Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
【ガスクロマトグラフィーによる可燃性ガスの同定 $ ^{13)} $ 】

A社およびB社製の押出法発泡ポリスチレン（XPS）を90℃で1時間加熱し、ガスクロマトグラフを用いて標準ガスと比較して、n-ブタン、iso-ブタンの生成を確認した。一方、C社およびD社製のビーズ法発泡ポリスチレン（EPS）からは、同様な条件でiso-ブタン、n-ペンタンが生成した。そこで、50℃、70℃、および120℃での生成ガスを、両発泡ポリスチレンで測定した結果、50℃、70℃では、XPSからの生成ガスの方がEPSよりも多いとの傾向が観察された。

## 【迅速熱解析装置による発生ガス量の比較 $ ^{14)} $ 】

迅速熱解析装置（FTAI）は、化学物質の熱分解による微量なガス発生量を、加熱前後の差圧を測定して求めることができる。図14に示すように、試料を入れるガラス容器、トランスデューサー、容器とトランスデューサーとの接合治具、シリコンオイルなどを入れた恒温槽、オイル温度・差圧測定トランスデューサーの制御装置から構成される。

まず、ガラス容器に試料を入れ、設定温度で1時間に亘りヒートアップモードで加熱し容器内外を等温状態にした後、さらに1時間加熱（テストモード）して、トランデューサーを用いて発生ガスによる圧力の変化を求めた。A社およびB社のXPS、C社のEPSを用いた実験では、既に測定したガスクロマトグラフィーによる実験結果と同様、XPSからの生成ガスの方が多いとの傾向を観察した。

発泡ポリスチレンを加熱して得られた発生ガス量を図15に示す。A社およびB社の成形品（XPS）を50℃，70℃，100℃で加熱し、その前後で測定した差圧の平均値と、C社の成形品（EPS）の差圧の平均値とを比較している。4つの発生ガス量を図示しているが、左側の2つのグラフは最初に1時間加熱（ヒートアップモード）したときの差圧で、右側の2つは、それぞれ、等温状態を1時間保った前後の差圧である。

今回、使用した試料では、いずれの場合も、ガス発生量はXPSの方が多いとの傾向が見られた。

図14 FTAIによる加熱前後の差圧による発生ガス量の測定
発泡ポリスチレン加熱モード

図15 2種類の加熱モードでの発生ガス差圧の平均値

## ii．高温で事故時等に排出される有害性ガス

研究を開始した当初、「"HBCD含有発泡ポリスチレン"および"HBCDを含有しない発泡ポリスチレン"」、「懸濁重合ポリスチレンビーズ（EPS）」などを入手できず、ABS樹脂に2種類の難燃剤（臭素系、リン系）を混合して加熱し、発生する有害性ガスを比較した。

## 【2種類の難燃剤を用いたABS樹脂の比較】

難燃剤として、HBCD代替物質となる可能性のあるテトラブロモビスフェノールA（TBBPA, ALDRICH製）と縮合リン酸エステル（CPE, ADEKA製）を用い、スチレンの入ったアクリロニトリル・ブタジエン・スチレン共重合樹脂（東レ製）と混合して、実験手法と評価手法の検討を行った。二つの難燃剤とも市販ABS樹脂での使用実績がある。

「生成ガスの同定」は、200℃または400℃の電気炉に密閉容器を入れ空気雰囲気で1時間保持し、捕集したガスをフーリエ変換赤外分光光度計（FT-IR）の気体セル法で分析して行った。

200℃で、ABS樹脂では$\mathrm{CO}_{2},\mathrm{H}_{2}\mathrm{O}$の吸収スペクトルを確認し、ABS-TBBPA（80:20）では$\mathrm{CO}$、$\mathrm{CO}_{2}$、芳香族化合物、シアン化水素の吸収スペクトルを確認した。これはTBBPAがABS樹脂と反応し、炭化層を形成しABSの熱分解を促進させたと考えられる。一方、ABS-CPE（80:20）では、見かけ上ABSと同様のスペクトルが確認された。CPEの難燃機構はCPEの分解により膜を形成し熱を遮断するため、ABSと同様のスペクトルになったと考えている。400℃では、ABS樹脂、ABS-TBBPA、ABC-CPEのどのスペクトルからも$\mathrm{CO}$、$\mathrm{CO}_{2}$、HCNによる吸収ピークを確認できた（図16）。

「生成ガスの定量」は、測圧型熱量計（HEL製 TSU）を用い、試料を空気雰囲気の密閉容器に入れ、2時間に亘り400℃で加熱し、生成ガスを捕集した後、ガスクロマトグラフ（島津製作所製（GC-2014A）を用いて行った。さらに検量線を作成してピーク面積からCOガス濃度を求めた。

400℃での加熱分解による生成したCOガス濃度は、ABS-TBBPAではABS樹脂より大きくなり、ABS-CPEは小さくなった（表1）。COとCO₂のガス濃度が増加する原因はABSと難燃剤との反応、
難燃剤自身の分解が挙げられる。また、ABS-TBBPAは熱分解後の残留物が炭化していたことから、主にABS樹脂との反応によりガス濃度が増加したと考えられる。一方、ABS-CPEは熱分後の残留物が少ないことから、主にCPEの熱分解によりCO、 $ CO_{2} $ が生成するものと思われ、CPEが形成するリン酸膜の影響により生成ガスが抑制され、CO、 $ CO_{2} $ のガス濃度が低下したと推定される。

図16 400℃での加熱分解生成ガスのIRスペクトル

表1 400℃でのABS樹脂系熱分解生成ガスのCO濃度

試料	ABS	ABS-TBBA	ABS-CPE
100	80:20	80:20
CO濃度 [ppm]	101	182	86
排出係数 [g CO/g 試料]	3.90E-07	7.07E-07	3.34E-07

【HBCD含有発泡ポリスチレンと非含有発泡ポリスチレンとの比較】

事故時に高温で排出される化学物質を分析するため400での加熱実験を行った。

使用した熱分解装置を図17に示す。試料（0.5 g）を入れたステンレス管を、セラミック製の管状電気炉内に設置する。温度制御装置を使い400℃で加熱分解させ、生成した有害性ガスをステンレス管に接続したテドラーバックを用いて採取しガスクロマトグラフ（島津製作所製GC-2014A）を用いて分析した。カラムおよび充填剤はSHINCARBON ST（信和化工製）を用い、キャリアガスはヘリウムを用いた。

C社のご好意で入手することのできたビーズ法発泡ポリスチレン（HBCD含有および非含有成形品）を加熱し、COとCO_{2}ガス濃度を求めた結果を図18に示す。左側がCOガス濃度で、右側にCO_{2}ガス濃度を示す。HBCDを含有しない発泡ポリスチレン（EPS）では、400℃での加熱分解ガスの
CO濃度は0.5%だったが、これに対しHBCDを含有する発泡ポリスチレン（HBCD/EPS）では、COガス濃度は1.1%と高くなった。CO $ _{2} $ ガス濃度については、逆にHBCDを含有しない発泡ポリスチレンの方が高くなった。

図17 熱分解装置の概要

図18 400℃でのHBCD含有・非含有発泡ポリスチレンのCO, CO₂の発生量の比較
【ポリスチレンビーズとの混合による2種類の難燃剤の比較】

HBCD（和光純薬工業製：純度>97%）またはノンハロゲン・リン系のイントメッセント難燃剤FP-2200（ADEKA社製：オレフィン系樹脂用）（http://www.adk.co.jp/chemical/products/plastic/pro119c.html、http://www.adk.co.jp/news/2010/pdf/100126.pdf）を、ポリスチレンビーズに対して1 wt%混合し、図17の装置を利用して熱分解をさせ、COとCO₂濃度を求めた結果を図19に示す。

HBCD難燃剤（HBCD/PSt.）を入れたポリマー混合物では、リン系難燃剤（FP2200/PSt.）を用いた混合物より、400℃でのCOガス濃度が高くなることが観察された。一方、CO $ _{2} $ ガスでも同様な傾向が見られた。これに対して、300℃ではそれほどの顕著な差が見られなかった。

使用した懸濁重合ポリスチレンビーズは、E社のご好意で入手することができた。

上記実験で用いたイントメッセント系難燃剤は、含窒素・含リン系のノンハロゲン系難燃剤であり、炭化被膜（Intumescent Char）を形成してポリオレフィン樹脂に難燃性を付与するものである。

図19 HBCD/リン系難燃剤混合ポリスチレンの加熱分解（300℃、400℃）による COとCO₂ガス濃度の比較

【ポリスチレンビーズを用いた成形品による2種類の難燃剤の比較】

懸濁重合ポリスチレンビーズと前記難燃剤との混合物を加熱して、一次発泡ビーズ（ビーズ径2.0～2.5mmφ）を作り、105℃に加熱した簡易金型（内径12mmφ）を用いて、発泡ポリスチレン
成形品を試作した。

得られた成形品2個（計140 mg）を、小型試験管（外径11 mmφ、長さ75 mm）の入ったチタン製耐熱容器（外径63.5 mmφ、ネック部内径11.5 mmφ）、温度制御器付きセラミック管状電気炉を用いて400℃に加熱し、開口部に取り付けたバルブ上部から発生ガスを直接採取し、ガスクロマトグラフ（島津製作所製GC-2014A）を用いて分析した。

その結果、図18（C社発泡ポリスチレン成形品の比較）、および図19（HBCD／リン系難燃剤混合ポリスチレン）と同様に、HBCDを含む成形品の方が、高いCOガス濃度を示す傾向にあることを確認した。

## b．HBCD含有製品の焼却時の排出係数の整備のための簡易実験装置の試作と臭素化有害化学物質

## の生成機構調査

臭素系難燃剤であるHBCD含有製品の最終処分方法の一つとして挙げられる焼却処理に伴い、非意図的に様々な有害化学物質が生成し、大気中に排出されることが想定される。特に、HBCDは臭素を含む化学物質であることから、臭素化された化学物質の排出が懸念される。近年、大気汚染防止法の優先取組物質に指定されている多環芳香族炭化水素類（PAHs）に塩素または臭素が置換したハロゲン化PAHsの排出が報告されており、PAHsにハロゲン原子が置換することで有害性、環境残留性、生物蓄積性が増すことも指摘されている。

本研究では、焼却処理によるHBCDの分解率や、焼却処理に伴い副生成する有害物質の生成傾向を調査するために、既存の廃棄物焼却施設を模擬した燃焼実験炉を整備するとともに、これを用いて燃焼条件の検討を行った。また、構築した焼却実験炉において、HBCD含有カーテンを試料とした予備的な焼却実験を行い、副生成している化学物質の定性分析を行った。

また、整備した燃焼実験炉を用いて、試薬のHBCDおよび実際のポリスチレン樹脂の燃焼実験を行い、HBCDの分解率や、焼却処理に伴い副生成する有害物質の生成を測定・調査した。

さらに、HBCDの焼却が既存の廃棄物焼却施設での臭素化PAHsの生成にどの程度寄与するのか考察するために、既存の多様な施設（建設系廃棄物焼却施設、一般廃棄物焼却施設、化学系廃棄物焼却施設、下水污泥焼却施設）からの排ガス捕集試料溶液中の臭素化PAHsの分析を行った。

## i．既存の廃棄物焼却施設を模擬した燃焼実験炉の整備および燃焼条件の検討

廃棄物焼却施設を模擬した燃焼実験炉を構築するためには、温度（500～1000℃）、ガス滞留時間（2～8秒）、ガス雰囲気（窒素・酸素混合比）、試料負荷量（5～10 kg/h/m³）を自由に制御する必要があり、市販の昇温型電気炉（QF-02、三菱化学アナリテック株式会社）を用いることで、温度、ガス雰囲気は容易に制御が可能であった。このため、ガス滞留時間の設定方法と、特に制御が難しい固形状試料の試料負荷量の設定方法について検討を行った。

炉内のガス滞留時間については、ガス流量と炉内容積の関係から計算できるが、炉内においては温度が大幅に変化することから、ガス体積の膨張を考慮する必要がある。炉内温度が変化した場合のガス流量は次式を用いて設定した。

$$ R=V\times1000\div F\times60\times\frac{298}{273+T} $$
$$ \begin{aligned}& ここで、\quad&R: ガス滞留時間 (s)\quad&F: ガス流量 (L/min)\\&&T: 炉内温度 (^{\circ}C)\quad&V: 本研究で用いた実験炉の容積 (m^{3})\end{aligned} $$

一般的な廃棄物焼却施設のガス滞留時間Rは2～8秒であり、実験炉の容積が2.22×10^{-4}m^{3}（φ28 mm × 330 mm、φ18 mm × 75 mm）であることから、500℃の場合は、流量2.57 L/minで滞留時間が2秒となり、800℃の場合、流量1.85 L/minで滞留時間が2秒となる。ガス滞留時間ごとの炉内温度とガス流量の関係を図20に示す。

図20 ガス滞留時間毎の炉内温度とガス流量の関係

試料負荷量の設定について、一般的な廃棄物焼却施設においては、廃棄物の不完全燃焼を起こさないために、炉の容積当たりの廃棄物投入速度（試料負荷量）をほぼ一定に管理して運転している。容積 $ V\left(\mathrm{m}^{3}\right) $ の炉に $ m\left(\mathrm{g}\right) $ の有機物を投入したときに、ある温度条件ではt（s）で焼却されるとすると、有機物のガス化速度をほぼ一定とみなせば、そのときの試料負荷量 $ W\left(\mathrm{kg}/\mathrm{h}/\mathrm{m}^{3}\right) $ は次式のように表すことができる。

$$ \begin{aligned}W&=m\times3600\div(t\times V\times1000)\\&\quad\underline{ ここで、W: 試料負荷量 }(kg/h/m^{3})\quad m: 投入した有機物量 (g)\\&\quad t\quad:\begin{aligned}& 燃焼 にかかる時間 (s)\quad&V: 本研究で用いた実験炉の容積 (m^{3})\end{aligned}\end{aligned} $$

一般的な廃棄物焼却施設の試料負荷量Wは5～10 kg/h/m³であり、また、予備実験から樹脂のような一般的な有機物の場合、約30秒以内で90 wt%以上がガス化することがわかっている。実験炉の容積が2.22×10^{-4} m³（φ28 mm × 330 mm、φ18 mm × 75 mm）であることから、30秒ごとに9.25～18.5
mgの試料を投入することとした。また、具体的な試料導入方法としては、1 cm間隔に特殊な溝加工を行った石英ボート（耐熱温度：1100℃）（図21）を作成し、10ヶ所の溝に9.25～18.5 mgの試料を入れ、ボートを1 cm/30秒の速度で炉内に投入することとした。この試料導入方法により試料負荷量を一定にすることが可能であることが確認できた。

図21 特殊加工した試料導入用石英ボート

## ii．HBCD含有カーテンを試料とした予備的な焼却実験

構築した焼却実験炉において、HBCD含有カーテンを試料とした予備的な焼却実験を行い、副生成している化学物質の定性分析を行った。燃焼試料は、カーテン1 g当たり1.5 mgのHBCDを含有することが既知の難燃カーテンを約2 mm角に裁断したものを用いた。燃焼条件は、炉内温度を800℃、ガス滞留時間を2秒、ガス雰囲気を窒素80%、酸素20%、試料負荷量を10 kg/h/m³とした。副生成した化学物質をロスなく捕集するために、炉の出口付近に粒子状物質を捕集するためのテフロンフィルターを設置し、その後ポリウレタンフォーム（PUF）および樹脂（XAD-2）でガス状物質を捕集した（図22）。捕集後、フィルター等はトルエンまたはジクロロメタンで抽出され、抽出液を1 mLまで濃縮し、分析試料とした。また、定性分析では、分析カラムとしてDB-5ms（60 m×0.32 mm×0.25 μm）を用いて、四重極GC/MSによるMS Scan分析（m/z: 30～300、100～600、500～1000）を行った。
図22 昇温型電気炉と捕集方法の概略

臭素は同位体比（ $ ^{79}Br:^{81}Br= $ 約1：1（50.7：49.3））が非常に特徴的であるために、MS Scan分析によるマススペクトルを解析すると、臭素化合物か否かと化合物中の臭素数が容易に判定できる。この化合物中の臭素数とマススペクトルライブラリを用いた検索を併せて解析した。

MS Scan分析によるマススペクトルを解析した結果、一部にブロモヘキサンのような脂肪族化合物が検出されたが、ブロモトルエン、ブロモベンゼン類（一臭素化体から五臭素化体）、ブロモフェノール類（一臭素化体から三臭素化体）等の芳香族化合物が高い強度で検出された（図23）。また、高い有害性が指摘されている臭素化ジベンゾーパラージオキシン類（三臭素化体から四臭素化体）、臭素化ジベンゾフラン類（2臭素化体から六臭素化体）、塩素化・臭素化ジベンゾフラン類（一塩素化、一～五臭素化体および二塩素化、二臭素化体）と考えられるピークが存在していた。この燃焼実験に用いた難燃カーテンには、HBCDのみでなく、デカブロモジフェニルエーテルも混合している可能性があることがわかったため、検出された臭素化ジベンゾーパラージオキシン／ジベンゾフラン類は、HBCDの燃焼によって生成したのではなく、構造がダイオキシン類と比較的類似しているデカブロモジフェニルエーテルにより生成した可能性が示唆された。
図23 MS Scan分析でのマスクロマトグラムの例（m/z：100～600）

## iii．試薬HBCDおよびポリスチレン樹脂の燃焼実験

燃焼実験炉を用いて、試薬の HBCD および実際のポリスチレン樹脂の燃焼実験を行い、HBCD の分解率や、焼却処理に伴い副生成する有害物質の生成を測定・調査した。調査対象の副生成物質は、近年、ダイオキシン類と類似した残留性・生態蓄積性・毒性が疑われている臭素化多環芳香族炭化水素類（Br-PAHs）とした。

実験方法を示す。燃焼試料は、高純度の粉末状のHBCDとポリスチレン1 g当たり11 mgのHBCDを含有する難燃ポリスチレンを用いた。燃焼条件は、炉内温度を500°Cまたは800°C、ガス滞留時間を2秒、ガス雰囲気を窒素80%、酸素20%、試料負荷量を5 kg/h/m³とした。副生成した化学物質を口スなく捕集するために、炉の出口付近に粒子状物質を捕集するためのテフロンフィルターを設置し、その後ポリウレタンフォーム（PUF）および樹脂（XAD-2）でガス状物質を捕集した。捕集後、フィルター等をトルエンまたはジクロロメタンで抽出し、抽出液を1 mLまで濃縮し、分析試料とした。また、分析カラムとしてDB-5ms（60 m × 0.32 mm × 0.25 μm）を用いて、四重極GC/MSによるSIM分析を行った。

分析対象とした Br-PAHs は、ブロモナフタレン（BrNap）、ジブロモナフタレン（Br₂Nap）、ブロモフルオレン（BrFle）、ジブロモフルオレン（Br₂Fle）、ブロモフェナントレン（BrPhe）、ブロモアントラセン（BrAnt）、ジブロモアントラセン（Br₂Ant）、ブロモピレン（BrPyr）、ジブロモピレン（Br₂Pyr）、ブロモベンゾ[a]アントラセン（BrBaA）とした。

試薬 HBCD およびポリスチレン樹脂の燃焼実験の結果として、HBCD の分解率を図 24 に、また図 25 に生成した臭素化多環芳香族炭化水素類の濃度を示した。炉内温度 500℃、滞留時間 2 sec で高純度 HBCD を燃焼した場合では、HBCD の分解率は、99.9966% であった。また、800℃、2 sec、高純度 HBCD を燃焼した場合では、分解率は 99.999983% であり、800℃、2 sec、HBCD 含有ポリ
スチレンを燃焼した場合では、分解率は99.999979%であった。500℃での燃焼では、800℃の場合と比較して、未分解のHBCDが100倍程度増加した。800℃以上の高温で燃焼させることで、十分な分解率が得られることが確認できた。

図24 HBCD燃焼実験時のHBCD分解率と副生成物質

また、HBCD 燃焼後の排ガス中に含まれている Br-PAHs を分析した結果は、500℃、2 sec で高純度 HBCD を燃焼した場合、BrNap、$\mathrm{Br}_{2}\mathrm{Nap}$ が、それぞれ 9100 μg/m³N、140 μg/m³N と、非常に高濃度で検出された。しかし、他のハロゲン化 PAHs は検出限界値（1 μg/m³N）以下となった。一方、800℃、2 sec で高純度 HBCD を燃焼した場合、BrNap と $\mathrm{Br}_{2}\mathrm{Nap}$ が、それぞれ 85 μg/m³N と 47 μg/m³N で、500℃ の場合と比較して、濃度減少が確認された。しかし、500℃ の場合では検出されなかった 3-BrPhe（3.2 μg/m³N）、9-BrPhe（3.0 μg/m³N）、1-BrAnt（2.4 μg/m³N）、および、1,5-Br₂Ant（9.3 μg/m³N）が検出された。Aracil¹⁵)らの報告によると、ナフタレン以外の PAHs は 850℃ 程度で最も生成しやすいことが分かっており、ハロゲン化 PAHs の親化合物である PAHs の生成量が増加したことで、BrPhe 等の濃度が増加したことが示唆された。以上より、製品については製品によるばらつきが考えられるため、更にデータを得ることが望ましいが、HBCD および Br-PAHs のおよその排出濃度レベルを把握することができた。
図25 HBCDの燃焼によって生成したBr-PAHsの濃度

## iv．廃棄物焼却施設での臭素化PAHs生成への寄与の考察

HBCD の焼却が、既存の廃棄物焼却施設における臭素化 PAHs の生成にどの程度寄与するのかを考察するため、既存の多様な施設として、建設系廃棄物焼却施設（廃プラスチック、木くず等）として 21 施設、一般廃棄物焼却施設として 11 施設、化学系廃棄物焼却施設（廃溶剤、廃塗料等）として 2 施設、下水污泥焼却施設として 4 施設からの排ガス捕集試料を捕集した溶液中の臭素化 PAHs の分析を行い、臭素化多環芳香族の生成にどの程度影響を及ぼし得るか考察した。各施設の排ガス中臭素化 PAHs の測定結果を図 26 に示す。

臭素化 PAHs の合計濃度は、N.D.（<0.01）～1000 ng/m³N と幅広く、算術平均値は 100 ng/m³N、中央値は 9.0 ng/m³N となった。主要な生成物として、臭素化フェナントレン（9-BrPhe）や臭素化ピレン（1-BrPyr）が見られた。特に建設系廃棄物では臭素化 PAHs 濃度が他の施設より高かった。これは、建設系廃棄物焼却施設が比較的小規模の施設が多いことや、不均一な建設廃棄物を燃焼していることが主要な原因と考えられるが、建設廃棄物に多く臭素系の化合物が含まれていたこと、特に断熱材として用いられる HBCD 等の臭素系難燃剤を含有するポリスチレンが分別できず
に、混合したまま焼却処理されていることが影響している可能性が示唆された。しかし、前述の燃焼実験炉を用いたHBCD含有PSの室内燃焼実験では、適切に燃焼管理されていればHBCDによる臭素化PAHsの生成は大きく影響しないと考えられ、他の難燃剤による影響も大きい可能性も示唆された。

HBCD の廃棄時のリスクをさらに詳細に評価するためには、これらの比較的高濃度で検出された臭素化 PAHs の毒性情報や物性情報などを整備して、詳細なリスク評価が必要であることが分かった。

図26 各廃棄物焼却施設における通常時の排ガス中臭素化PAHsの排出実態の調査
## 3 ）動的環境排出量の推定・評価手法のまとめ

本研究ではこれまでHBCDとその代替候補物質を例にマテリアルフローを基盤とした動的環境排出量の推定をおこなうことで、代替過程を考慮した汎用的な動的環境排出量の推定方法を検討した。以下にこれまでの手順を示す（図27）。

図27 動的環境排出量の推定方法

## a．代替物質の設定

物質代替シナリオを考慮した環境排出量の推定には、はじめに代替物質の設定を行う必要がある。現状、規制候補物質の代替物質/プロセスは産業界側で開発途中であることが多いため、利用できる公開データがほとんどない。また、仮に情報を入手できたとしても開発途中の製品については秘匿情報が含まれることから産業界側の意見を留意することが求められる。従って、新規代替物質の情報収集には制限がある。一般的な臭素系とリン系の難燃剤については、日本難燃剤協会のホームページから、その種類と用途を確認することができるため、代替物質の候補をこれらの中から抽出することが可能である。また、海外の行政機関等では難燃剤の種類によってはその代替物質を公表している例もあるが、どれも一部であるため現状これらがリスク比較に使用できる可能性は少ない。

本研究では、実態ベースに即した研究をおこなうため代替候補物質の探索として、HBCD製造企業の特許出願から候補物質を抽出し、さらにHBCDを工業的に使用する企業へのヒアリングで該当する物質の選別をおこなってきた。結果、特許出願検索では138物質（樹脂用62物質、繊維用76物質）を、企業へのヒアリングにより現在使用されている、もしくは使用予定の約12物質を候補物質として絞りこむことができた。12物質の中から、さらに関連業界へヒアリングを続け、最終的に使用予定のある数種の物質を選択した。
## b．代替シナリオの構築

次に、代替シナリオの構築では、環境排出量を動的に推定するために必要なパラメータ（前提条件）となる、代替物質への移行期間、製品添加量の変化（需要量の経時変化）、含有成分の変化を把握する必要がある。代替物質と同様、これらの情報は現状では産業界側で開発途中であることが多いため、利用できる公開データはほとんどない。そのため、実態を反映させるには関連業界から情報を入手する必要がある。

本研究では、HBCDから代替物質への移行期間、製品添加量の変化（需要量の経時変化）、HBCD含有製品のライフサイクルフローとの違いを関連団体が計画する報告書（1,2,5,6,9,10-ヘキサブロモシクロドデカンの自主的な環境排出削減の取組）とヒアリングから推定した。詳細は平成22年度環境研究総合推進費研究成果報告書「C-1003 HBCD等の製品中残留性化学物質のライフサイクル評価と代替比較に基づくリスク低減手法」の（3）-1）-bに記している。

## c．ライフサイクルフローの構築

マテリアルフロー作成手順（(1)-1)-a-i）に基づいてライフサイクルを通したフローを作成し、上記の代替シナリオを組み込んだ。

## d．排出係数の推定

現在、利用できる排出係数として、①我が国で整備された物質固有の排出係数、②諸外国（例えば、EU Risk Assessment Report）に記載された物質固有の排出係数がある。しかし両排出係数ともに、一部の化学物質について排出係数が記載されているので、新規の代替化合物等については適用できない場合が多い。他方、物質固有ではないが、より汎用性の高い係数として、③OECDのESD（Emission Scenario Document）の排出係数、④(独)製品評価技術基盤機構で整備されたNITE排出係数一覧表、⑤(独)産業技術総合研究所が開発した環境排出量推算式がある。汎用性のある排出係数は、用途や化合物群ごとに類型化されて整備されているため、代替物質など新規の化合物についても適用が可能である。しかし、物質に特化した排出係数でないため、その精度については検討の余地を残しているのが現状であり、今後、様々な用途・物質群に対して検証が求められる。

本研究では、排出係数の推定に、全ての化学物質に適用可能な汎用性と網羅性を有するNITE排出係数一覧表に記載されている値を用いることとした。NITE排出係数一覧表は4プロセス（製造、調合、工業使用、製品使用）について、47用途分類、26詳細用途と、水溶解度、蒸気圧の値から類型化された排出係数の一覧表である。また、水溶解度、蒸気圧は、EPI suiteを用いてHBCD、およびそのモデル代替化合物のパラメータを推定した。この方法は全ての化学物質に適用可能な汎用的な手法である。ただしデータの信頼性に関してはパラメータ等に関して感度解析など、推定精度の検証・確認をする必要がある。また、適用したNITEの排出係数一覧表では廃棄段階が評価対象に含まれていないためその部分を将来拡張する必要がある点が課題である。

## e．動的環境排出量の計算

上述した各パラメータを用いることで、マテリアルフロー解析に基づいた動的（経時的）な環境排出量の推定が可能となる。特に動的に排出量を推定する場合、製品の耐用年数を考慮した蓄
積量（ストック）や埋立地からの排出が解析する上で重要となる。ストックに関しては寿命関数を用いて近似的に推定する手法が一般的に用いられている。一方で、埋立地からの化学物質の排出は時間に際して一定でない場合もあるため、経時的な変化を捉えるためには今後さらなる検証が必要である。本研究では、排出係数の推定にNITE排出係数一覧表を用いており、一覧表には廃棄段階からの排出係数は含まれていない。そこで、製品段階からの排出係数を基準として排出が化学物質の物性に比例すると仮定して係数を設定し、廃棄段階からの排出を拡張した。

## （２）ライフサイクルを通した曝露評価手法の構築

## 1 ）環境モニタリング情報の収集・整理とHBCD等を例としたモデル推定精度の検証・確認

## a．HBCDに関する基礎情報と測定情報の収集と整理

モデルの推定精度の検証・確認のために、環境モニタリング情報の収集を行った。各種、環境動態予測モデルの推定精度や後述の曝露シナリオのスクリーニング手法の検証をするための基礎情報として、情報源をとりまとめるとともに、「化学物質環境実態調査－化学物質と環境」等の情報について電子情報としてとりまとめた。また、環境動態予測モデルの精度に関する研究事例等を収集し整理した。最初にHBCDに関する情報から整理する。

## i．HBCDの異性体とその組成

HBCDは6組の立体異性体と4つのメソ化合物があり、理論的には16個の異性体が存在する（図9）。しかし、工業的に合成されたHBCDでは、主に、ガンマ（γ）体80～90%、アルファ（α）体8～9%、そしてベータ（β）体約6%で構成されている。しかも、これらα、β、γ-異性体にはそれぞれ立体異性体が存在する。Heeb et al. (2008) $ ^{16)} $ によれば、100℃以上では、(+) $ \gamma $ 体から(+) $ \alpha $ 体へ、(-) $ \gamma $ 体から(-) $ \alpha $ 体へのHBCDの異性化が起こると報告されており、立体異性体間での変換が指摘されている。また、環境中や製品で観察されるα、β、γ-異性体の組成割合も多様である（表2）。他方、α、β、γ-体では生物濃縮性が大きく異なることが知られており、分解性や毒性も異なることが予想される。従って、HBCDの環境挙動を理解し、モデルによる推定精度を高めるには、立体異性体も含めた環境モニタリングが必要となる。

### ii. HBCDの合成

HBCDの環境中での挙動を把握するため、HBCDの反応機構に関する調査を行った。HBCDは、CDT（シクロドデカトリエン）を原料として合成される。さらにCDTの主原料はブタジエンで、その三量化によって得られる。原料CDTは国産メーカーがなく、全量が輸入によって賄われている。工業的に精製されたHBCDには16種の異性体（6種のenantiomer、4種のメソ化合物）が存在することが知られている（図28）。工業用HBCDの中で最も存在量が多いとされているのはα-、β-、γ-体の3種の異性体で、これらを合わせて98％以上と報告されているが、ε-やδ-体も微量に存在するとされている。環境中での検出例や有害性情報は、α-、β-、γ-体の3種の異性体を対象として報告されていることが多い。
表2 HBCDの環境や製品の測定例

媒体	年度	場所	検出数／検体数	検出地点／調査地点	α-HBCD	β-HBCD	γ-HBCD	ΣHBCD	検出限界	単位	備考	出典
魚類	1987	日本	4/66	2/21	0.01-0.023	0.01	μg/g-wet	HBCD類として	17
水質	1987	日本	0/75	0/25	-	0.2	μg/L	HBCD類として	17
底質	1987	日本	3/69	1/23	0.2-0.09	0.02	μg/g-dry	HBCD類として	17
水質	2003	日本	0/60	0/20	-	0.087	μg/L	1,2,5,6,9,10-HBCDとして	17
底質	2003	日本	3/45	1/15	0.085-0.014	0.023	μg/g-dry	1,2,5,6,9,10-HBCDとして	17
魚類	2004	日本	3/18	1/6	0.043-0.077	0.0071	μg/g-wet	1,2,5,6,9,10-HBCDとして	17
底質	2008	鶴見川	4/4	0.2-1.3	ND-0.2	0.6-3.3	0.8-4.8	0.1	ng/g-dry	18
底質	2008	淀川	6/6	8.1-13	0.2-2.9	13-101	7.5-112	0.1	ng/g-dry	18
底質	2008	九頭竜川	8/8	16-488	5.6-153	113-1490	134-2057	0.1	ng/g-dry	18
工業用HBCD	8.5	7.9	83.9	100	%	19
工業用HBCD	12.0	10.1	72.2	%	化審法濃縮度試験	20
試薬HBCD	27.0	30.0	43.0	100	%	Wako試薬	21
工業用HBCD	5-15	<20	70-90	%	一般的な値	22
カーテン	9/9	26.9-45.2	12.3-17.4	39.5-59.1	%	23
カーテン	2/2	25.3-33.4	13.1-18.7	53.8-56.0	%	24
カーテン	10-40	5-30	50-85	%	一般的な値	22
押出し発泡ポリスチレン(XPS)	2/2	60.0-64.1	25.2-26.8	13.2-13.4	%	24
押出し発泡ポリスチレン(XPS)	60-70	20-30	10-20	%	一般的な値	22
ビーズ法発泡ポリスチレン(EPS)	3/3	11.1-15.0	15.2-17.5	68.8-73.4	%	24
ビーズ法発泡ポリスチレン(EPS)	10-20	10-20	60-80	%	一般的な値	22
自動車シート	2/2	10.4-22.1	5.1-10.0	68.4-84.0	%	24
図28 HBCDの取り得るすべての異性体の構造 $ ^{16)} $

### iii. 環境中におけるHBCDの反応

HBCDは環境中で光分解や微生物分解を受けることが知られており、その分解産物として臭素や臭化水素が抜けた化合物（図29）の存在が報告されている。すなわち、ペンタブロモシクロドデセン（pentabromocyclododecene: PBCD）やテトラブロモシクロドデカジエン（tetrabromocyclododecadiene: TBCD）である。一方、PBCDsやTBCDsについては工業用HBCDの不純物として存在するとする報告もある。本研究においては、実際に合成経路を調べ、NMR（核磁気共鳴）によって存在を確認した（図30）。
環境リスクを包括的に考慮するには対象物質だけにとどまらず、その分解変換産物や合成不純物質などの類縁物質まで含めて評価する必要がある。しかし、HBCDの類縁物質に関する情報はまだ少ないので、代謝産物や分解産物に関する物理化学的情報と毒性予測に関する情報がまとめられているOECDのQSAR Toolboxなどを参考にすることが考えられる。

図29 環境中におけるHBCDの分解産物情報とその合成経路
図30 HBCD反応生成物のNMRスペクトル
b．モデル推定精度の検証を目的とした環境モニタリング： 汚染源の異なる3河川の調査

### i. 調查対象河川

流域内に存在するHBCDの汚染源が全く異なる3つの河川を対象にした環境モニタリング調査を実施した。HBCDの主要な用途である発泡ポリスチレン断熱材の製造工場のある淀川（採取地点数＝5）、繊維の難燃化工工場が多数存在する九頭竜川（同＝7）、および特定のHBCD汚染源がない一般の都市河川として鶴見川（同＝4）を調査対象として選択した（図31）。

## ii．分析方法

## ii -1 水試料の分析方法

水試料1000 mLにサロゲート（ $ ^{13}C_{12}-\alpha- $ ， $ \beta- $ ， $ \gamma $ -HBCD）を50 ng（1.00 mg/L，50 $ \mu $ L）添加し、メタノール10 mL、精製水10 mLでコンディショングした固相ディスク（Empore Disk SDB-XD）に約30 mL/minで吸引通水した。試料用ガラス容器は、メタノール5 mLで洗浄し、固相ディスク溶出液に合わせた。更にその容器を精製水10 mLで洗浄し、固相ディスクに通水した。通水後、固相ディスクを精製水10 mLで洗浄し、1～2分間吸引脱水した後、固相ディスクを40℃の乾燥機中で1時間乾燥した。吸引ろ過装置を再度組み立てて、受器をセットし、アセトン5 mL、続いてジクロロメタン5 mLで溶出した後、アセトン3 mLでガラス製ファンネル等を洗浄し、溶出液に合わせた。溶出液は40℃の窒素吹き付け装置で乾固直前まで濃縮し、メタノールで1 mLにメスアップした後、インターナル標準として $ d_{18}-\gamma $ -HBCDを50 ng添加して最終試験液とした。

## ii-2 堆積物の分析方法

凍結乾燥した底質2 gを取り分析試料とした。サロゲート（ $ ^{13}C_{12}-\alpha- $ ， $ \beta- $ ， $ \gamma $ -HBCD）50 ng（1.00 mg/L，50 $ \mu $ L）を添加し、高速溶媒抽出装置（Accelerated Solvent Extractor: ASE）により抽出した。抽出溶媒としてヘキサン／ジクロロメタン（20:80，v/v）を用いた。抽出液を40 $ ^{\circ} $ Cの窒素吹き付け装置により5 mLまで濃縮した後、活性化シリカゲルカラムに負荷し、ヘキサン／ジクロロメタン（50:50 v/v，40 mL）で溶出してクリーンアップした。次いで、多検体濃縮器で濃縮後、窒素ガスにて乾固し、メタノールで1 mLに定溶した。この際、イオン化サプレッションによる定量分析への影響を補正するためインターナル標準として $ d_{18}-\gamma $ -HBCD 50 ngを添加した。最後にナイロンメンブレン Millex フィルターコニット（孔径0.2 $ \mu $ m，Millipore社）に通して濾過した。この試料10 $ \mu $ LをLC-MS/MS（Micromass社 Quattro Ultima）に注入して分析した。

### iii. 結果

## iii-1 河川水中のHBCD濃度

繊維工場の多い九頭竜川で207-2130、淀川で2.6-29、鶴見川で6.6-57 ng/Lの河川水中濃度が観測された。α, β, γ-HBCDの異性体割合は、それぞれ17-65%、0.28-6.3%、30-82%で、特に鶴見川でα体の比率が高め（47-64%）であった（図32）。工業用HBCDにおける、それぞれ10-13%、<0.5-12%、75-89%（Becher, 2005） $ ^{25)} $ とは異なる組成であった。Law et al. (2006) $ ^{26)} $ は、α体はβ体やγ体より高い水溶解度を持つので、表層水における主要な異性体になると報告している。また、日本の家庭のカーテンや室内ダストの分析例 $ ^{27)} $ でもα体の比率が高いことから、家庭からの寄与の大きい鶴見川でα体の比率が高いことは整合性がある。
図31 河川モニタリング試料の採取地点（九頭竜川、淀川、鶴見川）
図32 河川水中のHBCD濃度（上）と異性体組成（下）

## iii-2 堆積物の分析結果

堆積物中濃度は、九頭竜川で97-7800、淀川で9.7-91、鶴見川で5.7-22 ng/g-dry sedimentであった（図33）。九頭竜川で観測された濃度は世界各地の河川の値と比べても非常に高かった。同じ地点で2008年に行われた先行研究 $ ^{18)} $ と比べると、淀川と九頭竜川では、濃度が減少する傾向が見られた一方、鶴見川では増加する傾向が見られた。このような変化の理由としては、繊維難燃化工におけるHBCDの使用は2007年度までに中止するという産業界の自主的な取り組みが反映したと見られる。他方、増加傾向であった鶴見川には特別な汚染源はなく、製品に含まれるHBCDストック量は依然として増加しているため、それらからの流入がより増加したものと考えられる。

異性体組成は、α, β, γ-HBCDで、それぞれ8.0-42%、2.2-6.6%、51-89%であり、工業用HBCDの組成割合に比べてα体の割合が高かった。また、鶴見川でα体の組成割合が他の河川より高めであった。Koppen et al. (2008) $ ^{28)} $ は、HBCDの製造や使用工程における熱変性によってγ体がα体に変換すると述べている。これらを総合して考察すると、濃度と異性体比の相違は、流域に存在するHBCD使用工程における熱変性とHBCD含有製品の利用形態の2つの差異に起因するものと考えられる。

## iii-3 エナンチオマーの分布

HBCDには、α, β, γ-などの構造異性体だけでなく、エナンチオマー（光学異性体、立体異性体）が存在する。α, β, γ-HBCDもそれぞれがエナンチオマーを持つ。化学合成された時点でのエナンチオマーの存在比は1:1と考えられるので、この存在比が1:1からずれた場合は、生化学的な反応を受けたと考えられる。すなわち、エナンチオマー比を測定することで、生物学的な変換の有無を知ることができる。本研究ではキラルカラムを用いた分離で(一)と(十)のエナンチオマーを定量
し、 $ ^{13}C_{12} $ ラベル化標品により補正エナンチオマー組成（Corrected Enantiomer Fraction: EF）を求めた。

図33 河川堆積物中のHBCD濃度（上）と異性体組成（下）

| α-HBCD | γ-HBCD | α-HBCD | γ-HBCD | α-HBCD | β-HBCD | γ-HBCD | α-HBCD | β-HBCD | γ-HBCD | α-HBCD | γ-HBCD
River Sediment | 0.5 | 0.35 | 0.5 | 0.35 | 0.5 | 0.5 | 0.5 | 0.5 | 0.5 | 0.5 | 0.5 | 0.5
River Water | 0.5 | 0.35 | 0.5 | 0.35 | 0.5 | 0.5 | 0.5 | 0.5 | 0.5 | 0.5 | 0.5 | 0.5

図34 河川堆積物と河川水中HBCDのエナンチオマー組成

$$ EF=0.5\ と \ \varnothing $$

$$ p<0.05; $$
水試料は濃度が低いため、鶴見川と淀川では測定できなかった。九頭竜川では濃度の低いβ体を除いて定量できたが、EFは0.5に近いことから生物学的変換を受けていないと見られた。他方、堆積物試料では、鶴見川のγ体で0.36±0.02、淀川のγ体で0.47±0.01、九頭竜川のα体とγ体で、それぞれ0.53±0.01と0.46±0.03が観察され、0.5からの有意なズレが見られた（図34）。すなわち、これらの異性体では、堆積物中か、あるいは堆積物に至る環境中で生物学的な変換や分解を受けていることが示唆された。EFに関する測定例は世界的にもまだ少なく、この確認にはさらに検討が必要である。

### c. モデル推定精度の検証・確認

本研究では環境排出量を入力データとしてMuSEMモデルを用いて環境濃度と曝露量を推定する。計算に用いたパラメータを現実的な幅で変化させて曝露量を再計算し、標準的なパラメータの値（今回の曝露量予測で用いた値）の場合と計算値とがどの程度変化したかを検討し、表3にまとめた。ここでパラメータの幅は、実測値やQSAR（EPI Suite）による推算値を参考に設定した。なお、環境中での半減期や排出量情報に関しては、パラメータの幅を検討するための情報が少ないため、1/3倍～3倍と変化させて感度解析を行った。これより、log Powや溶解度は、実測値や推定値のばらつきも大きいことからパラメータを変化させた幅も大きく、曝露量の計算結果にも大きく影響を及ぼしていることが確認された。これらのパラメータについては、元文献やEPI Suiteの予測精度に関する情報をできる限り収集して、それらの信頼性を確認して、予測計算に使用することが重要と考えられた。逆に、計算結果にほとんど影響を及ぼさないパラメータについては、HBCDの曝露量評価では、厳密にパラメータを求める必要がないことが分かった。このようにして、モデル予測計算のためのパラメータ収集の労力も低減できることが示唆された。

同様に発生源近傍での一般環境大気濃度を予測するMETI-LISモデルでの感度解析の結果を表4にまとめた。周辺建屋の高さや煙突高さが曝露濃度に大きく影響を及ぼすことが分かった。また、METI-LIS Ver.3.01を使用するためのテクニカルガイダンス資料（簡易マニュアル）を作成し、社会人向けの公開講座および学内の大学院生向けの演習講義で活用した。
表3 MuSEMによる曝露量算出時の標準的なパラメータ値を変化させた際の曝露量の変化率

溶解度
(mg/L)	蒸气压
(mmHg)	融点
(℃)	沸点
(℃)	log Pow
(-)
(標準值: 2.09E-05)	(標準值: 1.68E-08)	(標準值: 1.80E+02)	(標準值: 462.03)	(標準值: 7.74)
min
2.09E-05	max
1.00E-01	min
3.36E-09	max
3.36E-08	min
170℃	max
210℃	min
400℃	max
500℃	min
5.00E+00	max
8.00E+00
空気	1.0	0.5	0.7	1.2	0.9	1.2	1.0	1.0	1.1	1.0
飲料水	1.0	5.0	1.7	0.4	1.0	1.0	1.0	1.0	2.0	1.0
魚介類	1.0	5.0	1.7	0.9	1.0	1.0	1.0	1.0	0.1	1.0
葉菜	1.0	17.2	1.1	0.8	0.8	1.5	1.0	1.0	0.1	1.0
根菜	1.0	0.9	1.2	0.8	1.1	0.8	1.0	1.0	0.7	1.0
肉製品	1.0	16.6	1.1	0.8	0.9	1.5	1.0	1.0	0.02	1.0
乳製品	1.0	16.6	1.1	0.8	0.9	1.5	1.0	1.0	0.02	1.0
全媒体	1.0	5.1	1.7	0.9	1.0	1.0	1.0	1.0	0.1	1.0

半減期
大気
(d)
(標準値: 2133)	半減期
水
(d)
(標準値: 60)	半減期
土壤
(d)
(標準値: 120)	半減期
底質
(d)
(標準値: 541.7)
min
7.11E-01	max
6.40E+00	min
2.00E+01	max
1.80E+02	min
4.00E+01	max
3.60E+02	min
1.81E+07	max
1.63E+03

空気	0.8	1.1	0.9	1.1	1.0	1.0	1.0	1.0
飲料水	1.0	1.0	1.0	1.0	1.0	1.0	1.1	1.1
魚介類	1.0	1.0	1.0	1.0	1.0	1.0	1.1	1.1
葉菜	0.8	1.1	0.9	1.1	1.0	1.0	1.0	1.0
根菜	0.8	1.1	0.9	1.1	0.3	3.0	1.0	1.0
肉製品	0.8	1.1	0.9	1.1	1.0	1.0	1.0	1.0
乳製品	0.8	1.1	0.9	1.1	1.0	1.0	1.0	1.0
全媒体	1.0	1.0	1.0	1.0	1.0	1.0	1.1	1.1

曝露量が標準のパラメータの値で計算した時より30％以上増加

排出量
大氦
(kg·d⁻¹)
(標準值: 3.756)	排出量
淡水域
(kg·d⁻¹)
(標準值: 0.8195)	排出量
海水域
(kg·d⁻¹)
(標準值: 0.3)	排出量
土壤域_產業·都市
(kg·d⁻¹)
(標準值: 0.0001)
min
1.25E+00	max
1.13E+01	min
2.73E-01	max
2.46E+00	min
1.00E-01	max
9.00E-01	min
3.33E-05	max
3.00E-04

空氦	0.4	2.7	0.9	1.3	1.0	1.1	1.0	1.0
飲料水	1.0	1.1	0.4	2.9	1.0	1.0	1.0	1.0
魚介類	1.0	1.1	0.4	2.9	1.0	1.0	1.0	1.0
葉菜	0.4	2.7	0.9	1.3	1.0	1.1	1.0	1.0
根菜	0.4	2.7	0.9	1.3	1.0	1.1	1.0	1.0
肉製品	0.5	2.6	0.9	1.3	1.0	1.1	1.0	1.0
乳製品	0.5	2.6	0.9	1.3	1.0	1.1	1.0	1.0
全媒体	1.0	1.1	0.4	2.9	1.0	1.0	1.0	1.0
表4 METI-LISによる標準的なパラメータ値を変化させた際の曝露量の変化率の例

周辺建屋の高さ[m]	煙突の高さ[m]
標準値	6	標準値	15
min	max	min	max
3	30	3.6	231
敷地境界内	敷地外	敷地境界内	敷地外	敷地境界内	敷地外	敷地境界内	敷地外
全期第1時間帯平均
(6:00～12:00)	1.0	1.0	7.9	2.6	4.5	2.7	0.0	0.0
全期第2時間帯平均
(12:00～18:00)	1.0	1.0	11.6	3.1	5.3	2.9	0.0	0.0
全期第3時間帯平均
(18:00～23:00)	1.0	1.0	13.4	4.6	4.5	3.5	0.0	0.0
全時間帯平均	1.0	1.0	9.8	3.1	4.4	2.9	0.0	0.0

稼働時間	点源排出量[g/h]
標準値	12	標準値	156.5
min	max	min	max
8	24	52.1	470.8
敷地境界内	敷地外	敷地境界内	敷地外	敷地境界内	敷地外	敷地境界内	敷地外
全期第1時間帯平均
(6:00～12:00)	0.7	0.7	1.5	1.7	0.3	0.3	3.0	3.0
全期第2時間帯平均
(12:00～18:00)	1.0	0.8	1.0	1.0	0.3	0.3	3.0	3.0
全期第3時間帯平均
(18:00～23:00)	0.0	0.0	2.8	2.9	0.3	0.3	3.0	3.0
全時間帯平均	0.7	0.6	2.1	2.4	0.3	0.3	3.0	3.0

## 2 ）主要な曝露シナリオのスクリーニング手法の検討、精度向上

過去において、一般環境経由の多様な曝露シナリオを抽出・整理するとともに、一般環境経由の多様な曝露シナリオをとりまとめ、各環境媒体間での移行に関して、曝露量を大きく左右する代表的な物性値を抽出・整理してきた。本研究では、化学物質の物性から主要な曝露シナリオをスクリーニングできるようにするために、代表的な物性値をその値でクラス分けし、媒体間移行の起こりやすさや曝露シナリオを考慮する必要があるか否かをスコアリングする手法について検討した。この手法を用いて、曝露シナリオ毎に、相対的にリスクを懸念すべき化学物質のスクリーニングする手法を検討することとした。

本研究では、化管法で比較的情報が蓄積されているPRTR対象物質を用いて手法の検討を行った。リスクという観点から化学物質の有害性と曝露性を考慮することとし、①毒性（毒性スコア）、②排出量（排出量スコア）、③媒体間の移行（媒体移行スコア）について、下のようにスコアリングする手法を検討し、各スコアを乗じた総スコアにより優先的にリスク評価を行うべき物質をスクリーニングすることとした。また、HBCDおよび代替物質の順位も判定できるように、各物質のスコアリングのための物性情報等を収集して、HBCD等の媒体間移行をスコアリングし、そ
の値から主要な曝露シナリオのスクリーニングを試み、比較考察をした。

### a. 毒性スコアの検討

毒性スコアは環境管理参考濃度を用いて設定することとした。環境管理参考濃度とは環境基準と同様の考え方で多くのPRTR対象物質に対して設定されたものである。環境管理参考濃度が1桁変化する毎にクラス分けを行い、毒性の弱いクラスから1から12の毒性スコアを与えることとした。人健康に対しては、大気管理参考濃度と水域管理参考濃度が算出されている。吸入曝露は大気管理参考濃度を、経口曝露は水域管理参考濃度を用いて、毒性スコアを設定した。

## b．排出量スコアの検討

排出量スコアはPRTR届出排出量と届出外排出量の媒体別の排出量を合計し、その排出量を用いて排出媒体毎に排出量スコアを設定することとした。PRTR届出外排出量では田への排出が推計され、排出媒体は土壌と考えられている。田への排出は、土壌への排出とは媒体間移行や分解性が異なるため分けて考えた。排出量スコアは大気と公共用水域、土壌(田以外)、土壌(田)への排出量を用いて、それぞれの媒体について排出量が1桁変化する毎にクラス分けし、排出量が0の場合のスコアは0とし、排出量の少ないクラスから1から8のスコアを与えることとした。

### c. 媒体移行スコアの検討

媒体移行スコアは、まず曝露シナリオの各媒体間での移行や蓄積のし易さを表す代表的な物性値を選定するために、各媒体間を移行する際にどのような物性値が曝露濃度に大きく影響を及ぼすか、これまでに整理した情報を元に決定することとした。そのためにNITEの化審法のリスク評価技術ガイダンスやSimple Box 2.0で用いられている各媒体間移行に関する算出式を参考に、モンテカルロシミュレーションにより感度解析を行った。各媒体間の物質の移行量に対する物性値の感度を解析した結果から、移行量に10%以上の影響を及ぼす物性値を表5のようにまとめることができた。この結果から媒体間移行への寄与が大きかった物性値を用いて、移行量等が主に一桁ずつ変化するような値でクラス分けすることでスコアリングして、移行し易さスコアを設定した。分解が想定される媒体については、移行のし易さのスコアを分解性スコアで除して媒体移行スコアを求めた。複数の媒体間移行が考慮されている曝露シナリオでは、各媒体間の媒体移行スコアを乗じることで媒体移行スコアを求めることとした。

## d．総スコアの計算例と考察

検討した413の曝露シナリオについて、①毒性スコアと②排出量スコア、前述の③媒体移行スコアを物性情報などからスコアリングして、図35の式で「総スコア」を求める。この作業は非常に煩雑であるため、Microsoft Excel Visual Basicを用いてプログラムを作成し、354物質について計算を行った。各曝露シナリオにおける各物質の総スコアの算出例を表6に示す。なお、約半数のスコアは、総スコアの算出に必要な物性値や分解・毒性情報が本研究の情報源からは得られなかったため、今回は情報が不足して算出できなかった媒体移行スコアや毒性スコアについて安全側に立って最大値を与えて総スコアを算出した。この情報のない場合の取り扱いについては、今後より妥当な計算が可能になるように工夫する必要がある。