ISSN 2189-8839

Archives of Atmospheric Chemistry Research
第 39 号

目次

総説―トピックス：大気汚染物質と健康影響―

Article No.

エアロゾル有害物質の肺沈着における粒径分布，吸湿性，ヒト条件の影響 ········· 梶野瑞王

039A01

黄砂のアレルギーへの影響～子どもを包む空気を考える〜 ······························· 金谷久美子

039A02多環芳香族化合物の大気内二次生成 ········································································· 亀田貴之

039A03

エアロゾルの健康影響における活性酸素の役割 ··························································· 白岩学

039A04

学会からのお知らせ
iCACGP-IGAC 2018 国際会議の開催準備報告················································ 谷本浩志，永島達也，猪俣敏，竹川暢之，坂田昂平，石野咲子

039N01

JpGU2018「大気化学セッション」開催報告··································································· 岩本洋子，中山智喜，豊田栄, 江口菜穂, 入江仁士

039N022018 年度日本大気化学会奨励賞の候補者募集 ····················日本大気化学会 運営委員会

039N03

第 40・41・42 回日本大気化学会運営委員会議事録 ···············日本大気化学会 運営委員会

039N04

日本大気化学会会員集会プログラム ··········································日本大気化学会 運営委員会

039N05

記事のご投稿について
論文や記事のご投稿をご検討されている方は，事前に本誌編集委員または日本大気化学会運営委員までご相談下さい。
大気化学研究編集委員：江波進一（共同編集長），森本真司（共同編集長），関山剛，山地一代
日本大気化学会運営委員（第 10 期，平成 29 年 7 月 1 日から）：
谷本浩志（国立環境研究所），入江仁士（千葉大学），岩本洋子（広島大学），江口菜穂（九州大学），江波進一（国立環境研究所），金谷有剛（海洋研究開発機構），豊田栄（東京工業大学），中山智喜（名古屋大学），永島達也（国立環境研），廣川淳（北海道大学），町田敏暢（国立環境研究所），持田陸宏（名古屋大学），森本真司（東北大学）

総説 ―トピックス： 「大気汚染物質と健康影響」―

Research Focus

Article No. 039A01

エアロゾル有害物質の肺沈着における粒径分布，吸湿性，
ヒト条件の影響
Dependence of lung deposition of hazardous aerosol components on
size distribution, hygroscopicity, and human conditions
梶野瑞王 1，２ *Kajino et al. [J. Jpn. Soc. Atmos. Environ., 2014]では，喉頭以深が水飽和であるヒト気道内での粒子の吸湿成長を考慮すると，成人男子・軽運動時・鼻呼吸の場合において fresh soot は aged soot より 70%程
度，肺沈着率が高くなる可能性を示した。本稿では，年齢差や運動量，鼻呼吸と口呼吸の差など，他のヒト条件の影響を新たに追加し，微小粒子の肺沈着においても，吸湿成長時のスーパーミクロン（空気力学径 1 – 10 μm）範囲での肺沈着率増大が重要となる可能性を明らかにした。また，東アジア特有の現象であり，健康に影響を及ぼす黄砂についても，その肺沈着率を新たに評価した。Fresh soot とaged soot の肺沈着率の差は，成人男子・重運動時の表面積沈着率に対して最も大きくなり，aged sootの 5.4%に対して fresh soot は 13.1%と約 2.4 倍であった。黄砂については，同じ地点，同じ期間に観測された異なるイベントでも粒径分布の違いにより肺沈着率が最大 75%程度異なり，口呼吸による肺沈着率は鼻呼吸による肺沈着率に比べて最大約 7 倍程度高かった。今後は，エアロゾル健康影響の指標として研究が活発化している粒子酸化能について，その主たる原因物質と考えられている遷移金属の肺沈着について研究を進めて行きたい。

１．はじめに

めに，個別化学組成をベースとするよりは，PM 2.5 としエアロゾル健康影響の指標として我が国ではてバルク質量濃度を扱った方が適切で[WHO, 2007]，

PM 2.5 を採用し，2009 年 9 月に環境基準を定め基準

また結果，疫学調査とも良い相関が得られる

達成率を目標として発生源対策を講じ，また全国モ[Davidson et al., 2005]。

ニタリング調査や数値モデル等を活用して，発生源

その一方で，発生源対策を講じる際には，リスクの対策に関する基礎資料を作成してきた。PM 2.5 は疫本質を見抜いて，単なるバルクとしての質量濃度で学研究がこれまで示す通り，エアロゾル健康影響のはなくリスク本体を低減するように注意を払う必要が良い指標である[e.g. US-EPA, 2004]。しかし，化学組ある。たとえば硫酸アンモニウムや硝酸アンモニウム

成や粒径分布は日々変動するため，実際には PM 2.5

等，人体に無害なレベルの発生源[Hammingh et al.,

質量濃度が同じであったとしても，リスクは異なる可2012]を抑制しても，PM 2.5 の質量濃度は低下するが能性がある。さはさりながら，疾患を引き起こすまでにリスク自体は低くならないと考えられるからである。近は様々な要因や原因物質，それら相互作用があるた

年，我が国の PM 2.5 は越境汚染を含めて減少傾向に1

大気化学研究 第 39 号 (2018)

あり [Uno et al., 2017]，見通しは明るい。しかし一方直後の疎水性の煤粒子（fresh soot）と，長距離輸で，実際に健康リスクそのものがどの程度減少したの

送中に凝縮や不均一反応で水溶性物質との内部かについては，もう少し踏み込んだ検証が必要にな混合が進んだ煤粒子（aged soot）では，気道沈着るだろう。

率（気管支＋肺胞）が約 2 倍異なる可能性を示しエアロゾル健康影響の評価において，大気化学

た。また Ching and Kajino [2018]では，混合状態も的な視点からは「有害物質の濃度」とそのキャリまた重要なパラメータとなり得ることを示した。

アである粒子の「気道沈着率」言い換えると粒径

エ ア ロ ゾ ル 混 合 状 態 指標 χ （ Riemer and West

分布と吸湿性が重要なパラメータとなると考え[2013]; 生物多様性指標になぞらえて 0%が完全外られるが，それらは個別に詳細に取り上げられる

部混合，100%が完全内部混合を示す）が 0 – 50%

ことはあっても，有機的に結び付けて議論されるの範囲において，混合状態を考慮しなければ（化ことは少ない [e.g. US-EPA，2004; 環境省，2008]。

学組成の均一混合を仮定すると），（気道内およびま ず 参 考 の た め ， 図 1 に ， ヒ ト 気 道 領 域 （ ET:

大気中での）煤の吸湿成長を過大評価することで胸 郭 外 気 道 ， TB:

胸郭外気道を含む全気道領域の沈着率を 5 – 20%

extrathoracic

airway;tracheobronchial airway; 気 管 支 ， AI: alveolar

過小評価する。

interstitium; 肺 胞 （肺 間質） ）と ，気道沈 着モ デル

Kajino et al. [2014]では，気道内での吸湿成長を

Multiple Path Particle Dosimetry Model (MPPD)

主眼においていたために，気管支と肺胞への沈着率[RIVM, 2002]で計算した気道領域別沈着率（成人男を合わせて議論し，またヒト条件も成人男性・鼻呼吸・性，鼻呼吸，軽運動時）の計算結果を示した。これは，軽運動時に限定していた。本稿では，一般に気道よ

一回の呼吸で吸入したエアロゾルが各部位に沈着す

りも排出輸送の遅い肺胞への沈着率（以下，肺沈着る割合を示している。「有害物質の濃度」と「気道率）に評価を限定し，そのかわり年齢差や運動量，鼻沈着率」を有機的に結び付けるために，Kajino et al.

呼吸と口呼吸の差など，他の呼吸パラメータについ[2014]では，発がん性物質である燃焼起源の煤粒ての評価を新たに追加した。さらに，微小粒子だけで子に着目し，近年開発された先駆的エアロゾル測はなく，自然起源の粗大粒子だが健康影響が懸念さ定装置群により得られた知見を参考にしながら，発生れる黄砂[環境省, 2018]についても，その肺沈着を新

図 1 （a）ヒト気道部位の定義（Ching and Kajino [2018] から引用）。（b）成人男性，鼻呼吸，軽運動時の各気道部位における沈着率（Kajino et al. [2014] から引用して改変）。矢印は，微小粒子の肺への沈着率が，粒径が大きく，吸湿性が高くなる
につれ，減少する傾向を示す。

2

大気化学研究 第 39 号 (2018)

たに評価した。黄砂は表面の反応性が極めて高く，

Kajino et al. [2014]の図 2 に示す通り，微小粒子ほ

発がん性物質である 1-ニトロピレンの不均一生成反ど平衡に到達するまでの時間は短く，100 nmより小さ

応 を急 激に 促進 する こ とが 分か って いる こ とか ら

い粒子については 1 秒以内にほぼ平衡に到達する。

[Kameda et al., 2016]，発がん性物質の気道沈着を一方で，1 μm 以上の粗大粒子は気道においては平考慮するうえでも重要な粒子と考えられる。

衡に到達しない。しかし，吸湿成長後の粒径は，外2 章では，肺沈着の計算結果について，気道内

気環境（気温や湿度）の影響はほとんど受けない。粗

でのエアロゾル吸湿成長と，ヒト条件による沈着

大粒子の場合でも 1 秒以内に，外気環境の違いによ

率の違いに着目して説明し，3 章では，有害物質

る吸湿成長後の粒径の違いは数%程度に収まる。

の一例として，煤と黄砂を例にとり，粒径分布，

2．2 発生源と風下域

吸湿性，ヒト条件の違いにより気道沈着がどのよ

一般に，大気エアロゾルは大気中を輸送される間うに変化し得るかを評価する。

に硫酸やアンモニア，水溶性有機物等の水溶性物

2．気道沈着について質の凝縮を受け，また不均一酸化反応により，粒径・Kajino et al. [2014] では，喉頭以深が水飽和であ

吸湿性ともに増大する。図 1b の矢印は，微小粒子がるヒト気道内でのエアロゾル吸湿成長を簡易的に定発生源から風下域へ輸送されるにつれ，粒径が大き式化し，気管支および肺胞への気道沈着率に対するく，吸湿性が高くなり，肺沈着率が減少する傾向（空大気エアロゾルの粒径分布と吸湿特性の感度につ気力学径 D a が 20 nm で 45%から 100 nm – 1 μm でいて，その重要性を議論した。本稿でも，同じ手法を10%程度に）を示している。

用いて，肺沈着率について年齢差や運動量，鼻呼特にこの影響は，発生時に疎水性である粒子ほど吸と口呼吸の差など，様々なヒト条件についての評顕著である。Kajino et al. [2014]では，自身が発がん価を行った。しかし，依然，クリアランス（体外への排性であり，また発がん性物質の多環芳香族炭化水素出）や沈着後の体内動態，生体影響については議論（PAH; Polycyclic Aromatic Hydrocabons）のキャリアしない。帯電状態についても考慮していない。Ching

である燃焼起源の煤粒子を例にして，発生源近傍のand Kajino [2018]で議論したエアロゾル混合状態

fresh soot は，長距離輸送された aged soot に比べてもここでは考慮しない。

70%程度，肺沈着率が高くなる可能性を示した。PAHの 一 種 で あ り 高 い 発 が ん 性 を 示 す BaP

2．1 粒径分布と吸湿性（Benzo[a]pyrene）は，蒸気圧が低いため主に煤粒子

気道内での吸湿成長計算は，Kajino et al. [2014]と内部混合していると考えられるが，越境汚染の影響の通りであるため詳述は避けるが， 気道内でのダイが高い冬季であっても，西日本や北日本を除く，関

ナミクスを考慮した計算ではない。気道内の環境を気

東，東海，近畿地方においては，「BaP の大気濃度」

温 37℃，相対湿度 99.5%と仮定して，エアロゾルののうち 10 – 40%は国内起源である [Inomata et al.,

粒径と吸湿性 κ [Petters and Kreidenweis, 2007]から，

2013]。国内起源の空気塊に，より fresh soot が多く含

1 回の呼吸サイクルでの空気塊の気道内滞在時間にまれる可能性を考えると，「BaP の肺沈着量」の国内おける水蒸気の凝結量を算出する。そして，その吸発生源寄与率は，大気濃度のそれよりも高いかもし

湿成長後の粒径における MPPD モデルの値（図 1b）

れない。

を，気道内で吸湿成長したエアロゾルの肺沈着率と2．3 ヒト条件の影響する。

3

大気化学研究 第 39 号 (2018)

図 2 肺沈着率のヒトパラメータの依存性を示す。（a）成人男性の休息時（点線），軽運動時（破線），重運動時（実線）における，鼻呼吸（黒），口呼吸（オレンジ）での肺沈着率。灰色の矢印はそれぞれ，（①）図 1 の矢印と同じ，（②）1 μm を超えると肺沈着率は増大し（休息時ほど増大が大きく，鼻呼吸よりも口呼吸の方が増大が大きい），（③）さらに大きくなるとまた急激に下がる傾向を示す。（b）軽運動時における，鼻呼吸での肺沈着率の年齢差。オレンジ色の矢印は，若年齢になるにつれ，
微小粒子の沈着率が下がるとともに，粗大粒子の沈着率が上がる傾向を示す。

図 2 に，肺沈着率のヒト条件の依存性を示す。図

図 3 に，成人男性の肺沈着率について，粒径分布

2a は，成人男性における休息時（点線），軽運動時（対数正規分布を仮定したときの，数基準乾燥幾何（破線），重運動時（実線）の違いと，鼻呼吸（黒）と口中心径 D g,n,dry と幾何標準偏差 σ g ），κ，およびヒト条

呼吸（オレンジ）の違いを示している。ここで特筆すべ

件の依存性を 示した。左列と中央の パネルは ，き傾向は下記の 2 点である。（1）微小粒子は，運動量D g,n,dry = 40 – 280 nm，σ g = 1.3 – 2.0 の範囲内での，が高くなるほど，肺に多く取り込まれる。また鼻呼吸にそれぞれ，κ=0 と 0.3 における肺沈着率を示す。右列

比べて口呼吸の方がより微小粒子を多く肺に取り込のパネルは，D g,n,dry = 40 – 280 nm，κ = 0 – 0.7 の範む。（2）一方，粗大粒子は，運動量が低いほど，肺に囲での σ g = 1.6 における肺沈着率である。上から，多く取り込まれる。鼻呼吸に比べて口呼吸の方がより鼻呼吸の軽運動時，重運動時，休息時を示し，一番粗大粒子を多く肺に取り込む点では，微小粒子と同下は，口呼吸の軽運動時を示す。有害物質と生体とじ傾向である。

の作用は表面上で起こるため，表面積沈着率も重要

図 2b には，軽運動時・鼻呼吸の場合の肺沈着率[ 神谷 , 2012]であるが，ここに示すのは体積沈着率の年齢差を示す。10 歳児の肺沈着率は成人男性と（同じ粒子密度(1.8 g/cm3)を仮定しているので質量変わらないが，若年齢になるにつれ，微小粒子の肺沈着率でも値は同じ）である。Kajino et al. [2014]で沈着率が小さくなる一方で，粗大粒子の肺沈着率が示す通り，表面積沈着率は値は異なるものの，傾向大きくなる。

は体積沈着率と大きく変わらない。

口呼吸時や，休息時，また乳幼児における 1 – 10

図 3 で示す範囲内において，肺沈着率は 2.0 –μm 粒径範囲の肺沈着率の増大については，これま

28.5%まで 1 桁以上の広がりを示した。図 2 から推察

であまり議論されて来なかったものの，後述の通り，

できるように，D g,n,dry ，σ g ，κ の全てが小さいほど肺沈

微小粒子の気道内の吸湿成長や，黄砂の健康影響

着率は大きくなり，その変化率は値が小さいところでを考えるとき，重要となるかもしれない。

より大きい。また，D g,n,dry ，σ g ，κ が大きくなるにつれ，
前述の 1 – 10 μm の粒径範囲内での肺沈着率の増

2．4 肺沈着率の粒径分布，吸湿性，ヒト条件依存性大の影響が顕著に現れる。鼻呼吸の重運動時では見られないが，たとえば口呼吸の軽運動時において4大気化学研究 第 39 号 (2018)

は，D g,n,dry ，σ g ，κ の小さいものよりも（3 枚の図のそれの計算結果を比べながら議論する。Fresh soot と aged

ぞれ左下領域），それらが大きいもの（右上領域）のsoot のエアロゾルパラメータは，それぞれ，東京での方が，はるかに肺沈着率が大きくなる傾向が見られ

代表値 [Kondo et al., 2006]と，東シナ海 [Moteki etる。

al., 2012]および福江島 [Shiraiwa et al., 2008]の代表値から見積もった（根拠は Kajino et al. [2014]で詳

3．煤粒子と黄砂の肺沈着述）。黄砂については，ある同じ地点で（甲府市），同

表 1 と表 2 で，煤と黄砂の代表的な粒径や吸湿性

じ時期（2004 年春）において観測された異なる二つに基づいて，様々なヒトパラメータにおける肺沈着率の イ ベン トに お ける 値を 用い た[Kobayashi et al.,

図3

気道内の吸湿成長を考慮した，成人男性の肺沈着率（%）。左から κ=0 (Dg,n,dry = 40 – 280 nm，σg = 1.3 – 2.0)，κ=0.3(Dg,n,dry = 40 – 280 nm，σg = 1.3 – 2.0)，σg = 1.6 (Dg,n,dry = 40 – 280 nm，κ= 0 – 0.7)，上から，鼻呼吸・軽運動時，鼻呼吸・重運動時，鼻呼吸・休息時，口呼吸・軽運動時を示す。

5

大気化学研究 第 39 号 (2018)2007]。黄砂は，長距離輸送中に凝縮や不均一反応

運動時において fresh soot は aged soot より肺沈着率

で水溶性物質との内部混合が進み [Tang et al.,が高いという Kajino et al. [2014] の結論は，ヒトの条2004; Kajino et al., 2018]，また海洋上の大気境界層

件によっては成立しないことが確認された。

内での輸送中に海塩粒子との内部混合も進むため

一方，表面積沈着率は，体積沈着率に比べて，よ[Zhang and Iwasaka, 2004]，吸湿性を有している可り小さな粒径側に重み付けされるため，1 – 10 μm 範

能性もあるが，ここでは κ = 0 と仮定し，気道内での吸囲内での増大の影響は受けにくく，結果，fresh soot

湿成長は考慮していない。また，モデルの都合上，と aged soot の差がより顕著となり，口呼吸の場合でも，粒子形状は球形を仮定している。

fresh soot の方が肺沈着率は大きい。従って，fresh

表 2 に，成人男性，3 ヶ月児の休息時，軽運動時，

soot と aged soot の肺沈着率の差は，成人男子・重運

重運動時（乳幼児の重運動時のパラメータはない）の動時の表面積沈着率に対して最も大きくなり，aged

fresh soot，aged soot，黄砂の肺沈着率を示した。特soot の 5.4%に対して fresh soot は 13.1%と約 2.4 倍，

筆すべき点をまとめると下記の通りである。

成人男子・軽運動時においても 8.3%に対して 14.9%と，約 8 割程度大きい見積りとなった。

体積沈着率では，fresh soot に比べて aged soot は
前述の通り，肺に沈着しにくい傾向は見られるが，そ燃焼起源の一次物質の方が，二次生成物質に比れは成人男子の鼻呼吸の軽・重の運動時に限られる。

べて毒性が高い，とする研究もある[Hammingh et al.,

成人男子の休息時では大きな違いは見られず，口呼2012]。粒径分布やヒト条件によっては，硫酸アンモ

吸では，特に休息時と軽運動時に，aged soot の方が，ニウムなどの毒性の低い成分を削減することで，かえより肺沈着率が高くなる（1 – 10 μm の粒径範囲内でって aged soot の気道沈着率が高くなり，風下域のリの肺沈着率の増大に起因）。成人男子・鼻呼吸・軽スクが上昇するかもしれない。過剰な硫酸は強酸性

表1

Fresh soot，aged soot，黄砂の計算条件

Dg,n,dry
σg
κ
ρp
粒子
粒子形状
Fresh soot
70 nm
1.6
0
1.8 g/cm3
球形
Aged soot200 nm
1.6
0.3
1.8 g/cm3
球形
1.3 μm
1.6
0
2.6 g/cm3
黄砂 Aa
球形
0.9 μm
2.0
0
2.6 g/cm3
黄砂 Ba
球形
a
黄砂 A, B は甲府市においてそれぞれ 2004 年 3 月 30 日-4 月 2 日にかけて，と，2004 年 4 月 17 日に飛来した黄砂の代表的なパラメータ [Kobayashi et al., 2007]
表2

Fresh soot，aged soot，黄砂の肺沈着率（resting）（%）

Fresh sootAged soot
黄砂 b
鼻呼吸
口呼吸
鼻呼吸
口呼吸
鼻呼吸
口呼吸
12.5
12.8
13.6
17.6
8.4 – 13.3
21.0 – 29.0
成人男性
(14.4)a(14.8)(11.9)(14.3)(12.3 – 15.2)(24.9 – 28.9)
（休息時）
成人男性
12.6
12.9
8.8
16.0
3.8 – 6.3
19.0 – 27.6
(14.9)(15.1)(8.3)(12.9)(6.2 – 7.6)
(23.3 – 27.6)（軽運動時）
11.0
11.4
5.3
12.5
1.6 – 2.8
11.4 – 18.4
成人男性
(13.1)(13.4)(5.4)(10.3)(2.9 – 3.6)
(15.6 – 19.7)（重運動時）
3 ヶ月児
3.7
3.8
3.4
3.6
4.5 – 6.4
6.5 – 8.4
(4.3)
(4.4)
(2.8)
(3.0)
(5.3 – 6.2)
(7.0 – 7.8)
（休息時）
9.7
9.9
8.1
9.1
8.2 – 12.3
14.7 – 19.6
3 ヶ月児
(11.3)(11.6)(7.0)(7.6)(10.5 – 12.7)(16.4 – 18.6)（軽運動時）a
数値は体積（質量）沈着率を示すが，括弧内の値は，表面積沈着率b
黄砂のレンジは黄砂 A と黄砂 B を示す。肺沈着率はいずれの場合も黄砂 B の方が小さい。

6

大気化学研究 第 39 号 (2018)

エアロゾルの原因となるが，アンモニアが豊富な環境

年齢，口呼吸の場合には，両者の沈着率はあまり変においては，SO 2 ガスのみの過剰な排出規制はあまわらないか，aged soot の方がより多く沈着するケース

り必要ないかもしれない（本稿の試算は多くの仮定にも見られた。

基づいており，より厳密な計算や正確な実験なくして東アジア特有の現象であり，また健康に影響を及

確定的なことは言えないが）。

ぼす黄砂についても，同じ地点，同じ期間に観測さ黄砂については，同じ地点，同じ期間であってもれた 2 つのイベントにおける異なる粒径分布を与えて，異なるイベントで気道沈着率が大きく異なる可能性が

その肺沈着率を比較した。その結果，イベントが異な示唆された。その差は，成人男性・重運動時・鼻呼れば肺沈着率は最大で 75%程度異なり，口呼吸によ

吸・体積沈着率（黄砂 B 1.6 – 黄砂 A 2.8%）で最も大る肺沈着率は鼻呼吸による肺沈着率に比べて最大

きく 75%であった。また，どの年齢，運動量において7.1 倍と 1 桁近く高かった。

も，口呼吸の方が鼻呼吸に比べて肺沈着率が高く，

4．2 今後の展開：粒子酸化能

それもまた成人男子・重運動時・体積沈着率・黄砂 B

現在，我々は細胞が受ける酸化ストレスを in vitro（鼻呼吸 1.6%，口呼吸 11.4%）で最も顕著で，約 7.1

系で定量化する方法として近年多用されている

倍と 1 桁近く異なる可能性が示唆された。

dithiothreitol (DTT) assay [Kumagai et al., 2002]から

4．おわりに得られる酸化能に着目し，数値モデル開発，装置開発，野外観測，室内実験，疫学調査が有機的に連携

4．1 まとめした共同研究を進めている。DTT assay は，還元剤で気道内での吸湿成長を考慮した大気エアロゾルのある DTT がどれだけ酸化反応で消費されたかを定量

肺沈着率について，粒径分布，吸湿性，および，年するものであるが，その DTT 消費量は PM 2.5 よりも疫

齢差や運動量，鼻呼吸と口呼吸の差など，ヒト条件の学調査と相関が高いとする研究例もある[Bates et al.,

影響をまとめて議論した。微小粒子の肺沈着率は，

2015]。酸化能の原因物質としては，大気エアロゾル

粒径数 10 nm から数 100 nm にかけて沈着率が 45%のバルク酸化能と試薬試験から積み上げたクロージ

から 10%程度に低下する領域（ブラウン衝突が小さく

ャー研究から，Cu, Mn, Fe, Ni 等，水溶性遷移金属なる）と，その後，1 – 10 µm の粒径範囲で増大するの重要性が示唆されている[Charrier and Anastasio,

領域（慣性衝突が大きくなる）の影響を受ける。前者

2012; Fujitani et al., 2017]。また肺沈着ではないが，は運動量が大きいほど顕著となり，後者は運動量が我が国でも都市及び越境汚染気塊で多く発見されて小さく，鼻呼吸より口呼吸の方が，そして若年齢ほどいる燃焼起源の酸化鉄粒子[Adachi et al., 2016;

顕著となる。D g,n,dry = 40 – 280 nm，σ g = 1.3 – 2.0，κ=Moteki et al., 2017] は，脳内でも発見されており（胸0 – 0.7 と上述のヒト条件の範囲内において，肺沈着

郭外気道に沈着したのち嗅球から脳へ輸送），アル

率は 2.0 – 28.5%まで 1 桁以上の広がりを示した。

ツハイマーの原因とも指摘されている[Maher et al.,

発がん性を持つ燃焼起源の煤粒子を例として，

2016]。

fresh soot と aged soot の典型的な粒径分布，吸湿特

前述の発がん性物質の場合とは異なり，これら遷性を与えて，肺沈着率を算出したところ，その差は，移金属については電子顕微鏡を用いた個別粒子分

成人男子・重運動時の表面積沈着率に対して最も大析が威力を発揮する。現在，気象研究所では電子顕

きくなり，aged soot の 5.4%に対して fresh soot は

微鏡の分析結果をデータベース化して公開しており，13.1%と約 2.4 倍であった。その一方で，休息時，若（MetEMA DB; http://metemadb.kir.jp），2018 年 6 月

7大気化学研究 第 39 号 (2018)

12 日現在，548 サンプルから 47,983 個の粒子の形状して得られました。両集会の主催者の先生方，スタッと元素情報，およびその粒子画像を収納している。

フ，また両集会で意見交換をさせて頂いた慶應義塾専門家でなければ電子顕微鏡データの解釈は難し

大学・奥田知明先生に感謝いたします。また作図にいが，非専門家であったとしても，専門家の助言を得

ついて，気象研究所・太刀川友理さんのご協力を頂ながら，データベースに収納される大量の粒子情報きました。ここに感謝いたします。

に基づいて，バルク観測や数値モデルと検証可能なパラメータを導出し，研究を進めることが出来る。また，

5．参考文献

個別粒子の組成や形状からその発生源を推定する

Adachi, K., N. Moteki, Y. Kondo and Y. Igarashi (2016),

ことも可能であることから，MetEMA DB を通して，我Mixing states of light-absorbing particles measured using

が国における遷移金属の肺沈着率や発生源推定にa transmission electron microscope and a single-particle

関する研究の進展が期待できる。

soot photometer in Tokyo, Japan, J. Geophys. Res., 121,

Onishi et al. [2018] は，数値モデルによる PM 2.5

9153-9164.

予測結果を用いることで，呼吸器疾患の自覚症状ス

Bates, J. T. et al. (2015), Reactive oxygen species generation

コア日別値の予測可能性を明らかにした。詳細な野linked to sources of atmospheric particulate matter and

外観測や室内実験から知見を積み重ねる一方で，cardiorespiratory effects, Environ. Sci. Technol., 49,

酸化能の高時間分解能連続自動観測装置および酸

13,605-13,612.

化能予測モデルを開発し，Onishi et al. [2018]の疫

Charrier, J. G. and C. Anastasio (2012), On dithiothreitol

学スコアで評価することで，質量濃度ベースでなく，(DTT) as a measure of oxidative potential for ambient

酸化能という有害性指標をベースとした，新たなリス

particles: evidence for the importance of soluble transition

ク評価，発生源対策，健康影響予測，などに関する

metals, Atmos. Chem. Phys., 12, 9321-9333.

研究を今後展開して行きたい。

Ching, J. and M. Kajino (2018), Aerosol mixing state mattersfor particles deposition in human respiratory system, Sci.

謝辞：

Rep., 8:8864, doi:10.1038/srep02554.

本研究は，（独）環境再生保全機構の環境研究総合Davidson, C. I., R. F. Phalen and P. A. Solomon (2005),

推進費（5-1605）により実施されました。本稿の着想

Airborne particulate matter and human health: A review,

は，当該推進費メンバーである茨城大学・五十嵐康

Aerosol Sci. Technol., 39, 737-749.

人先生，気象研究所・Joseph Ching 博士，足立光司

Fujitani, Y., A. Furuyama, K. Tanabe, S. Hirano (2017),

博士，木名瀬健博士，財前祐二博士，関山剛博士，

Comparison of oxidative abilities of PM 2.5 collected at

日本自動車研究所・萩野浩之博士，国立環境研究

traffic and residential sites in Japan. Contribution of所・藤谷雄二博士，産業技術総合研究所・大畑昌輝

transition metals and primary and secondary aerosols,

博士，山梨大学・大西一成先生らとの日頃の議論，

Aerosol Air Qual. Res., 17, 574-587.

ならびに福岡大学・林政彦先生主催の「福岡から診

Hammingh P., M. R. Holland, G. P. Geilenkirchen, J. E. Jonson,

る大気環境研究所研究会」（2016 年 9 月 11-12 日，

R. J. M. Maas (2012), Assessment of the environmental

2017 年 7 月 30-31 日），名古屋大学・持田陸宏先生

impacts and health benefits of a nitrogen emission control

主催のシンポジウム Frontier of Atmospheric Aerosolarea in the North Sea: Policy studies PBL Netherlands

Studies: Toward the Understanding of the Health andEnvironmental Assessment Agency (PBL), The Hague,

Climatic Effects（2018 年 1 月 23-24 日）での議論を通112 pp.

8大気化学研究 第 39 号 (2018)

Inomata, Y. et al. (2013), Source contribution analysis ofblack carbon aerosols during transport from the boundary

surface particulate polycyclic aromatic hydrocarbon

layer to the free troposphere, Geophys. Res. Lett., 39,

concentrations in northeastern Asia by source-receptor

L13802, doi:10.1029/2012GL052034.

relationships, Environ. Pollut., 182, 324-334.

Moteki, N. et al. (2017), Anthropogenic iron oxide aerosols

Kajino, M., Y. Igarashi and Y. Fujitani (2014), Which is moreenhance atmospheric heating, Nature Comm., 8:15329,

efficiently deposited in the human respiratory tract

doi:10.1038/ncomms15329.

through inhalation, fresh soot or aged soot? Sensitivity ofregional

depositions

to

size

distribution

Onishi, K. et al. (2018), Prediction of health effects ofandcross-border atmospheric pollutants using an aerosol

hygroscopicity of aerosols, J. Jpn. Soc. Atmos. Environ.,

forecast model, Environ. Int., 117, 48-56.

49(2), 101-108 (in Japanese).
Kajino,

M.

et

al.

Meteorological(2018),
Agency’s

Petters, M. D. and S. M. Kreidenweis (2007), A single
NHM-Chem,
regional

the

Japan

meteorology

parameter representation of hygroscopic growth and cloud–

condensation nucleus activity, Atmos. Chem. Phys., 7,

chemistry model (v1.0): model description and aerosol
representations,Geosci.

Model

Dev.

1961-1971.

Discuss.,

Riemer, N. and M. West (2013), Quantifying aerosol mixing

doi:10.5194/gmd-2018-128.

state with entropy and diversity measures, Atmos. Chem.

Kameda, T. et al. (2016), Mineral dust aerosols promote thePhys., 13(22), 11,423 – 11,439.

formation of toxic nitropolycyclic aromatic compounds,

RIVM (2002), Multiple Path Particle Dosimetry Model (MPPD

Sci. Rep., 6:24427, doi:10.1038/srep24427.

v1.0): A model for Human and Rat Airway Particle

神谷秀博 (2012), ナノ粒子の安全な利用とその管理, クDosimetry, Bilthoven, The Netherlands, RIVA Report

リーンテクノロジー, 22(5), 31-36.

650010030.

環境省 (2008), 微小粒子状物質健康影響評価検討会報告

Shiraiwa, M. et al. (2008), Radiative impact of mixing state of書，平成 20 年 4 月.

black carbon aerosol in Asian outflow, J. Geophys. Res.,

環境省 (2018), 黄砂とその健康影響について，平成 30 年

113, 13, D24210, doi:10.1029/2008JD010546.

3 月.

Tang, Y. et al. (2004), Three-dimensional simulations of

Kobayashi, H. et al. (2007), High-resolution measurement of

inorganic aerosol distributions in east Asia during spring

size distribution of Asian Dust using a coulter multisizer, J.

2001,

Atmos. Ocean. Tech., 24, 194-205.

doi:10.1029/2003JD004201.

J.

Geophys.

Res.,

109,

D19S23,

Kondo, Y. et al. (2006), Temporal variations of elemental

Uno, I. et al. (2017), Is PM 2.5 trans-boundary environmental

carbon in Tokyo, J. Geophys. Res., 111, D12205, doi:problem in Japan dramatically improving?, J. Jpn. Soc.

10.1029/2005JD006257.

Atmos. Environ., 52(6), 177-184 (in Japanese).
US-EPA (2004), Air quality criteria for particulate matter. EPA

Kumagai, Y. et al. (2002), Oxidation of proximal protein

report, no.EPA/600/P-99/002aF.

sulfhydryls by phenanthraquinone, a component of disel

WHO (2007), Health relevance of particulate matter fromexhaust particles. Chem. Res. Toxicol., 15, 483-489.

various sources, Report on a World Health Organisation

Maher, B. A. et al. (2016), Magnetite pollution nanoparticles in

Workshop in Bohn, Germany, 26-27 March 2007.

the human brain, Proc. Natl. Acad. Sci., 113(39), 10,797–

Zhang, D. and Y. Iwasaka (2004), Size change of Asian dust

10,801.

particles caused by sea salt interaction: Measurements in

Moteki, N. et al. (2012), Size dependence of wet removal of9大気化学研究 第 39 号 (2018)

southwestern Japan, Geophys. Res. Lett., 31, L15102,
doi:10.1029/2004GL020087.

原稿受領日: 2018 年 6 月 12 日
掲載受理日: 2018 年 7 月 4 日

著者所属：
1. 気象庁気象研究所 環境・応用気象研究部
2. 筑波大学 生命環境系* 責任著者
Mizuo Kajino <kajino@mri-jma.go.jp>

10

総説 ―トピックス： 「大気汚染物質と健康影響」―

Research Focus

Article No. 039A02

黄砂のアレルギーへの影響～子どもを包む空気を考える〜
Effects of Asian dust on allergy ~ Thinking of the air around children ~金谷久美子 1 *子どものアレルギーが増えている。西日本での経年的な調査では，小学生の喘息罹患率は 20 年間で2.1 倍に増加している。アレルギー疾患には家族集積性がみられることから遺伝要因の関与が示唆されているが，近年みられた増加は変化が急激であり，環境要因が関与していると考えられている。
我々は，「子どもの健康と環境に関する全国調査（エコチル調査）」の追加調査として，黄砂等の大気汚染物質が，妊婦や子どもに与える影響を調査している。
子どもの健康を守るために，社会としてどのように取り組むべきか。そして脆弱者（喘息児）の増悪を防ぎ健やかな発育を促すために，私たちができることとは。皆で考えるきっかけになれば幸いである。

１．はじめに花粉等とも混じりあい複合大気汚染の様を呈してい

近年，花粉症や喘息などのアレルギー疾患が増える。

ている。西日本における経年的な調査では，小学生

動物実験では,黄砂にアレルギー反応を強める作の喘息罹患率は過去 20 年間で 2.1 倍に増加し，現用があることが示されている[Ichinose et al., 2009; He

在では 34.2％の子どもたちが何らかのアレルギー疾et al., 2016]。 また国内の疫学調査においても, 黄砂患に罹患していることが明らかにされた [Nishima et

飛来時に 1~15 歳の喘息入院リスクや救急受診リスク

al., 2009]。アレルギー疾患には家族集積性がみられが高まること, 小学生で呼吸機能が低下し特に喘息ることから，その発症には遺伝要因が関与することが児で低下量が大きいこと等が報告されている

示唆されているが，近年みられた増加については変[Kanatani et al., 2010; Nakamura et al., 2016;

化が急激であり，居住環境，食環境，衛生環境など

Watanabe et al, 2016]。 さらに, 微生物成分や大気の変化が関与している可能性が考えられている。

汚染成分が多く含まれる粒子で炎症反応を強める作用が大きいことが動物実験にて示されている

また，増加の主なところはアレルギー性鼻炎や喘息，つまり吸入系のアレルギーであり，大気の関与も[Ichinose et al., 2008; He et al., 2013]。

疑われている。特に最近は, 半乾燥地帯に隣接する「子どもの健康と環境に関する全国調査（エコチル

地域においても大規模な経済成長がみられ, 深刻な調査）」は，約 10 万組の親子を対象とした出生コホー

大気汚染が土壌性ダストと混在する事態となっている。

ト調査（妊娠から児が 13 歳になるまで追跡する調査）

我が国においても土壌鉱物, 微生物成分に加えてで，近年の環境の変化・生活様式や食生活の変化な硫酸塩, 硝酸塩, 芳香族炭化水素（PAHs）, 様々など，現代に特有な何らかの刺激が子どもの健康や発ものが互いに化学変化を起こしながら飛来, 自国の達に関与している可能性を探るものである

1

大気化学研究 第 39 号 (2018)[Kawamoto et al., 2014]。我々は，このエコチル調査

様々な疫学モデルにおいてオッズ比が取り扱いやの追加調査として，黄砂等の大気汚染物質が妊婦・すいことがあり, オッズ比が, 相対リスクの近似値（推子どものアレルギーに与える影響を調査中である

定値）として用いられることが多い。

[Kanatani et al., 2014]。本稿では，この追加調査の計画の原点となった，富山県にて実施した黄砂の喘息

2.2. 測定誤差（ランダム誤差と系統誤差）

児への影響の調査と，妊婦のアレルギー症状への影

疫学調査では, 曝露（たとえば黄砂）とアウトカム

響の調査，そしてこの結果導き出された新たな仮説（たとえば喘息入院）の間で何らかの関連を探す。こや 検証すべき事項について書きたい。大気化学のの「曝露」と「アウトカム」のデータをいかに正確に集専門家と, 人の健康を守るために共にできることを考めてくるかが, 勝負を決める一つのポイントである。実える機会になれば幸いである。

際に収集されたデータ値と真実の値との差を誤差と呼ぶ。理想的な状況でも偶然におこる誤差（ランダム2．疫学調査結果を読む際に誤差）は, サンプル数を多くとることで概ね解決できる。

2.1. オッズ比（odds ratio）とリスク比（relative risk）

一方, データの収集方法が適切でないため系統的疫学調査で危険度を表す指標としてよく使用されにおこる, 一定の方向性をもつ誤差（系統誤差）はやる, 少し馴染みがないかもしれない表現が, オッズ比っかいである。結果を読む際にも注意が必要である。

とリスク比（=相対リスク）である。黄砂曝露集団と非曝

たとえば, 黄砂と思って測定していたものが実は花粉

露集団の入院者数が下表の場合を例に,リスク比とオも含めて測定してしまっていたとしよう。花粉症のあるッズ比を説明する。黄砂曝露集団での入院率は ｐ１

方でのみ黄砂の影響がみられるという結果が得られ＝Ａ/（Ａ＋Ｂ）, 非曝露集団での入院率は ｐ２＝Ｃ/

た場合, それは黄砂の影響ではなく花粉の影響をみ（Ｃ＋Ｄ） となり, ２つの発症率の比ｐ１/ｐ２をリスク比ているのかもしれない。

といい, 黄砂非曝露集団に比べ曝露集団で入院率が何倍高く（あるいは低く）なるかを表す。一方, 黄砂2.3. 交絡の調整

曝露集団の入院オッズは ｐ３＝Ａ/Ｂ, 非曝露集団の「調べたい因子（想定される原因）」と「結果」の両

入院オッズは ｐ４＝Ｃ/Ｄであり, 非曝露集団と比べた方に関連している第３の因子が存在するとき, これを場合の, 黄砂曝露集団の入院オッズの比 ｐ３/ｐ４を,交絡因子とよぶ。疫学調査では, この「交絡因子」をオッズ比という。入院のように発現率が非常に低い場

適切に考慮しなければ, 観測された現象の真の原因

合, オッズ比とリスク比は近似した値を示す。

は交絡因子であるにもかかわらず, 「調べたい因子」

リスク比＝{A/(A+B)}/{C/（C+D）} ≒ {A/B}/{C/D}＝を原因と推論してしまう。

オッズ比∵ A+B ≒ B, C+D ≒ D

たとえば, 一般に気圧が低下するときや気温が低

黄砂曝露集団でのリスク比あるいはオッズ比が １下するときに喘息発作が起きやすいことが知られてより大きいということは, 黄砂曝露時に入院率が増加いる。もし黄砂がこのようなときに飛来しやすい場合,したことを示し, 逆に １より小さいということは, 入院

黄砂飛来時にみられる喘息悪化の真の原因は, 黄率が減少したことを示している。

砂ではなく気圧低下や気温低下であるかもしれない

表 1. 黄砂曝露集団と非曝露集団の入院者数のだ（調べたい因子＝黄砂, 結果＝喘息悪化, 交絡

入院あり

入院なし

合計

曝露あり

A

B

A+B

曝露なし

C

D

C+D

因子＝気圧低下, 気温低下）。
このような場合には,「調べたい因子」と「結果」の関係をあらわすモデルに「交絡因子」を入れることにより,

2

大気化学研究 第 39 号 (2018)「調べたい因子」と「結果」との関連を「調整」する。

物質の消散係数を指標とし，交絡因子として気温や疫学調査結果を読む際には, その研究がどのよう気圧変化などの気象条件や花粉数，さらにガス状大に交絡に影響を受けているのか（いないのか）を考え

気汚染物質（NO 2 , SO 2 , O x ）や球形粒子状物質を考ながら読んで頂けたらありがたい。また, 「調整しきれ慮し条件付きロジスティック回帰モデルにて解析を行ていない」可能性が常にあることも覚えておいて頂けった。その結果，プロトコール上で定義した黄砂日たらありがたい。研究デザインや測定方法といった（LIDAR 消散係数 24 時間平均値で 0.1/km 以上の様々な制限があるなかで，あくまで「可能な」範囲内日）に喘息発作で入院する相対リスクは 1.88 倍（95%で調整をしているのである。

信頼区間 1.04 - 3.41, p=0.037），黄砂日後 1 週間以内に入院する相対リスクは 1.83 倍と統計学的に有意

3．富山県の喘息児の入院への影響に上昇していることが明らかとなった（図１）。さらに，富山県の小児科医に協力頂いて，黄砂への曝露

対象を年齢と性別に分類して解析すると，小学生男が小児喘息の子どもたちにどのような影響を与えるか児において黄砂の影響を強く受けている傾向が認め

疫学調査を行った結果を紹介する[Kanatani et al.,

られ，日中に長時間屋外にいる可能性の高い子ども

2010]。調査期間は 2005〜2009 年の各年 2〜4 月，たちに黄砂の影響が強い可能性が考えられた。

調査対象は富山県の 8 つの基幹病院に喘息発作の

この調査の限界としては，調査期間中の黄砂イベために入院した 1〜15 歳の子どもたち（620 名）とした。

ントの日数が６日と少ないことが挙げられるが，比較

喘息を原因とする入院当日，その直前の期間（ハザ的低濃度（0.02-0.08 mg/m3 の黄砂濃度：調査期間のード期間），および入院の前後 2〜4 週間（コントロー

25%の日で観察）の黄砂でも有意なリスク上昇が確認

ル期間）の期間で，黄砂飛来の頻度を比較した（ケー

されたこと，濃度—反応関係が示されたこと（図 2）も考

スクロスオーバー法と呼ばれるデザインである）。黄え合わせ，黄砂が小児喘息入院のリスク因子である

砂は富山県に設置されている LIDAR（light detection

ことは確認できたと考える。その他の限界として，曝and ranging）システムにより観測された非球形粒子状

露情報として特定地点の黄砂濃度のみを用いているために（富山県内の子どもの黄砂曝露は, その日の富山 LIDAR 測定値），個人レベルの曝露，たとえば
局地的な濃度の違いや戸外時間, 窓の開閉等を考

図１ 喘息児の黄砂飛来後の入院リスク （縦軸：非黄砂日と比較 し た 入 院発 現 オッズ 比 , 横 軸 ： 黄砂 飛 来か らの 日 数 ） 。
Originally Published in: Kanatani et al, 2010. DOI: 10.1164/rccm.
201002-0296OC. Copyright © 2017 by the American Thoracic
Society. The final publication is available at https://www.atsjournals.org/doi/full/10.1164/rccm.201002-0296OC

3

図 2 「黄砂」を定義する濃度カットオフ値を様々に変えた「黄砂」飛来後１週間以内の入院リスク （縦軸：入院発現
オッズ比, 横軸：黄砂を定義するカットオフ濃度）。
[Kanatani et al., 2010] Copyright 同図 1

大気化学研究 第 39 号 (2018)慮できていないため，関連が低く見積もられている可

エコチル調査参加妊婦のうち本追加調査にも同意し能性が挙げられる。さらに，本調査ではアウトカムをた 3,534 名，そのうち約半数が血液検査でスギ花粉「喘息による入院」としたため，結果を一般化できる対抗体陽性であった。黄砂は富山県の喘息児の調査と象が入院する可能性のある患者に限られる。つまり，同様に，地域の LIDAR の非球形粒子状物質の消散

軽症患者には当てはまらないことが考えられる。最後

係数から推定した。春と秋（2-5 月, 10-11 月）に, 地域に，本調査は短期の影響をみる調査であり，黄砂のの LIDAR の非球形粒子状物質消散係数の中央値

長期影響は検討できていない。

が 0.07/km を超えた日（プロトコール上で黄砂飛来日と定義）及び各参加者においてランダムに 10 分の 1

4．妊婦の花粉症への影響の確率で選んだ対照日に, 行動の情報（屋外にいた
時間等）及びその日の症状の情報（アレルギー症状

富山の喘息児の入院の結果に基づき，（喘息児だけでなく）大人や健常児への影響の有無，屋内での影スコア）を得た。その他の大気汚染物質（NO 2 , SO 2 ,響の低減の確認のために，エコチル調査追加調査

Ox, LIDAR の球形粒子状物質の消散係数）や花粉,
天候因子（当日の平均気温, 前日からの気温変化,『黄砂と子どもの健康調査』を実施した[Kanatani et al.,

当日の気温の日内変動幅, 当日の平均気圧, 前日

2014]。

からの気圧変化, 当日の湿度）について, 交絡の可黄砂は動物実験においてアレルギー反応を増強

能性を考慮した。

させる「アジュバント」作用があることが報告されてい結果，妊婦において，何らかのアレルギー様症状る。本研究では，実環境大気下にて，人での「アジュのある割合は黄砂飛来日に有意に増加していた（オ

バント」現象の発生の有無を確認するために，黄砂

ッズ比:1.24, 95%CI:1.16-1.33）[Kanatani et al., 2016]。

飛来とスギ花粉飛散が重なる春期を主な対象期間と花粉非飛散日には黄砂の影響はほとんど観察されなする調査を行った。調査対象は，京都/富山/鳥取のかったが, 花粉飛散日にスギ花粉抗体陽性の妊婦

図 4 黄砂日（LIDAR 日平均値にて>0.07/km）及びコント
ロール日（LIDAR 日平均値にて<0.07/km）の, その日に屋外にいた時間が 10 分未満であった妊婦の症状発現率 と 比 較 し た , 症 状 発 現 オッ ズ 比 [Kanatani et al.,2016]。

図 3 花粉飛散のない, 黄砂濃度が 0.01/km 未満の日のスギ花粉抗体（—）の妊婦の症状発現率と比較した, 症状発現オッズ比 [Kanatani et al., 2016]。
（縦軸：症状発現オッズ比, 横軸：当日の黄砂濃度）4大気化学研究 第 39 号 (2018)においてのみ黄砂が花粉の影響を有意に増強して・ 交通巻き上げによる黄砂の再飛散や細粒化

おり（図 3）, 動物で観察された黄砂の「アジュバント」

・ 沿道大気汚染による黄砂感受性の増大の様な作用に合致する結果であった。また, 屋外に

・ 沿道に住む家庭の背景による交絡（医療機関

いた時間の長かった妊婦で影響が強く観察され（図

受診頻度や所得, 家屋構造, 暮らし方等）

4）, アレルギー症状に悩む方には, 黄砂日には不要

このうち, 粒子上での化学反応や交通による再飛

な外出を避けることで実際に症状を低減できる可能

散や細粒化の検証について, 大気化学の専門家の性が示唆された。

知恵や力をお借りできないかと願っている。

この調査の限界としては，自覚症状を問うているた

また, 我々は主に呼吸器やアレルギーへの影

め黄砂飛来に気付いた方で思い込みによるバイアス

響について調査してきたが, 心筋梗塞や脳梗塞へがかかった可能性が挙げられるが，非常に低濃度の影響も報告されつつある[Kojima et al., 2017;（0.01 mg/m3 の黄砂濃度：調査期間中の中央値）のKamouchi et al., 2012]。他にも, 腎機能や他の免疫

黄砂から濃度−反応関係性が示されたことも考え合疾患, 感染症など, 調べるべきアウトカムが多く

わせ，黄砂がアレルギー症状の発現リスク因子である

残っている。

ことは確認できたと考える。もう一つの重要な限界としまたこれらは短期的な影響の調査であり, 他方,て，花粉の交絡調整が十分でないためこのような結黄砂の長期影響, たとえば肺がん等への影響は調果が出た可能性が否定できないことがある。花粉と症

べられていない。今後の課題である。

状発現のモデルについて様々なカットオフ値や線形モデルを試し, 同様の結果が得られることを確認はし5.2. 健康インパクト評価ている。

疫学では一般に, 曝露データが必要になる場面が２つある。一つ目は上記の例のように曝露−反5．今後の課題応（症状や入院）関数を構築するとき，二つ目は5.1. 黄砂の疫学調査のこれからその関数を使って別の地域や時間で健康影響の

上記疫学調査にて, 動物実験で確認されていた

大きさを予想するとき（健康インパクト評価）で黄砂の炎症反応を増強する作用は, 実際に, 人である。今後，大気化学分野の種々の情報と組み合も矛盾しない結果が観察された。また, 動物実験わせることで，例えば黄砂に関して，黄砂濃度，

では微生物成分や大気汚染成分が多く含まれる

飛来頻度, 粒子特性（大きさや組成等）などの曝粒子で炎症反応を強める作用が大きいことが示

露情報と対象地域の人口特性情報により，対象地

されており[Ichinose et al., 2006; He et al., 2013], 人

域での影響の大きさの推定, 黄砂粒子上での化学でも実際に飛来経路により黄砂の影響に違いが反応を考慮した場合の健康影響の大きさの推定，みられるといった報告が散見されている。今後は,気候変動予測に基づく将来の健康影響の予測，さ黄砂粒子上での化学反応も含めた健康影響の考らに，様々な対策（政策）の健康影響への効果の察や健康影響予測が可能になればと願っている。

推定等が可能となると期待される。

さらに我々の調査では, 幹線道路に近いところに住むもので黄砂の影響が強いという結果が得

5.3. 子どもを包む空気を考える

られつつある（未発表データ）。この原因につい

大気中の土壌性ダストは PM 10 の 35%をしめてて, 以下のような仮説を考えている。

おり[Boucher et al., 2013], 砂漠化の進行・気候変・ 黄砂と沿道大気汚染の粒子上での化学反応

動により今後さらに増えていく可能性が懸念され

5

大気化学研究 第 39 号 (2018)ている。屋外活動は子どもの身体的・社会的成長に

Kanatani, T.K., et al. (2010), Desert dust exposure is associated非常に大切なものであり, 子どもの健やかな成長のwith increased risk of asthma hospitalization in children.

ためには, 各国が一致協力して環境を守ることが今Am J Respir Crit Care Med. 82(12): 1475－81.

後益々重要になるものと思われる。

Kanatani, K.T., et al. (2014), Birth cohort study on the effects

また同時に, 現段階での対処, つまりどの程度のof desert dust exposure on children's health: protocol of an

汚染までを許容して遊ばせるのか, 量的判断を可能

adjunct study of the Japan Environment & Children'sにする指標や, 汚染日だけでなく外遊びおススメ日

Study. BMJ open. 23;4(6):e004863.

など屋外で過ごす時間も大切にできるような情報提Kanatani, K.T., et al. (2016), Effect of desert dust exposure on

供のあり方, 感受性の個人によるばらつきへの考慮

allergic symptoms: A natural experiment in Japan. Annなどについても議論を深める必要があると思われる。

Allergy Asthma Immunol. 116(5):425－30

そして実際の対処の要となるのが飛来予測である。

Kawamoto, T., et al. (2014), Rationale and study design of the

今後の大気研究分野の益々の発展を願っている。

Japan environment and children's study (JECS). BMC
Public Health. 10: 14－25.

6．参考文献Kojima, S., et al. (2017), Asian dust exposure triggers acute

Boucher, O., et al. (2013), Clouds and Aerosols. In: Climate

myocardial infarction. Eur Heart J. 38(43): 3202－08.

Change 2013: The Physical Science Basis. Contribution ofNakamura, T., et al. (2016), Asian Dust and PediatricWorking Group I to the Fifth Assessment Report of theEmergency Department Visits Due to Bronchial Asthma

Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge

and Respiratory Diseases in Nagasaki, Japan. J Epidemiol.

University Press, Cambridge, United Kingdom and New

26(11):593－601.

York, NY, USA.

Nishima, S., et al. (2009), Surveys on the Prevalence ofHe, M., et al. (2013), Effects of two Asian dusts transported

Pediatric Bronchial Asthma in Japan: A Comparison

from the dust source regions of Inner Mongolia andbetween the 1982, 1992, and 2002 Surveys Conducted innortheast China on murine lung eosinophilia. Toxicol Applthe Same Region Using the Same Methodology. Allergol

Pharmacol. 272: 647－55.

lnt, 58: 37－53

He, M., et al. (2016), Desert dust induces TLR signaling to

Watanabe, M., et al. (2016), Association between pulmonary

trigger Th2-dominant lung allergic inflammation via afunction and daily levels of sand dust particles assessed by

Toxicol Appllight detection and ranging in schoolchildren in western

MyD88-dependent signaling pathway.
Pharmacol，296: 61－71.

Japan: A panel study. Allergol Int. 65(1): 56－61.

Ichinose, T., et al. (2008), The effects of microbial materials
adhered to Asian sand dust on allergic lung inflammation.

原稿受領日: 2018 年 6 月 7 日

Arch Environ Contam Toxicol. 22: 1012－25.

掲載受理日: 2018 年 6 月 11 日

Ichinose, T., et al. (2009), Asian san dust aggravates allergic
rhinitis in guinea pigs induced by Japanese cedar pollen.

著者所属：

Inhal Toxicol, 21: 985－93.

1. 京都大学 大学院医学研究科

Kamouchi, M., et al. (2012), Relationship of Asian dust andischemic stroke; a time-stratified case-crossover study.

* 責任著者:

Stroke. 43:3085－7

Kumiko T Kanatani <kanatanik@mac.com>

6

総説 ―トピックス： 「大気汚染物質と健康影響」―

Research Focus

Article No. 039A03

多環芳香族化合物の大気内二次生成
Secondary formation of polycyclic aromatic compounds in theatmosphere亀田 貴之 1 *多環芳香族炭化水素（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons; PAH）ならびにその誘導体に代表される多環芳香族化合物は，大気環境中に広く存在する有害有機化合物群である。PAH は主に化石燃料やバイオマス燃料などの燃焼過程において発生するが，それら一次生成した PAH が大気中の様々な化学反応により変化し，PAH 誘導体を二次生成することが知られている。ここでは筆者らの研究により得られた知見も交え，PAH 誘導体の大気内二次生成過程について概説する。

１．はじめに

基準達成率が低い地域が存在する。PM 2.5 のような

近年，世界主要国において肺がんの罹患数は増

微粒子は気管・気管支や肺胞への沈着率が高いた

加の一途を辿っており，喫煙と並んで，微小粒子状

め，ヒトの健康に及ぼす影響の観点からも，それらの物質（PM 2.5 ）等による大気汚染もその要因の一つと発生源や大気内動態には大きな関心が寄せられて考えられている。大気の汚染が深刻な中国では肺がいる。

んの新規患者が多く，その数は 2012 年において約

大気粒子やディーゼル排気粒子（Diesel Exhaust

65 万人で，これは同年の世界肺がん発症数のおよParticles; DEP）に含まれる化合物の中には，発がん

そ 36％にもおよぶ［IARC，2014］。中国の大気汚染

性や変異原性を有する物質が数多く存在する。そのは 20 世紀末から著しく悪化し，これを追うように肺がような有害大気汚染物質として，多環芳香族炭化水

んの罹患数も上昇を始めており，2025 年には新規患素（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons; PAH）やその者数が 100 万人に迫ると試算されている。日本におニ ト ロ 誘 導 体 （ Nitrated Polycyclic Aromatic

いては高度経済成長期に最も深刻な大気汚染を経

Hydrocarbons; NPAH ） な ど の 多 環 芳 香 族 化 合 物

験し，各地で年平均値 200 μg/m を超えるような粒子（Polycyclic Aromatic Compounds; PAC）が知られて状物質濃度が観測された。その後，粒径 10 μm 以下いる。例えばベンゾ[a]ピレン（Benzo[a]pyrene; BaP）の粒子状物質（Suspended Particulate Matters; SPM）

が 国 際 が ん 研 究 機 関 （ International Agency forの環境基準が設定されたことに伴い大気粒子濃度はResearch on Cancer; IARC）の発がん物質リストの低下傾向を示し，平成 28 年度には一般局，自排局とGroup 1（ヒトに対して発がん性があるもの）に，1-ニト

もに全ての有効測定局で SPM 濃度の環境基準が達ロピレン（1-Nitropyrene; 1-NP），6-ニトロクリセン，ジ

成されている［環境省，2018］。一方，PM 2.5 の濃度もベンズ[a,h]アントラセンなどが Group 2A（ヒトに対して減少傾向にあるが，関東地方・関西地方の一部や西おそらく発がん性があるもの）に分類されているほか，

日本（特に瀬戸内や九州地方）には依然として環境

ベンゾ[b]フルオランテン，インデノ[1,2,3-cd]ピレン，

31

大気化学研究 第 39 号 (2018)

6-ニトロクリセン，5-ニトロアセナフテン，2-ニトロフル

NPAH の発生量や組成は，燃焼条件により様々に変オレン等多くの PAH・NPAH が Group 2B（ヒトに対す化する。例えば燃焼温度の低い石炭ストーブから排る発がん性が疑われるもの）に分類されている［IARC,

出される粒子中の PAH 濃度は，DEP 中のそれに比2012］。一般に NPAH は大気中濃度が比較的低いもべて著しく高い［Tang et al., 2005］。一方で，NPAHのの，PAH に比べて極めて高い直接変異原性を示し，の生成量は燃焼温度のほか共存する窒素酸化物濃2 つのニトロ基を有するジニトロピレンや，ケトン構造度にも依存し，DEP 中で高濃度となることが知られてを有する 3-ニトロベンズアントロン等は，大気変異原

おり，中でも 1-NP は DEP 中から検出される代表的な性に対する重要な寄与物質として知られている［久松，NPAH のひとつである［Schuetzle, 1983］。

1998］。また，PAH 酸化体の一種である PAH キノン（PAH-quinone; PAHQ）の一部は生体内における活3．NPAH の二次生成性酸素種の過剰生成をもたらし，呼吸器・循環器疾3．1 気相ラジカル開始反応による二次生成

患や免疫疾患に関与することが示唆されている［小一次発生源より放出された PAH，NPAH は，その池，2013］。これら PAHQ や，PAH・NPAH の水酸化蒸気圧によりガス相と粒子相に分配され，大気中に体は，エストロゲン様／抗エストロゲン作用や抗アン拡散する。常温付近では，ナフタレンやアントラセン

ドロゲン作用などの内分泌かく乱作用を示すことも報など 2，3 環の PAH は主としてガス相に存在し，一方

告されている［Hayakawa et al., 2007; Hayakawa et

BaP など 5 環以上を有する PAH は主に粒子相に存

al., 2011］。このように PAC が示す毒性は多岐に渡り，在する。4 環の PAH は両相に存在し，その分配は温それらが肺の深部に侵入・沈着しやすい微小粒子中度によって変化する［Finlayson-Pitts and Pitts, 2000］。

に多く含まれることから，その大気内動態を明らかに

大気中における PAH の消滅経路としては，光や O 3 ，することは，ヒトへの影響を評価する上で重要な課題

ラジカル種などによる酸化反応があげられる。特にガであるといえる。本稿では大気中の有害化学物質とス相における PAH と OH ラジカルとの反応は速く進行

して PAC の中でもとりわけ NPAH に焦点を当て，それし，大気中 PAH の主要な消滅経路のひとつである。

らの発生，殊に大気内での二次生成に関する話題をOH ラジカルが光化学生成物質であり昼間の重要な中心に，筆者らの研究成果も交えて概説する。

反応活性種であるのに対して，夜間には NO 2 と O3との反応によって生成する NO 3 ラジカルが PAH の消滅

2．PAH・NPAH の一次生成に寄与すると考えられている。

PAH は有機物の不完全燃焼による産物であり，デOH および NO 3 ラジカルと PAH との反応は，NO2ィーゼルエンジンなどの燃焼機関において，燃料中存在下において NPAH の二次生成をもたらす。一般の直鎖炭化水素が短鎖のアルキルラジカルへと熱分にラジカル開始反応により生成する NPAH の異性体

解され，それらが環化・縮合を繰り返すことにより生成

分布は，燃焼過程で生成するものと異なることが知らすると考えられている［Richter et al., 2000］。また，生れている。例えば，代表的な二次生成 NPAH である

成した PAH は更に，燃焼時に共存する酸素による酸

2-ニトロフルオランテン（2-Nitrofluoranthene; 2-NFR）

化や窒素酸化物によ る ニトロ 化をう け， PAHQ やは，燃焼排気粒子中からは検出されていないにもか

NPAH を生成する。PAH，NPAH の人為的な一次発

かわらず，その大気中濃度は，多くの NPAH の大気

生源には，ディーゼル車等の移動発生源のほかに，中濃度を上回ることが知られている。

工場，発電所，焼却炉，家庭用暖房といった固定発

気相ラジカル開始反応による 2-NFR の生成スキー

生源からの排出がある［Yang et al., 2010］。PAH，

ムを図 1 に示す。2-NFR の母核をなす PAH であるフ2

大気化学研究 第 39 号 (2018)

ルオランテン（Fluoranthene; Flr）の最もフロンティア

定数に関する報告は Atkinson らによって数多くなさ

電子密度の高い炭素に，OH（あるいは NO 3 ）ラジカれており［Atkinson and Arey, 1994］，その多くが 10-12

ルが付加した中間体を生成する。続いてこの中間体～10-10 cm3 molecule-1 s-1 というオーダーの速度定数のオルト位に NO 2 が付加し，水（あるいは硝酸）が脱を持つことが知られている。しかしながら，4 環を有す

離することで，最終生成物である 2-NFR が生成する。

る PAH は蒸気圧がとりわけ低く，それらの気相反応

この機構による 2-NFR の生成収率は，OH 開始反応

における速度定数を実験的に得るには困難を伴う。

で 3%，NO 3 反応で 24%と見積もられている［Atkinson

Brubaker と Hites［1998］は，高温下において得られた

and Arey, 1994］。

反応速度を常温付近の値へ外挿することで，Flr とOH ラジカルとの反応速度定数を導いている。また筆者らは，無極性溶媒中における PAH－NO 3 ラジカル
反応の速度が，気相中における PAH－OH ラジカル
反応の速度と強く相関することを利用して，Flr および
Py と OH ラジカルとの気相中反応速度定数を実験的

Flrに 求 め る こ と に 成 功 し た ［ Kameda et al., 2005;
Kameda et al., 2013］。この方法により導かれた Flr お
よび Py と OH ラジカルとの反応速度定数は，それぞれ 3.3×10-11および 5.6×10-11 cm3 molecule-1 s-1であり，これらは Atkinson らによって導かれた値（ともに5.0×10-11 cm3 molecule-1 s-1）に極めて近い。同様の(2-NFR)

方法を用いて，これまで報告のなかった 4 環 PAC（トリフェニレン，ベンゾ[a]アントラセン，クリセン，ベンズ

図１ 気相フルオランテン（Flr）の OH ラジカル開始反応によるニトロ化機構。［Finlayson-Pitts and Pitts,
1997］

アントロン）と OH ラジカル，NO 3 ラジカルとの反応速度定数も導かれている［Kameda et al., 2013; Kameda

他の NPAH も同様の機構により二次生成すること

et al., 2017］。

が 知 ら れ て い る 。 例 え ば ， 2- ニ ト ロ ピ レ ン

PAH と NO 3 ラジカルとの反応速度は一般に OH ラ

（2-Nitropyrene; 2-NP）も燃焼由来の排気粒子中からジカルとの反応に比べて遅いが，前述の 2-NFR のよは検出されていない NPAH のひとつであるが，チャン

うに高い収率で NPAH が生成する場合がある。例え

バー実験によりピレン（Pyrene; Py）と OH ラジカルとのば，ナフタレンと OH ラジカルとの反応による 1-および反応から 2-NP が生成することが確認されている。こ2-ニトロナフタレンの生成収率はともに 0.3%であるが，のチャンバー実験では，Py と OH ラジカルの反応によ

それに対して NO 3 ラジカル開始反応による収率はそり 2-NP と 4-ニトロピレンがそれぞれ 0.5％および

れぞれ 17%および 7%と高い。また同様に，メチルナ

0.06％の収率で生成することが認められている。一方

フタレンと NO 3 ラジカルとの反応によって生じるメチル

NO 3 開始反応からは 2-NP の生成収率は非常に低く，

ニトロナフタレンの収率も 30%と高いことが報告され

実大気中においては，2-NP 生成に対する NO 3 反応ている［Atkinson and Arey, 1994］。

の寄与は無視できると結論されている［Atkinson and

また，このような NPAH 間の生成収率の差異を利用して，実大気中二次生成 NPAH の生成プロセスをArey, 1994］。
気相における PAH と OH ラジカルとの反応の速度推定することが可能である。例えば，2-NFR は前述の

3

大気化学研究 第 39 号 (2018)

とおり OH，NO 3 両ラジカルとの反応により生成するが，し，高収率で NPAH を生成することが筆者らの研究

実際に大気中でどちらのプロセスを経て生成していによって明らかとなった［Kameda et al., 2016］。

るかを，濃度変化のパターンなどから判別するのは

図 2a，b に，シリカ（SiO 2 ）粒子および中国砂漠土困難である。そこで，OH ラジカル開始反応のみによ壌（Chinese Desert Dust; CDD）粒子上での Py と濃度って生成する 2-NP との定常濃度比を求めることによ3 ppm の NO 2 との反応に伴う，Py の減衰とニトロピレって，その時の 2-NFR 生成プロセスを推定する試み

ンの生成量の経時変化をそれぞれ示す。シリカ上でがなされている。すなわち，2-NFR，2-NP がそれぞれは Py が初期量のおよそ 50％まで減少するのに 12

OH ラジカル開始反応のみにより生成していると仮定

時間を要したのに対し，CDD 上では反応の進行はすると，そ れらに関する速度定数や収率から，著しく，わずか 1 時間で 90％以上の Py が消失し，同[2-NFR]/[2-NP] = 5 ~ 10 となると予想されるのに対し，時に最大収率（～60％）の 1-NP を与えた。生成したNO 3 ラ ジ カ ル 開 始 反 応 の 寄 与 が 高 い 場 合 は

1-NP 自身も続く反応で更にニトロ化され，強変異原[2-NFR]/[2-NP] >>10 となり，この関係から観測時に性を有するジニトロピレン（Dinitropyrene; DNP）を生

どちらの反応が優先的に進行していたかを推定するじることが判明した。

ことができる［Bamford and Baker, 2003］。

125
Normalized concentrationsa
3．2 気‐固不均一反応による二次生成
前述の通り，4 環以上の PAH は多くが粒子上に存在するため，粒子上に付着した PAH とガス状物質との不均一反応が，PAH の消滅および PAH 誘導体二次生成の重要なプロセスのひとつとなる。不均一反応による NPAH 生成に関する研究の歴史は古く，

100
75
50
25

1970 年代に Pitts らによって，ガラス繊維フィルター上0に保持した PAH と NO 2 との反応が試みられたのが始05まりである［Pitts et al., 1978］。Py と 1 ppm の NO 2 との

10

15

10
Time (h)15Time (h)125

24 時間の暗反応では生成する 1-NP の収率は 0.02％bNormalized concentrationsと極めて低いが，痕跡量の硝酸が共存すると収率が2.85％まで増加することが認められた［Tokiwa et al.,1981］。その後さまざまなサブストレート（substrate；例
えばフライアッシュ，木材燃焼由来粒子，すす粒子，
DEP や，Al 2 O 3 ，Fe 2 O 3 ，TiO 2 などの金属酸化物など）の上で同様の PAH-NO 2 反応が試みられているが，程度の差こそあれ，いずれのサブストレート上でも

100
75
50
25

PAH とガス状 NO 2 との反応速度は遅く，実大気レベ
0

ルの NO 2 濃度下においてこの反応による NPAH の生成は無視し得ると結論されていた［Finlayson-Pitts

05

図２ 固相 Py と 3 ppm NO2(g)との反応によるニトロピ
レン生成量の経時変化。紫：Py，赤：1-NP，橙：DNP。
(a) SiO2 上， (b) CDD 上。［Kameda et al., 2016］

and Pitts, 2000］。ところが近年，天然の土壌粒子上に付着させた PAH と NO 2 との反応が非常に速く進行4大気化学研究 第 39 号 (2018)

同様の検証を種々の参照サブストレート上で行っ

Chinese desert dust (CDD)
Arizona test dust (ATD)
KaolinMontmorillonite A
Montmorillonite B
Saponite
Potassium feldspar
Sodium feldspar
FeldsparLimestone
Dolomite
Calcium sulfate
QuartzAluminum oxide
Iron (III) oxide
Titanium (IV) oxide
Graphite

た結果，CDD 同様 Py から 1-NP および DNP をすみやかに生成するものと，反応の進行が緩慢なものとに大別された。図 3 に，実験に用いたサブストレート上における Py と NO 2 との反応による，1-NP の生成速度を比較した。モンモリロナイト，カオリンなどの粘土鉱
物粒子上の反応で，CDD 上と同様の速い生成速度が得られた。このことから，CDD 上における PAH ニト
ロ化の促進には，CDD に含まれる粘土鉱物が寄与していることが疑われた。粘土鉱物に特徴的な性質として，その表面に酸点（無機固体表面の酸性を示すサイト）を有することがあげられる。そこで，反応実験に0用いた粒子表面の酸性質をピリジン吸着－赤外分光

Relative formation rate of 1-NP (a.u.)法にて評価しニトロ化反応速度との関連を検証したと

図３ 種々のサブストレート上における Py と 3 ppm
NO2(g) との反応による 1-NP 生成速度の比較。

ころ，表面酸点，とりわけ電子対を受容するルイス（L）
酸点が豊富な粘土鉱物粒子上におけるニトロ化が際

0.5

1

1.5

ArH + DS+ → ArH+. + DS
ArH+. + NO2. → Ar+ NO2 → ArNO2 + H+
H

立って速く進行することがわかった。この結果より，
CDD に含まれる粘土鉱物粒子上の L 酸点（すなわち電子不足部位）が，Py のニトロ化促進に強く影響してラジカルカチオンとなることが，電子スピン共鳴法

図４ ルイス酸点が関与するダスト上芳香族炭化水素（ArH）の NO2 によるニトロ化の機構。DS+はダスト上のルイス酸点，ArH+は生じたラジカルカチオンを表す。
［Kameda et al., 2016］（Electron Spin Resonance；ESR）などを用いた測定で

k obs の値は頭打ちとなり，ダスト表面における Py と明らかにされている［Muha, 1967］。表面吸着種として

NO 2 との反応はラングミュア・ヒンシェルウッド型の機共存する NO 2 が PAH ラジカルカチオンと反応し，σ構（すなわち表面吸着種同士の反応）で説明できるこ

錯体を経由してニトロ化 PAH を与える反応機構によりとがわかった（図 5 中式 1）。図 5 のプロットを式 1 でフニトロ化が進行したものと推定される（図 4）。なお，酸ィッティングして得られたパラメータ（k max および K NO2 ）が関与する Py のニトロ化促進の例としては，先述したの値を用いて，実大気レベルの NO 2 濃度（例えばように NO 2 にガス状硝酸が共存することで 1-NP の収50ppb）下における CDD 上 Py 減衰の見かけの速度率が増加するほか，ガス状塩酸や SO 2 が共存する場

定数を求めると 6.7×10-5 s-1となり，このとき Py の大気合にも収率の増加が認められている［Finlayson-Pitts

内寿命は 4.1 時間と計算される。この値は，これまで

and Pitts, 2000; Inazu et al., 2000］。これらは液体の

大気中 Py の消滅過程として最も重要とされてきた気硫酸エアロゾル表面等でも PAH のニトロ化が促進さ

相 OH ラジカル反応の速度定数をもとに計算されるれる可能性を示唆しており，興味深い。

寿命（2.8 時間）と同程度であり，ダスト上におけるいるものと考えられた。表面の L 酸点に吸着した PAH
は電子を L 酸点に供給するため，自身は活性な PAH

CDD 上およびアリゾナテストダスト（ATD）上におけ

PAH-NO 2 反応の重要性を示している。

る Py 減衰の見かけ（擬 1 次）の速度定数 k obs と NO2濃度との関係を図 5 に示す。NO 2 濃度の増加とともに5大気化学研究 第 39 号 (2018)北京および輪島における飛来黄砂濃度と大気粒

kobs = kmaxKNO2[NO2]g/(1 + KNO2[NO2]g) (1)子中[1-NP]/[BkF]比の日変化を，図 6 および図 7 に

CDDそれぞれ示す。黄砂濃度は，環境省ライダー黄砂観
測データ提供ページより得た。北京では，黄砂が観測 さ れ た 期 間 に 粒 径 >7.0 μm の 粒 子 中 で[1-NP]/[BkF]比が上昇する傾向が認められ，とくに 3

ATD

月 20 日の大規模黄砂飛来時を含む期間（3 月 19 –22 日）には，観測期間全体の平均値（0.50）の約 8 倍（4.1）と，著しい比の増加が観測された。この結果は，
実大気中の黄砂表面において，1-NP が二次生成していたことを示唆している。
4.5

Dust (μg/m3)300

3．3 黄砂発生時の実大気観測による NPAH 二次生
成の検証

Dust
黄砂濃度

250

4.0

＞7.0μm3.5

200

3.3～7.0μm

3.0

2.0～3.3μm

2.5

150

2.0

100

1.5

上述したダスト粒子上での NPAH 生成が実大気環

1.0

50

境中で起こるかどうかを，黄砂発生時を含む北京お0.50に飛来するものは 3 – 4 μm に，北京ではより粗大側

3/28

3/25

3/22

3/19

3/16

3/13

et al., 2016］。黄砂は自然起源の粗大粒子で，日本

3/10

3/7

3/4

0.0

3/1

よび能登での観測により検証した例を示す［Kameda

図６ 北京で観測された粗大粒子中 1-NP/BkF 濃度比とダスト濃度の変化（2010 年 3 月）。

に粒径分布のピークがあると言われている。そこで，大規模な黄砂が観測された 2010 年 3 月に中国北京> 7.0 μm
2.0 – 3.3 μm

Dust
3.3 – 7.0 μm

ボリュームエアーサンプラーを用いて大気粒子の分級捕集（5 段分級；<1.1 μm，1.1～2.0 μm，2.0～3.3
μm，3.3～7.0 μm，>7.0 μm）を行い，黄砂のより多く

0.12

140

0.10

120
100

0.08

[1-NP]/[BkF]

含まれる粗大粒子フラクションを中心に NPAH の分
析・解析を行った。その結果，大規模な黄砂飛来時に両観測地点で Py のニトロ化体である 1-NP 濃度が著しく増加していることがわかった。ここで，1-NP の燃

80
0.06
60
0.04

40

0

（Benzo[k]fluoranthene; BkF）との濃度比を追跡する

3/29

0.00

3/22

次生成 PAH であり化学的に安定で気相への分配が

3/15

20

3/8

0.02

3/1

焼発生源からの直接排出の影響を打ち消すため，一
ほ と ん ど な い ベ ン ゾ [k] フ ル オ ラ ン テ ン

Dust（μg/m3）

市および石川県輪島市において，アンダーセンハイ

図７ 輪島で観測された粗大粒子中 1-NP/BkF 濃度比とダスト濃度の変化（2010 年 3 月）。

ことで，1-NP の黄砂上二次生成を評価した。
6[1-NP]/[BkF]

図５ ダスト上 Py と NO2 との反応による Py 減衰の見か
けの反応速度定数（kobs）と NO2 濃度の関係。CDD,
Chinese Desert Dust; ATD, Arizona Test Dust。式（1）中の kmax は kobs の最高値，KNO2 は吸着平衡定数，[NO2]ｇは気相 NO2 濃度を表す。［Kameda et al., 2016］

大気化学研究 第 39 号 (2018)

輪島では，黄砂が観測された 3 月 21 日を含む期

Mutagenicity/m3))
Mutagenicity(pg(pg-AF-2
AF-2/m

140
120
100
80
60
40
20
0

間（3 月 15 – 22 日）に，粒径 > 7.0 μm の粒子中における[1-NP]/[BkF]比は 0.044 となり，観測期間平均値（0.016）の約 3 倍の値を示した。一方，粒径 2.0 – 3.3
μm および 3.3 – 7.0 μm のフラクションにおける[1-NP]/[BkF]比は，観測期間平均値（0.012 およびDust period(a) Beijing≧7.0μm

12 – 17

17 – 19

19 – 22

22 – 24

Spring (Mar. 2010)
Mutagenicity/m33))
Mutagenicity (pg(pg-AAF-2
F-2/m

0.015）のそれぞれ約 5 倍（0.058）および 7 倍（0.11）
へと大きく増加しており，比の増加が最も顕著に認められたフラクションが，北京の場合と比較してやや微小粒子側にシフトしていることがわかる。この結果は，日本に飛来する黄砂の粒径分布のピークが北京で観測される値よりも小さく，3 – 4 μm であることと符合

108Winter
(Nov.)

Summer(Aug.)

Winter
(Dec.)

Dust period(b) Wajima
2.0～7.0μm

6
4
2
0

1–8

8 – 1515 – 22

22 – 29

Spring (Mar. 2010)する。

Summer(July)

図８ 北京（a）および輪島（b）で観測された粗大粒子抽出物の変異原性。春の各プロット下の数字はサンプル
捕集期間（日付）を示す。夏と冬の値はそれぞれ 4 試料の平均値±標準偏差を表す。［Kameda, in press］

黄砂表面で二次生成する有害化学物質はニトロピ
レンだけなのだろうか？あらゆる化合物を網羅的に分析することは困難なため，粒子抽出物の毒性を指標に，黄砂時における化学物質の二次生成を評価しだけでは説明ができず，大気の直接変異原性へのた［Kameda, in press］。ここでは，NPAH が示す直接寄与が大きい様々な化合物が黄砂上で二次生成し変異原性に対して高い感受性を有する Salmonellaていたことを示唆するものである。

typhimurium MN2009 株を用いた umu 試験を，上述

４．おわりにの実大気試料に対して実施した。北京における粗大粒子（>7.0 μm）の直接変異原性（代表的な変異原物

本稿では有害化学物質として主に NPAH を取り上質である 2-(2-furyl)-3-(5-nitro-2-furyl)acrylamide 濃げ，その大気内における“生成”に関して筆者のこれ

度換算値）には冬（103 ± 17 pg/m3 ）＞春（80 ± 38までの研究を踏まえ概説したが，生成した NPAH がpg/m3）＞夏（29 ± 16 pg/m3）と明確な大小関係が認

その後どのように変質していくのかも興味深い課題でめられ，とりわけ大規模な黄砂の飛来が確認されたある。例えば前述した 1-NP は，光反応によって 5 種2010 年 3 月 19 日～22 日の試料は，全観測期間中のヒドロキシニトロピレン（Hydroxynitropyrene; OHNP）

で最も高い活性値（137 pg/m3）を示した（図 8）。輪島

異性体へと容易に変化することが，筆者らの研究ににおいても同様に，大規模黄砂飛来時を含む期間

よって明らかになっている［Kameda et al., 2011a］。従（2010 年 3 月 15 日～22 日）に捕集した粗大粒子（2.0って，北京や輪島で観測された，黄砂上で生成した～7.0 μm）の直接変異原性（7.7 pg/m3）が，他の観測と考えられる 1-NP も，一部は既に OHNP をはじめと期間（夏：1.7 ± 1.5 pg/m3，冬：2.4 ± 2.2 pg/m3）と比べした他の化合物へ変化していた可能性がある。なお，

著しく高かった。我々が黄砂飛来時の二次生成を指OHNP は 1-NP に比べて変異原性はずっと低いが，摘した 1-NP の実大気粒子変異原性に対する寄与は，

エストロゲン様作用や抗アンドロゲン作用などのいわ

せいぜい 2%程度にすぎないことが報告されている

ゆる内分泌かく乱作用を示すことが分か っており

［Hayakawa et al., 1995］。したがって，黄砂飛来時の［Kameda et al., 2007; Kameda et al., 2011b］，化学変

高い大気変異原活性は 1-NP の二次生成による寄与化に伴って注目すべき毒性に変化が生じる一例であるといえる。
7

大気化学研究 第 39 号 (2018)

また，未知の二次生成 NPAH もまだまだ残されてPollution: Ozone, Airborne Toxics, Polycyclic Aromatic

いることが予想される。近年，非常に高い変異原活性

Hydrocarbons, and Particles, Science, 276, 1045-1051.

を示す 2-ニトロ トリフェニレン（2-Nitrotriphenylene;

Finlayson-Pitts, B.J. and J.N. Pitts (2000), Chemistry of the

2-NTP）が，2-NFR と同様の OH および NO 3 ラジカル

Upper and Lower Atmosphere, Academic Press, San開始反応により大気中で二次生成していることが見

Diego, CA.

出された［Kameda et al., 2006］。前駆物質であるトリ

Hayakawa, K., Y. Kawaguchi, T. Murahashi, and M. Miyazaki

フ ェ ニ レ ン （ Tp ） の 生 物 活 性 は 低 く ， US

(1995), Distributions of nitropyrenes and mutagenicity in

Environmental Protection Agency (EPA) が環境汚染

airborne particulates collected with Andersen sampler,

物質として測定すべき項目の中に挙げた 16 種のMutat. Res., 348, 57-61.

PAH には含まれていない。しかし Tp の大気中濃度は

Hayakawa, K., et al. (2007), Estrogenic/antiestrogenic activities

高く，それが大気中でニトロ化して生成する 2-NTP もof

比較的高濃度で存在する。このように，一次発生源

monohydroxylated derivatives by yeast two-hybrid assay,

からは検出されずに見過ごされてきた化合物が，大J. Health Sci., 53, 562-570.

polycyclicaromatichydrocarbons

and

their

気中には高濃度で存在していることや，低有害性とHayakawa, K., et al. (2011), Estrogenic/antiestrogenic activities

みなされ重要視されていない化合物が，大気中の反of quinoid polycyclic aromatic hydrocarbons, J. Health

応によって有害な物質へと変化する事実は，単に特Sci., 57, 274-280.

定の化合物に関する発生源からの排出を管理・抑制

久松由東（1998），大気環境中における変異（癌）原物質

するだけでは，必ずしも大気環境の改善が充分では

大気環境学会誌，33，A77-A84．
の生成とその変異原性，ないことを示している。前駆物質の排出状況を的確

IARC (International Agency for Research on Cancer) (2012),に把握するとともに，それらの大気内での反応や消Agents Classified by the IARC Monographs, Volumes 1–

滅プロセスも含めた包括的な環境中動態の理解が必105, IARC, Lyon.

要である。

IARC (International Agency for Research on Cancer) (2014),
World Cancer Report 2014, IARC, Lyon.

5．参考文献Inazu, K., N. Tsutsumi, K. Aika, and Y. Hisamatsu (2000),

Atkinson, R. and J. Arey (1994), Atmospheric chemistry of

SO 2 -Enhanced Nitration of Fluoranthene and Pyrene

gas-phase polycyclic aromatic hydrocarbons: formation ofAdsorbed on Particulate Matter in the Heterogeneous

atmospheric mutagens, Environ. Health Perspect., 102,

Reaction in the Presence of NO 2 , Polycyclic Aromat.

117-126.

Compd., 20, 191-203.

Bamford, H.A. and J.E. Baker (2003), Nitro-polycyclic

Kameda, T., et al. (2005), A novel technique to determine thearomatic hydrocarbons and sources in urban and suburban

rate constants for the gas-phase reactions of low-volatile

atmospheres of the Mid-Atlantic region, Atmos. Environ.

compounds with OH radical using a relative-rate method

37, 2077-2091.

in CCl 4 liquid phase-system, Chem. Lett., 34, 758-759.

Brubaker, W.W. and R.A. Hites (1998), OH reaction kinetics ofKameda, T., K. Inazu, Y. Hisamatsu, N. Takenaka, and H.

polycyclic aromatic hydrocarbons and polychlorinated

Bandow (2006), Isomer distribution of nitrotriphenylenes

dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans, J. Phys. Chem., 102,in airborne particles, diesel exhaust particles, and the915-921.

products of gas-phase radical-initiated nitration of
triphenylene, Atmos. Environ., 40, 7742-7751.

Finlayson-Pitts, B.J. and J.N. Pitts (1997), Tropospheric Air8大気化学研究 第 39 号 (2018)

Kameda, T., et al. (2008), Evaluation of endocrine disrupting
activities

ofmonohydroxylated

derivatives

nitro derivatives, Science, 202, 515-519.

ofRichter, H. and J.B. Howard (2000), Formation of polycyclic

1-nitropyrene by yeast two-hybrid assay, J. Health Sci., 54,

aromatic hydrocarbons and their growth to soot—a review

118-122.

of chemical reaction pathways, Prog. Energy Combust.

Kameda, T., A. Akiyama, A. Toriba, N. Tang, and K. Hayakawa

Sci., 26, 565-608.

(2011a), Atmospheric formation of hydroxynitropyrenes

Schuetzle, D. (1983), Sampling of vehicle emissions forfrom a photochemical reaction of particle-associatedchemical-analysis and biological testing, Environ. Health

1-nitropyrene, Environ. Sci. Technol., 45, 3325-3332.

Perspect. 47, 65–80.

Kameda, T., et al. (2011b), Mutagenicities and endocrine

Tang, N., et al. (2005), Polycyclic aromatic hydrocarbons anddisrupting activities of 1-hydroxy-2-nitropyrene andnitropolycyclic aromatic hydrocarbons in urban air

1-hydroxy-5-nitropyrene, J. Health Sci., 57, 372-377.

particulates and their relationship to emission sources in

Kameda, T., et al. (2013), Prediction of rate constants for thethe Pan-Japan Sea countries, Atmos. Environ., 39, 5817

gas phase reactions of triphenylene with OH and NO 3-5826.

radicals using a relative rate method in CCl 4 liquid

Tokiwa, H., R. Nakagawa, K. Morita, and Y. Ohnishi (1981),

phase-system, Chemosphere, 90, 766-771.

Mutagenicity of nitro derivatives induced by exposure ofKameda, T., et al. (2016), Mineral dust aerosols promote thearomatic compounds to nitrogen dioxide, Mutat. Res., 85,

formation of toxic nitropolycyclic aromatic compounds,

195-205.

Sci. Rep., 6, 24427, doi: 10.1038/srep24427.

Yang, X.Y., et al. (2010), Indirect- and direct-acting

Kameda, T., K. Asano, H. Bandow, and K. Hayakawa (2017),

mutagenicity of diesel, coal and wood burning-derived

Estimation of rate constants for gas-phase reactions ofparticulates and contribution of polycyclic aromaticchrysene, benz[a]anthracene, and benzanthrone with OH

hydrocarbons and nitropolycyclic aromatic hydrocarbons,and NO 3 radicals via a relative rate method in CCl 4 liquid

Mutat. Res.-Genet. Toxicol. Environ. Mutag., 695, 29–34.

phase-system, Polycyclic Aromat. Compd., 37, 101-105.
Kameda, T. (in press), Secondary formation of toxic
nitropolycyclic aromatic hydrocarbons promoted on

原稿受領日: 2018 年 5 月 18 日

mineral dust aerosols, in Trans-Boundary Pollution in

掲載受理日: 2018 年 6 月 6 日

North-East Asia, edited by K. Hayakawa, Nova Science
Publishers, NY.

著者所属：

環 境 省 （ 2018 ）， 平 成 28 年 度 大 気 汚 染 の 状 況 ，

1. 京都大学 大学院エネルギー科学研究科

https://www.env.go.jp/press/files/jp/108676.pdf．

* 責任著者:

小池英子（2013），多環芳香族炭化水素と誘導体の毒性機序解明へのアプローチ，エアロゾル研究，28，34-41.

Takayuki Kameda <tkameda@energy.kyoto-u.ac.jp>

Muha, G.M. (1967), Electron spin resonance studies ofaromatic hydrocarbons adsorbed on silica-alumina. I.
Perylene, J. Phys. Chem., 71, 633-640.
Pitts, J.N., et al. (1978), Atmospheric reactions of polycyclicaromatic hydrocarbons: facile formation of mutagenic9

総説 ―トピックス： 「大気汚染物質と健康影響」―

Research Focus

Article No. 039A04

エアロゾルの健康影響における活性酸素の役割
The role of reactive oxygen species in aerosol health effects
白岩 学 1 *Poor air quality is the globally largest environmental health threat, and epidemiological studies show
clear relationships of gaseous pollutants and particulate matter (PM) with adverse health outcomes
including elevated mortality by cardiovascular and respiratory diseases. Aerosol health studies arehighly multidisciplinary with a broad range in space and time scales. In winter 2015, we have convened
the workshop “Physicochemical Properties of Atmospheric Aerosols and their Effects on Air Quality
and Public Health” at the Max Planck Institute for Chemistry in Mainz, Germany. About 30 Japaneseand German scientists attended this workshop as funded by Japan Society for the Promotion of Science(JSPS) and German Research Foundation (DFG). We discussed and assessed recent advances and futurechallenges regarding aerosol health effects from molecular to global scales, through epidemiologicalstudies, field measurements, health-related properties of PM, and multiphase interactions of oxidants
and PM upon respiratory deposition. The results are published as a review article [Shiraiwa et al.,Environ. Sci., Technol., 2017]. In this short review, I focus on the role of reactive oxygen species inaerosol health effects.

Anthropogenic air pollution leads to a
massive increase of atmospheric fineparticulate matter and oxidant concentrations
on local, regional, and global scales, posing amajor threat to public health [Pöschl andShiraiwa, 2015]. The concentrations of fineparticulate matter in polluted urban air are
several orders of magnitude higher than inpristine air and high pollutant levels can cause
serious respiratory and cardiovascular diseases,
leading to elevated mortality. Epidemiologicalstudies have shown a clear correlation between
air pollutants and adverse health effects
including cardiovascular, respiratory andallergic diseases [Lim et al., 2013]. Ambientand indoor air pollution by air particulatematter and ozone are among the mostprominent leading risk factors for the global
burden of disease. For example, mortality rates
in the 90 largest U.S. cities were found to riseon average by 0.5% with each 10 µg m-3
increase in fine particulate matter, and globallythe annual number of premature deaths due to
air pollution are estimated to exceed 3 million
with an increasing trend [Lelieveld et al.,2015].
Inhalation and deposition of air pollutants in
the human respiratory tract is the first step inadverse aerosol health effects. Human lungs arecovered and protected by the epithelium or lunglining fluid, which contains low molecularweight antioxidants such as ascorbic acid andglutathione. As shown in Fig. 1, theseantioxidants can react with inhaled atmospheric1

大気化学研究 第 39 号 (2018)oxidants such as OH radical and O 3 protecting
underlying tissues and cells. O 3 oxidative
aggression can be transduced across the lung
fluid by deleterious secondary oxidants
generated by the ozonolysis of antioxidants[Enami et al., 2008].
Reactive oxygen species (ROS) are key
species of both atmospheric and physiologicalchemistry. ROS play a central role in theadverse health effects of air pollution, as they
can cause oxidative stress [Nel, 2005]. ROS are
defined to include OH radical, superoxide
radical (O 2 ·-), hydrogen peroxide (H 2 O 2 ) as
well as a wide range of organic radicals such asperoxy (RO 2 ·) and alkoxy (RO·) radicals. Fine
air particulate matter (PM 2.5 ) contains
redox-active components such as transition
metals and quinones. Upon inhalation andrespiratory deposition such components can
induce and sustain chemical reactions that
produce ROS by interacting with lungantioxidants in the lung lining fluid. As
illustrated in Fig. 1, the redox-active pollutants
and ROS undergo a multitude of radical andredox reaction cycles in the lung lining fluid.

Transition metal ions and quinones areregenerated by reaction with O 2 forming .O 2 radicals that are further converted into H 2 O 2 .
OH radicals, the most reactive form of ROS,
can be produced via Fenton-like reactions of
H 2 O 2 with iron or copper ions.
We have recently developed the kinetic
multilayer model for multiphase chemistry inepithelial lining fluid, which explicitly treats
mass transport and chemical reactions
involving air pollutants, ROS, antioxidants andsurfactants [Lakey et al., 2016]. We have madeestimates of chemical exposure-response
relations between the production rates andconcentrations of ROS in the lung fluid and theambient concentrations of redox-active
components mainly from transition metals
characteristic for a wide range of geographic
locations. We found that in highly polluted
environments, PM 2.5 containing redox-active
components can increase ROS concentrations
to levels characteristic for respiratory diseases.
Chemical exposure-response relations provide
a quantitative basis for assessing the relative
importance of specific air pollutants in different

Figure 1. Interaction of air pollutants and reactive oxygen species (ROS) in the epithelial lining fluid (ELF) of the humanrespiratory tract. Redox-active components trigger and sustain
2 catalytic reaction cycles generating ROS [Lakey et al., 2016].

大気化学研究 第 39 号 (2018)(HOM or ELVOC), which contain multiplehydroperoxide functional groups formed by
autoxidation, are found to be an important
constituent of SOA [Ehn et al., 2014]. Recent
studies have shown that such HOM or ELVOC
compounds are relatively unstable [Krapf et al.,2016]. My group has recently found thatambient and laboratory-generated SOA form
substantial amounts of OH radicals uponinteraction with liquid water and iron ions,which can be explained by the decompositionof organic hydroperoxides and Fenton-likereactions [Tong et al., 2016].
Active research over the last decades hasregions of the world.
Oxidative potential is an important propertyof particulate matter, which has gained growing
attention in recent studies. Oxidative potential
is related to the redox activity and ROS
formation and there are several commonly
applied assays and techniques for its
quantification, including a macrophage-based
assay, dithiothreitol (DTT) and ascorbic acidassays. Oxidative potential has been suggested
to be a more health-relevant metric than PM
mass and there are a number of studies
suggesting that the DTT activity can be a good
indicator of oxidative stress and inflammation,
but some studies found limited or little
evidence to support the hypothesis thatshort-term exposure to PM oxidative potential
is associated with adverse health effects [Straket al., 2012]. Thus, further studies are required
to elucidate the exact mechanism andconnection of PM oxidative potential andhealth endpoints. The role of different
components and oxidative potential of PM 2.5
on health impacts and premature mortality
needs to be investigated.
Secondary organic aerosols (SOA) accountfor a major fraction of fine particulate matter in
the atmosphere. With regard to SOA healtheffects, substantial amounts of particle-bound
ROS
are
found
on
ambient
andlaboratory-generated SOA produced fromvarious precursors such as α-pinene, limonene,
andtoluene.
In
addition,organic
hydroperoxides and peroxides were found to be
major constituents of biogenic SOA and agedorganic aerosol. Recently, highly oxidized andextremely low volatility organic compounds

made good progress toward understanding
aerosol health effects. Nevertheless, because of
the complex and interdisciplinary nature ofaerosol-health relationships, there remain many
open questions that should be addressed, andfurther studies are warranted to provide a basis
for the targeted and optimal control of air
pollution emissions. For better understandingof PM health-related properties such as toxicity,
redox activity and oxidative potential,concurrent studies of multiple assays as well as
identification and characterization of the major
contributors to toxicity is required. To advancemechanistic and molecular-level understandingof aerosol health effects upon respiratory
deposition, we need to acquire deeper insight
into multiphase chemical processes in lungs
and cellular responses upon PM interactions.

参考文献

3

大気化学研究 第 39 号 (2018)

Ehn, M., et al. (2014), A large source of low-volatility
secondary organic aerosol, Nature, 506, 476-479.
Enami, S., Hoffmann, M. R. and Colussi, A. J. (2008), Acidity

原稿受領日: 2018 年 5 月 18 日

enhances the formation of a persistent ozonide at aqueous

掲載受理日: 2018 年 6 月 7 日

ascorbate/ozone gas interfaces, Proc. Natl. Acad. Sci.

著者所属：

U.S.A., 105, 7365-7369.
Krapf, M. et al. (2016), Labile Peroxides in Secondary Organic

1. Department of Chemistry, University of California,

Aerosol, Chem, 1, 603-616.

Irvine, CA, USA.
* 責任著者:

Lakey, P. S. et al. (2016), Chemical exposure-response
relationship between air pollutants and reactive oxygen

Manabu Shiraiwa <m.shiraiwa@uci.edu>

species in the human respiratory tract, Sci. Rep., 6, 32916,
doi: 10.1038/srep32916.
Lelieveld, J. et al. (2015), The contribution of outdoor air
pollution sources to premature mortality on a global scale,
Nature, 525, 367-371.
Lim, S. S. et al. (2013), A comparative risk assessment ofburden of disease and injury attributable to 67 risk factors
and risk factor clusters in 21 regions, 1990-2010: asystematic analysis for the Global Burden of Disease
Study 2010, Lancet, 380, 2224-2260.
Nel, A. (2005), Air pollution-related illness: Effects of particles,
Science, 308, 804-806.
Pöschl, U. and Shiraiwa, M. (2015), Multiphase chemistry at
the atmosphere–biosphere interface influencing climate
and public health in the Anthropocene, Chem. Rev., 115,
4440–4475.
Shiraiwa, M. et al. (2017), Aerosol health effects frommolecular to global scales, Environ. Sci. Technol., 51,
13545-13567.
Strak, M. M. et al. (2012), Respiratory health effects ofairborne particulate matter: the role of particle size,
composition, and oxidative potential-the RAPTES project,
Environ. Health Perspect., 120, 1183-1189.
Tong, H. et al. (2016), Hydroxyl radicals from secondaryorganic aerosol decomposition in water, Atmos. Chem.
Phys., 16, 1761-1771.

4学会からのお知らせ

JpSAC news

Article No. 039N01

iCACGP-IGAC 2018 国際会議の開催準備報告
谷本浩志 1 *，永島達也 1 ，猪俣敏 1，竹川暢之 2，坂田昂平 1，石野咲子 3
例 年 よ り も 早 い 梅 雨 明 け は ， 2018 joint 14th

合計 11 人が予定されていますが，その一人を町田

iCACGP Quadrennial Symposium and 15th IGAC

敏暢さんが務められます。一般から選ばれる口頭講

Science Conference (iCACGP-IGAC 2018)の開催ま

演は合計 50 人に限定されており，非常に狭き門であであと３ヶ月を切る知らせとなりました。4 月 12 日に講るとともに，選ばれることはとても名誉なことです。例

演申し込みを締め切りましたが，52 カ国から 896 件のえるなら，オリンピックの決勝レース，ワールドカップ

応募があり，過去最多の申込数となりました。そのうちの決勝リーグでしょうか。今回，日本からは井上和也

ちょうど半数の 498 件が Early Career Scientst と呼ばさん（産業総合技術研究所），弓本桂也さん（九州大れる学生と学位取得後 3 年以下の，いわゆる若手研学），岡本祥子さん（国立環境研究所），松井仁志さ究者でした。また地域・国別に見ると，アジアからのん（名古屋大学）の 4 人が選ばれました。良い講演を申し込みが多く 483 件と最多で，欧州が 192 件，北米

期待しています！

が 140 件と続きました。更に，アフリカから 34 件，ラテ

次に，Early Career Short Course（ECSC）のことにもンアメリカから 32 件，オセアニアから 15 件の申し込み

触れておきたいと思います。今回は 33 の枠に対してがあり，前回と比べて，国数も投稿数も増加している

応募が 243 件とこちらも激戦でした。日本からの応募

ことから，「大気化学」が世界的に広がっていることがは 12 件でしたが，今回は既に Co-Chair として日本か見て取れます。日本からの申し込みも多く，178 件もら 2 人が入っていることもあり，開催国ではありましたの申し込みがありました。

が，日本からは 1 人の選抜となりました。ただし，1 人

896 人のうち 300 人超がトラベルグラントに申し込んも選ばれなかった国もあること，”good” の中の”very

でおり，50 人程度にしかグラントをあげられなかったgood”からさらに”excellent”を選ばなければいけない

ため，参加を断念する人も多くいますが，それでも，ほど狭き門であったことを補足しておきます。ECSC

Early Bird と呼ばれる早期登録締め切りの 6 月 30 日

は，今回に限らず次回 2020 年にも開催されますので，時点で登録者が 650 人を超えており，700 人に届くか選に漏れた方は申請書に磨きをかけ，再度挑戦してという勢いです。このように，実際の参加者も過去最欲しいと思うとともに，私としても 2017 年に小豆島で高を記録しそうで，喜ばしいことです。

開催した JpSAC Early Career Short Course を継続し，さて，プログラムのことに少し触れておきます。9 月

2019 年にも開催したいと思います。また，会議中に25 日のオープニングセレモニーの後，1986 年のノー開催される Early Career Conference Program は全員

ベル化学賞受賞者で，日本にも知己の多い台湾の参加できますので，「日本の若手全員でホストする」と

李遠哲先生の特別講演が行われます。Keynote と呼いう心意気でやっていただきたいと願います。

ばれる基調講演では，日本の「大気化学の父」にして今回，初めての試みとして，JpSAC Early Career

な お 現 役 の 秋 元 肇 先 生 が 最 終 日 の 29 日

Travel Grants を行いました。ありがたいことに，17 の

に

from

個人・団体様から支援いただき，12 人の学生を含む

Fundamentals to Policy Relevance – Recent Research

17 人に支援することができました。iCACGP-IGAC

Experience”という題でお話しされます。招待講演は2018 会議にも 35 を超える企業や公的機関がスポン”Atmospheric

Chemistry

Research1

大気化学研究 第 39 号 (2018)

サーとして支援してくださることが決まっています。
さて，恒例の日本大気化学会の奨励賞ですが，今年は大気化学討論会がないため受賞記念講演は2019 年 JpGU 連合大会に持ち越しとなりますが，授与式を iCACGP-IGAC 2018 の場で行うこととなりました。一生に一度の機会です。こちらも奮ってご応募ください。
今回の開催を，日本の大気化学研究者全員の心に残り，今後の研究活動の支えとなるメモリアルな会として，また，今後 25 年の日本の大気化学研究の礎となる会として，良い 1 週間にしたいと思いますので，会員各位のご協力をよろしくお願いいたします。

著者所属：
1. 国立環境研究所
2. 首都大学東京 大学院理学研究科
3. 東京工業大学 物質理工学院* 責任著者:
Hiroshi Tanimoto <tanimoto@nies.go.jp>2

学会からのお知らせ

JpSAC news

Article No. 039N02

JpGU2018「大気化学セッション」開催報告
岩本洋子 1 *，中山智喜 2，豊田栄 3, 江口菜穂 4, 入江仁士 5
梅雨を控えた曇り空のなか，日本地球惑星科学連待講演枠を設け，當房豊さん（国立極地研究所）

合（JpGU）2018 年大会において，5 月 23〜24 日の日には「混相雲における氷核形成に及ぼすエアロゾ

程で「大気化学セッション」を開催しました。

ルの影響」，藤原正智さん（北海道大学）には

大気化学会では従来，大気化学討論会（秋）と「SPARC（成層圏-対流圏過程と気候における役割）

JpGU 大会における大気化学セッション（春）の年 2 回

再解析データ相互比較プロジェクト（S-RIP）のの研究集会を実施してきました。 2018 年は 4 年に 1

最近 5 年の成果」，登尾浩助さん（明治大学）に度の頻度で開催される大気化学に関する大規模なは「大気圏-生物圏間のメタンの交換」について，

国際会議 iCACGP-IGAC2018 が国内開催かつ大気導入から最新の研究成果までを紹介いただきま

化学会の共催となるため，大気化学討論会を開催しした。普段の大気化学会の研究集会では聴くことない特異な年です。このことが今回の大気化学セッのできない，少し離れた視点で捉えた大気化学のションの投稿数に及ぼす影響は予想できませんでし

話をきっかけに，新しい研究の芽が生えればコン

たが，蓋を開けてみると，大気水圏科学セクションでビーナとして嬉しく思います。

は最多の 59 件の講演申込がありました。発表者の希大気化学セッションの締め括りに，昨年に引き望とセッション全体のバランスを考慮し，26 件の口頭続き懇親会が開催されました。招待講演者 3 名を発表と 33 件のポスター発表に編成しました。当日は，含む 25 名の方々にご参加いただき，チーズフォ

口頭会場では活発な議論が展開され，また，ポス

ンデュを囲み和やかな交流の場になりました。特ター会場には昼・夜のコアタイム共に大変多くのに，学生の参加者が多く，シニアの研究者と積極方が参加され，交流の場として活用いただきまし的に交流する姿が印象的でした。

た。
学生優秀発表賞には 8 件のエントリーがあり，最後になりましたが，大気化学セッションに参加さ本号が発行される頃には受賞者が発表されます。

れた多くの方に，この紙面を借りて御礼申し上げます。

今回の大気化学セッションでは，発表使用言語

来年の大気化学セッションも盛り上げていただ

として「EJ」，すなわち，スライド・ポスター表

きますよう，よろしくお願いいたします。

記は英語，口頭発表の言語は英語または日本語を発表者が選択可としました。これは，外国籍の研究者が発表内容を理解できること，また，学生会

著者所属：員にとっては iCACGP-IGAC2018 をはじめ国際会

1. 広島大学 大学院生物圏科学研究科

議での発表に向けて英語原稿作成の経験に繋が

2. 長崎大学 大学院水産・環境科学総合研究科

ることを期待した選択でした。実際の口頭会場で

3. 東京工業大学 物質理工学院

は，日本語，英語を問わず多くの質問が飛び交い，

4. 九州大学 応用力学研究所

今回の発表言語の選択がセッションの盛り上げ

5. 千葉大学 環境リモートセンシング研究センターに大きな役割を果たしたと考えています。

* 責任著者:

さらに，今年は 6 年ぶりに講演時間 30 分の招

Yoko Iwamoto <y-iwamoto@hiroshima-u.ac.jp>

1

学会からのお知らせ

JpSAC news

Article No. 039N03

2018 年度日本大気化学会奨励賞の候補者募集
日本大気化学会では下記の通り第１4 回（2018 年度）

め，9 月開催の iCACGP-IGAC2018 にて表彰式を，奨励賞の募集を行います。皆様からの推薦（自薦，

来年 5 月の JpGU 大会の大気化学セッションにて受他薦を問いません）をお願い致します。日本大気化賞講演をそれぞれ行う予定です。

学会事務局までメール(jpsac-post@bunken.co.jp)ままた，過去の受賞者および大気化学会奨励賞に関たは郵便でお送り願います。

する細則については、日本大気化学会 HP 内の記事
https://jpsac.org/news/post_2441/ をご参照ください。

募集要項
１．選考対象は大気化学の分野で優れた研究を行った本会会員 （学生会員を含む）で，2018 年 4 月 1
日現在で 37 歳以下の者。（※応募回数に制限はありません。過去の業績ばかりでなく将来性も含めて選考を行いますので，学生を含めた若い世
代からの応募も歓迎いたします。）
２．推薦資料は下記の事務局宛にメールまたは郵便で提出。
〒162-0801
東京都新宿区山吹町 358-5 アカデミーセンター
日本大気化学会事務局宛
e-mail: jpsac-post@bunken.co.jp
３．推薦資料は次の 4 項目を含んだもので，A4 で 1
ページ程度の本文と，A4 で 3 ページ以内の業績リスト。
(1) 会員番号(2) 略歴（年齢や推薦対象研究の実施との対応が分かる程度の学歴・職歴など）(3) 推薦対象とする研究課題名(4) 推薦理由
４．推薦資料提出の締め切りは 2018 年 7 月 3１日 。
注）・ 選考の段階で，選考委員会から追加資料の提出を求められた場合には，その指示に従って下さい。
・ 提出された資料は返却致しません。
・ 資料は奨励賞の選考以外には使用致しません。
なお，本年度は大気化学討論会が開催されないた1

学会からのお知らせ

JpSAC news

Article No. 039N04

第 40・41・42 回日本大気化学会運営委員会議事録
第 40 回日本大気化学会運営委員会

た。そのほか，招待講演者の人選についても議論が日時：2018 年 2 月 5 日（月） 12 時半～あった。今回はプログラム委員が招待講演者の具体

場所：ビデオ会議による開催案を示し，運営委員会に諮る（メール審議）ことになっ出席者：谷本浩志，入江仁士，岩本洋子，江波進一，た。

金谷有剛，豊田栄，永島達也，中山智喜，廣川淳，
町田敏暢，持田陸宏，森本真司

６） 「夢ロードマップ」について

欠席者：江口菜穂

谷本会長より，日本学術会議地球惑星科学委員会からの依頼を受けて JpGU が改訂を行っている「夢報告・審議事項

ロードマップ」について報告があった。JpGU 大気水

１） 学会ロゴの検討状況

圏科学セクションボードの方と幹事会で議論して改谷本会長より，学会ロゴ選定の進捗について説明

訂意見の素案をまとめたこと，会員メーリングリストにがあった。幹事会の選定したデザインに対するアレンよる意見募集に対する提案の分も追加して JpGU にジについて議論があった。

送付することについて説明があった。

２） 会費の納入状況（町田）７） グランドデザイン，マスタープランについて

町田委員より，会費未納の状況について報告があ

金谷委員より，地球観測グランドデザイン（学会連った。また，2018 年度会費の請求書を発送した旨の合で立ち上げたタスクフォース委員会の議論を経て報告があった。2018 年度は討論会が参加されないた

日本学術会議地球惑星科学委員会や政府に提案め，賛助会員については正会員も準会員も会費を一するもの）について説明があった。また，いくつかの

律 10,000 円とした旨の説明があった。

衛星計画を束ねて大型マスタープラン 2020 への応募が検討されていることについて説明があった。

３） JpGU 大気化学セッションの開催について
要旨投稿の早期締切，投稿の状況について説明

８） IGBP 繰越金の受け入れと使途についてがあった。

谷本会長より，旧 IGBP プロジェクトの繰越金が傘
下のプロジェクトに分配された旨の報告があった。若４） 2019 年討論会の予定について

手や女性ワーキンググループによる研究会の企画な

持田副会長より，名古屋大学の教員を中心に実施

どに役立てるという提案があった。

する 2019 年の討論会について説明があった。
９） 学会ウェブサイトの「大気化学の研究室」のペー
５） JpGU 大気化学セッションにおける招待講演

ジ作成について岩本委員より JpGU の大気化学セッションにおける岩本委員から，人材育成ワーキングループがまと

招待講演枠について説明があり，招待講演を設けるめた所属先リストに基づいて作業中であることなどのことが賛成多数で了承された。また、トピックスに関す説明があった。

る最終的な決定はプログラム委員に委ねることとなっ1

大気化学研究 第 39 号 (2018)

第 41 回日本大気化学会運営委員会があった。

日時：2018 年 4 月 19 日（木）（IGAC 小委員会との合同会議の終了後）

２） 各委員会・将来計画 WG の活動状況

場所：ビデオ会議による開催

各委員会・ワーキンググループから報告があり，

出席者：谷本浩志，岩本洋子，江波進一，金谷有剛，

JpGU が運営する PEPS の状況，会員向けに行ったア

豊田栄，永島達也，中山智喜，町田敏暢，持田陸宏

ンケート，JpGU における懇親会の開催などについて

欠席者：江口菜穂，入江仁士，廣川淳，森本真司

説明があった。

報告・審議事項

３） 「大気化学研究」誌の編集状況

１） JpGU における JpSAC 関連イベントに関して

江波委員より，次号の大気化学研究誌の準備が

JpGU に合わせて開催される運営委員会，会員集会，発行に向け順調に進んでいることが報告された。例

懇親会の日程について報告があった。

年通り７月に発刊予定であり，次号のトピックスは大
気汚染物質と健康影響である旨の説明があった。

２） 協力依頼について
４） JpGU 大気化学セッションの開催状況

会員の職場・研究環境アンケートで若手からの回答が少ないとの報告が女性ワーキングループの江口岩本委員より，26 件を口頭発表，33 件をポスター

委員よりあったこと，などについて報告がなされた。

発表としたこと，学会終了後に発表形式などについて Web アンケートを行ってフィードバックを受ける予定であることなどの報告があった。当セッションの開３） 学会ロゴに関して
学会ロゴについて再検討を行った旨の報告があっ催に関して，発表形式を EJ（スライド・ポスター表記はた。新たなデザインの案やこれまでのデザインの改

英語，発表言語は日英自由）としたことは外国人参定案が示され，これに対して意見が出された。出され加者にとっては良かったとの意見があった。また，学た意見をもとに，幹事会で今後の進め方を検討する

会員だけの閉鎖的なセッションと見られないようにすこととなった。

ることについて提案があった。

第 42 回日本大気化学会運営委員会

５） 学会ウェブサイトの活用状況

日時：2018 年 5 月 23 日（水） 18:30～21:00

岩本委員より，リンクの追加，修正を行ったことに

場所：幕張テクノガーデン D 棟 1404 号室

ついて報告があった。サイトの改善案について意見

出席者：谷本浩志，持田陸宏，入江仁士，岩本洋子，があった。

江波進一，金谷有剛，豊田栄，永島達也，中山智喜，
６） iCACGP-IGAC2018 国際会議の準備状況

町田敏暢，竹川暢之（オブザーバー）

谷本会長より，発表申し込みの採択結果，事前参欠席者：江口菜穂，廣川淳，森本真司

加登録・宿泊予約の受付，企業協賛，Travel Grant
について報告があった。

１） 会計・会員報告
町田委員より，H29 年度の会費納付が順調に行わ

７） 奨励賞に関する検討，今年度の予定れた旨の説明があり，同年度の会計の報告があった。

町田委員より説明された案をもとに，募集の時期，また，会計監査について永島委員の代読による報告2

大気化学研究 第 39 号 (2018)

授賞式および受賞記念講演の方針を決定した。
８） 今年度の大気化学討論会が無いことへの対応
谷本会長から，今年度の会員集会の開催に関して提案があった。審議の結果，今年度の会員集会は開催しないこととした。また、奨励賞授賞式の実施方法の方針を決定した。
９） 学会ロゴについて
谷本会長より、9 月の iCACGP-IGAC 2018 までに決定すべく検討中である旨の報告があった。
１０） JpGU 学協会長会議について
谷本会長より，当該会議について報告があった。
１１） 夢ロードマップについて
谷本会長より現在の案について説明があった。
１２） 日本学術会議関連学協会への登録申請について谷本会長より，iCACGP-IGAC 2018 の後に検討を開始する旨の説明があった。
１３） 2019 年開催の大気化学討論会について
持田副会長より，名古屋大学の角皆会員を中心に開催を計画している旨の報告があった。
１４） 会員集会の議題について
持田副会長より，翌日に開催される会員集会の議題について確認があった。

（日本大気化学会 運営委員会）

3

学会からのお知らせ

JpSAC news

Article No. 039N05

日本大気化学会会員集会プログラム
日時：2018 年 5 月 24 日（木）日本地球惑星科学連合 2018 年大会
大気化学・口頭発表 AM2 終了後
場所：東京ベイ幕張ホール A05
1） 会長より挨拶
2） 会員報告、会計報告
3） JpGU 大気化学セッションの開催状況
4） 発行誌「大気化学研究」について
5） ウェブワーキンググループ報告
6） JpSAC 会員アンケートについて
7） 奨励賞の募集について
8） 2019 年開催の大気化学討論会について（日本大気化学会 運営委員会）

1

大気化学研究 第 39 号 (2018)

編集後記
今号ではトピックス「大気汚染物質と健康影響」として，梶野様，金谷様，亀田様，白岩様にご寄稿いただきました。ご存じの通り，大気汚染問題は，リアルタイムで進行中の世界規模の環境問題になっています。大気汚染問題と健康影響に関して，これまでも研究が盛んに行われてきましたが，基礎的なところではまだほとんどわかっていないのが現状だと思います。大気汚染
物質はなぜ有害か，という問いに答えない限り，根本的な解決はないのかもしれません。各総説では，最新の研究成果，今後の課題等について詳しく議論されており，非常に興味深い内容になっております。お忙しい合間を縫って，貴重な原稿をご執筆下さった皆様方にあらためてお礼を申し上げます。引き続き，本誌へのご支援をお願い申し上げます。（S.E.）

大気化学研究 第39号 （2018年7月19日 発行）
編集兼発行： 日本大気化学会
編集委員： 江波進一（共同編集長），森本真司（共同編集長），関山剛，山地一代連絡先： 〒162-0801 東京都新宿区山吹町358-5 アカデミーセンター 日本大気化学会事務局
電話： 03-5389-6237
FAX： 03-3368-2822
電子メール： jpsac-post@bunken.co.jp
ホームページ： https://jpsac.org/publications/aacr/《本誌掲載著作物の転載を希望される方へ》
本誌に掲載された著作物を転載される場合は，上記までご連絡ください。無断での二次使用や勝手な加工はお控えください。