0(0)	0.000(0.000)
使用	6090(6000)	0.0737(0.0726)	1.02(1.02)	0.0007(0.0007)	0.000(0.000)	1.09(1.09)
最終製品使用	-	0.0305(0.0374)	0.00206(0.00252)	0(0)	0(0)	0.0325(0.0399)
リサイクル	20(7)	0.00026(0.00009)	0(0)	0(0)	0(0)	0.00026(0.00009)
下水道	2.22(2.21)	0(0)	0.0844(0.0840)	0.297(0.296)	0(0)	0.381(0.379)
焼却	1653(2283)	0.0155(0.0214)	0(0)	0(0)	0(0)	0.0155(0.0214)
埋立	823(1104)	0(0)	0.000188(0.000253)	0(0)	823(1104)	823(1104)
合計	-	0.123(0.137)	1.11(1.11)	0.298(0.296)	823(1104)	824(1105)

()なしの数値は2006年の値，()内の数値は2009年の値
2006年および2009年における環境媒体中濃度の推定結果を表(2)-24に示す．表(2)-24には，2002年から2005年にかけて測定されたDecaBDEの実測値を併せて記した．2006年から2009年にかけた推定値の変動をみると，すべての媒体中濃度で低減している．また，実測値と比較すると，底質を除くすべての推定値が実測値の範囲内に収まった．底質中濃度は，推定値は実測値の1/50から1/20と推定された．2006年から2009年にかけた推定値の変動よりもむしろ，実測値の幅の方が大きいことが示された．

EBPPの環境媒体中濃度は，2006年から2009年にかけて，わずかに増加傾向であると推定された.

EBPPの入手可能な報告値はなかった.

表 (2)-24 2006年および2009年における環境媒体中濃度の推定結果と実測値

DecaBDE	EBPBP
推定值	実測值	推定值
2006年	2009年	値	2006年	2009年
大気中濃度[g/m³]	2.01×10-12	1.64×10-12	0.8～14×10-12(12/12,2002年度の値)a)	2.91×10-12	3.23×10-12
水質中濃度[g/m³]	6.27×10-7	4.78×10-7	<1.30×10-6(0/18,2005年の値)b)	4.05×10-6	4.08×10-6
土壤中濃度[g/kg]	1.87×10-7	1.44×10-7	0.7～4.5×10-7(12/12,2002年度の値)a)	1.02×10-7	1.05×10-7
底質中濃度[g/kg]	1.59×10-6	1.21×10-6	37～76×10-6(検出限界値,9.7×10-6)(6/15,2003年度の値)a)	3.48×10-8	3.50×10-8

a）環境省(2003) 平成14年度版化学物質と環境, 化学物質環境汚染実態調査結果, 環境省環境保健部環境安全課, 平成15年3月

b) 環境省(2010)平成21年度版化学物質と環境,化学物質環境調査結果概要一覧表（昭和49年度～平成20年度），環境省環境保健部環境安全課，平成22年3月

2006年および2009年における暴露媒体中濃度の推定結果を表 (2)-25に示す．2006年，2009年ともに，また，DecaBDE，EBPBPともに，最も暴露量に寄与する暴露経路は，葉菜であることが示された．

表 (2)-25 2006年および2009年における暴露媒体中濃度と個人暴露濃度の推定結果

DecaBDE	EBPBP
2006	2009	2006	2009
屋外大気[g/kg/day]	2.99×10-14	2.45×10-14	4.33E×10-14	4.81×10-14
葉菜[g/kg/day]	9.05×10-11	7.41×10-11	1.81×10-10	2.00×10-10
根菜[g/kg/day]	5.66×10-14	4.37×10-14	1.20×10-12	1.22×10-12
畜肉[g/kg/day]	5.87×10-11	4.74×10-11	4.83×10-14	5.31×10-14
乳製品[g/kg/day]	3.01×10-11	2.45×10-11	2.69×10-14	2.96×10-14
魚介類[g/kg/day]	4.41×10-12	3.36×10-12	2.85×10-11	2.87×10-11
飲料水[g/kg/day]	5.41×10-12	4.12×10-12	3.49×10-11	3.51×10-11
屋内大気[g/kg/day]	2.30×10-11	1.44×10-11	1.72×10-11	2.03×10-11
屋内ダスト[g/kg/day]	2.48×10-11	1.55×10-11	1.86×10-11	2.19×10-11
車内大気[g/kg/day]	9.65×10-12	8.92×10-12	4.42×10-12	5.56×10-12
車内ダスト[g/kg/day]	1.04×10-11	9.62×10-12	4.77×10-12	6.00×10-12
化学物質由来のヒト健康リスクと温室効果ガス由来のリスクの推計結果を表 (2)-26に示す．2006年から2009年のトレードオフの傾向をみると，化学物質由来のヒト健康リスクおよび温室効果ガスによるリスクとも減少するという結果を得た．

表 (2)-26 物質代替におけるリスクトレードオフ解析の結果

化学物質由来のヒト健康リスク[year-DALY/人/年]	温室効果ガス由来のリスク[t-CO₂/年]
DecaBDE	EBPBP	合計	DecaBDE	EBPBP	合計
2006年	5%タイル値	1.41×10⁻¹⁵	1.98×10⁻¹⁴	2.12×10⁻¹⁴	中央値	2,320	8,200	10,500
平均値	1.76×10⁻¹⁵	1.65×10⁻¹³	1.66×10⁻¹³
95%タイル値	2.14×10⁻¹⁵	3.50×10⁻¹³	3.53E×10⁻¹³
2009年	5%タイル値	1.14×10⁻¹⁵	2.03×10⁻¹⁴	2.14×10⁻¹⁴	中央値	1,780	8,202	9,980
平均値	1.42×10⁻¹⁵	1.63×10⁻¹³	1.65×10⁻¹³
95%タイル値	1.72×10⁻¹⁵	3.44×10⁻¹³	3.46×10⁻¹³

## 2 ) 製品（車種）代替の評価結果

次世代自動車普及シナリオに基づいて推定した2010年から2030年までの車種別保有台数を図 (2)-17に示す．2030年時において，ハイブリッド車と電気自動車の割合は，消極シナリオ，標準シナリオ，積極シナリオで，それぞれ，17%：10%，24%：13%，30%：20%と推計された．

次世代自動車普及シナリオに基づいて推定した酸化防止剤 (BHT : 2,6-ジ-tert-ブチル-p-クレゾール) の2010年，および，2020年における車種別車齢別車室内濃度の推定結果を図 (2)-18に示す．環境省初期リスク評価書により2001年から2002年に測定されたBHTの観測値が報告されており，室内空気の実測値の最大は，0.546 μg/m³，ヒト1日暴露量は0.16 μg/kg/dayと報告されている．推定値と比較すると，推定値は，2001年または2002年の実測値の最大値のおよそ3倍から15倍となった．
図 (2)-17 車種別の保有台数推計値

図 (2)-18 車種別車齢別のBHT車内濃度の推定結果
標準シナリオにおけるライフステージ別の温室効果ガス排出量と車種別温室効果ガス排出量の推移を図(2)-19，図(2)-20に示す．2016年まではほぼ一定であるが，2017年以降は徐々に減少し，2030年における温室効果ガス排出量は2010年比で18％減少している．

ライフステージ別の温室効果ガス排出量（図（2）-19）をみると，次世代自動車の普及によって電力使用，バッテリー製造の段階のCO₂排出量は増加しているが，2010年に全体の87％を占めるガソリン使用段階の温室効果ガス排出量が2010年比29％減少している影響で，総温室効果ガス排出量が減少している.

車種別の温室効果ガス排出量（図（2）-20）をみると，2010年に全体の98％を占める従来車由来の温室効果ガス排出量が，2030年には2010年比38％減少している.

シナリオ毎の温室効果ガス排出量（図（2）-21）をみると，2030年における温室効果ガス排出量は消極，標準，積極シナリオの順に，それぞれ2010年比14％減，18％減，23％減となっている.

図 (2)-19 ライフステージ別温室効果ガス排出量の推移（標準シナリオ）

図 (2)-20 車種別温室効果ガス排出量の推移（標準シナリオ）
図 (2)-21 温室効果ガス排出量の推移（シナリオ別）

化学物質由来のヒト健康リスクと温室効果ガス由来のリスクの推計結果を図(2)-22に示す。2010年から2030年のトレードオフの傾向をみると，化学物質由来のヒト健康リスクは増加し，温室効果ガスによるリスクは減少するという結果を得た。シナリオごとの差は，2030年の値に顕著にみられた。

図 (2)-22 製品（車種）代替のリスクトレードオフ解析の結果
## 3 ) 燃料代替のリスク評価結果

### a.年平均大気中濃度の推計値と測定値の比較

本サブテーマにおいて大気中濃度の推計に用いたADMERは，関東全体のような広域での濃度分布推計を目的に開発されたものであり， $ 5 \times 5 km^{2} $ グリッドで平均化された濃度を推計するモデルである．よって，一般環境での大気中濃度でのリスク評価を目的とし，濃度の推計を行った．

HC系4物質の濃度推計値（現状ケース）と測定値の比較結果を図(2)-23から図(2)-26に示す．自動車排ガス排出の寄与で補正（アセトアルデヒド/ホルムアルデヒドのみ二次生成の寄与も補正）した測定値との比較を行った(b)の場合，推計値が測定値に対し，自動車NOx・PM法対策都道府県（関東首都圏，東海圏，阪神圏）では1/2～1/5程度低く，その他都道府県では1/10程度低い結果となった．これは，有害大気汚染物質の測定局が比較的高密度な地点に設置されているため，測定値と比較して，都道府県での昼間人口加重平均濃度（ADMER推計値）が小さくなることによる．とりわけ，その他都道府県では測定局の数も少なく高密度地点での測定に対し，推計値は5×5km²グリッドでの濃度平均化と全区域の濃度の人口加重平均化の数値計算を実施しているため，低い値となる．次に，SPM中ECの濃度推計値（1997年）と測定値の比較結果を図(2)-27に示す．(b)で比較して同様に，推計値と測定値の比が自動車NOx・PM法対策都道府県で1/2～1/5程度低く，その他都道府県では1/10程度低い結果となった．

以上より，本研究での推計値の特性（ $ 5 \times 5 km^{2} $ グリッドでの濃度平均化と全区域の濃度の人口加重平均化）を踏まえて測定値と比較した結果，推計値は妥当と判断し，同推計値でリスク評価を実施した。

(a)都道府県別・年平均大気中濃度での推計値と測定値の比較

(b) 測定値を自動車排ガス排出(一次排出)の寄与で補正した場合での比較

図 (2)-23 アセトアルデヒドの大気中濃度推計結果（現状ケース）と測定値の比較

$ ^{*1} $ (a), (b)の推計値は，ADMERにより5×5km $ ^{2} $ で推計された年平均大気中濃度を，各メッシュの昼間人口で加重平均して算出した，都道府県単位での大気中濃度.
(a)都道府県別・年平均大気中濃度での推計値と測定値の比較

1,3-ブタジエン測定値, 2010年 [μ g/m³]

(b) 測定値を自動車排ガス排出(一次排出)の寄与で補正した場合での比較

図 (2)-24 1,3ブタジエンの大気中濃度推計結果（現状ケース）と測定値の比較

$ ^{*1} $ (a), (b)の推計値は，ADMERにより5×5km $ ^{2} $ で推計された年平均大気中濃度を，各メッシュの昼間人口で加重平均して算出した，都道府県単位での大気中濃度.

※²(a)の測定値は，環境省・有害大気汚染物質モニタリング調査結果における全測定局（一般環境，発生源周辺，沿道）での年平均大気中濃度を，都道府県単位で平均した値（環境省⁹⁷）.

※³(b)の測定値（補正值）は，2010年PRTR届出排出量・届出外排出量に占める自動車排ガス排出量の割合75.0%（経済産業省・環境省 $ ^{99} $ ）を踏まえ，自動車排ガス寄与率0.75を(a)の測定値に乗じた値.(a)測定値×0.75.

(a)都道府県別・年平均大気中濃度での推計値と測定値の比較

(b) 測定値を自動車排ガス排出(一次排出)の寄与で補正した場合での比較

図 (2)-25 ベンゼンの大気中濃度推計結果（現状ケース）と測定値の比較

$ ^{*1} $ (a), (b)の推計値は，ADMERにより5×5km $ ^{2} $ で推計された年平均大気中濃度を，各メッシュの昼間人口で加重平均して算出した，都道府県単位での大気中濃度.

$ ^{*2} $ (a)の測定値は，環境省・有害大気汚染物質モニタリング調査結果における全測定局（一般環境，発生源周辺，沿道）での年平均大気中濃度を，都道府県単位で平均した値（環境省 $ ^{97)} $ ）.

※³ (b)の測定値（補正值）は，2010年PRTR届出排出量・届出外排出量に占める自動車排ガス排出量の割合68.6%

(経済産業省・環境省 $ ^{99} $ ) を踏まえ，丸めた自動車排ガス寄与率0.70を(a)の測定値に乗じた値.(a)測定値×0.70.
(a)都道府県別・年平均大気中濃度での推計値と測定値の比較

ホルムアルデヒド測定値, 2010年 [μ g/m³]

(b) 測定値を自動車排ガス排出(一次排出)の寄与で補正した場合での比較

図 (2)-26 ホルムアルデヒドの大気中濃度推計結果（現状ケース）と測定値の比較

$ ^{*1} $ (a), (b)の推計値は，ADMERにより5×5km $ ^{2} $ で推計された年平均大気中濃度を，各メッシュの昼間人口で加重平均して算出した，都道府県単位での大気中濃度.

※²(a)の測定値は，環境省・有害大気汚染物質モニタリング調査結果における全測定局（一般環境，発生源周辺，沿道）での年平均大気中濃度を，都道府県単位で平均した値（環境省⁹⁷）.

$ ^{*3} $ (b)の測定値（補正值）は，炭化水素の大気中での二次生成に伴う排出寄与率70~90%（中西・鈴木 $ ^{100} $ ），2010年PRTR届出排出量・届出外排出量に占める自動車排ガス排出量の割合73.2%（経済産業省・環境省 $ ^{99} $ ）を踏まえ，値を丸め二次生成寄与除外率1-0.8=0.2，自動車排ガス寄与率0.75を測定値に乗じた値.(a)測定値×0.2×0.75.

(a)都道府県別・年平均大気中濃度での推計値と測定値の比較

(b) 測定値を自動車排ガス排出(一次排出)の寄与で補正した場合での比較

図 (2)-27 SPM中ECの大気中濃度推計結果（1997年）と測定値の比較

※ $ ^{1} $ (a), (b)の推計値は，ADMERにより5×5km $ ^{2} $ で推計された年平均大気中濃度を，各メッシュの昼間人口で加重平均して算出した，都道府県単位での大気中濃度.

※²(a)の測定値は，環境庁の一般環境測定局でのSPMモニタリング値（都道府県別年平均大気中濃度）より，SPM中のEC含有率を踏まえEC濃度に換算した値（岩井・内山¹⁴）.

※³(b)の測定値（補正值）は，EC濃度に対する自動車排ガス排出の寄与率93.3%（岩井・内山 $ ^{14)} $ ）を踏まえ，丸めた自動車排ガス寄与率0.93を(a)の測定値に乗じた値.(a)測定値×0.93.
### b.発がんリスクの評価結果

本研究において，化学物質暴露由来の個人DALY値の算定に用いた市区町村別大気中濃度の推計結果と，同濃度での暴露条件下での生涯発がん過剰発生率の推計結果を表(2)-27に示す．この場合，95%タイル値は人口高密地域での暴露を指す．

HC由来の4物質については，対策前・対策後ともに，95%タイル値においても実質安全量（Virtually Safe Dose, VSD）である $ 10^{-5} $ を超過していない結果が得られた．ただし， $ 5\times5km^{2} $ グリッドでの濃度平均化した推計値であることと，アセトアルデヒドとホルムアルデヒドについては自動車排ガス由来の炭化水素が二次生成して発生する寄与分を含めていないことに留意が必要である．

SPM中ECについては，過去の水準に対して普通車・大型車のSPM排出原単位の大幅低減を達成しているが，2005-2008年式の排出原単位で推計した2010年のリスクについては，平均値においても $ 10^{-5} $ を超過している結果を得た．ECの暴露量を増加させるガソリン普通車のディーゼル普通車代替対策の実施条件下においては，EC濃度が1.2～1.3倍増加し，同水準で発がんリスクも増加した．

表 (2)-27 対策の実施下での各物質暴露による生涯発がん過剰発生率の推計結果

大気中濃度[ $ μg/m^{3} $ ]	生涯発がん過剰発生率[-] (大気中濃度が生涯継続する仮定)
対策前	対策後	対策前	対策後
ガソリンの ETBE7%代替	ガソリンの E10代替	ガソリンの ETBE7%代替	ガソリンの E10代替
アセトアルデヒド	平均値	0.028	0.030	0.036	4.93×10^{-8}	5.28×10^{-8}	6.34×10^{-8}
95%タイル値	0.101	0.108	0.128	1.78×10^{-7}	1.90×10^{-7}	2.25×10^{-7}
1,3-ブタジエン	平均値	0.025	0.022	0.027	6.00×10^{-7}	5.28×10^{-7}	6.48×10^{-7}
95%タイル値	0.090	0.080	0.096	2.16×10^{-6}	1.92×10^{-6}	2.30×10^{-6}
ベンゼン	平均値	0.084	0.063	0.095	5.24×10^{-7}	3.93×10^{-7}	5.93×10^{-7}
95%タイル値	0.292	0.218	0.332	1.82×10^{-6}	1.36×10^{-6}	2.07×10^{-6}
ホルムアルデヒド	平均値	0.029	0.027	0.030	3.02×10^{-7}	2.81×10^{-7}	3.12×10^{-7}
95%タイル値	0.106	0.097	0.107	1.10×10^{-6}	1.01×10^{-6}	1.11×10^{-6}
対策前	対策後	対策前	対策後
ガソリン普通車の ディーゼル普通車代替	ガソリン普通車の ディーゼル普通車代替
SPM中EC	平均値	0.027	0.034	1.28×10^{-5}	1.61×10^{-5}
95%タイル値	0.095	0.122	4.54×10^{-5}	5.85×10^{-5}

リスク評価に用いた平均値ならびに95%タイル値は，ADMERにより5×5km²で推計された年平均大気中濃度を，各メッシュの昼間人口で加重平均して算出した市区町村単位での大気中濃度推計値を対象として，市区町村数の加重で求めた値.
### c.2 指標（化学物質暴露由来個人 DALY 值，溫室効果ガス排出量）での評価結果

燃焼代替の評価結果を表 (2)-28に示す．対策「ガソリンのETBE7%代替」では，化学物質由来のヒト健康リスクおよび温室効果ガスによるリスクとも減少するという結果を得た（Win-Win (両者にとって良い)の構造）．一方で，対策「ガソリンのE10代替」と対策「ガソリン普通車のディーゼル普通車代替」では，化学物質由来のヒト健康リスクは増加し，温室効果ガスによるリスクは減少するという結果を得た（トレードオフの構造）．

表 (2)-28 燃料代替の評価結果

対策前	対策後
ガソリンの
ETBE7%代替	ガソリンの
E10代替
化学物質由来の
ヒト健康リスク値a	5%タイル値
平均値
95%タイル値	1.30×10-8
3.45×10-7
1.23×10-6	1.30×10-8
2.88×10-7
1.03×10-6	1.49×10-8
3.80×10-7
1.34×10-6	[year-DALY/人/年]
温室効果ガス排出量	200.3	196.7	194.3	[Mt-CO2eq/年]
対策前	対策後
ガソリン普通車の
ディーゼル普通車代替
化学物質由来の
ヒト健康リスク値b	5%タイル値
平均値
95%タイル値	1.21×10-7
2.30×10-6
8.16×10-6	1.21×10-7
2.90×10-6
1.05×10-5	[year-DALY/人/年]
温室効果ガス排出量	200.3	196.8	[Mt-CO2eq/年]

アセトアルデヒド，1，3-ブタジエン，ベンゼン，ホルムアルデヒドの発がん影響.

$ ^{b} $ SPM中元素状炭素(EC)の発がん影響.

## 4 ) 各対策のリスクトレードオフ構造解析結果

個人の化学物質由来ヒト健康リスク値と温室効果ガス排出量によるリスクトレードオフ解析結果を図(2)-28に示す．推計結果は，各対策の健康リスク，温室効果ガス排出量の総計値，対策前後の差，対策の効率性指標の3種類で比較考察を行った．

総計値(a)による評価では,がんの実質安全量として生涯発がんリスクの増加分 $ 10^{-5} $ に,がんの平均DALY = 9.339[year-DALY/件],寿命70[年]で換算し,年間の実質安全基準の目安として $ 10^{-5}\times9.339/70\div1.3\times10^{-6} $ を,DALY値の参照基準とする.燃料代替は,化学物質由来のヒト健康個人リスク値,温室効果ガス排出量ともに大きく,とりわけ対策「ガソリン普通車のディーゼル普通車代替」では,対策前の段階で個人DALY値が $ 2.3\times10^{-6} $ とDALYがんVSD $ (1.3\times10^{-6}) $ を超えており,対策後さらに $ 2.9\times10^{-6} $ まで増加すると推定された.対策「ガソリンのETBE7%代替」では化学物質由来個人DALY値の減少が見られる一方で,対策「ガソリンのE10代替」ではリスク値が増加し,上側暴露条件下では $ 1.3\times10^{-6} $ と推計され,DALYがんVSDと同値となった.また,物質の代替(DecaBDEからEBPBPへの代替)という事象のみを取り挙げてリスクトレードオフを検討すると,かなり低いリスクレベルでの比較をすることに帰着され,自動車産業がこれまでに行った対策,計画中の対策の評価の一断面のみの評価に限定されていることを明らかにした.その意味で,3種類のリスクトレードオフ俯瞰図を並置することで,より見落としの少ないリスクトレードオフ評価を可能とする結果が得られた.
図 (2)-28の(b)は差分での表示したものであり，化学物質由来ヒト健康リスクの高い政策「ガソリン普通車のディーゼル普通車代替」が，暴露の分布を考慮しても顕著に温室効果ガス排出削減の対価としての健康リスクの増加を示す結果となった．対策前後の差分とその比での値を図(2)-29に示す．個人DALY変化量，温室効果ガス排出変化量がともに負の場合，リスクトレードオフは発生しなかったと判定される．個人DALY変化量と温室効果ガス排出変化量の比（Δ個人DALY $ _{代表値} $ /Δ温室効果ガス）で評価すると，リスクトレードオフが発生した対策「ガソリン普通車のハイブリッド車/電気自動車代替」は，次世代自動車の普及に伴う化学物質由来ヒト健康リスクの対価を酸化防止剤で評価した場合，値が小さく大きなトレードオフは生じないと判定された．Δ個人DALY $ _{代表値} $ /Δ温室効果ガスが高く推計された対策「ガソリンのE10代替」と対策「ガソリン普通車のディーゼル普通車代替」を比較した場合，対策「ガソリン普通車のディーゼル普通車代替」の方が2桁大きなトレードオフを発生させると判定された．

(b) 対策後と対策前の差分

(c) 対策の効率性指標: (対策後-対策前)/対策前

(プロット: 暴露量の平均値または中央値)

図 (2)-28 リスクトレードオフ解析結果

(化学物質由来ヒト健康リスクと温室効果ガス排出量での評価)
しかしながら，図(2)-28の(c)対策前後の増減率で評価した場合，対策「ガソリン普通車のハイブリッド車/電気自動車代替」は化学物質由来ヒト健康リスク値で最も変動が大きいと推定された．健康リスクについては，暴露量が何倍増加するか，といったことがリスク管理上の意思決定において重要な情報となるため，酸化防止剤HTBについても，車室内という狭域空間での暴露特性に関する知見の充足の必要性が示唆される．

表 (2)-29 対策前後の差分で評価したリスクトレードオフ構造

Δ個人DALY代表値	Δ温室効果ガス	Δ個人DALY代表値 /Δ温室効果ガス [(year-DALY/人/年)/(Mt-CO2eq/年)]
有害物質由来ヒト 健康個人リスク変化量a [year-DALY/人/年]	温室効果ガス 排出変化量b [Mt-CO2eq/年]
DecaBDEのEBPBP代替	-1.64×10-15	-4.56×10-4	トレードオフなし
ガソリン普通車のHV/EV普通車代替	1.44×10-15	-1.52×10	-9.52×10-17
ガソリンのETBE7%代替	-5.71×10-8	-3.60	トレードオフなし
ガソリンのE10代替	3.45×10-8	-6.00	-5.75×10-9
ガソリン普通車のディーゼル普通車代替	6.04×10-7	-3.50	-1.73×10-7

$ ^{a} $ 正がリスク増加，負がリスク減少.

b 正が排出増加，負が排出減少

## 5 ) 試行的解析：化学物質暴露，溫室効果ガス排出のDALY等価換算での評価

化学物質由来ヒト健康集団リスク値（影響を受ける集団：日本国民）と温室効果ガス排出由来ヒト健康リスク（影響を受ける集団：全地球民）でのリスクトレードオフ解析を試行的取組として実施した（図(2)-29）。リスク評価とライフサイクル評価を連動させることで，2つの異種なリスクのトレードオフを集団DALY値に等価換算としてヒト健康リスク値として比較することは，疫学・動物実験の実データの精査のうえで決められた発がんのユニットリスクや疾病の重篤度を踏まえて推計されて化学物質暴露由来のDALY値と，将来生じうる可能性のある影響の推計として得られた温室効果ガス排出由来のDALY値とで，その知見の精緻さの違いを理解し，等価換算して論じることには十分な注意を要する。

温暖化影響のヒト健康被害換算係数（DALY換算係数） $ 2.55\times10^{-4} $ [year-DALY/t- $ CO_{2} $ ]で， $ CO_{2} $ の排出と発がん物質の暴露とを比較すると， $ CO_{2} $ を100万t減らすこと（ $ 100\times10^{6} $ [t- $ CO_{2} $ /年] $ \times2.55\times10^{-4} $ [year-DALY/t- $ CO_{2} $ ] = 255 [year-DALY/年])は，10万人に1.5人の生涯発がん確率で日本国民（12.8億人）全員が暴露している発がん物質をなくすこと（ $ 1.28\times10^{8} $ [人] $ \times1.5\times10^{-5} $ [-] $ \times9.339 $ [year-DALY/件]/70 [年-寿命] = 256

[year-DALY/年], 9.339 [year-DALY/件]は各種がんの平均値）と，同水準のリスク削減対策として評価されることに相当する．よって，CO_{2}の排出削減に大きなヒト健康リスク削減効果があることを踏まえた評価となる．本サブテーマでのケーススタディに適用した場合においても，図(2)-29の(a)に示すように，温室効果ガス排出由来の集団DALY値が数桁以上，化学物質暴露由来の集団DALY値より値が大きい結果となった．
(a) 総計値

(b) 対策後と対策前の差分

☐ DecaBDEのEBPBP代替 ◆ ガソリン普通車のHV/EV普通車代替 ▲ ガソリンのETBE7%代替 × ガソリンのE10代替 ● ガソリン普通車のディーゼル普通車代替

図 (2)-29 リスクトレードオフ解析結果

(化学物質由来ヒト健康リスクと温室効果ガス排出由来ヒト健康リスクでの評価)

図 (2)-30 対策「ガソリン普通車のディーゼル普通車代替」のリスクトレードオフ解析結果 (SPM中EC暴露由来ヒト健康リスクと温室効果ガス排出由来ヒト健康リスクでの評価)

本サブテーマで扱ったケーススタディのうち，化学物質由来ヒト健康集団リスク値が最も高かった対策「ガソリン普通車のディーゼル普通車代替」でのリスクトレードオフ解析結果（抜粋）を図(2)-30に，SPM中ECの暴露に伴う生涯発がん過剰発生率（同大気中濃度の暴露が生涯継続すると仮定）の人口分布
推計結果を図(2)-31に示す.

ともに集団DALY値換算した化学物質由来ヒト健康集団リスク値と温室効果ガス排出由来ヒト健康リスクで比較すると，現状（2010年），対策後（普通車に占めるディーゼル普通車比率を20％に高める），ともに温室効果ガス排出由来の集団DALY値が2桁高く，Schryver et al. (2009)の原単位の分布を考慮しても，EC暴露の増加を許容して温室効果ガス排出を削減させることの方に価値があると判定された．一方で，図(2)-31の暴露分布推計では，同対策はVSD：10^{5}を超過する人口を約1611万人増加させる対策となり，容易に増加を許容できないリスク水準であると判定される．集団DALY値換算によるリスクトレードオフ分析手法として，化学物質暴露リスク（発がん影響の場合は実質安全量VSDを，非発がん影響の場合は暴露マージンMOE）が比較的高く，更なるリスク削減が求められる対策については，本手法を当てはめることに注意を要する．

(a) 現状 (2010年)

(b)ガソリン普通車のディーゼル普通車代替(2010年)

図 (2)-31 SPM中ECの暴露による生涯発がん過剰発生率の暴露分布推計結果

合わせて，温室効果ガス排出由来ヒト健康リスクとDALY等価換算で比較するためには，化学物質由来ヒト健康リスクも集団でのDALY値に換算する必要がある．すなわち，図(2)-30のSPM中EC暴露由来ヒト健康集団リスク値は，図(2)-31の暴露分布の積分値に該当する．一方で，有害物質のヒト健康リスクの管理においては，高暴露集団においてもリスクが相応に管理できているかが求められ，すなわち，分布値の高暴露域の暴露人口を削減するリスク管理上の政策判断が求められる．しかしながら，化学物質暴露に由来するヒト健康リスクを個人DALY値ではなく積分して集団DALY値に換算することで，そうした政策判断情報が欠如することにも，本手法の使用に注意が必要となる．

### 5. 本研究開発により得られた成果

## (1) 科学的意義

本サブテーマでは，化学物質の暴露による個別のエンドポイント（発がん影響，非発がん影響）を等価換算するリスク評価（個人DALY値推計）を行い，化学物質暴露由来個人DALY値と温室効果ガス排出量の関係を総計値，対策前後の差，対策の効率性指標の3種類で比較する，リスクトレードオフ解析手法を構築した．その上で，自動車産業の環境対策を対象とした物質の代替，製品の代替，燃料の代替のリスクトレードオフ解析を実施することで，これまでライフサイクル評価やリスク評価の分野で別々に扱
われていた複数の環境負荷評価を統合し，トレードオフ構造を定量化して比較する知的情報基盤を整備した．これにより，物質の代替という事象のみを取り挙げてリスクトレードオフを検討すると，かなり低い健康リスクのレベルでの比較をすることに帰着され，自動車産業がこれまでに行った対策，計画中の対策の評価の一断面のみの評価に限定されていることを明らかにした．その意味で，3種類のリスクトレードオフ俯瞰図を並置することで，より見落としの少ないリスクトレードオフ評価を可能とする結果が得られた．

## (2) 環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

特に記載すべき事項はない。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

今後の環境政策においては，あらゆる政策決定においてリスクトレードオフが発生することを鑑み，リスクを俯瞰することで個別の領域での環境負荷対策の意味を明確化する方法，リスクトレードオフに関する知的情報基盤の整備が求められる．本サブテーマで開発したリスクトレードオフ解析手法を用いることで，化学物質管理対策と温室効果ガス削減対策のリスクトレードオフをヒト健康リスクの観点で定量的に把握でき，分野別に行われている対策を俯瞰しながらリスクトレードオフを管理することが可能となる．

### 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）>

1) 渡辺真也，中久保豊彦，東海明宏，山本祐吾 (2012) 産業界による自主的な化学物質管理を支援するリスク評価手法の構築-テレビ筐体に含有される難燃剤を対象としたケーススタディー，日本リスク研究学会誌, 21(4), 285-294.

## <査読付論文に準ずる成果発表>

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) Figueiredo, L., and Tokai, A. (2010) Social and technical dimensions of biodiesel production systems from the view point of risk management, Joint conference of international Society of Exposure Science & International Society for Environmental Epidemiology, pp 15-17.
2) Nishigaki, K., and Tokai, A. (2010) Health risk assessment for human exposure to bioethanol due to expansion of biofuels production, 2010 Joint conference of international Society of Exposure Science & International Society for Environmental Epidemiology, pp 19-22.

3) Tokai, A. (2010) Risk assessment of chemicals toward environmental sustainability, Joint conference of international Society of Exposure Science & International Society for Environmental Epidemiology.

4) Higuchi, Y., Wada, N., Nakakubo, T., and Tokai, A. (2011) Scenario analysis on the Impact of diffusion of next generation vehicles on material consumption and GHG Emissions, SETAC North America 32nd Annual Meeting, Boston, USA.

5) Higuchi, Y., Wada, N., Nakakubo, T., and Tokai, A. (2011) Scenario analysis on the impact of diffusion of next generation vehicles on material consumption and GHG emissions, EcoDesign 2011, Kyoto, Japan. (6 pages)

Best paper 賞を受賞

6) Kaneko, S., Tokai, A., Nakakubo, T., Wada, N., Nakazawa, K., and Ohno, K. (2012) Assessing Cost-effectiveness of measures to recycling automobile shredder residue under the automobile recycling law in Japan, Society of Environmental Toxicology and Chemistry Asia Pacific Annual Meeting, Kumamoto, Japan.

7) Ishimaru, T., Tokai, A., Nakazawa, K., Nakakubo, T., Wada, N., and Ohno, K. (2012) Evaluation of fuel strategy in term of GHG reduction and human health risk: in case of Japanese auto bio-fuel strategy, Society of Environmental Toxicology and Chemistry Asia Pacific Annual Meeting, Kumamoto, Japan.

8) Nagata, Y., Wada, N., Tokai, A., Nakakubo, T., Ohno, K., and Nakazawa, K. (2012) Trade-off analysis between $ CO_{2} $ emissions and other environmental burdens in future penetration Scenarios of Next Generation Vehicles, Eco Balance 2012 (4 pages).

## (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）

1) Sustainability of Biofuel and Bioroduction Under Climate and Ecosystem Changes (2012年1月17日，大阪大学吹田キャンパス内，参加者 20名)

2) 窒素物質循環の観点から見たバイオマスエネルギー推進における環境リスク評価（2011年6月23日，大阪大学吹田キャンパス内，参加者 25名）

3) 生態系環境リスク評価の考え方：生物多様性と進化の視点から（2011年7月28日，大阪大学吹田キャンパス内，参加者 25名）

4) 毒性学を考える(2012年1月23日，大阪大学吹田キャンパス内，参加者 20名)

5) 有害大気汚染物質のリスク評価を考える(2012年1月23日，大阪大学吹田キャンパス内，参加者 20名)

## (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

特に記載すべき事項はない。
### 8 \. 引用文献

1) Ariel WebInspit (2012), 2012年12月参照.

2) 独）製品評価技術基盤機構（NITE）データベースCHRIP2(2012)， 2012年12月参照.

3) 環境省 (2012) 国内の難燃剤需要推移(推定), DecaBDE及びHBCD製造数量, 化学工業日報社調査資料, 平成23年度臭素系ダイオキシン類排出実態等調査結果報告書, 参考資料-3, 水・大気環境局総務課ダイオキシン対策室.

4) 中西準子, 東海明宏, 岩田光夫 (2008) デカブロモジフェニルエーテル, 詳細リスク評価書シリーズ23, 丸善.

5) 産業環境管理協会: MILCA ver. 1.1 (LCAソフトウェア).

6) 次世代自動車戦略検討会 (2010) 次世代自動車戦略 2010.

7) 安田武雄 (2006) 自動車用の樹脂材料について.

8) 内藤裕史, 横手規子 (1999) 化学物質毒性ハンドブック V, 丸善.

9) NITE : 製品評価技術基盤機構 (2007) 消費者製品のリスク評価に用いる推定人暴露量評価.

10) Maclean, H.L. and Lave, L.B. (2003) Life Cycle Assessment of Automobile/Fuel Options, Environmental Science & Technology, 37 5445-5452.

11) クリーンディーゼル乗用車の普及・将来見通しに関する検討会 (2005) クリーンディーゼル乗用車の普及・将来見通しに関する検討会報告書.

12) 産業技術総合研究所 (2008) ADMER (Atmospheric Dispersion Model for Exposure and Risk assessment, 曝露・リスク評価大気拡散モデル), Version2.5.0.

13) 経済産業省・環境省 (2012) PRTR届出外推計資料 平成22年度（2010年度データ），PRTRインフォメーション広場.

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15) 交通安全環境研究所 (2006) ETBE添加ガソリン使用時の排出ガス性能 フォーラム資料.

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18) 田崎智宏, 小口正弘, 亀屋隆志, 浦野紘平 (2001) 使用済み耐久消費財の発生台数の予測方法, 廃棄物学会論文誌, 12(2), pp 49-58.

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