Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
本サブテーマでは，①化学物質暴露由来の個人DALY値と温室効果ガス排出量，②化学物質暴露由来の国民DALY値と温室効果ガス排出量由来の集団DALY値，の2つのまとめ方により，リスクトレードオフの構造を分析した．後者でのリスクトレードオフ分析に際しては，温室効果ガス排出由来のヒト健康リスク値の単位が[year-DALY/年]として全地球の人口集団に対するDALY値となるため，化学物質暴露由来のDALY値も，等価換算のため個人値 $ DALY_{i}^{individual} $ [year-DALY/人/年]を国民（集団）値である $ DALY_{i}^{population} $ [year-DALY/年]に換算した．難燃剤については暴露量（平均値）で得られた個人DALY値に全国人口を，酸化防止剤については暴露量（中央値）で得られた個人DALY値に全国人口を乗じ， $ DALY_{i}^{population} $ を推計した．燃料代替での自動車排ガス暴露については，都道府県ごとに $ DALY_{i}^{individual} $ を算定し，各都道府県の人口を乗じて $ DALY_{i}^{population} $ を推計した．

## 2 ) 温室効果ガス排出由来のヒト健康リスク

温室効果ガス排出の結果として，将来全球的に生じるヒト健康への影響を算定するための被害係数のレビュー結果を表(2)-15に示す．値の分布幅として，Schryver et al.(2009)ではヒト健康の被害評価までに至る地球温暖化影響の各断面で値の採用に際し，価値観を設け， $ 1.13\times10^{-5}\sim1.76\times10^{-2} $ の幅を持つ値を提案している．また，伊坪・稲葉（2010）ではそれに比べ幅が小さく， $ 8.00\times10^{-5}\sim2.87\times10^{-4} $ の幅を持つ値を提案している．本研究では，Schryver et al.(2009)のHierarchistの値 $ 2.55\times10^{-4} $ [year-DALY/t- $ CO_{2} $ ]を採用し，決定論的なリスク評価を行った．同値は，伊坪・稲葉（2010）の中央値 $ 1.31\times10^{-4} $ [year-DALY/t- $ CO_{2} $ ]と桁が異ならないことも確認済みである．

影響（エンドポイント）と影響出現地域について，Schryver et al. (2009) のヒト健康被害推計値を図(2)-5に，伊坪・稲葉（2010）の同推計値を図(2)-6に示す．Schryver et al. (2009) の推計値では，各影響に対し多様なエンドポイントを採用しているため，アフリカ地域への影響の割合が高いものの，他の地域（途上国）にも広範にDALYが増加している．また，各影響が同じ桁のレベルで寄与している．一方で，伊坪・稲葉（2010）は全影響のエンドポイントを死亡に設定しているため，貧困国を抱えるアフリカ地域でのDALYの増加がより顕著に生じ，影響もマラリアと栄養不足が大半を占めている．

影響出現の時間軸については, Schryver et al. (2009) は2030年における被害の増分を, 伊坪・稲葉 (2010) は2000年から2063年 ( $ CO_{2} $ 濃度が対1990年比で2倍となる) までにかけての影響の増分 (IPCCのSRES・4シナリオの中央値と2000年の排出量が継続するシナリオとの差) を対象としている.

表 (2)-15 地球温暖化由来ヒト健康リスク評価に用いる被害係数

year-DALY/t-CO₂	採用值
Schryver et al. (2009)³³	Individualist	1.13×10⁻⁵	○
Impact World+	Hierarchist	2.55×10⁻⁴
Egalitarian	1.76×10⁻²
伊坪·稻葉 (2010)³²	平均值	1.63×10⁻⁴
LIME2	中央值	1.31×10⁻⁴
10%值	8.00×10⁻⁵
90%值	2.87×10⁻⁴
図 (2)-5 温室効果ガス排出に由来するDALY増加値・Hierarchist/S750条件 (Schryver et al., 2009)

図 (2)-6 温室効果ガス排出に由来するDALY増加値 (伊坪・稲葉, 2010)
### 4. 結果及び考察

## (1) スクリーニングレポートの作成

1) リスク評価レポート

### a.DecaBDE · PBDE

検索の結果, 関連性の低い文献を含め, 海棲哺乳類に関連して77報, 鳥類および貝類に関連して84報, ヒトに関連して109報の文献がヒットした. これら全てのタイトルおよび/またはアブストラクトを精査し, 対象物質のバイオモニタリング情報のある文献や関連性の深い文献を選定したところ, 以下の件数の文献が得られた. （なお, 本調査においては次パラグラフに示す愛媛大学臭素系難燃剤研究プロジェクトで収集した文献と重複する文献は除外している.）

· ヒト：41報，海棲哺乳類：26報，鳥類：22報，貝類：10報

これらの文献の本文あるいはアブストラクトの情報を精査し,モニタリングを実施した生物種や地域,年,DecaBDE, OctaBDE, PentaBDE, PBDEsの濃度レベル等を一覧表にまとめた.

表整理においては得られた文献全てについて上記項目の情報を網羅的に示すことを重視し，表中の記載事項を元に，有用な文献についての情報の深堀りができるような表記とするよう努めた．すなわち，文献中にPBDEsとしての記載だけでなくDecaBDE（BDE209），PctaBDE（BDE196またはBDE197, BDE203, BDE205），PentaBDE（BDE85またはBDE99，BDE100，BDE119，BDE126）の個別の測定値の記載があるか，ある場合には個別の物質毎の測定値を記載し，考察・備考欄には，本文中に記載のあったデータの傾向や測定値に関する解説等，有用と思われる情報や対象物質の代謝等に関する記述を記載した．加えて，各論文の関係性を示すために，一連の研究者・研究グループの成果と思われる文献には同じ色をつけて示した．

愛媛大学の臭素系難燃剤の研究プロジェクトについては，平成16-19年の研究プロジェクト「有機臭素系難燃剤PBDEによる広域汚染・生物蓄積の実態解明と生態影響評価に関する研究」の成果報告書およびその後の一連の研究論文を入手した．本研究成果からは以下の件数の文献を得た．

・海棲哺乳類：6報，鳥類：2報，貝類：4報，ヒト：6報，その他（魚，カメ，環境媒体，総説など）：14報

これらについて上記と同様の方法でまとめた。

またVECAPのDecaMonitorについては，情報検索や有識者へのヒアリングを行ったところ，VECAPによる臭素系難燃剤使用削減の取組み等の紹介等の情報はあるものの，バイオモニタリングに関する情報は得られなかった．得られたレポートより鳥類およびヒトについての解析を特に実施した．

### i. 解析结果

上記で作成したリストのうち，現在までに知見の蓄積が求められる鳥類について解析を実施した。Deca, Penta, Octa BDEすべての調査件数は91件であった。これらすべてを，地域，部位，年別にまとめ，図(2)-7に示した。地域ではヨーロッパが多く，39件，次いでアジアの16件となった。年代別では2004年が多かった。調査が行われた部位はeggが最も多く，muscle, liverとなり，それぞれ50,11,11件であった。調査部位を分別せずに，濃度の経年変動を検討した(図(2)-8）。1990～2000年代にかけて高濃度で検出される場合もあり，引き続きモニタリングの必要があると考えられた。
図 (2)-7 鳥類中の濃度調査文献の概要 (地域, 部位, 年別)

図 (2)-8 鳥類に関する環境試料中DecaBDEおよびOcta, PentaBDEの濃度 $ ^{34\sim55)} $

また，ヒトに関する知見については41報得られた．実測された部位は，母乳が最も多く22，血清14，臍帯血3，臍帯血血漿3の順となった（ひとつの報告につき複数の部位を測定していることから，報告数と数字は一致しない）（図（2)-9）．報告されたデータをもとにPBDEとDecaBDEの濃度の経年変動を母乳と血清について検討した（図（2)-10）．母乳については一定の傾向が見られなかったが，血清では2008年に発行された報告と比べ2010年の報告では濃度が漸増傾向となったと考えられた．しかし，収集したデータは地域，試料の採取年等については検討していないことから詳細な検討が必要である．また，日本国内でのデータは2件のみ5657であり，母乳の濃度は，2006年評価で5.33 ng g $ ^{-1} $ であったのに対し，2010年評価では4.5 ng g $ ^{-1} $ lipid以下だった．今後知見の充足が待たれる．しかし米国では企業による
DecaBDE $ ^{58} $ を2013年末に自主的廃止の合意がなされており，本研究でDecaBDEおよびその代替物を取り上げるのは妥当であると考えられた.

図 (2)-9 ヒト生体試料の内訳 $ ^{59\sim82)} $

図 (2)-10 論文の発行年ごとのヒト生体試料中

DecaBDE (BDE-209) およびPBDE濃度 $ ^{59\sim82)} $

b. プラスチック代替物（EBPBP），燃料代替（ETBE），酸化防止剂（BHT）

i. 政府規制動向および暴露に関する情報

EBPBP, ETBE, BHTの暴露についてのスクリーニングレポートを表 (2)-16から表 (2)-18に示した.
表 (2)-16 プラスチック代替物 (EBPBP) 各国政府等による調査の概要と暴露情報

政府規制自主管理動向
国名	動向	リスク推算値の変化
に関する記述	排出・
移動量
日本	規制なし	-	-
アメリカ	・TSCA Section 12(b) Export Notification (40 CFR 707, Subpt. D) において輸出時の通知必要
・TSCA のPMN (製造前届出義務) Section 5(e) SNUR としてSNUR要件を満たす使用方法が制限	-	-
OECD	HPV (High PROductuin Volume Chemical) に該当.	-	-
カナダ	環境保護法で Ministerial Conditions for the Manufacture and Import of Substances New to Canada and Suspected of being Toxic に該当.	-	-
EU	・REACH においてPhase In Substance (既存物質) として登録済み.
・REACH 高懸念物質 (SVHC) には該当せず	2012 年にCommunity Rolling Action Plan (CoRAP) の対象となり, イギリスが実施国となり当局によるリスク評価実施	-
イギリス	(EU法体系に準拠)	-	-
ドイツ	(EU法体系に準拠)	-	-
フランス	(EU法体系に準拠) 食品接触用途が許可されている.	-	-
オランダ	(EU法体系に準拠)	-	-
デンマーク	(EU法体系に準拠)	-	-
スウェーデン	(EU法体系に準拠)	-	-
フィンランド	(EU法体系に準拠)	-	-
ノルウェー	(EU加盟国ではないがEU法体系に準拠)	-	-

暴露に関する情報

項目	対象	値	年度	備考	出典
需要量	-	日本	5,500 t year^{-1}	2008	-	83)
輸出量	-	-	-
販売量	-	EU	<1000 t year^{-1}	2003	-	84)
ポリマー用途
コンパウンディングステージでの
排出係数	水域	-	0.051%	-	-	85)
大気	-	0.001%	-	-	85)
閉鎖系でのコンパージョンステー
ジでの排出係数	水域	-	0.001%	-	-	85)
大気	-	0.001%	-	-	85)
ポリマーへの配合	-	-	最大12%	-	高耐衝撃性ポリスチ
レン (HIPS)が最大	85)
最終製品からの放出	大気	-	0.05%	-	耐用期間 10~20 年	85)
水	-	0.05%	-	85)
繊維用途
混合槽の洗浄作業による排出係数	水域	-	0.5%	-	-	-
繊維へのバックコーディング	水域	-	3.6 kg d^{-1} 事業所^{-1}	-	-	86)
最終製品からの放出	水域	-	0.05%	-	耐用期間 (10年)	87),88)
廃棄・リサイクル
含難燃剤プラ廃棄物リサイクル量	-	-	>3%	-	-	88)
事業所 (焼却施設あり)	-	-	1.9 mg kg^{-1}	-	-	88)
事業所 (焼却施設なし)	-	-	0.024 mg kg^{-1}	-	-	88)
放出	大気	-	主要排出先	うち10%程度が地
域へ	88)

- は該当なしを示す。
表 (2)-17 ETBE各国政府等による調査の概要と暴露情報

政府規制自主管理動向
国名	動向	リスク推算値の変化に関する記述	排出・移動量
日本	旧化審法では第二種監視化学物質（人への長期毒性を有するおそれがある疑い）に指定。現在の化審法の優先評価化学物質のリストには掲載なし。	ETBE使用の拡大に向け，経済産業省委託事業として石油産業活性化センターが多数の長期毒性試験とリスク評価を実施し，結果を公開	-
アメリカ	TRI (Toxics Release Inventory: アメリカのPRTR)の対象ではないため排出・移動量の把握はない。OECDおよび米国有害物質規制法（TSCA）にてHPV（High Production Volume）Chemicalとされているが，スポンサーがなく，評価は未実施。またTSCAでは8条(a)に基づいて製造・輸入量，最終用途及びばく露関連データの提出（PAIR規則）と8条(b)に基づいて未公開の有害性情報の提出を求めている。Clean Air Act（CAA）ではNational Volatile Organic Compound Emission Standards for AerosolCoatingsに排出基準が設定。作業環境についてOSHA（労働安全衛生局），ACGHI（米国産業衛生専門家会議）によりばく露限度が提示。いくつかの州法で作業環境のばく露限度が定められているほか，カリフォルニアProp.65のChemicals Known to the State to Cause Cancer or Reproductive Toxicity (2013.January)やその他のいくつかの州でRight to Know Hazardous Substanceとしてリストに挙げられている。	-	-
OECD	-	-	-
カナダ	いくつかの州法で作業環境のばく露限度が設定。	-	-
EU	REACHにおいてPhase In Substance（既存物質）として登録済みである。REACH 高懸念物質（SVHC）には該当しない。EU.Commission Regulation 1217/2002 requiring importers or manufacturers to supply certain information pursuant to Council Regulation 793/93に該当し，輸入・製造者による届出が求められている。	-	-
イギリス	(EU法体系に準拠）調査範囲においてイギリスにおける特定の法規制はなかった。	-	-
ドイツ	(EU法体系に準拠）調査範囲においてイギリスにおける特定の法規制はなかった。	-	-
フランス	(EU法体系に準拠）調査範囲においてイギリスにおける特定の法規制はなかった。	-	-
オランダ	(EU法体系に準拠）調査範囲においてイギリスにおける特定の法規制はなかった。	-	-
デンマーク	(EU法体系に準拠）調査範囲においてイギリスにおける特定の法規制はなかった。	-	-
スウェーデン	(EU法体系に準拠）調査範囲においてイギリスにおける特定の法規制はなかった。	-	-
フィンランド	(EU法体系に準拠）調査範囲においてイギリスにおける特定の法規制はなかった。	-	-
ノルウェー	(EU加盟国ではないがEU法体系に準拠）調査範囲においてイギリスにおける特定の法規制はなかった。	-	-

暴露に関する情報

項目	対象	値	年度	備考	出典
製造輸入量	ETBE	日本	11,713 t year^{-1}	2007	-	89)
ETBE	日本	9,978 t year^{-1}	2008	-
ETBE	日本	136,968 t year^{-1}	2009	-
作業者暴露量	ETBE	日本	0.08 ppm (0.02-0.28 ppm)	-	28人ガソリンスタンドで働く人,実測	90)
ETBE	日本	0.04 ppm (0.01-0.21 ppm)	-	2人のタンカートラック運転手,実測
降水中濃度	MTBE	北米	0.50 ug l^{-1} (± 1.37)	実測	91)
DIPE	北米	0.22 ug l^{-1} (± 0.64)	実測
ETBE	北米	ND ug l^{-1} (± ND)	実測
Benzene	北米	0.09 ug l^{-1} (± 0.03)	実測
TAME	北米	0.09 ug l^{-1} (± 0.06)	実測

は該当なしを示す。
表 (2)-18 酸化防止剤 (BHT) 各国政府等による調査の概要と暴露情報

政府規制自主管理動向

国名	動向	リスク推算値の変化に関する記述	排出・移動量
日本	旧化審法では第三種監視化学物質（難分解であり，高濃縮ではないものの動植物の生息又は生育に支障を及ぼすおそれ）に指定，現在の化審法では生態影響の懸念から優先評価化学物質に指定，今後リスク評価が予定されている。この評価結果により第二種特定化学物質に相当するかが判断される。また化管法対象物質であり排出・移動量が把握されている。環境省による化学物質の環境実態調査では1976年以来，水，底質，大気，生物（貝類，魚類，鳥類）での検出が確認されている。これまでに（財）化学物質評価研究機構の「化学物質安全性（ハザード）シート」，環境省の「環境リスク初期評価」，経済産業省の「内分泌かく乱作用に関する試験結果」が公開済み。	-	-
アメリカ	TRI（Toxics Release Inventory：アメリカのPRTR）の対象で外のため排出・移動量の把握はないが，米国有害物質規制法（TSCA）にてHPV（High Production Volume）Chemicalとされ，評価が実施済み。作業環境についてOSHA（労働安全衛生局），NIOSH（国立労働安全衛生研究所），ACGHI（米国産業衛生専門家会議）によりばく露限度が提示。いくつかの州法で作業環境のばく露限度が定められているほか，カリフォルニアProp.65のHazardous Substance Listやその他のいくつかの州でRight to Know Hazardous Substanceとされる。また食品接触用途や医薬品の非有効成分，農薬の非有効成分等として使用が認められている。	-	-
OECD	-	-	-
カナダ	NPRI（National Pollutant Release Inventory：カナダのPRTR）の対象物質であり，移動・排出量が把握されている。またWHMIS（作業場危険有害性物質情報システム）危険有害性製品法成分開示リストの該当物質である（Threshold:1%）。いくつかの州法で作業環境のばく露限度が設定。	-	-
EU	REACHにおいてPhase In Substance（既存物質）として登録済み。REACH 高懸念物質（SVHC）には該当せず。EU食品接触用途，化粧品用途が許可。その他に法規制の対象はない。	-
イギリス	(EU法体系に準规)。作業環境について，OELs.Workplace Exposure Limits(WELs)(EH40/2005)によりばく露限界TWAが定められている。	-	-
ドイツ	(EU法体系に準规)。作業環境についてTRGS 900, Occupational Exposure Limits (AGW)およびDFG MAK List (advisory OELs).Commission for the Investigation of Health Hazards of Chemical Compounds in the Work Area (DFG)によりばく露限界TWAが，AgBB（ドイツ建材基準）により室内空気最小濃度（LCI:Lowest Concentration of Interest values for VOCs）が定められている。水質は水質汚染規則(WGK)においてクラス1(slightly water-endangering)とされている。またドイツ連邦環境庁(UBA)のKBwS（水に対する有害物質評価委員会）の追加評価ではクラス2（water-endangering）と決定。	-	-
フランス	(EU法体系に準规)。作業環境について，OELs.Threshold Limit Values(VLEP)for Occupational Exposure to Chemicals in France, INRSによりばく露限界（Time weighted average (VME)）が設定。	-	-
オランダ	(EU法体系に準规)。本物質の食品接触用途が許可。調査範囲においてその他特定の法規制はない。	-	-
デンマーク	(EU法体系に準规)。作業環境についてWork Environment Authority.Exposure Limits for Substances & Materials (Gränsevaerdier for stoffer og materialer.Arbejdstilsynet), An 2 & 3, amended thru Order No. 986 によりばく露限界TWAが定められている。MAL Code-MAL Factor.Working Environment Authority. [BEK No. 301, 13 May 1993, as amended through BEK No. 783, 5 Oct 1993]の表面塗布用途の物質（のりや塗料など）でより低毒性の物質への代替が推奨されるリストの対象。環境省は消費者製品からの化学物質の排出量の調査結果を公表しており本物質に関する情報も含まれる。	-	-
スウェーデン	(EU法体系に準规)。調査範囲において特定の法規制はない。化学物質庁は2003年に数十物質を対象としてMSDSの整合性等の調査・確認。95BHTは対象物質の1つである。	-	-
フィンランド	(EU法体系に準规)。作業環境についてOELs.Workplace Exposure Limits [Sosiai-ja Terveysministerio, HTP-arvot/HTP-varden によりばく露限界TWAが定められている。調査範囲においてこの他に特定の法規制はなかった。また，子供用アクセサリーや消費者製品を対象として現在準備中と思われるKuluttajaturvallisuuslaki (920/2011)（Consumer Safety Act）についての資料が2013年1月に安全化学庁（TUKES）から発表された。フィンランド語の資料しか入手できず詳細は不明であるが，酸化防止剤の放出としてBHTが取り上げられている。	-	-
ノルウェー	(EU加盟国ではないがEU法体系に準规)。Observation List of Chemicals 2002.Obs-listen:Miljøvernmyndighetenes liste over helse- og miljøfarlige stoffer man skalvære spesielt oppmerksam på.State of the Environment において健康有害性の物質をリスト化しており，BHTが収載されている。法的拘束力はないが他物質への代替が推奨されている。	-	-

暴露に関する情報

今回の調査範囲では暴露に対する情報は得られていない。
### ii.有害性に関する情報

EBPBP, ETBE, BHTに関する情報を収集し, キーとなる文献を精査した. その結果EBPBP, ETBE, BHTでそれぞれ6, 25, 9 報の文献を選定した (図 (2)-11). 知見は徐々に充足されつつあると考えられた.

図 (2)-11 有害性に関する文献数および内容

## 2 ）リスクトレードオフに関する定性的な知見の収集

ここでは，自動車における技術対策のトレードオフ関係を調査するため，使用化学物質の代替，バイオ燃料や電気自動車などの新たな代替燃料，車体重量の低減化の3つの対策技術を取り上げ，これら技術対策のプラス面とマイナス面を整理した．結果を表(2)-19から表(2)-21に示す．

表 (2)-19 使用化学物質の代替に関するプラスおよびマイナス面

項目	プラス面	マイナス面
DecaBDEに関連
筐体へのデカプロモジフェニルエーテルの使用中止	・ ヒトおよび環境生物へのリスク低減	・ 火災リスクの増大
臭素系難燃剤から無機難燃剤への代替	・ ヒトおよび環境生物へのリスク低減	・ 添加量の増加による物性の低下や成形加工性が低下
化学物質全般
PRTR 対象物質から非対象物質への代替	・ 規制対象物質を使用しないことによるビジネス上での取引の優位性	・ 低毒性物質に変更した場合であっても，使用量が増加し，結果的にリスクが増加する懸念・エネルギー消費の増加など毒性以外の他のリスク増加の懸念
プリント基板中の難燃剤のハロゲンフリー化	・ ヒト健康へのリスク低減	・ 生物多様性や富栄養化への影響増加
PFOS 代替物質への変更	・ ヒトおよび環境生物へのリスク低減	・ 性能・品質維持が困難・製造・成形時の加工性，生産性の低下・品質劣化により製品価値の下落
表 (2)-20 代替燃料の使用に関するプラスおよびマイナス面

項目	プラス面	マイナス面
燃料代替に関連
バイオエタノール	・生産時はカーボンニュートラルによりCO2の削減効果あり
・ガソリンに比べオクタン価が高く,ノッキングを起こしにくいため,燃料使用時のCO2排出量が削減	・原料の製造も含めたライフサイクルの観点で見た場合,エネルギーは投入量より発生量が上回る
・バイオエタノール100%だと,エンジン部品を腐食させる
・原料がバイオ燃料への需要増加によって,食料・飼料価格が高騰し,経済への影響あり
・原料となる農作物の供給体制整備や新たな土地開発が必要
エチルターシャリーブチルエーテル(ETBE)	・バイオエタノールとガソリン製造の副産物として生産されるイソブチレンを合成して製造されるため,カーボンニュートラルによりCO2の削減効果あり
・エンジンおよびガソリンスタンドなど現状のまま設備が利用可能	・危険性が未確認,人への長期毒性の疑いあり(化審法第二種監視物質)
代替燃料全般
メタノール	・天然ガスや石炭から製造するため,天然資源を有効利用,植物から生産可能.
・常温で液体であるため,エネルギー密度が高い
・他の低公害車と比べ走行距離が長い
・ガソリンとの混合使用では,従来の車両技術での対応が容易	・燃料配管を腐食させる
・ホルムアルデヒドや未燃エタノールなどの有害ガスを発生
・製造段階も考慮したライフサイクルでみたCO2排出量がガソリン車よりも多い
・発熱量が小さく(ガソリンの約半分),燃費が悪い
・寒冷時にエンジン始動性が下がる
ジメチルエーテル	・天然ガスや石炭から製造されるメタノールをから製造されるため,天然資源を有効利用
・性質がLPGの主成分のプロパン,ブタンに類似しているので,貯蔵,ハンドリングはLPGの技術が応用可能.
・燃焼時に硫黄酸化物やばいじんが全く発生しないなどの環境負荷の低い
・毒性が低い	・ガス化し易く,潤滑性・腐食性・ラバー類の膨潤などの課題も多い
液体石油ガス(LPG)	・CO2排出量はガソリン車より約10%低減
・LPGエンジンは低騒音/低振動
・車両価格が安い上に,燃料費等ランニングコストが安価
・燃料供給スタンドの整備はガソリン,軽油と比べれば不十分ではあるが,他のクリーンエネルギー車に比べればインフラは整備しやすい	・石油からともに取り出すため,石油代替効果はない
天然ガス	・ガソリン車のエンジン技術を活用
・CO2排出量が少なく,排ガスもクリーン
・黄分を含まないため,燃焼しても硫黄酸化物が発生しない.また,ガソリンに比べ燃焼によるCO2の発生量が2から3割少ない.	・走行距離を伸ばすために,燃料容器の軽量化が検討
・高い車両価格
・燃料積載量が小さい
・走行距離が短い(300km程度)
・燃料インフラが未整備
水素(燃料電池)	・エネルギー交換率が高い
・水蒸気のみが排出されるため,排ガスがクリーン
・電気自動車と比べて航続距離が長い	・水素供給のインフラ整備
電気(電気自動車)	・走行中まったく排ガスを出さない
・CO2削減に極めて有効
・電力の生産に火力発電などの商用電力が利用
・騒音・振動が少ない
・構造が簡単な為,リサイクルし易い	・電池の性能に依存(充電時間や蓄電能力)
・車両価格が高い
・航続距離が短い
・レアメタルや重金属を使用するため,環境汚染や資源供給に課題
表 (2)-21 車体重量の低減に関するプラスおよびマイナス面

項目	プラス面	マイナス面
共通	・燃費の向上
・運動性能の向上
・燃焼量の減少によるCO2排出量の削減
・運転・回転部分の負担軽減による耐久性の向上	・衝突安全性の担保
鉄	・汎用性が高く，コストが安い
・生産技術が確立	・比重が大きい
・強度を増したハイテンションスチールは加工性が悪い
アルミニウム	・鉄に比べ軽い（比重で1/3）
・加工しやすい素材
・リサイクル性がよい	・アルミニウム製造のエネルギー消費が大きい
・プレス成形と接合が困難
・鉄との接触で電触を起こしやすい
マグネシウム	・実用金属中で最も軽い（鉄の比重の1/4）
・リサイクル性がよい	・耐食性に難点
・プレス加工が困難
プラスチック	・金属に比べ軽い
・成形性・加工性に優れる
・コストが安い	・使用部位が限定
・種類が多いため，リサイクルが困難
・低耐熱性，低強度，易燃性，熱膨張性，耐久性不足

## (2) リスク評価シートの作成結果

物質代替，燃料代替，車種代替，車種・燃料代替，それぞれに対してリスク評価シートを作成した。図(2)-12から図(2)-16にリスク評価シートを示す。
## 物質代替(デカブロモジフェニルエーテル→エチレンビスペンタブロモフェニル)

DecaBDEは，臭素系ダイオキシンの排出抑制を目的として段階的廃止がなされた．難燃剤の国内需要量をみると，DecaBDEの削減量を補うようにEBBPの需要量が増加に転じている．また，EBBPは，分子構造に占める臭素原子数がDecaBDEと等しいため，化学量論的にほぼ等価な難燃効果を有していると考えられる．このことからDecaBDEの代替物としてEBBPを選択した．

リスクレベルと不確実性因子(2006年)

DecaBDE	EBPBP
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
国内需要量	-	1,700 t	-	報告値a)	-	6,000 t	-	報告値a)
有害化学物質由来のヒト健康リスク
大気排出量[t/year]	0.0599	0.0717	0.0835	焼却段階の大気排出係数	0.399	3.54	6.75	使用段階(樹脂)の大気排出係数
経口暴露量[ng/kg/day]	0.161	0.201	0.244	葉菜摂取量	0.611	5.07	10.8	葉菜摂取量
エンドポイント	純度 94-97%のDecaBDE,103週間連続経口投与,雄 2240 mg/kg/dayで肝臓における血栓症と変性	代用値:純度 77%のDecaBDEでの值は1.0(肝臓肥大)	SDラット90日間摂餌投与,小葉中心性の肝細胞の空洞化	代用値:28日間反復投与の値と同値(肝重量変化)
NOAEL[mg/kg/day]	-	1,120	-	-	1,000	-
MOE(経口)	6.96×109	5.57×109	4.59×109	暴露量の変動幅に由来	1.64×109	0.197×109	0.0926×109	暴露量の変動幅に由来
不確実性係数	10(種差)×10(個体差)	-	10(種差)×10(個体差)×3.2(実験観察期間)	-
ヒト健康リスク[year-DALY/人/年]	1.41×10-15	1.76×10-15	2.14×10-15	暴露量の変動幅に由来	1.98×10-14	1.65×10-13	3.50×10-13	暴露量の変動幅に由来
地球温暖化ガス(温室効果ガス)由来のリスク
温室効果ガス排出原単位[kg-CO2/kg-DecaBDE]	-	1.367	-	MiLCA	-	1.367	-	DecaBDEの値を援用
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)b)	2.55×10-4(Hierarchist)b)	1.76×10-2(Egalitarian)b)	代用値{8.00×10-5,1.63×10-4,2.87×10-4}c)	1.13×10-5(Individualist)b)	2.55×10-4(Hierarchist)b)	1.76×10-2(Egalitarian)b)	代用値{8.00×10-5,1.63×10-4,2.87×10-4}c)
温室効果ガス由来のリスク[year-DALY/年]	0.0263	0.593	40.9	温室効果ガス排出あたりのDALY上昇値に由来	0.0927	2.09	144	温室効果ガス排出あたりのDALY上昇値に由来
リスクレベルと不確実性因子(2006年)(つづき)

DecaBDE	EBPBP
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
温室効果ガス由来のリスク[year-DALY/年]	0.0263	0.593	40.9	温室効果ガス排出あたりのDALY上昇値に由来	0.0927	2.09	144	温室効果ガス排出あたりのDALY上昇値に由来
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:多媒体環境動態モデルを用いた暴露推定では,高程度と代表値の差は1.2倍程度である.また,暴露推定値と実測値はファクター10以内となっている.NOAELにかかる不確実性係数は100である.地球温室効果ガス由来のリスク:温室効果ガス排出原単位は利用可能なデータが1点しかない.また,温室効果ガス排出量あたりのDALY上昇値は,高程度から低程度に3桁の違いがあり,代用値についてもその範囲内に収まっている.	有害化学物質由来のヒト健康リスク:多媒体環境動態モデルを用いた暴露推定では,高程度と代表値の差は2.5倍程度である.利用可能な暴露情報に係る実測値はない.NOAELにかかる不確実性係数は320である.地球温室効果ガス由来のリスク:温室効果ガス排出原単位はないため,DecaBDEの値を採用している.温室効果ガス排出量あたりのDALY値に関する知見の充足度は,DecaBDEと同じ.

リスクレベルと不確実性因子(2009年)

DecaBDE	EBPBP
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
国内需要量	-	1,300 t	-	報告値	-	6,000 t	-	報告値
有害化学物質由来のヒト健康リスク
大気排出量[t/year]	0.598	5.51	10.5	最終製品使用大気への排出係数	0.408	3.50	6.66	使用段階(樹脂)の大気排出係数
経口暴露量[ng/kg/day]	0.130	0.162	0.196	葉菜摂取量	0.625	5.03	10.6	葉菜摂取量
エンドポイント	純度 94-97%のDecaBDE, 103週間連続経口投与, 雄 2240 mg/kg/dayで肝臓における血栓症と変性	代用値:純度77%のDecaBDEでの値は1.0(肝臓肥大)	SDラット90日間摂餌投与, 小葉中心性の肝細胞の空洞化	代用値:28日間反復投与の値と同値(肝重量変化)
NOAEL[mg/kg/day]	-	1,120	-	-	1,000	-
MOE(経口)	8.62×10⁹	6.91×10⁹	7.14×10⁹	暴露量の変動幅に由来	1.60×10⁹	0.199×10⁹	0.0943×10⁹	暴露量の変動幅に由来
不確実性係数	10(種差)×10(個体差)	-	10(種差)×10(個体差)×3.2(実験観察期間)	-
ヒト健康リスク[year-DALY/人/年]	1.14×10⁻¹⁵	1.42×10⁻¹⁵	1.72×10⁻¹⁵	暴露量の変動幅に由来	2.03×10⁻¹⁴	1.63×10⁻¹³	3.44×10⁻¹³	暴露量の変動幅に由来
リスクレベルと不確実性因子(2009年)（つづき）

DecaBDE	EBPBP
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
地球温暖化ガス(温室効果ガス)由来のリスク
温室効果ガス排出原単位[kg-CO2/kg-DecaBDE]	-	1.367	-	MiLCA	-	1.367	-	DecaBDEの値を援用
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)b)	2.55×10-4(Hierarchist)b)	1.76×10-2(Egalitarian)b)	代用値{8.00×10-5,1.63×10-4,2.87×10-4}c)	1.13×10-5(Individualist)b)	2.55×10-4(Hierarchist)b)	1.76×10-2(Egalitarian)b)	代用値{8.00×10-5,1.63×10-4,2.87×10-4}c)
温室効果ガス由来のリスク[year-DALY/年]	0.0201	0.453	31.3	温室効果ガス排出あたりのDALY上昇値に由来	0.0927	2.09	144	温室効果ガス排出あたりのDALY上昇値に由来
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:多媒体環境動態モデルを用いた暴露推定では,高程度と代表値の差は1.9倍程度である.以下,2006年と同じ.	有害化学物質由来のヒト健康リスク:多媒体環境動態モデルを用いた暴露推定では,高程度と代表値の差は1.9倍程度である.以下,2006年と同じ.

## リスクトレードオフ分析

化学物質由来のヒト健康リスクレベル $$ year\_DALY/年 $$ の算出

$$ \Delta Risk=\frac{\left\{Risk_{chem}\left(DecaBDE,2009\right)+Risk_{chem}(EBPBP,2009)\right\}-\left\{Risk_{chem}\left(DecaBDE,2006\right)+Risk_{chem}(EBPBP,2006)\right\}}{2009-2006} $$

温室効果ガス由来のリスク $$ year\_DALY/年 $$ の算出

$$ \Delta Risk=\frac{\left\{Risk_{GHG}\left(DecaBDE,2009\right)+Risk_{GHG}(EBPBP,2009)\right\}-\left\{Risk_{GHG}\left(DecaBDE,2006\right)+Risk_{GHG}(EBPBP,2006)\right\}}{2009-2006} $$

## 参考文献

a) 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

b) Schryver, A.M.D., Brakkee, K.W., Goedkoop, M.J. and Huijbregts, M.A. (2009) Characterization Factors for Global Warming in Life Cycle Assessment Based on Damages to Humans and Ecosystems, Environmental Science & Technology 43(6) 1689–1695.

c) 伊坪徳宏，稲葉敦（編著）(2010) LIME2 意思決定を支援する環境影響評価手法，丸善.

図 (2)-12 物質代替のリスク評価シート
車種代替(従来車→ハイブリッド・電気自動車)

従来車（ガソリン車）から次世代自動車（ハイブリッド車と電気自動車）への普及拡大計画によるCO₂排出によるリスクと，車体重量減少を目的としたプラスチックの使用増加による酸化防止剤（BHT：2,6-ジ-tert-ブチル-p-クレゾール）由来のヒト健康影響リスクとのリスクトレードオフ解析を行った。

リスク因子の程度比較(2020年)

ガソリン車	ハイブリット車
低レベル	中レベル	高レベル	最も寄与する不確実性因子	低レベル	中レベル	高レベル	最も寄与する不確実性因子
保有台数[万台]	-	4,500	-	推定値	-	745	-	推定値
ヒト健康影響
車室内濃度[μg/m³]	-	5.91	-	車齢0年の値	-	6.45	-	車齢0年の値
ダスト中濃度[μg/g]	-	49.9	-	車齢0年の値	-	54.5	-	車齢0年の値
経口暴露量[μg/kg/day]	8.10×10-7	3.64×10-5	4.73×10-5	ダスト摂取量の確率分布より	9.21×10-7	4.15×10-5	5.38×10-5	ダスト摂取量の確率分布より
エンドポイント	連続経口投与:F1ラットの肝臓での胆管增生,囊胞,細胞肥大a).F0ラットの肝細胞の腫脹,甲状腺の機能亢進b).F1ラットの低体重,甲状腺の機能亢進c).	OECD(2005),環境省(2008)ともに同じNOAELを採用しているf)g)	同左	同左
NOAEL[mg/kg/day]	-	25	-	-	25	-
MOE	3.09×1010	6.87×108	5.29×108	経口摂取量	2.71×1010	6.02×108	4.65×108	経口摂取量
不確実性係数	-	種差(10)×個体差(10)	-	-	-	種差(10)×個体差(10)	-	-
ヒト健康リスク[year-DALY/人/年]	3.14×10-16	1.43×10-14	1.85×10-14	経口摂取量	3.57×10-16	1.63×10-14	2.17×10-14	経口摂取量
地球温暖化影響
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)d)	2.55×10-4(Hierarchist)d)	1.76×10-2(Egalitarian)d)	代用値{8.00×10-5,1.63×10-4,2.87×10-4}e)	同左	同左
温室効果ガス由来のリスク[year-DALY/年]	2.00×103	4.51×104	3.12×106	温室効果ガス排出あたりのDALY上昇値の変動に依存	2.57×102	5.80×103	4.00×105	同左
科学的知見の充足度	2010年,2020年,2030年における普及シナリオの設定による影響は小さい.2010年以降は線形近似により樹脂使用率の将来予測が行われており,不確実性が高いと思われる.温室効果ガス排出量あたりのDALY上昇値は,高程度から低程度に3桁の違いがあり,代用値についてもその範囲内に収まっている.
電気自動車
低レベル	中レベル	高レベル	最も寄与する不確実性因子
保有台数	-	222	-	推定値
ヒト健康影響
車室内濃度[ $ \mu $ g/m $ ^{3} $ ]	-	7.48	-	車齢0年の値
ダスト中濃度[ $ \mu $ g/g]	-	63.2	-	車齢0年の値
経口暴露量[ $ \mu $ g/kg/day]	1.09×10 $ ^{-6} $	4.92×10 $ ^{-5} $	6.39×10 $ ^{-5} $	ダスト摂取量の確率分布より
エンドポイント	同左	同左
NOAEL[mg/kg/day]	-	25	-
MOE	2.29×10 $ ^{10} $	5.08×10 $ ^{8} $	3.91×10 $ ^{8} $	経口摂取量
不確実性係数	-	種差(10)×個体差(10)	-	-
ヒト健康リスク[year-DALY/人/年]	4.24×10 $ ^{-16} $	1.94×10 $ ^{-14} $	2.50×10 $ ^{-14} $	経口摂取量
地球温暖化影響
温室効果ガス排出あたりのDALY上昇値[year-DALY/t-CO $ _{2} $ ]	同左	同左
温室効果ガス由来のリスク[year-DALY/年]	7.33×10 $ ^{1} $	1.66×10 $ ^{3} $	1.14×10 $ ^{5} $	同左
科学的知見の充足度	同左

## リスクトレードオフ分析

化学物質由来のヒト健康リスクレベル $$ year\_DALY/年 $$ の算出

$$ \Delta Risk=\frac{\{(\sum_{i}Risk_{chem,i}(2030)\times 保有台数 _{i}(2030))/ 保有台数 (2030)\quad-\{(\sum_{i}Risk_{chem,i}(2010)\times 保有台数 _{i}(2010))/ 保有台数 (2010)\quad\}}{2030-2010} $$

温室効果ガス由来のリスク $$ year\_DALY/年 $$ の算出

$$ \Delta Risk=\frac{\left\{Risk_{GHG}(2030)\}-\left\{Risk_{GHG}(2010)\right\}}{2030-2010} $$

## 参考文献

a) Olsen, P., O. Meyer, N. Bille and G. Wurtzen (1986). Carcinogenicity study on butylated hydroxytoluene (BHT) in Wistar rats exposed in utero. Food and Chemical Toxicology. 24: 1-12. (cited by 環境省 2008)
b) Price, S.C. (1994): Robens Institute; Report No. RI93/TOX/0020, 29 July 1994. Cited in: OECD (2002): SIDS initial assessment report. (cited by 環境省 2008)

c) McFarlane, M., S.C. Price, S. Cottrell, P. Grasso, J.N. Bremmer, E.M. Bomhard and R.H. Hinton (1997): Hepatic and associated response of rats to pregnancy, lactation and simultaneous treatment with butylated hydroxytoluene. Food and Chemical Toxicology. 35: 753-367. (cited by 環境省 2008)

d) Schryver, A.M.D., Brakkee, K.W., Goedkoop, M.J. and Huijbregts, M.A. (2009) Characterization Factors for Global Warming in Life Cycle Assessment Based on Damages to Humans and Ecosystems, Environmental Science & Technology 43(6) 1689–1695.

e) 伊坪徳宏，稲葉敦（編著）(2010) LIME2 意思決定を支援する環境影響評価手法，丸善.

f) OECD (2005) SIDS Initial assessment report. 2,6-di-tert.-butyl-p-cresol (BHT). SIAM 14, 26-28 March 20027)

g）環境省（2008）化学物質の環境リスク評価 第6巻 平成20年5月 化学物質の環境リスク初期評価 [11] 2,6-ジ-t-ブチル-4-メチルフェノール

図 (2)-13 製品（車種）代替のリスク評価シート
燃料代替(ガソリン→ETBE 7%)

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ETBE 7％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	ETBE 7%
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	-	-	1.27	-
暴露濃度[μg/m³]	0.001	0.022	0.081	0.001	0.024	0.086
エンドボイント	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	1.8×10⁻⁹	5.3×10⁻⁸	1.9×10⁻⁷
DALY
[year-DALY/人/年]	2.0×10⁻¹⁰	5.7×10⁻⁹	2.1×10⁻⁸	2.0×10⁻¹⁰	6.1×10⁻⁹	2.2×10⁻⁸
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	-	-	0.72	-
暴露濃度[μg/m³]	0.001	0.020	0.072	0.001	0.018	0.064
エンドボイント	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	5.3×10⁻⁷	1.9×10⁻⁶
DALY
[year-DALY/人/年]	6.5×10⁻⁹	1.6×10⁻⁷	5.9×10⁻⁷	6.5×10⁻⁹	1.4×10⁻⁷	5.2×10⁻⁷
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	-	-	0.72	-
暴露濃度[μg/m³]	0.002	0.067	0.234	0.002	0.050	0.174
エンドボイント	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	1.9×10-8	3.9×10-7	1.4×10-6
DALY
[year-DALY/人/年]	5.1×10-9	1.4×10-7	4.9×10-7	5.1×10-9	1.1×10-7	3.7×10-7
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	-	-	0.68	-
暴露濃度[μg/m³]	0.001	0.023	0.085	0.001	0.022	0.078
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	2.8×10-7	1.0×10-6
DALY
[year-DALY/人/年]	1.2×10-9	3.5×10-8	1.3×10-7	1.2×10-9	3.2×10-8	1.2×10-7
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	-	-	68.6	-
温室効果ガス排出量
[Mt-CO2eq]	-	200.3	-	-	196.7	-
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)	代用値
{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	2,223	50,159	3,461,920
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：$\Delta R I S K=\mathrm{D A L Y}_{H C 系 4 物質 }^{E T B E 7\%}-\mathrm{D A L Y}_{H C 系 4 物質 }$

温室効果ガス排出由来リスクの変化：$\Delta RISK = DALY_{温室効果ガス}^{ETBE7\%-DALY_{温室効果ガス}}$

図 (2)-14 燃料（ETBE 7%）代替リスク評価シート