海生研研報，第16号，29－50，2013
Rep. Mar. Ecol. Res. Inst., No. 16, 29-50, 2013

総説

水域における化学物質の生態影響リスク推定の現状と水産環境保全に向けた課題
眞道幸司
The Present Status of Prediction of Ecotoxicological Risk
from Chemicals in the Aquatic Environment andFuture Development of the Marine Environmental Protection for the Fisheries Activity
Koji Shindo*
要約：水域における化学物質の生態影響リスク推定の現状とその研究動向を既往の文献資料に基づいて概説し，水産生物と漁場からなる水産環境の保全を目的とした化学物質管理に寄与する知見を整理した。概要は以下の通りであった。
１．毒性試験に基づく予測無影響濃度の推定では，精度が良く，高い信頼性を得るために，感受性が鋭敏な試験生物の選定や評価基準の精緻化，慢性毒性試験法の簡便化・迅速化，底質汚染に対する毒性試験の公定法策定，複数の化学物質に起因する複合的影響の考え方の標準化，毒性試験における易分解性物質の取扱いの規定等の必要性が指摘されている。
２．暴露量評価における予測環境濃度の推定では，信頼性の高い結果を得るために，モニタリングデー
タの蓄積，モニタリングデータや届出排出量に対する信頼性評価基準の精緻化，物性や環境中での挙動に基づいた暴露シナリオの設定，対象化学物質の暴露シナリオに基づいた予測モデルの構築等の必要性が指摘されている。
３．生態影響リスク評価の実施に際しては，自然の不確実性を踏まえた順応的管理手法が提案され，化学物質管理の施策への導入が期待されている。
キーワード：生態影響リスク，予測無影響濃度，複合的影響，底質毒性，順応的管理

Abstract: This paper reviews published data on the present status of ecotoxicological-risk prediction for chemical
contamination in the aquatic environment. The future developments of the chemical substance management for
the fisheries activity in the marine environment are discussed.
The results can be summarized as follows:
1. The accurate prediction of the No Effect Concentration requires the standardization of (i) a toxicity test methodwith a toxicant-sensitive organism, (ii) a simple and easy chronic-toxicity test method, (iii) the sedimenttoxicity test protocol with domestic species, (iv) the cumulative-toxicity test method for the mixture ofchemicals, and (v) the toxicity test method for easily decomposable chemicals.
2. Reliable prediction of the Predicted Environmental Concentration requires (i) data from environmental
monitoring and the output of released chemicals, (ii) quality assurance in data collection, (iii) exposure
scenarios based on the hazard and environmental fate of chemicals, and (iv) exposure-predictive model basedon exposure scenarios.
3. The practical ecotoxicological risk assessment requires the introduction of adaptive management to theassessment process.
Key words: Ecotoxicological Risk Assessment, Predicted No Effect Concentration, Mixture Toxicity, Sediment
Toxicity, Adaptive Management.
（2013年２月２日受付，2013年２月26日受理）* 公益財団法人海洋生物環境研究所 実証試験場（〒945-0017 新潟県柏崎市荒浜4-7-17）
E-mail: shindo@kaiseiken.or.jp― 29 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定

目次

はじめに･･････････････････････････････････････ 30(３)複合的な毒性の評価手法の検討･･････････ 37

１．ハザード比に基づく生態影響リスク推定の現状(４)化学物質管理政策における検討事例･･････ 38２）バイオアッセイによる複合的影響評価への取と問題点･･････････････････････････････････ 31

り組み･･････････････････････････････････ 38

１）予測無影響濃度の推定における問題点･･････ 32(１)米国における排水に対する生物応答を利用(１)生態毒性試験の信頼性･･････････････････ 32

した規制･･････････････････････････････ 38(２)被検物質の易分解性や難水溶性･･････････ 33(２)諸外国における排水に対する生物応答を利(３)不確実係数およびアセスメント係数の整合性用した規制の動向と日本の現状･･････････ 39････････････････････････････････････ 33(３)排水に対する生物応答を利用した規制にお２）予測環境濃度の推定における問題点････････ 33

ける今後の課題････････････････････････ 39(１)断片的なデータに基づく不確実性････････ 33(４)バイオアッセイを用いた複合的影響評価に(２)易分解性化学物質の環境中での挙動･･････ 34

おける新たな取り組み･･････････････････ 40

３）ハザード比による生態影響リスク評価における課題･･････････････････････････････････ 35

３．底質汚染の影響の推定と評価････････････････ 40(１)推定値の解釈と適用の限界･･････････････ 35

１）底質中の化学物質の動態と生物影響に関する(２)個体群レベルのリスク評価への進展･･････ 35

知見････････････････････････････････････ 40

２．複数の化学物質による複合的影響の評価･･････ 36

２）底質毒性試験の国内外での動向････････････ 41

１）複数の化学物質による複合毒性の考え方と研４．化学物質の順応的管理･･････････････････････ 42

究の動向････････････････････････････････ 36

５．水産環境の保全を目的とした，生態影響リスク(１)複合的な毒性に関する研究の動向････････ 36

評価に基づく化学物質管理の体系化の必要性･･ 43(２)複合的な毒性に関する研究事例･･････････ 37

引用文献･･････････････････････････････････････ 46

する化学物質の影響評価の重要性が高まっている

はじめに(角埜，2005；環境省，2011)。こうした動きの中
有害な化学物質による水域生態系への影響の度では，海域環境への影響が懸念される化学物質の合いは，水域における有害な化学物質の存在量(暴

有害性およびその生態影響リスクを高い信頼性

露量)と水域に放出された化学物質が生態系に生で，精度良く推定することが求められている(柏息する生物に与える毒性影響の強さ(有害性)とを田・岡村，2005)。また，毒性試験に基づくPNEC

定量的に把握し，「暴露量×有害性＝生態影響リ推定およびモニタリングデータやPRTR報告値に*1

スク 」として定量的に評価されることが多い(益基づくPEC推定だけでなく，個体群や生物群集レ

永，2008；須藤，2008)。暴露量は環境モニタリ

ベルの評価方法および個体レベルで得た影響情報

ングデータや化学物質排出把握管理促進法

を基に個体群レベルの影響を予測する手法などに(Pollutant Release and Transfer Register：PRTR法)

よ る 改 善 の 必 要 性 が 指 摘 さ れ て い る(益 永，に基づく排出量の公表データなどから予測環境濃2007)。

度(Predicted Environmental Concentration：PEC)

本稿では，水域における化学物質の生態影響リとして推定され，有害性は数種の生物を用いた毒スクの推定に関する国内外での研究動向を既往の性試験の結果から予測無影響濃度(Predicted No

文献資料に基づいて概説し，水産生物への影響がEffect Concentration：PNEC)として推定される。

懸念される化学物質の有害性評価，漁場環境にお近年，漁網防汚剤，船底塗料等に含まれる殺生

ける水産生物への暴露量評価および海域生態系保物剤，油流出事故等の海洋汚染問題や海洋におけ全を目的とした生態影響リスク評価の精緻化に寄る生物多様性への関心を契機に，海洋生態系に対与する知見を整理した。

*1：化学物質の持つ生態毒性で生じるリスク，化学物質が生態系を構成する生物群集に与える影響のリスク，ならびに化学物質が生態系に与える負の影響のリスク等を意味する。省庁，学会によって表記が多岐に及ぶため，本稿
では，これらを便宜的に総称して，「生態影響リスク」とした。

― 30 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定

なお，本稿の作成に際して引用した文献は，科に入手できた過去10年程度の資料である。また，

学雑誌データベ―ス，Current Contents (Agriculture，

国内外の環境行政における化学物質の有害性およEnvironmental Science分 野： 米 国ISI社)お よ び

びその生態影響リスクの評価に関する知見は，国Science Direct(米国Elsevier社)から「生態影響リ

内外の政府関連機関や公的研究機関が公表する資

スク，予測無影響濃度，複合的影響，底質毒性，料を科学雑誌データベ―スおよびインターネット

順応的管理」，ならびにそれらの英語訳等を検索

検索エンジンを用いて検索し，入手できた2012年

キーワードに用い，2010年4月から2012年3月まで

3月現在の策定状況に基づいた。

略 称
ASTM
AF
EC50
ISO
LC50
LOEC
MATC
NOEC
OECD
OPPTS
PEC
PNEC
PRTR法
QSAR
REACH
TIE
TSCA
UF
U.S.EPAWET

本報文に記載される略号一覧
正式名称，語句
米国材料試験協会 (American Society For Testing and Materials)
アセスメント係数 (Assessment Factor)
半数影響濃度 (Median Effective Concentration)
国際標準化機構 (International Organization for Standardization)
半数致死濃度 (Median Lethal Concentration)
最少影響濃度 (Lowest Observed Effect Concentration)
最大許容濃度 (Maximum Acceptable Toxicant Concentration)
無影響濃度 (No Observed Effect Concentration)
経済協力開発機構 (Organization for Economic Co-operation and Development)
U.S.EPAの策定する毒性試験につけられるテストガイドライン番号の頭文字
予測環境濃度 (Predicted Environmental Concentration)
予測無影響濃度 (Predicted No Effect Concentration)
化学物質排出把握管理促進法 (Pollutant Release and Transfer Register法)
定量的構造活性相関 (Quantitative Structure-Activity Relationship)
化学物質の登録，安全評価，認可および制限に関する欧州議会・理事会規則(Registration, Evaluation and Authorization of Chemicals)
毒性の同定と評価手法 (Toxicity Identiﬁcation Evaluation)
米国有害物質規制法 (Toxic Substances Control Act Chemical SubstanceInventory)
不確実係数 (Uncertainty Factor)
米国環境保護局 (United States Environmental Protection Agency)
全排水毒性試験(Whole Efﬂuent Toxicity Test)

１．ハザード比に基づく生態影響リスク推定の現

初出ページ
第４表
31
31
第４表
31
31
31
31
32
第４表
はじめに
はじめに
はじめに
第１表
34
39
36
31
34
39

質のPNEC推定が実施されている(環境省総合環状と問題点

境 政 策 局 環 境 保 健 部 企 画 課 化 学 物 質 審 査 室，ある化学物質が水域生態系に与えるリスクを推2010)。

定するためには，長期的な毒性の無影響濃度(No一般的に，PNECは，急性毒性試験から求めら

Observed Effect Concentration：NOEC)を 求 め る

れる半数致死濃度(Median Lethal Concentration：

ことが必要である。しかし，生息する生物すべて

LC50)も し く は 半 数 影 響 濃 度(Median Effectiveに対するNOECを求めることは困難である。そのConcentration：EC50)，慢性毒性試験から求めらため，水域生態系での栄養段階や生態的地位を代れ るNOEC， 最 小 影 響 濃 度(Lowest Observed

表する藻類(一次生産者)，ミジンコ(下位消費者)

Effect Concentration：LOEC)もしくは最大許容濃および魚類(上位消費者)を用いた毒性試験を行度(Maximum Acceptable Toxicant Concentration：

い，その試験結果から化学物質が水域生態系に生MATC)な ど の 毒 性 デ ー タ に 不 確 実 係 数息する生物に対して長期的な毒性を示さないと予(Uncertainty Factor：UF)あるいはアセスメント

測される濃度として，PNECを推定する手法が国係数(Assessment Factor：AF)を乗じて算出され内外で広く用いられている(益永，2008)。日本国

る(山崎，2003)。化学物質のストレスに対する感

内では，化学物質審査規制法に基づく化学物質管

受性は種，発育段階および暴露時間によって異な理に際して，藻類，甲殻類および魚類を用いた「生るため，UFあるいはAFを乗じることによって，態毒性試験」が規定され，環境省の主導で化学物

最も感受性の高い生物種に対する生活史を通じた― 31 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定

最悪の状況を想定することになる。各機関が提案

生態影響リスクの評価におけるPNECの推定は，

し て い るUFを 第1表 に， 経 済 協 力 開 発 機 構

生態毒性試験の成否や信頼性に大きく左右される。

(OECD)が採用しているAFを第2表に示した。

生態影響リスクの評価を目的としたPNECの推定で一方，環境中の化学物質の濃度は，モニタリン

は，慢性毒性試験で得られたNOECを基にPNECを算グ調査データやPRTR報告の生産量や排出量など出する方が，急性毒性試験で得られたLC50もしくはに基づき多様な拡散モデルを用いて計算予測さEC50を基に外挿からPNECを導出することに比べてれ，PECとして求められる。

正確な場合が多いと考えられている。その理由とし現在，国内外で主流となっている生態影響リスて，LC50もしくはEC50によって算出される急性毒性

クの評価では，上記の手法で推定されたPNECと値は標本数を増やしても真の値より高く推定される

PECを用い，PNECに対するPECの比(ハザード比)

か低く推定されるか予見できない推定量である一を導出することによって，化学物質の生態影響リ方，NOECもしくはLOECによって算出される慢性

スクを評価している(益永，2008；山崎，2003)。

毒性値は標本数を増やせば信頼性の高まる推定量で

例えば，日本国内では，生態毒性試験で得られたあるからと考えられている(角埜，2005)。しかし，毒性データ(PNEC)と環境モニタリングやPRTR

慢性毒性試験は急性毒性試験に比べて実施の難易度

データから得られた公共用水域におけるPECを用が高く，信頼性の確かな毒性データが少ない(益永，

いてハザード比が導出され，化学物質管理施策で2007)。また，海産生物，特に海産魚を用いた慢性ある既存化学物質等安全性点検，環境リスク初期

毒性試験は国内標準法が整備されていない現状にあ

評価および水生生物保全に係る水質目標の検討なる(国立環境研究所 化学物質環境リスク研究センどが行われている(環境省総合環境政策局環境保ター 海生生物テストガイドライン検討会，2005)
PNECを推定するために行なう生態毒性試験の実

健部企画課化学物質審査室，2010)。また，日本も作業を分担するOECD高生産量化学物質点検プ

施における課題として，

ログラムでは，生産量や流通量が多く，環境中へ(ⅰ)少数の生物種の組み合わせで簡便に行ない，高の放出が懸念される化学物質の生態影響リスク評

い信頼性のある推定値を得るためには，食物連鎖

価にハザード比が活用されている。

上でつながりがあり，感受性が鋭敏な試験生物を複数選定する必要があるが，選択肢は必ずしも多１）予測無影響濃度の推定における問題点

くはない(中央環境審議会水環境部会 水生生物保(１)生態毒性試験の信頼性

全環境基準専門委員会，2011)(ⅱ)植物プランクトン，動物プランクトンおよび魚類という限られた3種の生態毒性試験で得られた第11表表 予予測無影響濃度(PNEC)の推定のために適用
第測 無 影 響 濃 度 (PNEC)の 推 定 の た め に 適 用 さ れ る

毒性データは，感受性や種間差などが考慮されてされる不確実係数(UF)不 確 実 係 数 (UF)使用するデータ

おらず，どこまで外挿が可能なのかが検証されて
不確実係数
OECD* 1

EU * 2

U.S.EPA*3

少なくとも１つの急性毒性値がある

1000
○

−

1000
○

3種 (植 物 ﾌﾟﾗﾝｸﾄﾝ， 甲 殻 類 ， 魚 類 )の 急
性毒性値がそれぞれ１つ以上ある

100
○

1000

100

魚類または甲殻類に対する慢性毒性値(NOEC)が 少 な く と も １ つ 以 上 あ る

−

100

−

植 物 ﾌﾟﾗﾝｸﾄﾝ， 甲 殻 類 お よ び 魚 類 の う
ち，２つの栄養段階について慢性毒性
値 (NOEC)が そ れ ぞ れ １ つ 以 上 あ る
3種 (植 物 ﾌﾟﾗﾝｸﾄﾝ， 甲 殻 類 ， 魚 類 )に つ
い て 慢 性 毒 性 値 (NOEC)が そ れ ぞ れ １ つ
以上ある
野外試験または擬似生態系による毒性データがある

−

50

10
○

10

−

※

いない(柏田・岡村，2005；後藤・高松，2008)

第第2 2表表 予測無影響濃度(PNEC)の推定のために使用
予 測 無 影 響 濃 度 (PNEC)の 推 定 の た め に 使 用 さ れ る
されるアセスメント係数(AF)[OECDの提案]
ア セ ス メ ン ト 係 数 (AF) [OECD の 提 案 ]急 性 毒 性 試 験
一次
生産

一次
消費

(藻 類 )(甲 殻 類 )−101

PNEC の 算 出 は ， 最 も 低 い 毒 性 値 (LC50， EC50 あ る い は NOEC)に 対 し て
該 当 す る UF を 適 用 す る 。
設定されていない―：
内容や条件による※：
毒 性 値 と し て 定量的構造活性相関に よ る 推 定 値 の 使 用 を 認 め る○：

捕食(魚 類 )

慢 性 毒 性 試 験
そ
の
他

一次
生産

一次
消費

(藻 類 )(甲 殻 類 )捕食(魚 類 )

そ
の
他

アセ
スメ
ント
係数

いずれかで少なくとも１つ

1000

○

○

○

100

○

○

○

○

○

○

○

○

○

○

100
10-100

いずれかで少なくとも１つ○いずれかで少なくとも１つ

○

○

○

○

○

○

○

10-10010○10

そ の 他 ： 植 物 ﾌﾟﾗﾝｸﾄﾝ， 甲 殻 類 お よ び 魚 類 以 外 の 生 物 種 で 感 受性が高いと判断できる種を用いた毒性試験
出 典 OECD(2002)

出 典 *1: OECD (2002)*2: European Commission (2003)*3: U.S.EPA (1998)― 32 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定(ⅲ)エンドポイント*2として「個体の死」だけでなく，基づいて算出されたものではなく，行政的判断の再生産速度，出生率，一世代のライフサイクルに要素が含まれる(畠山，1999)。また，UFの数値

要する時間等の多数の項目を検討し，生態影響リは用いる評価方法や実施機関によって差異がある

スクの評価に結びつけなければならない(柏田・(第１表)。実際には毒性データが3種の生物で揃っ

岡村，2005)ていない物質，生物種や生物群によって毒性の差等が指摘されている。

が大きい物質も存在するため，UFやAFの決め方

他に，底質汚染に対する生態毒性試験の公定法策によってPNECの推定値が大きく変動する可能性

定，複数の化学物質に起因する複合的影響の考え方も否定できない(益永，2007)。そのため，PNECの標準化等が必要であるとの指摘もあるが，これら推定の手法が異なる場合(UFやAFが異なる場合)

は次章で個別に述べる。

にはPNECの算出方法を確認し，PNEC同士を単純に比較する場合の整合性に注意する必要があ(２)被検物質の易分解性や難水溶性る。

近年，生態毒性試験で評価される被検物質の性状もPNEC推定の課題となっている。

２）予測環境濃度の推定における問題点

新規化学物質の多くに，環境中での分解性を高(１)断片的なデータに基づく不確実性

めて有害性を軽減するものが増加しており，その生態影響リスクの評価を目的としたPECの推定でような易分解性物質については，既存の生態毒性は，環境中での化学物質の動態や挙動に伴うPEC推試験に基づくPNECの導出が困難な場合があると定値の不確実性が論点になっている。

の指摘(山田，2010)も見られる。また，難水溶性開発事業が生態系に与える環境影響評価では，資物質については，生態影響試験におけるデータの源生物の生産機能，物質循環機能，環境形成・維持扱いに変更が求められている。

機能および生物多様性の維持機能などの生態系が有

これまで，界面活性作用を有する分散剤を用いする機能や構造を明確にし，その保全が求められるて生態毒性試験を実施した場合，化学物質本来の(生物の多様性分野の環境影響評価技術検討会，

水溶解度以上の濃度で，その毒性値が算出される

2002)。一般に海洋環境は，沿岸の陸上地形，海底報告が見られた。しかし，OECDのテストガイドの地形や基質，水深，河川水の流入・外洋水の差しラインに関するガイダンス文書(OECD，2000)で込み等によって，水平的・鉛直的に多様な類型の構は，水溶解度以上の濃度で毒性値を示すデータは，造が形成される。また，海洋環境に形成される生態

PNECの導出に用いるには信頼性が低いと判断さ系は，生物の移動や海水の流動によって互いの構造れることとなった(茂岡ら，2003)。このため，従が複雑に関連し合う場合が多い。そのため，開発事

来のOECDテストガイドラインに従い，生態毒性

業の影響が直接的に及ぶと予測される範囲や影響要試験を実施してきた環境省では，新しいガイダン

因の時間的変化を捉えるために十分な調査地点数，

ス文書と整合を図る対応がなされた。現在，界面時期，回数および期間の捉え方(調査海域の時空間活性作用を有する分散剤を使用して生態毒性試験

的な広さの設定)に客観的な見解を見出すことが難を実施したために，信頼性に懸念のある化学物質

しい(生物の多様性分野の環境影響評価技術検討会，の試験データを抽出し，信頼性の検証と再試験の2002；関根，2002)。

必要性が検討されている(環境省総合環境政策局
環境保健部企画課化学物質審査室，2010)。

断片的な知見に基づく判断によって大きな不確実性が伴うこのような手法の限界は，化学物質のPEC推定においても同様である。すなわち，環境中濃度(３)不確実係数およびアセスメント係数の整合性を知る最も基本的な方法は，観測データを利用する

PNECの算出では，用いたUFやAFによって大ことであるが，既存の観測データのみではリスク評

きな不確実性が伴うとの指摘も見られる。PNEC

価に際して必要とされる「時空間的な広がり」，「発推定に用いられるUFやAFは，科学的知見のみに

生源，高濃度の要因」および「値の信頼性や検証可*2：毒性学において，エンドポイントとは「影響の有無の評価基準として用いる観察あるいは測定可能な応答や反応」を意味している。

― 33 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定能性」を満たすことは困難である。また，観測デー

までのライフサイクルにおける排出経路を「排出シタだけで，評価したい地域の広さや対象とする化学

ナリオ」と仮定して排出量を推計している(中西ら，

物質の種類の多さなどを満たすには，莫大な費用と2008c)。また，生体内への蓄積性が高い物質につい労力がかかるという問題がある(独立行政法人新エては，生態系内での食物連鎖による生物濃縮を考慮

ネルギー・産業技術総合開発機構 研究評価委員

し，生物体内における化学物質濃度予測値(例えば，会,2008)。

餌に含まれる化学物質に由来する魚類体内濃度：

その対応策として，注目する化学物質が，その発U.S.EPAで は[PEC oral Fish]と 表 記)を 推 定 し て い

生源より放出されてから影響を被る受け手(本稿でる。排出量の推定では，発生源近傍の予測濃度

は海産生物と考えられる)に到達するまでの間にど(U.S.EPAでは[PEC local]と表記)と，バックグラウのような経路を経て暴露に至るのかという状況をンドとして考慮すべき広域レベルの予測環境濃度「シナリオ」として明確にすることが近年行われる(U.S.EPAでは[PEC regional]と表記)を求めるために，ようになった(中西ら，2008a)。シナリオでは，PEC

モニタリングの実測値だけでなく拡散モデル計算の推定において想定すべき空間的・時間的範囲，その結果も考慮して相互補完的にそれぞれを算出してい範囲内で関与する過程，およびそれらの発生確率やる(中西ら，2008c)。

頻度を規定する(第1図)。

一方，日本国内では，環境省が現在行っている「生すでに，米国環境保護庁(U.S.EPA)の生態影響リ態リスク初期評価」において，水生生物の生存・生スク評価では，最悪の汚染ケースをシナリオとして育を確保する観点から，特定の排出源の影響を受け想定し，流況による希釈モデルから暴露される可能ていない公共用水域における暴露について評価する性のある濃度としてPECを算出している(中西ら，こととされ，暴露経路に関するシナリオは設定され

2008b)。化学物質の登録，安全評価，認可および制ていない。そのため，公共用水域において実測され限に関する欧州議会・理事会規則(REACH原則)にた高濃度データ(複数の測定値で最大の値，あるい基づくEUの生態影響リスク評価では，EU域内におは統計学的に算出された95パーセンタイル値)を安ける届出者の市場への予定出荷量が年間１トン以上

全側に立った評価の観点からハザード比の算出に用となる化学物質を対象に，化学物質の合成から廃棄いている(中西ら，2008d)。

第 1図(２)易分解性化学物質の環境中での挙動
新規化学物質では，環境中での分解性を高めて有害性を軽減するものが増加している。そのような易分解性物質については，環境中での化学物質の挙動に伴う不確実性がPECの導出を困難にしているとの指摘も見られる。山田(2010)は，有機ス
ズ化合物の代替防汚物質の多くが環境中での分解性が高く，親化合物がすぐに消失する性質を有す
る物質が多いため，分解過程および分解中間物質の有害性の有無を解明する必要があると指摘している。また，易分解性を有する化学物質について
は，環境中での実測濃度データは少なく，親化合物としての「暴露量」の算定に化学物質の運命予測を加味した濃度推定モデルを必要としている(中西・堀口，2007)。しかし，易分解性化学物質
に対する濃度推定モデルは標準的な手法が規定されておらず，環境中の実測濃度によって検証することも困難なため，PECの導出はあまり進展していない(岡村，2006)。張野(2009)は，今後，環境第1図

化学物質の定量的リスク評価におけるシナリ
オの概念図 (出典：中西ら，2008a)

影響を緩和するために易分解性の物質を有効成分とする防汚物質が増える傾向にあるが，そのよう― 34 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定

な易分解性物質については実測値で評価しなけれ

多くの研究者が，ハザード比に基づいた従来のば過大評価を犯す可能性があり，易分解性物質の

化学物質の生態影響リスクの管理・対策は，悪影

環境影響評価手法の構築が必要であると指摘して響を被る個体が存在しないこと(個体レベルの影いる。

響が認められないこと)を目標とした評価であると判断している(宮本，2003；浦野，2008；内藤ら，

以上，この章では，生態影響リスクの評価を目

2008)。従って，生態影響リスクは，生態系保全的としたPEC推定における課題を取りまとめた。

施策の目標とされる個体群レベルの影響(生物種

今後の課題として(ⅰ)モニタリングデータや届が集団として存続できる可能性や種の多様性に与出排出量に関する情報を蓄積し，(ⅱ)断片的なモえる影響)に着目して定量化され，それに基づく

ニタリングデータや届出排出量に対する信頼性評

管理・対策のあり方が議論されなければならない

価基準の精緻化，(ⅲ)対象となる化学物質の物性と指摘されている(宮本，2003；浦野，2008；内

や環境中での挙動に基づいた暴露シナリオの設

藤ら，2008)。

定，(ⅳ)対象化学物質の暴露シナリオに基づいたBartell et al .(1992)は，個体レベルの毒性値にPEC予測モデルの構築等の必要性が指摘されてい基づいたハザード比による評価が生態影響リスクる。

の評価にとって不十分であることを次のように考察している。つまり，個体ではなく，その個体が３）ハザード比を用いた生態影響リスクの評価に属する個体群を守ることが生態毒性影響評価の本来の目的であるので，化学物質の毒性による個体

おける課題

レベルの影響だけでなく，その個体が生息する生(１)推定値の解釈と適用の限界
化学物質の生態影響リスク評価におけるハザード

態系内での種間相互作用の変化についても，補比の利用には，単純で少ない毒性データからでも生食・被食関係も考慮した総合水系モデルのシミュ態 影 響 リ ス ク を 推 定 で き る 長 所 が あ る (宮 本，

レーション解析で予測し，暴露試験が困難な個体

2003；益永，2007)。しかし，ハザード比が示す意

群レベルの影響を把握する必要がある。さらに，

味合いが論点になっており，ハザード比を用いた生メソコズムを用いた群集レベルの影響評価手法を

態影響リスクの評価における課題として，用いると，個体レベルおよび種レベルの影響評価(ⅰ)ハザード比はリスクの数量的な大きさを表す

結果と異なる結果が得られることがあり，化学物のもではなく，１を超えるか否かによって，リ質による種間相互作用の変化に起因しているのでスクが無視できるか懸念されるかを評価できるはないかと考察している。
同様に，坂本(2010)は，湖沼の動物プランクトに過ぎない(宮本，2003；益永，2007)(ⅱ)ハザード比は個体レベルの毒性値に基づいたン群集において，有機リン系やカーバメイト系の評価であり，個体群の中で最も感受性の高い個

殺虫剤数種がある種の個体の形態変化を抑制し，体を守るレベルを意味する。ハザード比による種間競争や補食−被食関係を変化させるという個生態影響リスク評価は安全側に偏った評価にな

体群レベル，群集レベルの影響を明らかにしている可能性が高い(宮本，2003；浦野，2008)

る。また，田中(2010)は生態系機能の健全性を示
す栄養転換効率(生態系内で次の栄養段階へ有機の2点が指摘されている。
宮本(2003)は，暴露濃度と影響濃度の点推定値

物を受け渡す効率)について既存の生態毒性試験の比較というハザード比の論理から，１を超える

データと生態系モデルを用いて解析し，プランク

か否かによって，リスクが無視できるか懸念されトン群集の摂食率に作用する毒性は急性毒性(個るかを評価できるに過ぎず，ハザード比の値同士

体の死亡率)に比べ，栄養転換効率や種構成に対の定量的な比較や時間的なハザード比の変化量のして大きな影響を与えることを明らかにしてい検討はできないと指摘している。一方，リスクがる。

無視できるか懸念されるかを評価できるので，対近年，これらハザード比による評価手法の課題

処すべき化学物質を絞り込むスクリーニング評価に対処が進められており，OECDにおけるリスクには有用であるとしている。

推定やU.S.EPAにおける水質環境基準設定では，「種の感受性分布」の導入が検討されている。

(２)個体群レベルのリスク評価への進展

OECD(1995)で は5種 以 上 の 生 物 に 対 す る 毒 性― 35 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定

データがそれぞれ揃った場合に，U.S.EPAでは指は，含まれる有害物質を個別に測定することに困定された異なる8科の生物種に対する慢性毒性

難が伴う。また，規制基準のある項目のみの個別

データが揃った場合に，それぞれ統計的な手法をな測定と管理だけでは不十分であり，生態系に対用いて，95％の種に影響を及ぼさない濃度を導出しても安全とは言えない。バイオアッセイを用いし，その推定値とPECとを比較するリスク評価手て水生生物への影響を総合的に評価する手法は，法が実用化されつつある(Stephan et al .，1985)。

こうした指摘に対する解決策として期待されてい今後，生態影響リスクの評価は急性毒性値や慢る(浦野，2008；鑪迫，2006)。

性毒性値に基づくハザード比の導出から進展し，一方，日本では，化学物質汚染に対する水域生

生態毒性試験で蓄積したデータを個体群の増殖率

態系保全の対策として，水生生物保全に係る水質や存続可能性等の指標あるいは生態系機能の健全環境基準の設定や化学物質が持つ動植物への有害性を示す栄養転換効率などに変換してリスク解析

性や高蓄積性に着目した審査規制制度の導入によす る 手 法 へ 発 展 す る と 考 え ら れ て い る(田 中，る管理強化が進められている(須藤，2008；環境

2010；Lin and Meng，2009)。

省自然環境局自然環境計画課生物多様性地球戦略
企画室，2008)。しかし，規制の対象となる化学

２．複数の化学物質による複合的影響の評価

物質は環境中に存在する化学物質のごく一部でし環境中には多種多様な化学物質が検出されておかなく，規制基準値の基礎となる有害性データのり，複数混在した状況にある(環境省環境保健部

大半は，それらの物質が単独で存在していると想環境安全課，2010)。そのため，実環境における定したものであり(鑪迫，2006)，化学物質の有害

化学物質の有害性には，相加作用，相乗作用およ性について個々の化学物質の毒性を個別に評価す

び拮抗作用などの共存する化学物質同士が関与するに留まっている(環境省環境保健部環境安全課，る相互作用が予想される(若林，2003)。

2010)。特に，漁場環境においては，流出油に対

U.S.EPAでは，有害物質規制法(Toxic Substances

する油処理剤および分散剤の使用に関して，散布

Control Act；TSCA)の修正案検討に際して，基本される処理剤自体の毒性だけでなく流出油と油処

方 針 と し て，「化 学 物 質 ま た は 混 合 物 へ の理剤あるいは分散剤との相加作用が予想されるこAggregate Exposure（集 合 的 な 暴 露） を 考 慮 し，と(角埜，2007)，船底および漁網への代替防汚剤

すべての意図される用途に対し，影響を受けやすの使用に対して，塗布された代替防汚剤の有効成

い集団を含むすべての人に害を及ぼさないことが分である亜鉛ピリチオンが環境中の銅との相互作

合理的に確実で，人々の健康や福祉が確保される用で銅ピリチオンに変化して毒性が高まること

安全基準を適用しなければならない」と規定して(中西・堀口，2007)，などが懸念されている。

いる。また，「物質または混合物が基準を満たし

この章では，複数の化学物質による複合的影響ているかどうかを既存の条件または既に有効な規の取扱いについて，１)複数の化学物質による複制の考慮，もしくは，追加条件を課すことにより合毒性の考え方と研究の動向，および２)バイオ満たすことができるかどうかを決定する必要があ

アッセイによる複合的影響評価への取り組みにつる」としている。つまり，複数の化学物質への暴

いて，以下にまとめた。

露による複合的影響の取扱いを検討するとしている(Symmes，2011)。

１）複数の化学物質による複合毒性の考え方と研

しかし，混在する化学物質を組み合わせ，複合的な毒性を網羅的に調べることは膨大かつ現実的究の動向(１)複合的な毒性に関する研究の動向でないことから，複数の化学物質による複合的影

複数の化学物質が混在すると，加算的もしくは響の適切な評価方法についての現実的な方法論がそれ以上の相乗的な毒性を発現する可能性は以前模索されている。例えば，欧米を中心とする諸外か ら 指 摘 さ れ て き た(若 林，2003)。Cassee et

国では，複数の化学物質を含んだ排水に対して，

al .(1999)は，複数の化学物質が混在した場合に起バイオアッセイを用いて水生生物への影響を総合

こりうる複合的な毒性について，混在する個々の的に評価する生物応答を利用した規制の実施が進

化学物質が相互に作用する場合と作用しない場合

められている(鑪迫，2006)。事業所からの多種多に分けて定義し，想定される毒性影響に応じて細様な化学物質を複数含んだ排水の有害性評価で分化した(第3表)。

― 36 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定

現在，一般的には，複数の化学物質が混在したを持つ農薬を複数組み合わせた場合や内分泌かく状況下で，乱作用を持つ化学物質を複数組み合わせた場合に(ⅰ)個々の物質が加算的な用量-作用関係を示す

は相加作用だけでなく拮抗作用を示す例も認めら場合を「相加的」

れ，複合的影響の把握を複雑にしているにもかか(ⅱ)個々の物質が加算的な用量-作用関係から予わらず，混在する構成成分の間で起こる相互作用

測されるレベル以上の影響や応答を示す場合をの有無や相加性を考慮した研究は少ないと指摘さ「相乗的」れている(内閣府食品安全委員会事務局，2007)。

(ⅲ)個々の物質が加算的な用量-作用関係から予測されるレベルより小さい影響や弱い応答を示(２)複合的な毒性に関する研究事例*3
Deneer et al .(1988)は,50種類の互いに反応しなす場合を「拮抗的」と定義している(若林，2003)。

い化学物質について淡水性動物プランクトン

しかし，混在した化学物質による複合的な毒性

Daphnia magna （オオミジンコ）に対して単独でに関するこれまでの研究の多くは，致死，催奇形暴露した場合のEC50を調べ，それぞれ単独で暴露性あるいは運動能力の低下などの生物にとって重した場合のEC50の1/400の濃度で50種の化学物質

篤なエンドポイントを指標としたものが多く，環を混合した場合の混合物のEC50を計測した。その境中で検出される濃度に比べ非常に高い濃度レベ

結果，混合物のEC50はそれぞれの物質が単独で存

ルでの検証であった(Tanoue et al .，2006；仲山，在した場合の約1/8に相当する毒性値を示すとい

2006)。そのため，実環境で検出される濃度レベ

う毒性の相加性を証明した。

ルの化学物質による多様な作用を包括的かつ高感

Tanoue et al .(2006)は，生理活性を持つ農薬ダ度に捉える手法の検討が必要であると指摘されてイアジノン，フェニトロチオンおよびベンチオいる(仲山ら，2010)。

カーブの3種について，オオミジンコに対するまた，金属の存在形態や有機化学物質の基本構

EC50の1/5，2/5および4/5の濃度をそれぞれ組み

造およびそれに伴う毒性の作用機序によって，混合わせて合計64通りの濃度組成で暴露試験を3回在する物質同士の相互作用は異なることが明らか

繰り返し行った。その結果をモデル解析した結果，にされつつある(若林，2003)。生理活性，内分泌ダイアジノン−フェニトロチオン，ダイアジノン−

かく乱作用，遺伝子損傷などに対しても，複数のベンチオカーブ，および3種の複合では相乗的に，化学物質の相互作用による複合的影響の存在が多フェニトロチオン−ベンチオカーブ複合では拮抗数報告されている(仲山，2006)。特に，生理活性的に作用することを示した。これらの知見は，個々の化学物質だけでは無影響濃度以下でも，複数の化学物質が存在すると相加的に作用して，化学物

第第3表
3 表 複数の化学物質が混在した場合に起こりうる
複数の化学物質が混在した場合に起こりうる
複合的な毒性質の生態影響リスクが高まる可能性を示唆してい複合的な毒性

混在する
個々の
化学物質の
作用

分

類

る。

想定される
(認 め ら れ る )毒性影響一方，小山ら(2010)は，植物プランクトン2種，海産ヨコエビ(フサゲモクズ)，マダイ卵および個々の物質が類似の作
用 量 (暴 露 濃 度 )の 加
用を示す
算を示す
相 互 作 用 が (単 純 な 類 似 作 用 )ない
個々の物質が独立した
影 響 (反 応 ・ 応 答 )の
作用を示す
加算を示す
(単 純 な 独 立 作 用 )単独の場合より増強される
加算より大きな影響(増 強 作 用 ・ 相 乗 効 果 が を 示 す
相互作用が
ある)
ある
単独の場合より軽減さ
加算より小さな影響れるを示す(拮 抗 作 用 が あ る )出 典 ： C as se e et al .( 19 9 9) を 筆 者 が 日 本 語 訳

ジャワメダカ稚魚を用いた毒性試験を行い，油処
理剤の有無による流出油の毒性値変動を検討した
結果，油処理剤の有無で毒性値に大きな差異を生じず，毒性の相加・相乗効果を認めなかったと報告している。
(３)複合的な毒性の評価手法の検討
これまでに，複数の化学物質による複合的影響*3：研究事例の引用と文献の内容について，大嶋雄治「複合毒性資料集 人工化学物質の薄い混合スープの中で生きる水生生物の未来—複合毒性の生態リスク評価の必要性—」を参考にした。

― 37 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定の評価に対して評価手法が複数提案されている言及するものは，2010年現在，農薬取締法におけ(若 林，2003； 内 閣 府 食 品 安 全 委 員 会 事 務 局，

る「水産動植物の被害防止に係る農薬登録保留基2007)。 代 表 的 な 手 法 と し て， 毒 性 単 位(Toxic

準」のみであった。その記載では，複数の化学物

Unit)に基づく等効果線法，毒性単位に作用機序

質の暴露を受けた場合の相乗・相加作用の評価にの類似性を定量的に加味した混合毒性指標

関 し て，FAO/WHO残 留 農 薬 合 同 会 合 第28回

(Mixture Toxicity Index)，相加性を仮定した場合

Codex残留農薬委員会の見解(Food and Agricultureに予測される構成成分の相対的な毒性の強さを推Organization，1996)を支持しており，『(個々の物定する毒性等価係数(Toxicity Equivalence Factor)

質が)非常に低い濃度レベルでしか存在しないとおよび相対効力係数(Relative Potency Factor)，等判断される残留農薬の相互作用を特別の懸念としが 用 い ら れ て い る(若 林，2003；Altenburger etて強調するべき理由はなく，リスク評価に際してal .，2003；Zwart and Posthuma，2005；Logan andは，UFによって「種差」だけでなく「農薬の相Wilson，1995)。それらの手法の多くが，構成成互作用」も考慮され，十分に安全性を見込んだも分同士に相互作用がなく，構成成分が単一物質とのになる』としていた(農林水産省 消費・安全局

して存在すると仮定した場合の毒性データに基づ

農産安全管理課・植物防疫課，2009)。

いて複合的な毒性を推定する手法である。
２）バイオアッセイによる複合的影響評価への取(４)化学物質管理政策における検討事例

り組み

以上のように，限られた知見で判断せざるを得

諸外国では，複数の化学物質を含んだ排水に対ない状況ではあるが，欧米諸国の多くで，化学物

して，バイオアッセイを用いて水生生物への影響

質管理政策における毒性の相加・相乗効果に関すを総括的に評価する「生物応答を利用した規制」

る検討が進められている。U.S.EPAや英国政府委が実施されている。欧米諸国における排水に対す

員会は，複数の化学物質による複合的影響の取扱

る生物応答を利用した規制の動向と日本の現状，いについて公式な見解を示している。

およびバイオアッセイを用いた複合的影響評価に

U.S.EPA(2003)では，おける新たな取り組みについて，以下に述べる。

(ⅰ)定性的に類似の毒性作用や作用機序を持つ化
学物質は用量の加算によって影響の強さが説明(１)米国における排水に対する生物応答を利用しできるので，毒性影響が相加的に作用すると見た規制

なして用量を加算する

U.S.EPAでは，排水および環境水などの試料そ(ⅱ)定性的に異なる毒性作用や作用機序を持つ化のものが水生生物に対してどのような毒性を有す

学物質は毒性影響が独立に作用すると見なしてるかを評価する手法が研究されてきた。1984年に用量を加算しない

国家汚染物質排出削減計画が提出された際には，としている。また，共通の作用機序により共通の

個別の化学物質の規制だけでなく水生生物に対す毒性影響を起こす化学物質のみを対象に相対効力

る生物応答を利用した規制の併用を定めている

係数法を採用するとしている。英国では，英国の(荒木，2008)。当時のU.S.EPAの決定には，食品・消費者製品・環境中化学物質の毒性委員会(ⅰ)複数の有害化学物質を含む排水から一般的な(Committee on Toxicity of Chemicals in Food,

化学分析で個々に検出することが困難な物質をConsumer Products and Environment：COT)が複数含む事例があったの化学物質による複合的な影響について毒性等価(ⅱ)検出できたとしても，その物質に関する毒性係数の採用を表明している(COT，2002)。しかし，情報が乏しかった

現在のところ，使用形態から判断して複数の化学(ⅲ)複数の有害化学物質を含む排水では，混在す物質による複合的な影響評価が最も必要とされるる化学物質による相加的あるいは相乗的な影響

農薬においてさえ，国際的に合意の得られた標準が懸念され，個別の化学物質の毒性データだけ的な影響評価手法は定められていない(内閣府食

では排水や環境水の有害性を把握・評価するこ品安全委員会事務局，2007)。

とが困難であると予想された

一方，日本国内における毒性試験の公定法・標等の背景があったためと考えられている(鑪迫，

準法において化学物質による複合的影響について

2006)。U.S.EPAは，複数の有害化学物質が含ま― 38 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定

れる排水の管理に際して，排水あるいは環境水の韓国などで排水に対する生物応答を利用した規制

毒性を，生きている生物に暴露した場合に生物にが導入されている(環境省・独立行政法人国立環

現れる応答を測定することによって直接的に理解

境研究所環境リスク研究センター，2012；城内ら，できる「反応」と定義し，生物実験によって水試2012)。排水の放流域が閉鎖性の海域となってい料に含まれる全ての毒性成分の有害性を総合的にる北欧諸国や漁業操業域に近接しているカナダで把握・測定することを目的とした全排水毒性試験

は，水質，底質，生物体内に残留する化学物質濃法(Whole Efﬂuent Toxicity Test：WET試 験 法)を度の環境モニタリングとともに排水に対するバイ開発した(鑪迫，2006；U.S.EPA，2002a；2002b；

オアッセイを行い，多種多様な化学物質が含まれ，

2002c；環境省・独立行政法人国立環境研究所環個別に測定・評価する事が困難な排水の管理に役

境リスク研究センター，2010)。

立てられている(荒木，2008)。

荒木(2008)によると，現在，米国では，事業所

日本国内では，環境省が生物応答を用いて事業からの排水の排出認可に際してWET試験法に基場排水中の化学物質による影響を総体的に把握づいた「排水に対する生物応答を利用した規制」

し，対策を講じる水環境管理手法について，2009が導入されており，有害性の原因となる物質がた

年から公共用水域あるいは排出水の評価等に対すとえ未知であっても，排水の生物に対する有害性

るWET試験法の導入の可能性を探り，日本におが明らかになった場合には認可保留および有害物

ける利用の在り方について有効性や課題の検討を

質の排出量削減が求められる。また，認可を受け進めると発表している(合屋・鑪追，2012；鑪追，た事業者に対しても，排水管理に際して遵守すべ

2012)。また，2009年以降にWET試験法の導入に

き規制基準としてWET試験法の実施が求められ関するガイドラインを作成することとなっているている。

(環境省，2008；鑪追，2012；城内ら，2012)。

一方，連邦水質浄化法に規定された生物応答の規制値を超過した排水を放流する事業には，排水(３)排水に対する生物応答を利用した規制におけ中の有害成分の削減対策が求められる。排水の毒る今後の課題性を削減するためには，排水中の有害成分の特定，WET試験法およびTIE評価は，有害物質の複雑定量および特定された物質を用いた毒性試験によな混合物である排水の毒性を把握するとともに，る検証が必要であり，U.S.EPAはそれらの手法に

毒性原因物質の同定，確認において有効な手法でつ い て も 毒 性 の 同 定 と 評 価 手 法(Toxicity

あると考えられている。また，環境中へ放出されIdentiﬁcation Evaluation：TIE評価)として取りまとる排水中に共存する有害物質の水生生物に対するめている(U.S.EPA，1991；1993a；1993b)。排水

影響が，相加的か，あるいは，相乗的かを解明すが示す毒性を解明する段階では，排水試料に加えることができる。しかし，手法のさらなる高度化られた処理による毒性の変化から毒性の起因とも同時に求められている。

なっている物質が推定される(U.S.EPA，1991)。

US-EPAの方法(1991, 1993a, 1993b)では，排水次に，排水中の有害成分を特定する段階では，分中の有害成分，特に陰イオン無機元素および極性

析化学的な手法を用いて毒性の原因と考えられる

有機化合物の分画，同定に関する手法は充分に開物質の概略的な分類と分画が行われ，毒性画分を発されていないため，今後，クロマトグラフィー

用いた毒性試験を実施する(U.S.EPA，1993a)。

等の新たな化学分析手法の検討が必要である。まさらに，毒性の原因と考えられる物質を検証する

た，排水および分画された物質の毒性は，バイオ

段階では，排水試料と推定された化学物質の標準

アッセイを用いて，主に急性毒性影響から解明，品を添加した試料を用いた毒性試験で，試験生物

評価することになるが，試験生物の選定が課題とに対する感受性や発現する毒性症状を比較するこなっている。現在のところ，試験生物として，水とによって，原因物質の推定が正しいかを検証す

試料のTIE試験ではオオミジンコ(Daphnia magna )るとしている(U.S.EPA，1993b)。

ニセネコゼミジンコ(Ceriodaphnia dubia )または底(２)諸外国における排水に対する生物応答を利用用されている。一方，底質のTIE評価では淡水産生性のコペポーダ(Tisbe battagliai )がしばしば使のヨコエビ(Hyalella azteca )が使用されている。

した規制の動向と日本の現状
米国以外にも，すでにカナダ，EU諸国および

しかし，WET試験およびTIE評価は，試水の毒性― 39 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定

を鋭敏に検出することが不可欠であり，感受性がでの化学物質の動態と生物影響に関連する基礎的鋭敏な試験生物の選定および慢性毒性試験法の開な知見および底質毒性試験の国内外での動向につ発が必要である。さらに，WET試験およびTIE評

いて，最新の知見を収集・整理した。

価を海域に適用するためには，海産生物を使用す
１）底質中の化学物質の動態と生物影響に関するるWET毒性試験法の開発が必要と考えられる。

知見
底質中に残留する化学物質は，(４)バイオアッセイを用いた複合的影響評価にお(ⅰ)懸濁粒子に吸着したものが沈降堆積している

ける新たな取り組み形態

実環境で検出される濃度レベルの化学物質による多様な作用を包括的かつ高感度に捉える手法と(ⅱ)底質粒子へ物理化学的に吸着している形態

して，化学物質による遺伝子発現を指標とした遺(ⅲ)底質の粒子状有機物へ物理化学的に吸着している形態

伝学的手法の検討が注目されている。
Dondero et al .(2006)は，原油を暴露したイガイ類について原油に含まれる複数の化学物質の複合(ⅳ)底質粒子の間隙水に溶存している溶存態(ⅴ)直上水と表層底泥との平衡分配で直上水に溶作用を個々の化学物質による遺伝子発現と相違点存している溶存態を比較しながら解析し，フィールドへの適用を試

等 の 存 在 形 態 を 取 る と 考 え ら れ て い る(中 村，

みている。

2007)。また，その存在形態は，砂質，泥質，粒仲山ら(2010)は，化学物質の影響を変化させる

径分布，底層の流況，直上の水柱中の懸濁物およ要因として，複数の化学物質の相互作用だけでなび溶存有機物の濃度，底質中の有機物含有量など

く，物理化学的な環境変化や生物間相互作用も無が因子となって変化することが明らかにされてい視できないと指摘し，多様な環境ストレスを含む

る(中村，2007)。さらに，底質からの再溶出や表化学物質暴露に対する生物応答についてマイクロ

層底泥粒子の巻き上げなどが拡散の因子になりアレイを用いた網羅的な遺伝子発現解析(ゲノミ(中村，2007；菅谷・畠山，2006)，底質中での加クス)による数値化を検討している。この解析手

水分解や還元反応などの化学的作用あるいは微生法によって，これまでに，ウイルス感染したヒラ物による生分解などで，底質中に残留する化学物

メに対する重油の暴露の複合的影響を二次元デー質の化学形が変化することも知られている(菅タで示される「影響の和」として表現できること

谷・畠山，2006)。

を明らかにした。さらに，現在，実環境での相加

菅谷・畠山(2006)は，OECDが1991年に開催し的あるいは拮抗的に作用する化学物質の複合作用

た「底質中の化学物質の影響評価に関するワークの検証への応用が進められている。

ショップ(OECD，1992)」における策定・合意事
項を次のようにまとめている。つまり，

３．底質汚染の影響の推定と評価(ⅰ)底質を含む水系に流入した化学物質のうち，一般的に，有害性を有する化学物質のうち，難難分解性で低揮発性の物質については，底質中水溶性の物質は水域へ放出されると，最終的にはの有機炭素と直上水あるいは間隙水との平衡分

底質中へ堆積・残留すると考えられている。水域

配が成立するの水質が改善されてきた現在，化学物質の“シン(ⅱ)この平衡が成立する場合，間隙水中の化学物

ク(二次的汚染源)”となっている底質について，

質濃度は水中での生物に対する毒性値と直接比

その生物に対する有害性の評価が求められている較することができる(中村，2007；菅谷・畠山，2006)。また，浚渫土(ⅲ)上記の(ⅰ),(ⅱ)が共に適応できない場合は，

砂の海洋投棄に際して遵守が求められるロンドン

直上水，底質，間隙水からなる試験系を用意し条約の1996年議定書では，廃棄物の海洋投入処分て毒性試験(TG218/219：ユスリカ底質毒性試にあたって，海洋生物や海洋生態系に対する潜在験)を行う必要がある

的な影響を考慮した行動基準(人や感受性の高いとしている。また，底生魚類などの水生生物が底海洋生物に対する急性および慢性毒性を防止する

質中の化学物質に暴露される経路としては，間隙ための基準)を作成することが批准国に対して求水中に溶存した化学物質の鰓からの取り込み，底められている(中村，2005)。この章では，底質中質粒子に吸着した化学物質の体表からの移行，あ― 40 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定

るいは，化学物質が吸着する底質粒子を食物とし案されている(第4表)。

て摂取，という３経路を暴露評価の対象とすることが合意された。

２）底質毒性試験の国内外での動向

現在，底質粒子に吸着した化学物質に対する毒欧米諸国では，海産の底生生物(甲殻類や多毛性試験だけでなく，底質からの再溶出や表層底泥類)を用いた毒性試験が公定法として標準化され粒子の巻き上げを想定し，水柱中の懸濁態粒子にており，底質の毒性評価が実施されている(第4吸着した化学物質に対する毒性試験も各国から提表)。一方，カナダでは，環境保護法に基づき，

第 4表
第4表

対象
とす
る範
囲

各国から提案されている海域における底質毒性の試験法
各国から提案されている海域における底質毒性の試験法

試験生物の
分類群

評価項目

暴露期間

対応する
試験法

全底質

大型無脊椎動
生物濃縮
物

28 日

ASTM 1688-00a

端脚類

生存，成長

10 日
28 日

ASTM 1367-99
U.S.EPAOPPTS850.1740

棘皮動物

生存
生存，成長，
生物濃縮
発生初期の発育
生存，成長，再生産
ﾗｲﾌ･ｻｲｸﾙ，生
存，成長
成長
再生産

多毛類
二枚貝
アミ
魚類
水柱

藻類
海藻類

14 日
10,20,28 日

ASTM 1611-00

2日

ASTM E724-98
ASTM E1191-03
ASTM E1463-92

全ﾗｲﾌ･ｻｲｸﾙ
7-120 日ASTM 1241-98

96 時間
ISO 10253
2日
ASTM 1498-92
96 時 間 ，
10 ， 14 ， ASTM 1562-00
21，28 日

懸濁水
間隙水

環形動物
多毛類

生存，再生産魚類

運動性，採餌，行動

多様

ASTM 1711-95el

バクテリア

生物発光

20 分

ISO 11348

渦鞭毛虫類

生物発光

輪虫網

生存
受精，発生初期の発育発生初期の発育
生存，発育

棘皮動物
溶出水

二枚貝類
カイアシ類

7日
あるいは
4 時間
2日

ASTM E1440-91

2日

ASTM E1563-98

ASTM E724-98
ISO 14669
U.S.EPA
棘皮動物
生存，発育
2日
OPPTS850.1055
出 典 ： 国 際 航 路 協 会 が 作 成 し た リ ス ト を 中 村 ( 20 06 ) が 日 本 語訳したもの。
― 41 ―

2日
4日

ASTM E1924-97

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定

底質の毒性評価が行われており，端脚類，ウニ類，境基準を策定することが必要であると考えられて軟体動物および発光性細菌を用いたバイオアッセ

いる(中村，2006)。

イが行われている。また，海洋投棄に際しても，投棄物に対して同様なバイオアッセイを行い，廃４．化学物質の順応的管理

棄物に含まれる有害な化学物質が生物体内に取り欧米では近年，河川や沿岸域の生態系保全ある

込まれる可能性(bioavailability)が評価されている

いは自然再生の事業において，自然の長期的持続(楠井，2005)。しかし，生物と底質との関わり方

可能性を最優先し，自然環境の不確実性や計画にが生物種によって異なるため，底層での行動特性

おける未来予測の不確実性を認め，政策決定者とや食性が異なる複数種の試験生物を選定し，毒性

利害関係者が継続的なモニタリング評価と検証に試験を実施することが望ましいと考えられている

よって計画を随時見直して修正を行いながら生態(中村，2006)。また，安易に底質中や間隙水中の系を管理しようとする「Adaptive Management(順化学物質濃度と水中暴露で得られた毒性データと応的管理)」の手法が使われるようになってきたの相関や外挿を求めることは適正な生態影響リス(鷲谷，2002)。日本国内では，21世紀「環(わ)のクの評価を困難にする可能性があると指摘されて国」づくり会議2001年報告において，『順応的管いる(菅谷・畠山，2006)。

理の手法を取り入れて積極的に自然を再生する

日本国内での研究事例として，独立行政法人港“自然再生型公共事業”の推進が必要』との提言

湾空港技術研究所が検討している海産ヨコエビをがなされ，自然再生の基本理念に順応的管理を盛用 い た 底 質 毒 性 試 験 が 報 告 さ れ て い る。 中 村

り込んだ「自然再生推進法」が2003年1月に施行(2007)は，底層遊泳性のトゲオヨコエビと底質埋されている。すでに，海辺の自然再生に応用され在性(底泥中に巣穴を掘って生活する)ニホンドロており，成果がまとめられている(海の自然再生

ソコエビの2種を用いて，急性毒性(48時間LC50)

ワーキンググループ，2007)。

を評価するバイオアッセイ系を検討し，トリブチ

こうした動向を踏まえ，2008年の環境科学会「アルスズ化合物の急性毒性値が底層遊泳性ヨコエビ

ジア視点の国際生態リスクマネジメント」に関すに比べ，底質埋在性ヨコエビで高いことを明らかるシンポジウムでは，加茂ら(2009)が化学物質のにした。また，河野ら(2010)は，物性の異なる多生態系への影響に関する順応的管理の手法を提案

環芳香族炭化水素化合物4種を添加した人工底質した。また，産業技術総合研究所が進める化学物を用いたイソゴカイによる底質中有害物質の蓄積

質の詳細リスク評価では，内藤ら(2008)が亜鉛の試験法を実施し，生物底質濃縮係数，取り込み速生態影響リスクに関する検討結果を基に，化学物

度および排泄速度を算出することによって海産の質の生態影響リスクに対する順応的管理の必要性

底生生物による底質中有害物質の蓄積試験法としを指摘している。

ての有効性を検討している。

加茂ら(2009)は，人の健康だけでなく生態系のしかし，日本国内では，底質毒性に関する研究保全を目的として化学物質の利用に一定の規制を事例が未だ少なく，底質汚染の影響の推定と評価設けることは受け入れられ，政策も進められつつについて体系的な方法論が確立されていない状況

あるが，化学物質の生態影響リスクの評価に関しにある(楠井，2005)。

ては，何をどのように評価し，どのように生態系

現在，我が国の水域に対する環境基準は水質にを保全して行けば良いのかについて社会的にも合関する基準が主体となっており，底質に関する環

意された一定の見解がないと指摘している。その境基準値は，ダイオキシン類対策特別措置法(1999

ため，実際に生態影響リスクに対する化学物質管年制定)に基づいて設定された「水底の底質にお理を遂行する際には解決しなければならない問題

けるダイオキシン類は150pg-TEQ/g以下」のみで点が多く残されており，より良い手法が提案されある。また，汚染された底質を除去する際に，除た場合に，順応的な変更が可能な管理システムを去すべき範囲を定めた底質暫定除去基準(1975年

構築しておけば，常時モニタリングすることに制定)では，水銀およびポリ塩化ビフェニルの暫

よって，その効果を検証しながら手法の向上を図

定基準値が定められているに過ぎない。そのため，ることが可能になると報告している。提案された底質毒性試験を公定法として標準化し，毒性デー

順応的管理の手順では，1.高リスク地点の特定，タに基づく有害性評価を行うことによって底質環

2.生態系のふさわしい状況(守りたい環境)の設― 42 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定

定，3.汚染源・負荷源の特定，4.環境中濃度の削ら順応的管理を進めることが適していると報告し減対策の費用と生態系の回復を予測することによている。

る効果の推計，5.リスク削減対策の実施，6.環境

永井(2008)は，農薬の水生生物に対する生態影

中濃度と生態系の変化からリスク削減対策を事後

響リスクの管理体制として，登録申請時の事前評評価する，そして，新たな状況設定や削減対策に価に加え，散布使用中のモニタリングによる事後

従って再度，汚染源・負荷源の特定や効果の推計

評価，事前評価で一定の安全性が担保された上でに戻るというループ状のスキームが示されているのリスクとベネフィットとの比較およびリスク低(第2図)。

減対策の費用対効果などから効率的な管理を実現

内藤ら(2008)は，生態影響リスクに着目した化学物質管理では，一般的な生態系保全の目標とさするループ状のスキームを提案している(第3図)。
第 3図

れる個体群レベルの維持に着目してリスクが定量化され，それに基づく管理のあり方が議論されなければならないと指摘している。しかし，現在の化学物質管理では，影響が懸念される化学物質の
PNECの推定を行い，ハザード比に従ってPNEC
以下に環境中濃度あるいはPECを制御しようとする考え方が一般的であり，悪影響を被る個体が存

第3図

農薬の生態影響に対する順応的管理手順の提案(出典：永井，2008)

在しないことを目標とした個体レベルの評価に基づいたリスク評価が行われている(詳細は第１章を参照)。ハザード比に基づく画一的な管理を改以上のように，これまでに実績をあげている環

め，対象とする生態系で個体群レベルの影響がど

境影響評価にとどまらず，化学物質の生態影響リの程度回復できるか，回復の程度は対策(投資)にスクを評価するプロセスに順応的管理が取り入れ見合うものであるかを考慮するためには，個体群られ，不確実性を一つ一つ克服しながら，科学的レベルのリスク評価が必要となる。しかしながら，立場からの意見だけでなく，広く利害関係を持つ個体群レベルのリスク評価は発展途上であり，リ

人々の間で合意形成が得られる仕組みが構築されスクの推定には大きな不確実性が伴うため，リスる こ と が 期 待 さ れ て い る(鷲 谷，2002； 酒 井，ク推定結果と現状との差異や費用対効果を検証す2007)。しかし，浦野(2007)は，生態影響リスク

るには不十分な状況にある。そのため，内藤らを評価するプロセスで順応的管理が有効に機能す(2008)は，生態影響リスクに対する化学物質管理

るには，現状把握，費用対効果および事後評価にを進める際には，個体レベルと個体群レベルでの対して，これまで以上に効率的なモニタリングが評価を組み合わせた新たな管理方法を導入しなが求められると指摘し，化学物質の生態影響リスクの簡便かつ効率的なモニタリング手法として，各

第 2図

種のバイオアッセイの導入を提案している。
５．水産環境の保全を目的とした，生態影響リス
ク評価に基づく化学物質管理の体系化の必要性
67
以上，本稿では，国内外での水域における化学

物質の生態影響リスク推定の現状と今後の課題について，既往の文献資料に基づいて概説した。
毒性試験に基づき，化学物質の有害性の目安となるPNECを高い信頼性で精度良く推定するためには，(ⅰ)感受性が鋭敏な試験生物の選定や評価基準の精緻化，(ⅱ)慢性毒性試験法の簡便化・迅速化，(ⅲ)底質汚染に対する毒性試験の公定法策定，
第2図

化学物質の生態影響に対する順応的管理手順の提案(出典：加茂ら，2009)(ⅳ)複数の化学物質に起因する複合的影響の考え方の標準化，(ⅴ)毒性試験における易分解性物質― 43 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定の取扱いの規定等が国内で課題となっていること善するためには，漁場となる海域における有害なを明らかにした。一方，暴露量の目安となるPEC

化学物質の存在量と海域に放出された化学物質がの推定では，(ⅰ)モニタリングデータの蓄積，(ⅱ)

水産環境に与える毒性影響を把握し，「生態影響モニタリングデータや届出排出量に対する信頼性

リスク＝暴露量×有害性」として影響の度合いを評価基準の精緻化，(ⅲ)物性や環境中での挙動に定量的に評価する必要がある。筆者は，水産環境基づいた暴露シナリオの設定，(ⅳ)対象となる化

における化学物質のモニタリング調査には，漁場学物質の暴露シナリオに基づいたPEC予測モデルとなる沿岸，沖合，外洋，内湾および干潟などのの構築等の必要性が指摘されていることを明らか

多様な海域における化学物質濃度データの蓄積がにした。また，化学物質の生態影響リスク評価の必要であり，生態毒性試験には，多くの水産生物実施に際しては，自然の不確実性を踏まえた順応を含む海産生物に対する生態毒性試験データの蓄的管理手法を導入して化学物質管理の高度化を図積が必要であると指摘した(眞道，2012)。漁場にる必要性が指摘されていることを明らかにした。

おけるモニタリング手法および海産生物を用いた

日本は水産資源として漁獲の多くを海域に求め

毒性試験法を開発することは，漁獲された水産物ており，化学物質による海洋汚染を未然に防止しや漁場に生息する海産生物の視点から各種の化学

つつ水産施策を実施しなければならない。しかし，物質が水産環境に与える毒性影響を把握すること

これまでに我が国で行われてきた生態毒性試験やを可能にする。また，毒性試験に基づくPNEC推海域におけるモニタリング調査には，水産資源に

定およびモニタリングデータに基づくPEC推定の対する影響や持続可能な漁業生産の維持という観手法について既往の知見が指摘する課題を改善し点から水産環境*4をどの程度の水準に保つべきかていくことによって，水産生物への影響が懸念さという水産業の立場での視点が乏しい。これを改れる化学物質の有害性および水産環境における化

第４図

第4図

水産環境における化学物質の生態影響リスク評価の提案*4：筆者は「水産環境」を水産生物とその生育場および漁場となる海域の総称と定義した。
68― 44 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定

学物質の生態影響リスクを高い信頼性で，精度良漁獲物の経済価値が低下しない水質を維持できるく推定することが可能になるであろう。(第4図)

水準に保つことを目的として，「維持することがしかし，海産生物を用いた毒性試験法の確立に望ましい水質基準値」を定めている。化学物質に関しては，毒性試験データの蓄積，感受性や応答よる汚染を未然に防止し，生物多様性に配慮したが鋭敏な生物種の選定や評価基準の精緻化，魚類水産施策を進め，水産環境の化学物質管理を体系に対する慢性毒性試験法の簡便化・迅速化，底生化するためには，水産用水基準と同様に，水産環生物を用いた底質毒性試験公定法の策定等が日本境をどの程度の水準に保つべきかを明確に設定す

国内における課題となっている(眞道，2012)。まべきであろう。これまでに得られた知見を参考に，た，個体の生殖能力への影響や生物種が集団とし①多種多様な水産生物の生育と再生産が健全に保て存続できる可能性に与える影響を評価基準にしたれる，②水産生物の生息場および産卵場，餌とた個体群レベルでの有害性の評価手法，総合的影なる生物等が健全に保たれる，③沿岸，沖合，内響指標ならびに複数の化学物質に起因する複合的湾，干潟などの多様な漁場において漁業活動を支な影響の評価手法の実用化などに国際的な整合性

障なく行える，④漁獲物の安全性と経済的価値がをとりつつ，日本周辺の海洋生態系や多様性に即確保できる，という水準に設定することを提案しして，汎用的かつ実用的な毒性試験法として普及たい(第5図)。

させなければならない(第4図)。一方，化学物質

一方，海域の生態系は陸水域以上に複雑な系での暴露量評価に関しては，水産生物を含む多種多あり，生物の多様性も富んでいることから，これ様な海産生物や漁場となる多様な海域環境を想定

らの水産環境に望ましい水準の達成度を評価するしたモニタリング調査に関する知見が不足していためには，従来の藻類，甲殻類，魚類等の限られる。また，近年，化学物質の二次的汚染源と考えた生物種を用いた生態毒性試験だけでなく，水産られている底質について，多毛類や底性甲殻類な上重要な軟体動物や海藻類ならびに餌となる生物

どの水産有用種を含め，その生物に対する有害性種など，他の動植物群による試験法についても確の評価手法およびモニタリング手法の確立が課題

立し，各種の化学物質が持つ有害性の強さを把握となっている。信頼性の高いPEC推定値を得るた

することが必要と考えられる。また，沿岸，沖合，

めに，海産生物を用いたモニタリングデータの蓄

内湾，干潟ならびに底層などの多様な漁場に生息積，モニタリングデータに対する信頼性評価基準する多種多様な水産生物から海域の類型毎に数種の精緻化，物性や環境中での挙動に基づいた暴露を選び，それらの生物種を用いたモニタリング手

条件の設定とそれに基づいた予測モデルの構築等法を開発することによって，各種の化学物質が持を進めなければならない(第4図)。

つバイオアベイラビリティ (生物体内に取り込ま

水産用水基準(日本水産資源保護協会，2006)でれる可能性)や海域生態系に与える様々な毒性影

は，水産資源保護の観点から水域の水質をどのよ

響を海域の類型毎に把握・評価することが可能にうな水準に保つべきかを明示している。すなわち，なると考えられる。

水産動植物の正常な生息および繁殖を維持し，そ以上のように，多種多様な水産生物への影響評の水域において漁業を支障なく行うことができ，価を想定した生態毒性試験を充実させ，多様な漁

第 5図

第5図

水産環境における化学物質管理の体系化― 45 ―

眞道：水域における化学物質の生態影響リスク推定

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