Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
このように、総スコアを算出する考え方を提示し、多くの曝露シナリオについてスコアの算出プログラムを作成することが出来た。

表5 媒体間移行での寄与の大きい物性値リスト

MEDIA	→	MEDIA	物質の状態	現象	物性值①	物性值②	物性值③	備考
大気
σ
近旁気	→	室内室気	移行
大気
σ
近旁気	→	河川湖豚	GAS	力気収	H	MW	※
力気短壁凍	H	※
粒粒凍競速凍	-	※
粒粒凍競速凍	-	※
Liquid	力気収	H	MW	※
力気短壁凍	H	※
粒粒凍競速凍	VP	※
粒粒凍競速凍	VP	※
Liquid	力気収	H	VP	MW	※
力気短壁凍	H	※
粒粒凍競速凍	VP	※
粒粒凍競速凍	VP	※
Liquid	力気収	H	MW	※
力気短壁凍	H	※
粒粒凍競速凍	VP	※
粒粒凍競速凍	VP	※
Liquid	力気収	H	VP	MW	※
力気短壁凍	H	※
粒粒凍競速凍	VP	※
粒粒凍競速凍	VP	※
大気
σ
近旁気	→	土壤	GAS	力気収	H	※
力気短壁凍	H	※
粒粒凍競速凍	H	※
粒粒凍競速凍	H	※
Liquid	力気収	H	※
力気短壁凍	H	※
粒粒凍競速凍	VP	※
粒粒凍競速凍	VP	※
Liquid	力気収	H	VP	※
力気短壁凍	H	※
粒粒凍競速凍	VP	※
粒粒凍競速凍	VP	※
大気
σ
近旁気	→	農物牧草	GAS	力気収	H	※
粒粒凍競速凍	H	※
Liquid	力気収	H	※
粒粒凍競速凍	VP	※
Liquid	力気収	H	※
粒粒凍競速凍	VP	MP	※
大気	→	家畜	吸入	Kow
近旁気	→	大気	移行	-
近旁気	→	家畜	吸入	Kow
室内室気	→	油産有食品	移行	Koa

MEDIA	→	MEDIA	现象	物性值①	物性值②	備考
地下水	→	室内空气	攔凳	H	MW
地下水	→	河口湖沼水	移子稀	-
地下水	→	海水	移子稀	-
地下水	→	水道水	净水理	Koc
地下水	→	土壤	散布	-
地下水	→	废物物性	吸吸	Kow
地下水	→	家畜	攫取	Kow
河口湖沼水	→	大氖	攫凳	H	Kow
河口湖沼水	→	近旁氖	攫凳	H	Kow
河口湖沼水	→	海水	稀	-
河口湖沼水	→	水道水	净水理	Koc
河口湖沼水	→	土壤	散布	-
河口湖沼水	→	废物物性	吸吸	Kow
河口湖沼水	→	家畜	攫取	Kow
河口湖沼水	→	塘物	吸着	Kow
河口湖沼水	→	焦料	攫取	BCF	logKow
海水	→	大氖	攫凳	H	Kow
海水	→	土壤	散布	-
海水	→	塘物	吸着	Kow
海水	→	鱼价	攫取	BCF	logKow
水道水	→	室内空气	攫凳	H	MW
水道水	→	土壤	散布	-
水道水	→	废物物性	吸吸	Kow
水道水	→	家畜	攫取	Kow
土壤	→	大氖	攫凳	H
土壤	→	近旁氖	攫凳	H
土壤	→	室内空气	攫凳	H
土壤	→	地下水	地下浸透	logKow
土壤	→	河口湖沼水	侵食	logKow
土壤	→	海水	侵食	logKow
土壤	→	废物物性	表面流出	logKow
土壤	→	废物物性	表面流出	logKow
土壤	→	家畜	攫取	Kow
土壤	→	肉糕	攫取	Kow
塘物	→	河口湖沼水	脯	Kow
塘物	→	海水	脯	Kow
塘物	→	土壤	渗	-
塘物	→	焦料	攫取	BCF

Hヘソー定数MW分量MP.融点BP.沸点VP.蒸压Kowオカノル水配数Kαオカノル空気配数Kα有機炭素/水配数BOF.生物膜縮数※MPおしゅBPから20℃おお化学質の憶を頻。
図35 リスクスコア

表6 総スコアの算出結果の例（412シナリオ、354物質）

CAS NO	旧PRTR NO	物質名	曝露シナリオ番号
近傍大気
河川・湖沼
水
海水
魚介類	近傍大気
海水
魚介類	近傍大気
河川・湖沼水	近傍大気
河川・湖沼水	近傍大気
河川・湖沼水
海水
堆積物
魚介類	近傍大気
河川・湖沼水
水道水	近傍大気
河川・湖沼水
水道水	近傍大気
河川・湖沼水
土壕地下水
家畜
乳製品	近傍大気
河川・湖沼水
土壕
地下水
家畜
肉類	近傍大気
河川・湖沼水
土壕
農作物・牧草
家畜
乳製品	土壤
地下水
土壕
家畜
乳製品	土壤
地下水
土壕
家畜
肉類
103404-76-8	1-001-06	ZINC LACTATE	80	80	80	480	80	80	480	80	80	80	96	96
544-97-8	1-001-07	ジメチル垂釣	2	3	40	240	2.00E-01	20	120	2	2	8.00E-01	7.00E-01	7.00E-01
557-20-0	1-001-08	ジエチル垂釣	2	5	40	240	3.00E-01	20	120	2	2	1	2	2
79-06-1	1-002	アクリルアジ	4	12	48	96	3.00E-01	16	32	4	4	2	0	0
79-10-7	1-003	アクリル酸	2	7	27	160	2.00E-01	9	53	2	2	1	0	0
140-88-5	1-004	アクリル酸エチル	11	22	180	180	1	90	90	11	11	6	0	0
2439-35-2	1-005	アクリル酸2(ジメチルアジノ)	13	40	160	160	1	53	53	13	13	7	0	0
96-33-3	1-006	アクリル酸メチル	11	22	180	180	1	90	90	11	11	6	0	0
107-13-1	1-007	アクリルロトリル	4	10	84	144	3.00E-01	28	48	4	4	2	0	0
107-02-8	1-008	アクロレイン	2	4	36	144	1.00E-01	12	48	2	2	8.00E-01	0	0
103-23-1	1-009	アジビン酸ジ-2-エチルヘキシ	4	13	13	40	1	1	3	1	1	1	9.00E-01	9.00E-01
111-69-3	1-010	アジボニトリル	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0
75-07-0	1-011	アセトルテビド	9	28	224	224	8.00E-01	75	75	9	9	5	0	0
75-05-8	1-012	アセトニトリル	8	24	192	192	7.00E-01	64	64	8	8	4	3	3
78-67-1	1-013	2,2-アジビス(2-メチルブロノ)	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0
90-04-0	1-014	α-アニシジン	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0
62-53-3	1-015	アニリン	4	11	43	128	3.00E-01	14	43	4	4	2	0	0
141-43-5	1-016	モノタノールアジシ	13	40	160	160	1	53	53	13	13	7	0	0
111-40-0	1-017	N-(2-アジノエチル)-1,2-エタシ	18	36	144	144	2	72	72	18	18	14	0	0
120068-37-3	1-018	フィブロニル	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0	22	22
61-82-5	1-019	アジトロール	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0
51276-47-2	1-020	グルホシネート	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0	12	12
77182-82-2	1-020-01	グルホシネート	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0	3	3
591-27-5	1-021	m-アジノフェノール	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0	0
107-18-6	1-022	アリルアルコール	4	11	43	128	3.00E-01	14	43	4	4	2	0	0
106-92-3	1-023	1-アリルオキシ-2,3-エポキシ	18	36	144	144	2	72	72	18	18	9	0	0
1322-98-1	1-024-12	テシルベンセンスルホン酸ナ	24	48	192	192	12	96	96	24	24	24	36	36
1331-61-9	1-024-10	ドテシルベンセンスルホン酸	24	48	192	192	12	96	96	24	24	24	36	36
2627-06-7	1-024-05	n-テシルベンセンスルホン酸	24	48	192	192	12	96	96	24	24	24	36	36
8046-53-5	1-024-01	ALKYLBENZENE SULPHONA	384	384	384	384	384	384	384	384	384	384	576	576
22340-01-8	1-024-03	ALKYL(C12-14)MONOMETH	11	32	128	128	4	43	43	11	11	11	16	16
25155-30-0	1-024-07	n-ドテシルベンセンスルホン酸	24	48	192	192	12	96	96	24	24	24	36	36
25496-01-9	1-024-13	トリデシルベンセンスルホン酸	24	48	192	192	12	96	96	24	24	24	36	36
26248-24-8	1-024-08	n-トリデシルベンセンスルホン酸	24	48	192	192	12	96	96	24	24	24	36	36
27176-87-0	1-024-17	ドテシルベンセンスルホン酸	24	48	192	192	12	96	96	24	24	24	36	36
27636-75-5	1-024-06	n-ウンデシルベンセンスルホン酸	24	48	192	192	12	96	96	24	24	24	36	36
28346-61-0	1-024-09	ALKYLBENZENE SULPHONA	384	384	384	384	384	384	384	384	384	384	576	576
30776-59-1	1-024-14	テトラテシルベンセンスルホン酸	24	48	192	192	12	96	96	24	24	24	36	36
なお、計算例として、排出媒体が近傍大気で曝露媒体である一般環境の大気に拡散し吸入曝露されるシナリオにおいて算出した総スコアの分布を図36に示す。初期リスク評価書における吸入曝露によるリスク評価の結果において、より詳細なリスク評価が必要であると判断された物質名も図36に併せて示した。初期リスク評価書でより詳細な評価が必要とされた物質の総スコアが上位に位置していることから、この曝露シナリオにおける本研究のスクリーニング手法は初期リスク評価書の結果と同様の傾向が見られ、スクリーニング手法の妥当性が示唆される。この曝露シナリオにおける総スコアが上位である物質はよりリスク評価が優先的に行われる必要があると考えられる。例えば、総スコアが240と上位に位置している1,2-ジクロロエタンについては、2007年の環境省によるモニタリング調査の結果、最大濃度が0.0071 mg/m³であった。1,2-ジクロロエタンの有害大気汚染物質指針値が0.0016 mg/m³であるので指針値を超過している地点があり、リスク評価をより優先して行うことが必要であると考えられた。

図36 総スコアの分布とスコアリング結果の妥当性の検証例（排出媒体は近傍大気で曝露媒体を大気とした。

大気を吸入曝露するシナリオの総スコアの物質数分布を示した。）

### e. HBCDの物性値リスト

HBCDを対象として曝露シナリオをスクリーニングするために、HBCDの主要な物性値を収集してまとめた（表7）。 $ K_{0C} $ （土壌有機炭素／水分配係数）のように情報が得られていない物性値もあるため、類似の化学物質やPowの値からスコアは類推することとした。
表7 収集したHBCDの物性情報

構造
日本語名英語名CAS NO.分子式分子量項目	1,2,5,6,9,10-ヘキサロモシロドデカンDecabromodiphenylether3194-55-6C12Br10O641.7
沸点	>200℃	-	分解	http://www2.mst.dk/common/Udgivramme/Frame.asp?http://www2.mst.dk/udgiv/Publications/1999/87-7909-416-3/html/bil03_eng.htm
融点	167℃	-	-	Lide, D.R.(ed), CRC Handbook of Chemistry and Physics 88th Edition
比重又は密度	-	-	-	-
蒸気圧(無次元ヘンリー定数	4.7×10-7mmHg	21℃	-	web sites; Data from SRC PhysProp Database
4.6E-05 atm-m3/mol	25℃	estimated	web sites; Data from SRC PhysProp Database
対水溶解度	0.0086 mg/L	25℃	-	web sites; Data from SRC PhysProp Database
BCF(生物濃縮系数)	3390~16100	24 μg/L	-	J-CHECKPhilip H Howard, William M Meylan, Handbook of Physical Properties of Organic Chemicals, The Syracuse Research Co.
Log Kow	7.74	-	estimated
生分解性	難分解
BIOWIN5,6による推算値AOPWINによる推算値半減期	-
-
f．HBCDとその代替物質を例とした曝露シナリオのスクリーニングとガイダンスのとりまとめ

HBCDおよびHBCDの代替物質のスコアリング結果を表8にまとめた（ここで示したHBCD代替物質の選択については（3）節で述べる）。いずれの物質もPowが比較的大きいため、堆積物への移行や農作物、魚介類への移行（蓄積性大）が大きくなることが推定された。また、代替物質であるTBNPおよびTDBPICは比較的特性が似ており、水中濃度が同程度であれば、HBCD以上に蓄積性が大きくなることが示唆され、毒性が低いことが必要であることが分かる。また、BCAおよびADPPは比較的特性が類似しており、他より蓄積性が低く、揮発しやすくなることが示唆された。このように、多様な化学物質について、おおよその環境中挙動を把握したり比較したりするためにも、このようにスコアを整理することは有用と考えられた。

表8 HBCDおよびHBCD代替物質のスコアリング結果

HBCD	TBNP	TBCO	TDBPIC	BCA	ADPP
①毒性スコア 1～12	吸入	5
②排出量スコア 0～8	大気	3
水	2
③-1 媒体移行スコア (移行し易さのスコア) ×1～4〇
近傍大気、大気 → 河川・湖沼水、海水	4	4	4	4	4	4
近傍大気、大気 → 土壤	3	4	2	4	2	3
近傍大気、大気 → 農作物・牧草	4	4	3	4	4	4
河川・湖沼水、海水 → 近傍大気、大気	1	1	3	1	1	1
河川・湖沼水、海水 → 堆積物	4	4	3	4	2	2
河川・湖沼水、海水 → 魚介類	4	4	4	4	1	1
土壤 → 近傍大気、大気	1	1	3	1	1	1
土壤 → 地下水	1	1	2	1	3	3
土壤 → 河川・湖沼水、海水	1	1	1	1	2	2
土壤 → 農作物	1	1	1	1	2	2
近傍大気、大気、土壤、農作物・牧草 → 家畜	4	4	4	4	1	1
室内空気 → 油含有食品	4	4	4	4	4	4
地下水、水道水 → 室内空気	1	1	4	1	1	1
河川・湖沼水、地下水 → 家畜	4	4	4	4	1	1
河川・湖沼水、地下水 → 水道水	1	1	2	1	3	3
土壤 → 室内空気	1	1	3	1	1	1
堆積物 → 河川・湖沼水、海水	1	1	2	1	3	3
堆積物 → 魚介類	4	4	4	4	1	1
田 → 河川・湖沼水、海水	2	2	2	2	2	2
③-2 媒体移行スコア (分解し易さのスコア) ×1～4〇
大気中分解	1	3	1	2	2	3
水中分解	1	1	2	1	2	2
土壤中分解	2	1	2	2	2	2

HBCD代替物質の略称は以下の通り、

TBNP：トリス(トリブロモネオペンチル)ホスフェート

TBCO:1,2,5,6-テトラブロモシクロオクタン

TDBPIC：トリス(2,3-ジブロモプロピル)イソシアヌレート

BCA: 10-ベンジル-9,10-ジヒドロ-9-オキサ-10-ホスファフェナンスレン-10-オキサイド

ADPP：アニリノジフェニルホスフェート

更に、HBCDおよび比較的特性の異なるBCAについて、多様な曝露シナリオの相対的な順位および総リスクスコアを算出した例を図37にまとめた。なお、ここではHBCDの全量がBCAに代替されたとして、排出量スコアは同じ値として比較を行った。HBCDは他の物質と比較して、農作物や魚介類に移行して摂取するリスクが、多くのPRTR対象物質と比較して懸念される（物質順位
が上位となる）ことが確認できる。また、BCAに代替することで、総リスクスコアは低減され、順位も大きく下がることが確認できた。また、「近傍大気」→「大気」→（吸入）のような直接的な曝露シナリオについても、毒性スコアが小さくなることにより、BCAの方がリスク低減できると考えられる。このように、本手法は多様な代替物質を検討する際の参考にできると考えられる。

また、これまでに整理した「多様な化学物質の毒性スコア、排出量スコア、媒体移行スコアの決定方法」「各曝露シナリオの総リスクスコアの算出方法」についての、広く利用するための手法を整理してとりまとめた。

ある曝露シナリオについて、HBCDのリスクは相対的に高いのか

→ 各曝露シナリオのリスクスコアがPRTR対象物質の中で上位何%に位置するか？

例)近傍大気	大気	HBCD	BCA
吸入	2 9 %
経口	5 %以内
肉類	5 %以内
河川・湖沼水→水道水→経口	2 7 %	6 7 %
河川・湖沼水	海水→魚介類	経口	5 %以内
水道水	経口	2 6 %
家畜→乳製品	経口	7 %

HBCDについて、どのような曝露シナリオが懸念されるか

例)近傍大気	→ 大気	→ 吸入	HBCD	BCA
→ 家畜	→ 乳製品	6 0 1 2
→ 肉類	→ 経口	9 6 1 2
→ 河川・湖沼水	→ 水道水	9 6 1 2
→ 経口	2 4 5
河川・湖沼水	→ 海水	→ 魚介類	→ 経口	6 4 4
→ 水道水	→ 経口	3 2 3
→ 家畜	→ 乳製品	→ 経口	6 4 8

図37 HBCDおBCAの多様な曝露シナリオの相対的な順位と総リスクスコアの比較

## g．気相を経由した油脂および脂肪性食品への移行経路の検討

多様な曝露シナリオについて検討する中で、これまでの化学物質のリスク評価や化学物質管理を進める上で評価されていない曝露シナリオとして、大気中に化学物質を排出する発生源の近傍環境や室内環境においては、「近傍大気」→「室内空気」→「油含有食品」→（経口摂取）という挙動が懸念されることが分かったため、この曝露経路に関する情報収集とHBCDや代替物質に関する考察を行った。

文献検索の結果、例えば、1980年代を中心にドライクリーニング等に使われていた塩素系溶剂（PCE等）がクリーニング施設の近隣の店舗や住居内のバターやマーガリン等へ気相経由で移行する事例 $ ^{29\sim34} $ が報告されている。近年では防虫剤に使われているp-ジクロロベンゼンによる油揚げ麺への移行・濃縮が原因による異臭問題が社会問題となった事例や、築地市場移転先の豊洲で
の土壌汚染のように汚染土壌から揮発したベンゼンが生鮮食品に移行することに対する不安が大きく指摘された事例等がある。HBCDに関しても、家庭内のカーテンや断熱材の中のような身のまわりで使用されており、同様の曝露シナリオの懸念があるか否かについても曝露スコアを用いて検討・考察することとした。

多様な物質について、図38に空気への移行の起こり易さとして蒸気圧、気相から油含有食品への移行の起こり易さとしてPoa（オクタノール－空気分配係数= $ Pow\div\wedge $ リ一定数）との関係を図示した。

「〇」で示すプロットは、過去に油含有食品への移行が報告された揮発性有機塩素系化合物やp-ジクロロベンゼンである。この図で右上に位置するほど、気化しやすく、気相から油含有食品に移行しやすいと考えられるが、HBCDのPoaは最も大きいグループであるが、蒸気圧は最も低いグループとなった。

図38 様々な物質の蒸気圧とPoaとの関係と油含有食品への移行し易さの検討 図中にはスコアリングの際に用いたLog Poaにおける低、中、高の3つのクラス（L、M、H）とLog（蒸気圧）による低、中、高、極高の4つのクラス（L、M、H、HH）を（Log Poaクラス, Log（蒸気圧）クラス）として示した。

また、「近傍大気」→「室内空気」→「油含有食品」→（経口摂取）に対するHBCDの相対物質順位および総リスクスコアは、それぞれ70%および24点であり、HBCDに関しては身のまわりで使用されているものの、大きくは懸念されないと考えられた。BCAではやや揮発性は高まるが、相対物質順位および総リスクスコアは68%および48点であり、大きくは変化しない。

このように多様な曝露シナリオを評価することは、多様な化学物質に潜在するリスクを、その特性値から評価することとなり、被害を未然に防止するためには有用な手法と考えられる。
## （３）代替オプション間のライフサイクルリスクの比較とリスク低減手段の提案

## 1 ）HBCDとその代替候補物質の動的環境排出量の推定

### a. HBCDの代替候補物質の抽出

本研究では、臭素系難燃剤HBCDと、その代替候補物質を対象とした。HBCDは高分子有機材料の難燃化を目的として、火災予防対策が必要な製品に添加・含有されており、優れた難燃性を有している。一方で2012年現在、残留性有機汚染物質（POPs）に関するストックホルム条約の追加(候補)物質として議論がなされており、今後使用の制限やエッセンシャルユースへの指定などが予想されている。我が国では、HBCDは国内需要量の約80％が樹脂用途として押出発泡ポリスチレン（Extruded Polystyrene: XPS）やビーズ法発泡ポリスチレン（Expanded Polystyrene: EPS）に、残りの約20％が繊維用として、カーテンやカーシートに使われている。そこで、本研究ではXPS、EPS、カーテン、カーシートの4用途を対象として、HBCDの代替候補物質を検索した。

HBCDの代替候補物質は、特許出願検索によって138物質（樹脂用62物質、繊維用76物質）が抽出され、つぎに関連企業へのヒアリングによって現在使用されている、もしくは使用予定の約12物質が候補物質として絞りこまれた。本研究ではこの中から4用途別に計5物質をHBCDのモデル代替化合物として選定した。モデル代替化合物を図39に示す。

## b．代替シナリオとその前提条件

HBCDとそのモデル代替化合物のライフサイクルのステージを製造、工業使用、消費者製品使用、廃棄・リサイクル過程に分類した。ライフサイクルにおける初期流入量（製造過程への流入量）は国内需要量とし、一方で輸入量は工業使用ステージから流入するとした。また本研究では諸外国からの製品輸入に伴う流入と、廃棄段階での海外への使用済み製品の輸出については対象外とした。消費者製品使用ステージでは、使用製品の耐用期間に応じてある一定期間ストックされるため、廃棄過程への移動は使用製品の耐用期間に応じたストック（残存率）を考慮した。尚、対象期間は1986年から2020年とした。

HBCDのライフサイクルフローを図40に示す。サブスタンスフローは各ステージにおける流入量、移動量（図40の実線矢印）および環境排出量（図40の破線矢印）からなる物質収支に基づく。はじめにHBCDについて、製造過程への流入量を国内生産量、工業使用過程への流入量を樹脂、繊維別に配分した2001年までの統計値に基づいて国内需要量を算出した。2001年以降の国内需要量は指数関数に当てはめて推定した。工業使用以降のステージへの流入量は前ステージからの移動量に相当する。各ライフステージにおける環境排出量は、流入量と排出係数を乗じて、単位プロセス毎にインベントリ分析を行いライフサイクルにわたる排出量を求めた。

本研究では、代替比較に基づく環境リスク低減を検討するために、以下の2つのシナリオを設定した。

## i．レファレンス・シナリオ（HBCD の継続使用）

対象期間（1986～2020年）内でHBCDは規制をうけず、代替物質導入はない。また需要量は全用途において製品の需要量に従って使用量が増加するケースをレファレンス・シナリオとした。
ii．代替シナリオ（HBCD の規制に伴い代替物質を導入）

HBCDが使用禁止となり、HBCDを使用する4用途において、代替化がおこなわれるケースを仮定した。はじめに、代替シナリオの共通の前提条件として、製品中に含まれるHBCDと代替物質の難燃性は同等であると仮定した。以下に仮定した代替物質の前提条件を示す。

【XPS（押出発泡ポリスチレン）用HBCDのモデル代替化合物：TBNP】

• 代替率：2013 年度末までに 100% が HBCD から TBNP に代替される。

• 使用量倍率：同等の難燃性を確保するために必要な製品中 TBNP 量は HBCD の 1.3 倍とする。

図39 HBCDのモデル代替化合物
図40 HBCDのライフサイクルフロー

【EPS（ビーズ法発泡スチロール）用HBCDのモデル代替化合物：TBCO】

- 代替率：2010 年度末 5%、2011 年度末 10%、2012 年度末に 100%、HBCD が TBCO に代替される。

・ 使用量倍率: 同等の難燃性を確保するために必要な製品中 TBCO は HBCD の 1.4 倍とする。

• XPS 用途：EPS 用途の比率は対象期間を通じて一定であり、その比率は 85:15 とした。

【カーテン用 HBCD のモデル代替化合物：TDBPIC と BCA】

• 代替率：2010年度45%、H24年度100%、HBCDがTDBPICとBCAに代替される。

- 使用量倍率：同等の難燃性を確保するために必要な製品中リン系難燃剤 BCA は HBCD の 1.5 倍、臭素系難燃剤 TDBPIC は 1.4 倍とする。

- 対象期間を通じて HBCD の使用量のうち、3 割は素材難燃糸に代替されると仮定した。残りの 7 割の中でリン系難燃剤と臭素系難燃剤の割合は 7:3 の比率とした。
【インテリア用 HBCD のモデル代替化合物：ADPP】

• 代替率：H20年度40%、H21年度70%、H22年度100%、HBCDがADPPに代替される。

・ 使用量倍率: 同等の難燃性を確保するために必要な製品中 ADPP は HBCD の 1.5 倍とする。

モデル代替化合物のマテリアルフローはHBCDのライフサイクルを通したフローをもとに、モデル代替化合物の導入シナリオを用途ごとに想定し、サブスタンスフローを作成した。代替物質の国内需要量は、HBCDを継続利用した際（レファレンス・シナリオ）の需要量に応じて、各用途の比率と使用量倍率を乗じて算出した。工業使用過程における移動率は、樹脂用途はHBCDと同様の移動率を想定した。繊維用途についてはモデル代替化合物のうち、リン系難燃剤は製品への移動率（吸着率）を70%（HBCDは58%）と仮定した。消費者製品使用過程から廃棄過程までの製品としての移動率はHBCDと同じである。

## c．ライフサイクル・インベントリ分析

HBCDおよびモデル代替化合物のライフサイクルに亘るフローをもとに我が国の環境排出量をステージ毎に推定し、サブスタンスフローを作成した。HBCDおよびモデル代替化合物のサブスタンスフローは各ステージにおける流入量、移動量（図40の実線矢印）、および環境排出量（図40の破線矢印）からなる物質収支に基づいている。自然発生や副産物としてのHBCDのモデル代替化合物生成は無視できるものと仮定し、また製品に含有された後の分解は考慮していない。

移動量は移動係数によって算出し、その値は定数とした。各ライフステージにおける環境排出量は流入量と排出係数を乗じて算出した。排出係数はNITE排出係数一覧表に記載されている値を用いた。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。そこで、NITE一覧表からXPS、EPSについては用途分類の樹脂、難燃剤を、カーテン、カーファブリックについては繊維、難燃剤を選択した。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。表9にEPI suiteによって推定した代替化合物の物性パラメータを、表10に選択した排出係数の値を示す。

表9 EPI suiteによって推定した代替化合物の物性パラメータ

モデル代替化合物	推定蒸気压 (Pa m³/mol)	推定水溶解度 (mg/L)
TBNP	2.71 × 10⁻⁹	3.273 × 10⁻⁸
TBCO	4.22	0.06915
TDBPIC	1.23 × 10⁻¹³	1.14 × 10⁻⁵
BCA	1.68 × 10⁻⁴	0.7483
ADPP	1.21 × 10⁻⁵	5.691
表10 モデル代替化合物の排出係数

ステージ	排出先	代替物質
TDBPIC	TBCO	ADPP	BCA	TBNP	HBCD
製造	大気(集塵)	0.0005	0.001	0.0005	0.0005	0.0005	0.0005
水域(排水)	0.001	0.001	0.0025	0.001	0.001	0.001
コンパウンド	大気(集塵)	0.0001	-	0.0001	0.0001	-	0.0001
水域(排水)	0.0001	-	0.00025	0.0001	-	0.0001
樹脂製品工場(XPS)	大気	-	-	-	-	0.001	0.001
水域(排水)	-	-	-	-	0.0005	0.0005
樹脂製品工場(EPS)	大気	-	0.0025	-	-	-	0.001
水域	-	0.0005	-	-	-	0.0005
繊維製品工場	大気	0.001	-	0.001	0.001	-	0.001
水域	0.05	-	0.05	0.05	-	0.05
樹脂製品使用	大気	-	0.0005	-	-	0.0005	0.0005
水域	-	0.0016	-	-	0.0016	0.0016
繊維製品使用	大気	0	-	0	0	-	0
水域	0.001	-	0.001	0.001	-	0.001
焼却	大気	対象外	対象外	対象外	対象外	対象外	対象外
水域	対象外	対象外	対象外	対象外	対象外	対象外
埋立	大気	対象外	対象外	対象外	対象外	対象外	対象外
水域	対象外	対象外	対象外	対象外	対象外	対象外

## d．推定結果と考察

## i．動的サブスタンスフロー

各シナリオにおけるHBCDとその代替化合物の1986年から2020年までの国内需要量の推移を示す（図41）。HBCDを継続的に使用した場合（レファレンス・シナリオ）では、国内需要量は2020年には約3,000トンと推定された。用途としては、XPSに使用される割合が最も多い（約76%）。一方で、HBCD代替物質が用途ごとに導入される場合（代替シナリオ）では、代替が開始される2009年からHBCD需要量は減少に転じ、他方で代替物質の需要量は増加した。最終的に2014年にHBCDの需要量は0トンに、代替物質の4用途における総需要量は約3,900トンになると推定された。レファレンス・シナリオのHBCD需要量（2020年に3,000トン）に比べ、代替物質の総需要量が1.3倍と多くなるのは、製品中に含まれる量が同じ場合、代替物質はHBCDに対して難燃性が劣るため、同等の性能を発現するためにより多くの量を製品に必要とするからである。

ストック量（製品蓄積量）および埋立量について両シナリオで比較すると、レファレンス・シナリオでは、HBCDはストック量および埋立量ともに経時的に増加し、2020年には統計処理をし
た分布（ワイブル分布）から計算すると約40,000トンが製品中にストックされると推定された（図42）。また廃棄過程で埋め立てられたHBCD量は2030年に30,000トン程度となった。この量は対象期間内（1986年～2020年）における累計国内需要量（76,000トン）の92％に相当する。本研究では廃棄過程における焼却、埋立やリサイクル処理方法は一定の割合を仮定しており、将来における変化を考慮しているわけではない。しかし変化がない場合、下流側（廃棄過程）の寄与が今後大きくなることが想定される。一方、HBCDの代替物質が導入されるとした代替シナリオでは、製品中のHBCD量は代替物質の導入とともに減少傾向を示し、2020年には継続的に使用した場合と比べ、約7割（26,000トン）に減少すると推定された。この推定結果は、例えHBCDを規制し、その使用が中止されたとしてもHBCDは長期寿命製品に使用されているため、その一部が長期間、最終製品として我々の身の回りに残留することを意味している。一方で、代替物質は全ての用途で増加傾向を示し、2020年には16,000トンが製品に蓄積されると推定された。

大気、水域における環境排出量を図43に示す。レファレンス・シナリオにおけるHBCDは水域への排出に比べ、大気への排出量が全期間を通じて多く、その排出量も対象期間を通じて増加傾向を示した。一方、代替シナリオでは、代替物質が導入される2009年からHBCDの排出量は減少傾向を示した。特に水域においてその減少は顕著であり、2020年には最終的に0.2トンに減少すると推定された。HBCDを継続的に使用した場合と比べると環境中への総排出量（大気と水域）は2020年には代替物質の導入によって約80%減少すると推定された。一方で代替物質の排出量は使用量の増加にともない経年的に増加傾向を示した。特に代替物質の中では水域に排出されるカーシート用代替物質、および大気に排出されるXPSの代替物質が増加することが想定され、その排出量はレファレンス・シナリオにおけるHBCD排出量とほぼ同程度であった。
レファレンス・シナリオ

代替シナリオ

図41 レファレンス・シナリオ (上図)と代替シナリオ (下2つの図)におけるHBCDと代替物質の需要量の推移
代替シナリオ

図42 レファレンス・シナリオ(上図)と代替シナリオ(下2つの図)における使用製品中の難燃剤ストック量の推移
図43 レファレンス・シナリオ（上図）と代替シナリオ（下3つの図）におけるHBCDと代替物質の環境排出量の推移
## ii．HBCDと代替物質のライフステージ別排出量

各シナリオにおける排出量のライフステージ別の寄与を環境媒体毎（水域と大気）に示した（図44）。レファレンス・シナリオでは、HBCDのライフステージ別の寄与は、水域では繊維用途の工業的使用段階が、大気では樹脂用途の製品使用段階が最も大きいと推定された。一方、代替シナリオでは、HBCDの使用が終わっている2020年を見ると、水域では繊維用途の製品使用段階から、大気では樹脂用途の製品使用段階からの寄与が最も大きいという結果となった。代替物質については水域への排出量の寄与は繊維用代替物質、樹脂用代替物質ともに、工業使用段階からの寄与が大きく、大気への排出量の寄与は繊維用代替物質では工業使用段階からの寄与が、樹脂用代替物質では製品使用時からの寄与が大きいと推定された。このため、環境中への排出量削減をライフサイクル視点から評価すると、HBCDは繊維用途の消費者製品使用段階からの排出量を、代替物質は工業使用段階での排出量を削減するのが最も効果的であることが示唆された。

レファレンス・シナリオ（HBCD）

代替シナリオ（HBCD）

代替シナリオ（樹脂用代替物質）

代替シナリオ（繊維用代替物質）

図44 HBCDおよびモデル代替物質の大気への寄与率

### e. まとめと今後の課題

HBCDとそのモデル代替化合物を対象として、フロー分析に基づく排出量を推定しライフステー
ジ別の寄与、経時的変遷に関する評価をおこなった結果を以下にまとめる。

## • HBCD

代替物質の導入によって、2020年にはHBCDの排出量は80％以上が削減されると推定される。しかし、長期寿命をもつ製品に使用されたHBCDはそのまま使用ステージに残留するため、それら製品の処理について今後検討していく必要性がある。

## ・モデル代替化合物

HBCDと比べその使用量が多くなるため、製品への蓄積増加量がHBCDより大きいと推定される。また、使用量の減少にともない排出量が大きく削減されるHBCDと異なり、代替物質は特に工業使用段階における排出の寄与が大きいため今後、需要量の増加にともない排出量が経時的に増加することが予想される。

## 2 ）HBCDとその代替候補物質の動的曝露量の推定手法の検討

HBCDとその代替物質5種についてライフサイクルを通した環境排出量をもとにライフステージ毎、曝露媒体別の曝露量を推定し、それらによる各種の曝露量を網羅的に評価するための手法の検討をおこなった。曝露経路に関しては、マテリアルフローに基づく各ステージ（製造、工業使用、製品使用、廃棄）からの排出経路と曝露シナリオによる検証をおこなった（図45）。また消費者、作業者の曝露量の推定は情報基盤プラットホームから選定をおこない環境動態予測モデルを用いた推定を行った。

図45 ライフサイクルを考慮した曝露経路
## a．曝露量推定モデルの選定

横浜国立大学情報プラットホームに搭載されている一般環境濃度や曝露量推定のためのリスクアセスメントツール一覧から、環境排出量、および化学物質の物理化学的情報を用いて曝露量を推定できるツールを選択し、一般環境経由、および労働環境下でのヒトへの曝露量をそれぞれ推定した。本研究ではMuSEM（国立環境研究所）を用いた推定を行った。MuSEMは、1994年にオランダの国立公衆衛生・環境保護研究所（RIVM）の化学物質評価グループが開発したUSES（Uniform System for the Evaluation of Substances）を基にして構築されたMackay Level III型（非平衡・定常・移流あり）の動態予測シミュレーションモデルである。環境へ放出された化学物質について、大気、水、土壌、底質、生物等の多媒体中での挙動を予測し、ヒトを対象とする健康リスク評価が可能で、消費者曝露、作業環境曝露の評価にも対応している。従って、物質の規制・代替化に伴う排出量の動的変化や、新たな代替物質の曝露量推定に適応可能である。

## b．曝露量推定に用いたパラメータ

環境排出量はマテリアルフロー解析に基づいて推定した値を用いた。また本研究では、1) HBCD の継続使用、2) HBCD の規制に伴う代替物質の導入という2つのシナリオを想定して曝露量を推定した。なお、環境排出量、シナリオ条件に関する詳細は（3）－1）－b 節で述べた。化学物質の物理化学的性質に関するパラメータはEPI suiteを用いて推定した（表11）。また環境中の濃度推定に必要な地理情報は日本を対象とし、該当する統計情報を入力した（表12）。
表11 EPI suiteによって推定したHBCDと代替化合物の物性パラメータ

HBCD	トリス(トリブロモネオペンテル) ホスフェート	テトラブロモシクロオクタン	トリス(2,3-ジブロモブロピル)イソシアヌレート	10-ベンジル-9,10-ジヒドロ-9-オキサ-10-ホスファエナンスレン-10-オキサイド	アニリノジフェニルホスフェート
想定用途	XPS用HBCDの代替候補	EPS用HBCDの代替候補	カーテン用HBCDの代替候補	カーテン用HBCDの代替候補	カーファブリック用HBCDの代替候補
分子量	単位(g/mol)	641.7	1018.5	427.8	728.7	306.3	325.31
溶解度	(mg/L)	2.1.E-05	3.3.E-08	6.9.E-02	1.1.E-05	7.5.E-01	5.7.E+00
蒸気压	(mmHg at 25℃)	1.7.E-08	2.1.E-08	7.1.E-05	1.2.E-15	1.3.E-07	1.2.E-07
融点	(°C)	180.03	90.27	102.18	291.76	87.23	87.44
沸点	(°C)	462.03	480	342.77	669.46	448.73	450.91
Kow	Log10	7.74	8.05	5.24	7.37	3.59	3.73
半減期	day
大気	2.1	0.1	3.2	1.6	0.9	0.2
水	60.0	180.0	37.5	60.0	37.5	37.5
土壤	120.0	360.0	75.0	120.0	75.0	75.0
底質	54.2	1620.8	337.5	541.7	337.5	337.5

表12 地理情報

対象地域	単位	日本
人口	eq	127432000
面積	km²	377880.25
陸地の面積比
自然地	0.661
農業用地	0.132
都市部・産業用地	0.17799035
淡水(河川、湖水)	倍	0.02900965
海域の面積比	1
下水道普及率	0.62

### c. 結果と考察

## i．HBCDの曝露量の推移

HBCDを継続使用したシナリオの曝露量の推移と、HBCDの使用を禁止したシナリオのHBCDと代替物質の曝露量の推移を図46、図47に示す。
図46 HBCD曝露量の推移

(左図(a)：HBCDの継続使用シナリオ、右図(b)：HBCDの使用禁止シナリオ)

図47 代替物質の曝露量の推移 ((a) 繊維用代替物質 (b) XPS用代替物質、(c) EPS用代替物質)

継続使用した場合、HBCDの曝露量は対象期間を通じて増加傾向を示した。曝露媒体の中では、魚介類の寄与が全体の約90％と最も多く、続いて消費者製品からの寄与となった。一方HBCDの使用を禁止したシナリオでは、HBCDの使用が段階的に削減される2009年から曝露量は減少傾向を示した。HBCDを継続使用したシナリオと使用を禁止したシナリオを比べると2020年には、使用禁止シナリオは継続使用シナリオの約17％に減少した。使用を禁止することで曝露量の大きな削減効果が想定される。ただし、本シナリオでは、2014年以降HBCDの使用が中止されると仮定したが、2014年以降も一定量の曝露が示唆される。これは、製品中にHBCDが蓄積されているため、使用を中止しても使用中の製品ストックからの継続的な排出が寄与しているためと考えられる。そのため、
使用を禁止したシナリオでは2020年には約20%が消費者製品からの寄与となった。一方、代替物質の曝露量はXPS用、EPS用、および繊維用全てにおいて対象期間を通じて増加傾向を示した。曝露媒体別に見ると全ての代替物質で魚介類からの寄与が大きかったものの、繊維用代替物質では飲料水の寄与（2%）が、EPS用代替物質では空気（3%）や葉菜（15%）の寄与が確認された。

## ii．代替物質を導入した場合の総曝露量の比較

HBCDの使用禁止とそれに伴い代替物質を導入した場合の2020年における曝露量を図48に示す。前述したように、HBCDの使用を禁止することでHBCD曝露量は大きく削減される。一方で、代替物質の使用は経年的に増加する。ただし、単純に全物質の曝露量だけを合計して比較した場合、HBCDを継続的に使用したシナリオと比較して、HBCDの使用を禁止したシナリオは2020年には約10%曝露量が削減されると推定された。

図48 2020年における曝露量比較

(左図：HBCDの継続使用シナリオ、右図：HBCDの使用禁止シナリオ)

## iii．排出別の動的曝露量の推定

前節までにおいて、HBCDのマテリアルフローに基づきHBCDとその代替物質5種についてライフサイクルを通した環境排出量を計算し、この排出量をもとに我が国全体の曝露量を推定した。本節では、地域別の曝露量を比較するために一例として繊維（カーテン）のライフサイクルからの排出を想定し、HBCDと繊維用代替物質（10-ベンジル-9,10-ジヒドロ-9-オキサ-10-ホスファフェナンスレン-10-オキサイド：BCA）について曝露量の比較をおこなった。地域別に難燃剤排出量を振り分ける方法は既報に従った $ ^{14} $ 。ここで用いたHBCDの継続使用と代替物質の導入の2つのシナリオの概要は以下の通りである。
## 【HBCDの継続使用シナリオ】

繊維用HBCDは規制を受けず、代替物質導入がなかった場合で、需要量は全用途において製品の需要量に従って使用量が増加するケースを想定した。

## 【代替物質の導入シナリオ】

繊維用HBCDが使用禁止となり、代替物質が導入される場合。代替シナリオの共通の前提条件として、代替物質による製品の難燃性能はHBCDと同等になる濃度で添加されると仮定した。この仮定の下での添加量については既に述べた（（3）－1）－b節）。

## 【曝露量推定モデル】

曝露量を推定するためのモデルとして、横浜国立大学の化学物質リスク情報プラットホーム（http://www.anshin.ynu.ac.jp/renkei/infoplat.html）に搭載されている一般環境濃度や曝露量推定のためのリスクアセスメントツール一覧から、MuSEM（国立環境研究所）を選択した。MuSEMは1994年にオランダの国立公衆衛生・環境保護研究所（RIVM）の化学物質評価グループが開発したUSES（Uniform System for the Evaluation of Substances）を基にして構築されたMackay Level III型（非平衡・定常・移流あり）の動態予測シミュレーションモデルである。環境へ放出された化学物質について、大気、水、土壌、底質、生物等の多媒体中での挙動を予測し、ヒトを対象とする健康リスク評価が可能で、消費者曝露、作業環境曝露の評価にも対応している。本研究では地域別に推定された排出量をもとにMuSEMを用いて曝露量を推定した。

## 【地域別曝露量推定に用いた情報】

対象とするライフステージはこれまでと同様に、難燃剤の製造、工業使用、消費者製品使用のライフステージである。環境への排出先は大気および水域環境である。

HBCDの製造工場は我が国では現在、一か所のみが報告されている $ ^{14)} $ 。本研究ではHBCD、および代替難燃剤の製造段階からの排出をこの製造工場から同じく排出されると仮定した。実際には臭素系難燃剤とリン系難燃剤の製造場所は異なる可能性があるが、製造場所の変化を予測するための情報がないためにやむを得ず設定した仮定である。本来なら、場所の違いはトレードオフ対象となる。次に、工業的使用段階における排出先は2008年度工業統計からポリエステル長繊維織物の製造出荷額を用いて都道府県別に割り当てた。さらにメッシュ別のフレームデータを用いてメッシュ別に割り当てることとした。繊維用途に用いられるHBCDとその代替物質におけるメッシュ割り当て方法は、使用量は製品の出荷額に比例するとした。また、工業統計において秘匿データとなっている箇所は除外した。消費者段階における都道府県別の排出は世帯数に比例すると仮定し2005年度国税調査地域メッシュ統計「世帯数」を利用した。

## 【結果と考察】

工業統計をもとに推定した繊維用HBCDの水域への県別排出量をはじめに比較する。マテリアルフローから推定した排出量では、HBCDを継続使用したシナリオでは全期間を通じて工業用途からの排出の寄与が最も多い。2020年では、工業用途からの排出の寄与が約65%、次いで消費者製品使用段階（約30%）となる。消費者製品使用段階からの排出は、世帯数に応じて全国に排出
量が割り当てられる一方で、工業統計を見ると繊維の工業使用は一部の県に集中していた。結果として、繊維工場が最も多く存在する福井県からのHBCD排出が最大となり、全体の約35%を占め、次いで石川県（12%）、山梨県（9%）、愛知県（7%）、新潟県（5%）となった。また、上位5つの県以外の全ての県は5%以下となった。例えば人口の最も多い東京都では約3%と計算された。他方、代替物質への移行シナリオでは代替難燃剤の工業使用はHBCDと同じ排出先を想定しており2020年にける代替物質の排出先は2000年におけるHBCDの排出先の割合と変わらない結果となった。一方でHBCD自体は製造、および工業的使用がなくなり消費者使用段階（ストック）からの排出のみが考慮される。従って世帯人口の多い東京が最も多い排出先となり約14%を占めた。他方、福井県では約0.5%と計算された。

MuSEMを用いて推定した地域別曝露量を議論する。県別に見た場合、HBCDを継続使用したシナリオでは工業用途からの水域排出が大きく寄与するため、曝露量は福井県、石川県が大きくなった。福井県における曝露量は2020年では18.7 μg/人・日となった。一方、2011年度に推定した繊維からのHBCD排出による全国の一般的な消費者への曝露量は2.5 μg/人・日と計算されるため、福井県の一般消費者の曝露量は約7.5倍高いと想定される。他方、代替物質へ移行した場合、繊維用代替物質の曝露量は、継続使用したシナリオにおける曝露量と比較して約15%増加すると推定された。従って仮に物質を代替したとしても福井県だけを見るとさらに曝露量が増加することが想定される。

## 【地域を考慮した曝露量推定結果のまとめと今後の課題】

マテリアルフロー解析に基づく環境排出量と環境動態モデルを組み合わせることで、対象物質とその代替候補物質の曝露量を推定できる汎用的な手法を提示した。

結果として、

1) HBCDの使用を禁止した場合、2020年にはHBCDを継続使用した場合に比べ83%が減少することが推測された。曝露媒体別に見ると魚介類からの寄与が大きいが、使用禁止後は製品中に蓄積したHBCDの排出が寄与すると考えられた。

2) 代替物質の曝露量は使用の増加に伴い経年的に増加傾向を示すと推測された。単純に全物質の曝露量だけを合計して比較した場合は、使用を禁止したシナリオの方が小さくなる。代替物質の有害性評価結果を利用することで、HBCDを継続使用した場合と禁止した場合のリスク比較が可能になると考えられる。

本研究では、汎用性が高い手法により推定したために推定結果の現実性に関しては課題が残った。モデルのパラメータ（環境排出量、物性パラメータ）に関しては感度解析、または他の環境動態モデルを用いた結果との比較を行い、推定精度の検証と確認をする必要があると考える。また、今回適用した環境排出量には廃棄段階が評価対象に含まれていないので、廃棄段階も含めた評価も必要である。
## 3 ）HBCDとその代替候補物質のリスク比較手法の検討

代替化学物質間のリスク比較においては、リスクを平等な基盤の上で比較しなければならない。しかし、各化学物質の毒性情報は同等の精度や信頼性を有しているわけではない。本節では、これら化学物質間で毒性情報の有無やその質が異なる場合でもより平等に比較するための手法について検討した。

### a. HBCDと毒性情報のある代替難燃剤との間でのリスク比較手法

## i．研究目的

ヒトに対する化学物質曝露量の基準値、すなわち、許容一日摂取量（または、耐容一日摂取量）の導出については、多くの場合ヒトにおける毒性値が欠如しているため、動物に対する毒性試験から得られる無影響レベル（NOAEL）に基づいて設定されている。しかし、毒性試験の設計（曝露群、曝露レベルの選択）によって、得られるNOAEL（あるいは最小影響レベルのLOAEL）が異なってくる。ここでは、これら実験設計に依存する値の代わりとなる値の選択と算出法について検討する。これによって、化学物質間で毒性情報をより平等に評価することが可能になる。さらに、提案した方法に基づいてHBCDがカーテン等に使用される場合を想定して、代替物質との間のリスク比較の事例研究を行うことを目的とする。

## ii．研究方法

## 【比較対象曝露経路】

HBCD は主に建築用断熱剤（8 割）とカーテン等の繊維製品（2 割弱）に使用されている。既存の研究によれば、HBCD の主な環境排出源は繊維製品の使用時であり、主な曝露経路はダストである可能性が示唆されている。本研究では、繊維製品による室内汚染に注目し、HBCD が他の臭素系・リン系難燃剤に代替される場合の曝露とリスクの増減は定量的に評価した。

## 【比較対象代替物質】

比較対象とした難燃剤は臭素系難燃剤のテトラブロモビスフェノール A（TBBPA）、デカブロモジフェニルエーテル（DecaBDE）、リン系難燃剤のリン酸トリクレジル（TCP）、リン酸トリブチル（TBP）、リン酸トリス（2-クロロエチル）（TCEP）の5つとした。

## 【曝露評価方法 ①決定論的解析】

難燃剤の難燃性能と物性に基づき、HBCDと同等の難燃性を持たせた場合のHBCDと代替難燃剤使用カーテンの放散量を予測し、数理モデルを用いてそれぞれの室内汚染（室内空気汚染と室内ダスト汚染）と曝露レベルを推定し、比較した。

## 【有害性評価方法 ①決定論的解析】

既に報告されている実験設計に依存したNOAELに依らず、元文献の用量反応関係からcritical effectを及ぼす用量をベンチマーク用量（BMD）として数理モデルを用いて推定した。いくつかの線形・非線形の数理モデルの中からAICが最小となるものを採用した。対象とする影響は内分
泌攪乱と肝臓重量の増加の2種類とした（表13）。

表13 有害性評価に用いた影響

影響の種類	難燃剤
内分泌攪乱	HBCD (1)、TBBPA、DecaBDE
肝臓重量の増加	HBCD (2)、TCP、TBP、TCEP

## 【リスク評価方法】

## ① 決定論的解析

式（1）を用いて、曝露評価の結果と元文献のNOAEL（BMDL）のMOEを、式（2）を用いて曝露評価の結果と本研究で推定したBMDのMOEを指標としてリスクの相対比較評価行った。

$$ MOE=\frac{NOAEL\left(BMDL\right)}{ 推定曝露量 }\quad\begin{aligned}\bullet\bullet\bullet\bullet\bullet\bullet(1)\end{aligned} $$

$$ MOE=\frac{BMD}{ 推定曝露量 }\quad\text{⋯⋯⋯⋯⋯}(2) $$

## ② 確率論的な解析法

決定論的解析法①の枠組みはそのままに、曝露量推定に使用したパラメータのばらつきを考慮して曝露分布を作成し、有害性評価ではブートストラップ法により用量反応関係の不確実性を考慮したBMDの分布を作成する（図49）。さらに、式(3)によりヒトの参照用量（RfD）分布へと外挿する。そして、リスクは曝露量がRfDを超える確率として表現する（式(4)）。

$$ RfD=\frac{BMD}{Extrapolation Factor}\quad\quad\quad\quad\quad\quad\quad\quad\quad\quad\quad\quad\quad\quad\quad\quad\quad\quad\quad(3) $$

$$ Probability：曝露量 -RfD\geq0\qquad\cdot\cdot\cdot\cdot\cdot\cdot(4) $$
図 49 BMD の不確実性解析の手法

### iii. 結果と考察

## 【曝露評価の結果 ①決定論的解析】

HBCDと同等の難燃性を有する代替物質使用カーテンの間での室内曝露量を推定した結果を図50に示す。臭素系難燃剤は室内空気由来の曝露よりも室内ダスト由来の曝露の寄与が大きかった。他方、リン系難燃剤でおいては逆の傾向を示した。対象としたリン系難燃剤は、臭素系難燃剤よりも蒸気圧が低いものばかりであり、臭素系難燃剤に比べてダストへ吸着しにくいことが原因であると推測される。