Journal of Environmental Biotechnology（環境バイオテクノロジー学会誌）
Vol. 20, No. 1, 83–94, 2020

総

説（一般）

メチル t-ブチルエーテル（MTBE），エチル t-ブチルエーテル（ETBE）及びt-ブチルアルコール（TBA）の生分解
Biodegradation of Methyl t-Butyl Ether (MTBE), Ethyl t-Butyl Ether (ETBE) andt-Butyl Alcohol (TBA)
大久保紀男 1*，矢木修身 2Norio Ohkubo * and Osami Yagi2
1

日立市企業局上下水道部浄水課 博士（理学） 〒 316-0025 茨城県日立市森山町 4-4-1
日本大学生産工学部応用分子化学科 上席研究員 農学博士 〒 275-8575 千葉県習志野市和泉町 1-2-1* TEL: 0294–52–3628 Fax: 0294–52–2555* E-mail: kigyo-josui@city.hitachi.lg.jp
1
Department of Water and Sewage Works, Bureau of Hitachi City 4–4–1 Moriyama, Hitachi, Ibaraki 316–0025, Japan1

2

2

Department of Applied Molecular Chemistry, College of Indusrial Technology, Nihon University

メチル t-ブチルエーテル（MTBE）は，ガソリン車用改質ガソリンの酸素添加剤として使用されてきた。しかし MTBE
は地下貯留タンク及びパイプラインからの漏れにより土壌，地下水汚染を引き起こしたこと，また動物に対する発ガン性を有することも明らかとなり，大きな社会問題となった。MTBE は，1980 年代に米国の都市部で多く検出されたことから，生産が中止された。そのため，MTBE の代替品としてエチル t-ブチルエーテル（ETBE）が酸素添加剤として使用されるようになった。ETBE は発ガン性を有さないと評価されているが，MTBE と同様難分解性で，土壌や地下水が一旦汚染されると除去が極めて難しい。MTBE 及び ETBE を除去するには，これらを分解できる微生物を自然環境中から分離し，浄化に活用することが有効であると考えられる。MTBE，ETBE 及びこれらの分解物である t-ブチルアルコールについて，使用状況，毒性，分解微生物，分解速度，分解経路及び分解微生物の環境浄化への応用についてこれまでの知見を紹介する。
Methyl t-butyl ether (MTBE) has been used as an oxygen additive in reformed gasoline for gasoline vehicles. However,
MTBE caused soil and groundwater contamination due to leakage from underground storage tanks and pipelines, and it became clear to have carcinogenicity to animals, which became a major social problem. MTBE was detected in the urban areasof the United States in the 1980s, and production was discontinued. Therefore, ethyl t-butyl ether (ETBE) has come to be
used as an oxygen additive as an alternative to MTBE. Although ETBE is not carcinogenic, it is very difficult to remove inthe soil and groundwater because of the hard biodegradability like MTBE. In order to reduce MTBE and ETBE, it is considered effective to isolate microorganisms capable of degrading them at the natural environment and use them for purification.
In this paper, we describe the current knowledge about usage status, toxicity, decomposing microorganisms, degradation rate,degradation pathway, and clean-up method at the contaminated site for MTBE, ETBE and their degradation product t-butyl
alcohol.
キーワード：MTBE，ETBE，TBA，生分解
Key words: MTBE, ETBE, TBA, Biodegradation
（原稿受付

1.

2019 年 10 月 26 日／原稿受理

はじめに

メチル t-ブチルエーテル（MTBE）は，車の排気ガスから大気中への一酸化炭素の排出量を削減させるために，米国で 1970 年後半から改質ガソリンの酸素添加剤として使用され始め，1990 年には大気浄化法により，MTBE をガソリン中に添加することが推奨された 33)。
しかし，1994 年に MTBE が発ガン性を有することが指摘され 54)，地下貯留タンク及びパイプラインからの漏れ

2020 年 3 月 2 日）

や，土壌，地下水，表流水及び河川の底泥を汚染する事例が米国で報告された 74,75,79)。このことから米国環境保護庁（EPA）は，飲料水中の MTBE の勧告濃度を 20–
40 μg l–1 に設定し 79)，1999 年に MTBE に関する調査委
員会は MTBE の使用削減の勧告を行なった。2004 年には多くの州が MTBE の使用を禁止した 38)。
我が国では，MTBE はガソリンのオクタン価の確保のため，1991 年からプレミアムガソリンに添加使用されるようになった。しかし，地下水の MTBE 汚染が懸念大久保，矢木84

されたことから，環境省は 2000 年に全国の都市部のガ
ソリンスタンド周辺の井戸の調査を実施し，196 地点中
36 地点から 0.01 〜 1.5 μg l–1 の範囲で MTBE が検出されたことを報告した 40)。2002 年，川崎市でも同様の報告がなされた 82)。そこで MTBE の代替品としてエチル
t-ブチルエーテル（ETBE）が使用されるようになった。
我が国では，地球温暖化対策や運輸部門におけるエネル
ギー源の多様化を図る観点から，2009 年 7 月にエネル
ギー供給構造高度化法が成立し，2017 年度までに年 83
万 kL（原油換算 50 万 kL）のバイオエタノールの利用が義務付けられ，現在この目標が達成されている。しかし，2017 年度のバイオエタノールの国内の生産量はごくわずかで，ほとんどがブラジルからの輸入に頼っている 43,56)。バイオエタノールはガソリンに 3％まで添加が可能だが，バイオエタノールはイソブテンと化学合成されたバイオ ETBE として主に利用され，ETBE はガソ
リンに約 8.3％まで添加が許可されている 16)。
し か し ETBE は MTBE と 同 様 に 難 分 解 性 で あ り，
いったん土壌や地下水が汚染されると除去が困難である 42)。MTBE 及び ETBE を浄化するには，これらを分解する微生物を自然環境中から分離し，その性質を調べ
汚染物質浄化に応用することが有効と考えられる。
本稿では，MTBE および ETBE の使用状況・毒性，
分解微生物，分解速度，分解代謝経路及び分解微生物の環境浄化への応用についてこれまでの知見を紹介する。
2.

MTBE 及び ETBE の使用状況・毒性

MTBE は 25°C で 51 g l–1 という高い水溶解度を持ち，ヘンリー定数が 25°C で 5.5×10–4 atm m3 mol–1 と低く揮発性が高いため，MTBE がいったん土壌・底泥に溶け込むと回収が大変困難である 42,78)。MTBE の生産能力は，
2004 年フランスでは 61.2 万トン，ドイツでは 48.5 万トン，さらに EU 加盟国全体では 219 万トンであった 38)。
我が国では，2001 年に製造量及び輸入量の合計が 1 万〜10 万トン未満であり，石油元売り会社はガソリンへの添加を目的とした MTBE の製造を同年に中止した 41)。
米 国 で の 生 産 量 は 1999 年 に 920 万 ト ン で あ っ た が，
2003 年には 730 万トンとなり，年を追うごとにその生産量は減少した 38)。
ETBE 生産量は 2004 年にはフランスでは 17 万トン，
ドイツでは 4 万トンであったが，2010 年にはフランスでの生産能力は 76 万トンとなった 17,45)。我が国では，2009 年及び 2010 年に各々約 15 万トン及び 8 万トンの生産量があった。米国では自動車の改質ガソリンとしてMTBE の添加が義務付けられていたが，カリフォルニ
ア州，ニユーヨーク州，コネチカット州等で MTBE による土壌・地下水汚染が多発したことから，2006 年 5月に MTBE の添加が中止され，その代替として再生可能燃料であるエタノールの使用が義務づけられた 14)。
MTBE の 毒 性 に 関 し て は 多 く の 報 告 が な さ れ て おり 46)，吸入曝露した場合の齧歯類の発癌性に対する無毒性量（NOAEL）は 1,430 mg m–3 であり，経口投与では143 mg kg–1 day–1 であること，また齧歯類に一定のリンパ腫，白血病を引き起こすことが報告された 34)。これまでの知見を総合すると，MTBE は動物に対する発ガン性が確認されているが，ヒトへの発ガン性は不明な物質
として分類されている 41)。しかしながら異臭味発生防止の観点から，平成 27 年 4 月 1 日に水道水の水質管理目
標設定項目に加えられ，0.02 mg l–1 が目標値として決められた。
ETBE の毒性に関しては 25〜50 ppm の吸入暴露でヒトの目や鼻腔を刺激し，肺機能障害を引き起こすこと 59)，5,000 ppm でマウス幹細胞肥大やラット腎臓への毒性を示すこと 52)，さらに吸入暴露で体重や脾臓対体重比に影響を及ぼさない濃度でもマウスの脾臓組織や細胞に影響を及ぼすことが報告されている 47)。牧野ら 50) は，
全国の ETBE の年間排出量と，ラットの吸入暴露による毒性量の関係から，吸入暴露による健康リスクは無い
ことを推定した。McGregor（2007）51) は，ヒトによる吸入暴露で約 30％が肺に留まり，暴露の停止後 ETBE の血中濃度は急速に低下し t-ブチルアルコール（TBA）及びアセトアルデヒドへ代謝され，さらに 2-ヒドロキシ-1,2-プロパンジオール，2-ヒドロキシイソ酪酸にまで分解され尿中で検出されることを報告した。
バイオレメディエーションを実施するうえで中間物質の TBA の毒性も考慮する必要がある。TBA の毒性は，長期曝露により雄のラットの腎尿細管腺腫及び癌の発生を増加させること 10)，2 年間の経口投与により，マウスの雌の甲状腺及びラットの雄の腎臓に癌を生じさせることが報告されている 15)。
以上のことから MTBE，EBEA 及び TBA はヒトへの発ガン性物質には分類されていないが，安全性に関してさらなる知見を得ることが必要と考えられる。
3.
3.1

分解微生物および分解速度

MTBE

MTBE を唯一の炭素源およびエルギー源として増殖・分解できる（資化・同化分解）微生物と，資化できないが他の有機物を利用して分解できる（共役分解）微生物が見いだされている。バイオレメディエーションに利用する場合，資化できる微生物を利用することが望ましい
が，共役分解は汚染現場が複合汚染であることが多いこと，また分解能の強化が可能であることから有用な手段となる。バイオレメディエーションに利用する微生物を選択する場合，分解速度と分解可能濃度を把握することが必要である。
このような観点から，MTBE，ETBE および TBA 分
解微生物の分解速度，分解酵素・遺伝子を表 1〜表 3 にまとめた。分解速度については，文献により記述単位が異なるため，比較し易くするために菌体乾重量当たり（μmol mg cells–1 h–1）及び菌体タンパク質重量当たり（μmol mg protein–1 h–1）で表記した。さらに菌体濃度が算出できない場合は培養液容量当たり（μmol L–1 h–1）で表記した。
MTBE を資化分解できる微生物として Arthrobacter
属，Aquincola 属，Comamonas 属，Methylobacterium 属，Methylibium 属，Mycobacterium 属，Proteobacteria 属，Pseudonocardia 属および Rhodococcus 属が報告されている（表 1）。
Salanitro ら 70) は 1994 年 に 数 種 の 細 菌 を 混 合 し たMTBE，ETBE 及び TBA の生分解85

表 1．MTBE 分解微生物のまとめ
分解
様式

培養
炭素源

最大
分解濃度

MTBE
分解速度

Aquincola tertiaricarbonis L108 休止菌体 同化

MTBE

500 mg L–1

0.78 μmol mg cells–1 h–1

mdpJK

71)

Arthrobacter ilicis Isolate 41

増殖菌体 同化MTBE

200 mg L

1.90 μmol L h―

53)Arthrobacter sp. ATCC 27778

休止菌体 共役n-ブタン

0.8 mg L–1

0.20 μmol mg cells–1 h–1

ブタンモノオキシゲナーゼ

48)Comamonas testosteroni E1

増殖菌体 同化MTBE

200 mg L–1

0.85 μmol L–1 h–1―

44)Graphium sp. ATCC 58400

休止菌体 共役n-ブタン

17.6 mg L

0.01 μmol mg cells–1 h–1

シトクロム P450

31)

Methylobacterium mesophilicum
増殖菌体 同化
Isolate 24

MTBE

200 mg L–1

1.90 μmol L–1 h–1―

53)

Methylibium petroleiphilum
PM1

MTBE

50 mg L–1

4.36 μmol mg protein–1 h–1

mdpA

72)

―

―

―

―

57, 67)

微生物

Methylibium petroleiphilum
PM1 like Isolate 108

分解
条件

休止菌体 同化
―

同化

–1

–1

分解酵素，
遺伝子

–1

–1

文献

Methylibium sp. R8

休止菌体 同化MTBE

300 mg L–1

―

mdpJK

71)

Mixed bacterial culture BC-1
(Coryneform, Pseudomonad,
Achromobacter)

増殖菌体 同化MTBE

120–
200 mg L–1

0.39 μmol mg cells–1 h–1―

70)

Mycobacterium austroafricanum
増殖菌体 同化IFP 2015

MTBE

300 mg L–1

26.8 μmol L–1 h–1

alkB ?

24)

Mycobacterium austroafricanum
休止菌体 同化IFP 2012

MTBE

20 mg L–1

1.5 μmol mg cells–1h–1

Mycobacterium vaccae JOB5
(Mycobacterium
austroafricanum CIP105723 or
ATCC 29678)

MTBE

200 mg L–1―

n-ペンタン

0.2 mg L–1

休止菌体 同化

Mycobacterium austroafricanum
休止菌体 共役
JOB5
Mycobacterium duvalii TA5増殖菌体 共役

グルコース，
2,000 mg L–1
プロパン

Mycobacterium duvalii TA5

休止菌体 共役グルコース

2,640 mg L–1

非ヘム アルカン
25, 23,モノオキシゲナー
27, 28)ゼ，alkBalkB

短鎖アルカンモノ
2.76 μmol mg protein–1 h–1 オキシゲナーゼ，
alkB ?

25)

35)

―

61)

1.0 μmol mg cell–1 h–1

―

61)
37)

60 μmol L–1 h–1

Mycobacterium vaccae

休止菌体 共役プロパン

0.1 mg L–1

Km = 0.95 mM

プロパンモノオキシゲナーゼ

Mycobacterium vaccae JOB5

増殖菌体 共役

グリセリン，
フルクトース12.3 mg L–1―

アルカン誘導モノ
オキシゲナーゼ

39)

Mycobacterium vaccae JOB5

休止菌体 共役

プロパン，
1,2-プロパノール

0.1 mg L–1

1.46 μmol mg protein–1 h–1

短鎖アルカンモノ
オキシゲナーゼ

73)

Nocardia sp. ENV 425

休止菌体 共役プロパン

30 mg L–1

0.26 μmol mg protein–1 h–1

可溶性 P45076)

Proteobacteria sp. PM1

増殖菌体 同化MTBE

500 mg L

40 μmol L h―30)

Pseudomonas aeruginosa
BM-B450

増殖菌体 共役

n-ペンタン

1.5 mg L–1

1.15 μmol mg protein–1 h–1―

55)

Pseudomonas citronellolis
BM-B-447

増殖菌体 共役

n-ペンタン

1.5 mg L–1

2.06 μmol mg protein–1 h–1―

55)

Pseudomonas putida CAM

休止菌体 共役

カンファー―

0.02 μmol mg
protein-1 h-1

シトクロム P450，
camB，camC

22)

Pseudonocardia sp.

増殖菌体 同化MTBE

300 mg L–1

7.1 μmol L–1 h–1―

11)

Rhodococcus sp. Isolate 33

増殖菌体 同化MTBE

200 mg L

1.90 μmol L h

―

53)
2)
37)

–1

–1

–1

–1

–1

–1

Rhodococcus aetherivorans IFP
休止菌体 同化
2017

MTBE

200 mg L1

0.014 μmol mg cells–1 h–1

シトクロム P450，
ethB，alkB?

休止菌体 共役プロパン

0.1 mg L–1

3.06 μmol mg protein–1 h–1

プロパンモノオキ
シゲナーゼ

Xanthobacter―：記載なし大久保，矢木86

表 2．ETBE 分解微生物のまとめ
分解
様式

培養
炭素源

最大濃度

分解速度

分解酵素，
遺伝子

文献

Aquincola tertiaricarbonis L108 増殖菌体 同化

ETBE1,480 mg L–1

1.11 μmol mg cells–1 h–1

mdpJK58, 71)Comamonas testosteroni E1

増殖菌体 同化ETBE

200 mg L–1

36 μmol mg protein–1 h–1

シトクロム P450

44)

Gordonia terrae IFP 2001

休止菌体 同化ETBE

120 mg L–1

3.72 μmol mg protein–1 h–1

シトクロム
P450 ?

20)

MTBE degradable consortia
mKGS1

増殖菌体 同化ETBE

100 mg L–1

0.34 μmol L–1 h–1

―

8)

―

―

―

―

57, 67)

プロパン

30 mg L–1

12.3 μmol L–1 h–1―

76)

30 mg L9.8 μmol L h

―

76)

微生物

Methylibium petroleiphilum
PM1 like Isolate 108

分解
条件

―

同化

Mycobacterium vaccae JOB5

休止菌体 共役

Mycobacterium vaccae JOB5

休止菌体 共役 2-プロパノール

Mycobacterium austroafricanum
増殖菌体 同化IFP 2015
Mycobacterium sp. IFP 2009

―

同化

–1

–1

–1

ETBE

130 mg L–1

2.8 μmol L–1 h–1

alkB ?

24)

―

―

―

ethR，
A，B，C，D

25)

Nocardia sp. ENV425

プロパン，
2-プロパノール，
休止菌体 共役
30 mg L–1
エタノール，
アセトン

3.2 μmol L–1 h–1

可溶性 P45076)

Pseudonocardia sp.

増殖菌体 同化ETBE

300 mg L–1

7.1 μmol L–1 h–1―

11)

Pseudomonads containing
consortium

休止菌体 共役

n-ペンタン

75 mg L–1

0.78 μmol mg protein–1 h–1―

55)

Rhodococcus equi IFP2002

休止菌体 同化ETBE

110 mg L–1

1.37 μmol mg protein–1 h–1―

20)

Rhodococcus erythropolis ET 10 増殖菌体 同化

ETBE

510 mg L

7.80 μmol mg cells h―62)

Rhodococcus aetherivorans IFP
休止菌体 同化
2017

ETBE

37 mg L–1

0.12 μmol mg cells–1 h–1

シトクロム P450，
ethB，alkB?

2)

ETBE

―

―

ethR，
A，B，C，D

22)

Rhodococcus ruber IFP 2001

―

同化

–1

–1

–1

Rhodococcus ruber E10

増殖菌体 同化エタノール

100 mg L–1

0.85 μmol L–1 h–1―

65)

Rhodococcus sp. IFP 2042

増殖菌体 同化ETBE

150 mg L

13 μmol L h

alkB

12)

―

―

―

ethR，
A，B，C，D

22)

Rhodococcus zopfii IFP 2005

―

同化

–1

–1

–1

―：記載なしBC-1 混合系（Corynebacterium，Pseudomonas 及び
Achromobacter の混合）を [14C]-MTBE を含む培地で培養し，MTBE の 40％が CO2 にまで完全分解されることを初めて報告した。その後 1997 年以降，次々と単一資化菌による分解の報告がなされ，Mo ら 53) は，3 種の細菌 Methylobacterium mesophilium 24，Rhodococcus sp.
33 及び Artherobacter ilicis 41 が，2 週間で 200 mg l–1 のMTBE を 29％，28％及び 28％分解・資化したことを報
告 し，Hanson ら 30) は，Proteobacteria sp. PM1 株 が20 mg l–1 の [14C]MTBE を分解し，その 46％が 14CO2 になり，19％が細胞に取り込まれること，またこの株は5,000 mg l–1 の高濃度の MTBE を分解できなかったが，500 mg l–1 の濃度では MTBE を資化分解できることを報告した。
一 方，MTBE を 共 役 分 解 で き る 微 生 物 と し てArthrobacter 48)，Graphium 31)，Mycobacterium 35,37,61,73)，

Nocardia 76)，Pseudomonas 55)，Xanthobacter 37) 属等が報告されている。これらは，有機物として糖類，アルコー
ル類，炭化水素等が利用される。François ら 28) は，基質としてエタノールあるいはイソプロパノールを用い，
Gordonnia terrae IFP 2007 と Burkhoderia cepacia IFP
2003 の 混 合 培 養 系， あ る い は Gordonnia terrae IFP
2007 と Mycobacterium austroafricunum IFP 2012 の混合 培養系が MTBE を分解し，TBA を生成・分解することを報告した。Johnson ら 39) は，グルコース，ピルビ
ン 酸 及 び フ ル ク ト ー ス を 基 質 と し て 増 殖 さ せ た，
Mycobacterium vaccae JOB5 菌 体 が MTBE を 分 解 し，TBA およびギ酸 t-ブチル（TBF）を生成することを明らかにした。一方，ブタンで増殖させた Arthrobacter
菌体は MTBE を分解できたが，グルコースで増殖した
場合は MTBE を分解できなかった 48)。
これまでに報告されている分解菌について比較すると，

MTBE，ETBE 及び TBA の生分解87

表 3．TBA 分解微生物のまとめ
微生物

分解
条件

分解
様式

培養
炭素源

最大
濃度

TBA
分解速度

分解酵素，
遺伝子

文献―

Aquincola tertiaricarbonis
L108

休止菌体

同化

TBA

5,000 mg L–1

1.1 μmol mg cells–1 h–1

mdpJK

71)

―

同化

―

―

―

―

12)

増殖菌体

同化

TBA

250 mg L–1

17.1 μmol–1 L–1 h–1―

44)

Methylibium petroleiphilum
休止菌体
PM1

同化

TBA

45 mg L–1

14.4 μmol mg
protein–1 h–1

mdpA

71, 72)

Methylibium petroleiphilum
PM1, like Isolate L108

―

同化

―

―

―

―

57, 67)

Methylibium sp. R8

休止菌体

同化

TBA

―

―

mdpJK

71)

Mycobacterium
austroafricanum IFP 2015

増殖菌体

同化

TBA

alkB

24)

Mycobacterium
austroafricanum IFP 2015

休止菌体

同化

TBA，エタン，
プロパン，ブタン， 200 mg L–1
ヘキサン，オクタン

非ヘムアルカンモ
0.19 μmol mg cells–1 h–1 ノオキシゲナーゼ， 25)
alkB

Mycobacterium austroafricanum IFP 2012

休止菌体

同化

TBA，エタン，
プロパン，ブタン， 200 mg L–1
ヘキサン，オクタン

非ヘムアルカンモ
0.16 μmol mg cells–1 h–1 ノオキシゲナーゼ 25, 27)
alkB

Mycobacterium austroafricanum JOB5

休止菌体

共役

n-アルカン，C(5-8)
イソアルカン

200 mg L–1

0.11 μmol mg cells–1 h–1

Mycobacterium duvalii
TA5

増殖菌体

共役

グルコース

90 mg L–1

5.1 μmol L–1 h–1―

61)

Mycobacterium vaccae
JOB5 (Mycobacterium
austroafricanum ATCC
29678)

休止菌体

同化

9.6 μmol mg cells–1 h–1

alkB

25)

Mycobacterium vaccae
JOB5

増殖菌体

共役

グリセロール4 mg L–1

―

―

39)

Mycobacterium vaccae
JOB5

休止菌体

共役

プロパン

0.05 mg L–1

0.6 μmol mg
protein–1 h–1

短鎖アルカンモノ
オキシゲナーゼ73)

Pseudonocardia benzenivorans No. 8

増殖菌体

同化

TBA

148 mg L–1

8 μmol L–1 h–1―

63)

Pseudonocardia sp.

増殖菌体

同化

TBA

29.6 mg L–1

8 μmol L–1 h–1―

11)

Bradyrhizobium sp.
IFP2049
Comamonas testosteroni
E1

1,000 mg L–1 0.81 µmol mg cells–1 h–1

TBA，エタン，
プロパン，ブタン， 200 mg L–1
ヘキサン，オクタン

短鎖アルカンモノ
25, 35)オキシゲナーゼ―：記載なし分 解 可 能 な MTBE 最 大 濃 度 は Mycobacterium duvalii
TA5 の 休 止 菌 体 の 2,640 mg L–1 で あ り 61)， 次 い で
Aquincola tertiaricarbonis L108 71) 及 び Proteobacteria
sp. PM1 30) の 500 mg l–1 であった（表 1）。
分解速度を菌体乾重量当たりで比較すると，0.01〜
1.5 μmol mg cells–1 h–1 の 範 囲 で あ っ た（最 大 値：
Mycobacterium austroafricunum IFP 2012）27)。また菌体
タ ン パ ク 質 重 量 当 た り で 比 較 す る と 0.02〜4.36 μmol
mg protein–1 h–1 の範囲であった（最大値：Methylibium
petroleiphilum PM1）72)。菌体のタンパク含量を 50％程度と見なすと Methylibium petroleiphilum PM1 の菌体乾重量当たりの分解速度は 8.72 μmol mg cells–1 h–1 と考えることができ Mycobacterium austroafricunum IFP 2012 より分解速度が速いものと評価できる。菌体濃度が算出できない菌については，培養液 1L あたりの分解速度で比較した。Mycobacterium duvalii TA5 が 60 μmol L–1 h –1 61) と最も高い値を示したが，この値は菌濃度の影響を受ける
ためそのままでの比較は困難であるが，培養液容量から見た分解能の評価は可能と考えられる。分解菌としては
Mycobacterium に属する株が比較的多かった。
3.2

ETBE

ETBE を資化分解できる微生物として Aquinocola 58,71)，
Comamonas 44) ，Gordonia 20) ，Mycobacterium 24,25) ，Pseudonocardia 11) 及び Rhodococcus 2,20,22,62,65) 属の微生物が見いだされている（表 2）。
Fayolle ら 20) は，1998 年に Rhodococcus equi IFP 2002
及び Gordonia terrae IFP 2001 が ETBE を唯一の炭素源として増殖し，TBA を生成したことを報告した。次いで 2006 年には Mycobacterium austroafricanum IFP2015

大久保，矢木88

が ETBE を資化したこと 24)，また Rhodococcus aetherivorans IFP 2017 が，ETBE を 18.2％資化したこと 2)，
さらに Rhodococcus sp. IFP2042 が ETBE を資化し CO2にまで完全分解したこと等が報告された 12)。我々も土壌から分離した Rhodococcus erythropolis ET10 が，ETBEを炭素源及びエネルギー源として利用出来ることを明らかにした 62)。
共役分解できる微生物として Mycobacterium が報告されている。炭素源は主にアルカン類とアルコール類であり，1997 年には Mycobacterium vaccae JOB5 がプロ
パン及びプロパノールを炭素源として利用し ETBE を分解することが報告された 76)。
ETBE 分解可能な最大濃度は Aquincola tertiaricarbonis
L108 の 1,480 mg L–1 であり 58)，次いで筆者らの実験デー
タである Rhodococcus erythropolis ET 10 で 510 mg L–1と高い値であった 62)（表 2）。菌体乾重量当たりの分解
速度は 0.12〜7.80 μmol mg cells–1 h–1 の範囲であった（最大：Rhodococcus erythropolis ET 10）62)，また菌体タン
パク質重量当たりでは，0.78〜3.72 μmol mg protein–1 h–1の範囲であった（最大：Gordonia terrae IFP 2001）20)。
培養液量当たりで比較すると最大は Rhodococcus sp.
IFP 2042 の 13 μmol L–1 h –1 12) であった。分解菌として
Mycobacterium および Rhodococcus に属する株が比較的多かった。
3.3

TBA

TBA を 資 化 分 解 で き る 微 生 物 と し て Aquincola 71)，
Bradyrhizobium 12)，Comamonas 44)，Methylibium 57,67,71,72)，
Mycobacterium 24,25,27)，Pseudonocardia 11,63) 属の微生物が見出されており，特に Mycobacterium に属する株が多かった（表 3）。共役分解微生物である Mycobacterium
austroafricanum JOB5 の 炭 素 源 は n-ア ル カ ン お よ び
C(5-8) のイソアルカン 35) であり。Mycobacterium duvalii
TA5 はグルコースの共存下 61)，Mycobacterium vaccae
JOB5 はグリセロールあるいはプロパンの共存下で TBAを分解した 39,73)。
TBA を分解できる最大濃度は，Aquincola tertiaricarbonis L108 の 5,000 mg L–1 と高い濃度であった 71)。TBAの最大分解解速度は菌体乾重量及び菌体タンパク質重量当たりそれぞれ Mycobacterium vaccae JOB5 の 9.6 μmol mg
cells–1 h –1 25) 並びに Methylibium petroleiphilum PM1 の14.4 μmol mg protein–1 h –1 72) であり MTBE 及び ETBE の最大速度より高い値を示した。培養液量当たりの最大速
度は Comamonas testosterone E1 の 17.1 μmol L–1 h–1 であった 44)。
種々の MTBE，ETBE および TBA 分解菌が見出されているが，すべてを資化分解できると報告がなされた微生物は Aquincola tertiaricarbonis L108 71)，Comamonas
testosteroni E1 74)，Mycobacterium austroafricanum IFP
2015 24) 及び Pseudonocardia sp. 11) の 4 株であった。
4.

分解経路および分解酵素

バイオレメディエーションを実施する際に，安全性の観点から毒性の高い物質が生成される可能性がないかを明らかにしておくことは重要である。また微生物の分解能の向上化に分解酵素の機能を解明することも大変重要である。これまでの研究報告をもとに微生物による MTBE および ETBE の推定分解経路を図 1 に示した。
いずれの物質もモノオキシゲナーゼ次いでデヒドロゲ
ナーゼにより分解され，さらにエステラーゼにより加水分解され TBA が共通に生成される。TBA からは共通の分解経路で代謝されていくものと考えられる。
MTBE の 分 解 に 関 し て は，1997 年 に Hardison ら 31)
がブタンで増殖した Graphium sp. が共役的にシトクロ
ム P450 モノオキシゲナーゼにより tert-ブトキシメタ
ノール（TBM）に，次いでアルコールデヒドロゲナー
ゼによりギ酸 tert-ブチル（TBF）にさらにエステラーゼ
により TBA へと分解することを報告した。また Steffanら 76) は， プ ロ パ ン で 増 殖 し た Nocardia sp. ENV425（ATCC 55798）が共役的に MTBE から TBA を生成し，さらに 2-メチル -2-ヒドロキシ -1-プロパノール（2-M1,
2-PD），2-ヒドロキシイソ酪酸（HIBA），2-プロパノー
ルからアセトン（AC），ヒドロキシアセトン（HA）へと分解し，MTBE の 60％が CO2 に代謝すること，さらに MTBE の初発酸化酵素として p450 モノオキシゲナー
ゼが関与していることを報告した。
Fayolle and Monot 19) は，TBM の分解に TBF になる
系以外に TBA とホルムアルデヒドに分解される系の存在を提案した。また MTBE 分解菌である Mycobacterium
austroafricanum IFP 2012 28) Methylibium petroleiphilum
PM1 類似の L108 67) 及び Mycobacterium sp. TA5 61) におい て も 分 解 生 産 物 と し TBF，TBA，2-プ ロ パ ノ ー ル，
AC が確認されている。
ETBE の分解に関して米国環境保護庁（U.S. EPA）80)
は，TBA，2-プロパノール，AC，アセトアルデヒドになる系を 2001 年に提案した。次いで Ferreira ら 22,23) は，Rhodococcus ruber IFP2001 において ETBE はまずシト
クロム P450 モノオキシゲナーゼにより tert-ブトキシエ
タノール（TBE）になり，次いでデヒドロゲナーゼにより酢酸 tert-ブチル（TBAc）次いでエステラーゼによりTBA と酢酸に加水分解され，酢酸は CO2 までに分解されるが，TBA は分解されず蓄積することを示した。さらに Müller ら 57,67) は，Methylibium petroleiphilum PM1
類 似 の L108 株 が ETBE 分 解 経 路 と し て TBE，TBAc，
TBA，2-M-1，2-PD，2-ヒドロキシ -2-メチルプロパナー
ル，次いで HIBA を経由すること，また HIBA は 2-ヒ
ド ロ キ シ イ ソ ブ チ リ ル -CoA か ら ① ア セ チ ル -CoA，
CO2 までの完全分解代謝系路と，②サクシニル -CoA までの中間代謝系路を示した。中間代謝物質である HIBAの分解に関して Rosell ら 68) は 2,3-ジヒドロキシ -2-メチ
ルプロピオン酸になる系をまた Digabel ら 12) は 2-プロ
パノールあるいはメタクリル酸になる新たな分解系も存在することを見出した。以上より MTBE，ETBE およびTBA からの有害物質の生成はないものと考えられる。
バイオレレメディエーションに使用する微生物の分解能の向上化のために分解酵素の機能を明らかにすることは大変重要である。MTBE，ETBE および TBA の初発
酸化分解には，シトクロム P450 あるいはアルカンモノ
オキシゲナーゼのいずれかが主に関与しているが，これら両者の基質特異性や構成遺伝子において幅広い多様性が確認されている。

MTBE，ETBE 及び TBA の生分解
CH3

CH3
CH2

O

H3C C

CH 3

H3C C

CH3

ﾒﾁﾙtert-ﾌﾞﾁﾙ ｴｰﾃﾙ (MTBE)

NAD (P) H + H +ﾓﾉｵｷｼｹﾞﾅｰｾﾞ

O2

NAD (P) +

H2O

H2O
CH3

OH

H3C C OCH

tert -ﾌﾞﾄｷｼ ｴﾀﾉｰﾙ (TBE)

CH2tert -ﾌﾞﾄｷｼ ﾒﾀﾉｰﾙ (TBM)
NAD (P) +ﾃﾞﾋﾄﾞﾛｹﾞﾅｰｾﾞ
NAD (P) H + H +

O

CH 3

H2O

C O C CH3

CH 3
酢酸tert-ブチル (TBAc)

H 2O

OH
O

C
CH3

NAD (P) +H3C

NAD (P) H + H +ﾓﾉｵｷｼｹﾞﾅｰｾﾞ
NAD (P) +
CH3

H3C

CH3

CH3

ﾃﾞﾋﾄﾞﾛｹﾞﾅｰｾﾞ
NAD (P) H + H +

CH3

O

CH3

ｴﾁﾙ tert-ﾌﾞﾁﾙ ｴｰﾃﾙ (ETBE)
O2

CH3
H3C C

O

O

C

H

CH3

ギ酸tert-ブチル (TBF)O

HO

ｴｽﾃﾗｰｾﾞCH3

C

ｴｽﾃﾗｰｾﾞ

CH 3

H3C C

酢酸

CO2

O
H C OHOH

H C O
Hホルムアルデヒド

ｷﾞ酸 (FOA)

CH 3
tert-ﾌﾞﾁﾙ ｱﾙｺｰﾙ (TBA)

ﾊﾞｲｵﾏｽ89

NAD (P) +ﾃﾞﾋﾄﾞﾛｹﾞﾅｰｾﾞ

NAD (P) H + H +O2

NAD (P) H + H +CO2ﾓﾉｵｷｼｹﾞﾅｰｾﾞ
H2O

NAD(P) +CH3

H3C

CH2 OHC
OH

2-ﾒﾁﾙ 1,2-ﾌﾟﾛﾊﾟﾝｼﾞｵｰﾙ (2-M 1,2-PD)(2-ﾒﾁﾙ-2-ﾋﾄﾞﾛｷｼ-1-ﾌﾟﾛﾊﾟﾉｰﾙ )NAD+
ﾃﾞﾋﾄﾞﾛｹﾞﾅｰｾﾞ
NAD (P) H + H+
CH3
H3C C

C

OH

O
H

2-ﾋﾄﾞﾛｷｼ-2-ﾒﾁﾙﾌﾟﾛﾊﾟﾅｰﾙ(ﾋﾄﾞﾛｷｼｲｿﾌﾞﾁﾙｱﾙﾃﾞﾋﾄﾞ)
NAD(P)+
ﾃﾞﾋﾄﾞﾛｹﾞﾅｰｾﾞ
NAD (P) H + H+
CH3
H2C

C

C

ﾒﾀｸﾘﾙ酸CH3
O
O ﾃﾞﾋﾄﾞﾗﾀｰｾﾞ
H3C C COH
OH
OH
H2O 2-ﾋﾄﾞﾛｷｼｲｿ酪酸 (HIBA)
ﾓﾉｵｷｼｹﾞﾅｰｾﾞ
OH
O
C OH

C

H3C C OH
CO2

H
2-ﾌﾟﾛﾊﾟﾉｰﾙ
ﾃﾞﾋﾄﾞﾛｹﾞﾅｰｾﾞ
O

CH2
H3C

CH3

ﾃﾞｶﾙﾎﾞｷｼﾗｰｾﾞ

OH
2,3-ｼﾞﾋﾄﾞﾛｷｼ-2ﾒﾁﾙ ﾌﾟﾛﾋﾟｵﾝ酸
ﾃﾞﾋﾄﾞﾛｹﾞﾅｰｾﾞ
OH
O
C C O
OH
OH

H3C C CH3
ｱｾﾄﾝ (AC)ﾓﾉｵｷｼｹﾞﾅｰｾﾞO
H3C C CH2 OH
ﾋﾄﾞﾛｷｼｱｾﾄﾝ (HA)C
H3C

2-ﾋﾄﾞﾛｷｼ-2-ﾒﾁﾙ 1,3-ｼﾞｶﾙﾎﾞﾝ酸
CO2

ﾃﾞｶﾙﾎﾞｷｼﾗｰｾﾞ

ﾃﾞﾋﾄﾞﾛｹﾞﾅｰｾﾞ
O

O
OH
ﾋﾟﾙﾋﾞﾝ酸 (PA)H3C C COH
H3COCH C OH
乳酸

TCA代謝

CO2

図 1．MTBE，ETBE 及び TBA の推定分解経路 12,19,22,23,28,31,57,61,67,68,73,76,80)

大久保，矢木90

MTBE 及び ETBE の分解に関与するシトクロム P450
及びアルカンモノオキシゲナーゼの関連タンパク質，遺伝子及び電子伝達系を図 2 に示した 22,69)。Ferreira らは，
シトクロム P450 モノオキシゲナーゼの電子伝達系がシトクロム P450（遺伝子 ethB），フェレドキシン（遺伝子 ethC），フェレドキシンリダクターゼ（遺伝子 ethA）
からなっていることを報告した（図 2a）22)。また図 2bはアルカンモノオキシゲナーゼを示したものであるが，ヒドロキシラーゼ（遺伝子 alkB），ルブレドキシン（遺伝子 alkG）及びルブレドキシンレダクターゼ（遺伝子alkT）からなっており，両者は電子伝達に関与するタン
パク質が異なっている。
ETBE を 資 化 で き る Rhodococcus. ruber IFP 2001，
Rhodococcus. zopfii IFP 2005 及 び Mycobacterium sp.
IFP 2009 におけるシトクロム P450 モノオキシゲナーゼ
関連 eth 遺伝子の配列を図 3 に示した 22)。R. ruber IFP
2001 は ethR，A，B，C，D 領域および 2 個のトランス

a)

NADH + H+
NAD+b)

NADH + H+NAD+

ポ ゾ ン tnpR-IS3-tnpR-tnpA 領 域 を 有 し て い る が，R.
zopfii IFP 2005 は右側のトランスポゾン領域の一部に欠落があり短くなっており，Mycobacterium sp. IFP 2009はトランスポゾン領域が 1 個しかなく，また ethR，A，B，C，D 領 域 も 短 く な っ て い た。R. ruber IFP 2001 のETBE 分解能は不安定であるが，その理由として，eth
遺伝子領域が 2 個のトランスポゾンに挟まれているた
め，ETBE 以外の有機物で培養すると容易に脱落すること，さらに他の微生物に水平伝播しやすいことが考えられる。R. ruber IFP 2001 は MTBE 及び TBA を資化できないが，イソプロパノールで増殖した菌体は MTBE を分解できるようになる。アルカンモノオキシゲナーゼが誘導されたものと考えられる。また Pseudomonas putida
CAM のシトクロム P450 モノオキシゲナーゼの電子伝達系に関与するタンパク質としてプチダレドキシン（camD遺伝子）が知られている。以上の知見から遺伝子操作に
よりさらなる分解能の強化が可能と考えられる。

FAD

Fe2+

フェレドキシン
レダクターゼ (ethA)

フェレドキシン(ethC)

R-H
シトクロームP450 (ethB)

FADH2

Fe3+

FAD

Fe2+

ルブレドキシン
レダクターゼ (alkT)

ルブレドキシン
(alkG)

FADH2

Fe3+

O2
H2 O

ROH

R-H
ヒドロキシラーゼ(alkB)

O2
H2 O

ROH

図 2．シトクロム P450（a）及びアルカン（b）モノオキシゲナーゼの構成タンパク質，
遺伝子並びに電子伝達系a）Ferreira et al. 22)b）坂井，加藤 69)

tnpR

Rhodococcus ruber IFP 2001

tnpA

ethB

ethA

ethC
ethD

ethR

IS3

Rhodococcus zopfii IFP 2005
Mycobacterium sp. IFP 2009
IS3

Rhodococcus ruber IFP 2001
Rhodococcus zopfii IFP 2005
Mycobacterium sp. IFP 2009
図 3．シトクロム P450 モノオキシゲナーゼ関連酵素遺伝子の構成比較
Ferreira et al. 22)

IS3

tnpA
tnpR

MTBE，ETBE 及び TBA の生分解

5.
5.1

環境浄化への応用

室内実験

バイオレメディエーションを実施する際には，汚染現場を模擬したマイクロコズムにおける基礎データの取得は大変重要である 3,6,9,18,32,36)。Finneran ら 26) は，2001 年にマイクロコズムを用いて水生堆積物が嫌気的条件下でMTBE 及び TBA を CO2 にまで完全分解し，フミン物
質及び鉄が分解を促進することを報告した。Reinauer
ら 66) は，TBA 処理に用いている粒状活性炭より分離した Caulobacter 及 び Pannonibacter 属 と 推 測 し た KR1
及び YZ の分解能を調べ，接種後 5 日以内に初期濃度の90％（2〜5 mM） ま で 分 解 で き， こ れ ら の 微 生 物 は，
37°C で最も良好な分解を示したが，4〜60°C と低温か
ら高温までの分解が可能であり，広い温度範囲に適応していることから実際の外界の汚染土壌での利用が可能であるとした。
土壌マイクロコズムにおいて，Greenwood ら 29) は，
米国モンタナ州の TBA 汚染土壌を用いて，[14C] TBAの CO2 までの無機化速度を調べ，5，15 及び 25°C での
TBA の一次分解速度定数は，それぞれ 2.86，3.31 及び5.60 year–1 であり，温度が高いほうが分解速度は速いが5°C でも浄化が可能であることを示した。また Bartlingら 4) は，汚染されてない土壌に ETBE 及び TAME を添加したところ，6 週間後に土壌の呼吸活性及びグラム陽性菌が増大したことから，土壌中での分解の可能性を示した。Sun ら 77) は嫌気性 MTBE 分解菌のマイクロコズム
集積培養を試み，下水処理場より活性のある集積培養系が得られたことから，嫌気的分解が可能であること，また分解菌の主役は Ruminococcaceae 及び Alphaproteobacteria（Sphingopyxis 属）に属する菌であることを示した。
固定化菌体を活用する方法もいろいろと検討され，浄化に有効である報告がなされている。Alfonso-Gordilloら 1) は，多孔質軽石を充填した上向流カラム容器に好気
的 MTBE 分 解 混 合 菌 を 接 種・ 固 定 化 し た と こ ろ，128.3 mg L–1 h–1 の負荷で 90％以上の除去率が得られた
ことから，汚染地下水の浄化にバイオフィルムが有効であることを示した。また Purswani ら 64) は，ポリエチレ
ン担体に MTBE，ETBE 及び t-アミルメチルエーテル（TAME）分解菌である Acinetobacter calcoaceticus M10，
Rhodococcus ruber E10 及び Gordonia amicalis T3 を接種し，形成されたバイオフィルム上のコンソーシアを走査電子顕微鏡で蛍光インサイチュー ハイブリダイゼー
ションにより分解能を評価した結果，MTBE の分解には A. calcoaceticus M10 の接種が，TAME の場合にはA.calcoaceticus M10 と R. ruber E10 の混合コンソーシア
が有効であることを明らかした。さらに Maciel ら 49) は，
パーライトを用いた固定床反応器に M．austroafricanum
IFP2012 とイソプロパノールを添加したところ，好気条
件下で菌の増殖が確認され，15 mg l–1 濃度でも 99％以上除去されたことを明らかにした。
またバイオレメディエーションを実施する際に有用な数理モデルの検討もなされている。Cappuyns ら 7) は，
マイクロコズムを用いて細菌コンソーシアによる
MTBE/TBA 分解動力学を検討し，汚染濃度及びスケー
ルアップに関する汚染地下水の浄化に有用な数理モデル

91を構築している。
5.2

現場試験

分解微生物を用いた汚染地下水のバイオレメディエー
ション実証試験もいろいろとなされている 8,78)。現場で分解微生物の浄化能の評価がなされている。FayolleGuichard ら 21) は，300 mg l–1 の ETBE で汚染されたガ
ソリンスタンド周辺の地下水に Rhodococcus wratislaviensis IFP 2016，Rhodococcus aetherivorans IFP 2017 及
び Aquincola tertiaricarbonis IFP 2003 からなる培養物（MC-IFP）をパイロット規模で接種したところ，ETBEは 15°C の低温でも 0.91 mg l–1 h–1 の分解速度で分解したことを報告し，Digabel ら 12) は，ETBE で汚染された帯水層に ETBE 集積培養液を注入したところ ETBE が分解され TBA が生成し，さらにバイオマスと CO2 にまで
完全に分解されたこと，また帯水層から分離した 2 種の菌
株は Rhodococcus erythropolis と Bradyrhizobium japonicum であることを明らかにした。
地下水への酸素の注入効果についても検討がなされている。Bombach ら 5) は，石油燃料で汚染された帯水層に [13C]-ETBE と酸素を注入し 119 日後に，現場微生物の脂肪酸から 13C の取り込みが確認されたことから，
ETBE の分解が可能であることを示した。また Northら 60) は，石油燃料由来の TBA で汚染したヴアンデン
バーグ空軍基地で，酸素を地下に 291 日間送風し 2 本の井戸で地下水を循環したところ TBA は約 500 μg l–1 から検出限界値以下まで低下し Methylibium petroleiphilum PM1 が実験現場で検出され，溶存酸素の向上は
TBA の原位置浄化に有効な手段であることを報告した。
嫌気的条件下での分解の可能性についても検討がなされ，van der Waals ら 81) は，地下 9〜20 m の MTBE，
ETBE 及びベンゼンで汚染された工場内地下水中でも嫌気的に MTBE が分解され TBA が生成されることを報
告した。
5.3

分解菌の安全性

MTBE，ETBE 及び TBA 等の分解菌を環境浄化に活用する際には，利用微生物の安全性を調べておくことが必要である。微生物の安全性に関する評価法は，環境省・経産省から出されている微生物によるバイオレメ
ディエーションの利用指針に記載されている。その中で特に重要な項目は利用微生物のヒトおよび動植物への病
原性の評価であり，独立行政法人製品評価技術基盤機構
から出されている微生物有害情報リスト 13) が大変役に立つ。
微生物の病原性を評価する指標としてバイオセ−フ
ティレベル（BSL）が設定されている。日本細菌学会のBSL1〜4 分類及びドイツ微生物細胞培養コレクション（DSMZ）分類が有用である。BSL の中で BSL1 は日和見病原性として分類されているが，使用目的により環境利用が可能であり，BSL2 以上は病原性があるため利用は困難である。DSMZ では (+) は日和見病原性であり，
DSMZ2 は病原性があるものと評価される。評価に際しては，利用微生物の種までの同定が必要である。
MTBE，ETBE 及び TBA 分解菌である Aquincola tertiaricarbonis，Arthrobacter ilicis，Methylibium petroleiph-大久保，矢木92

ilum，Mycobacterium austroafricanum，Pseudonocardia
benzenivorans，Rhodococcus aetherivorans 及び
Rhodococcus ruber は，日本細菌学会及びドイツ微生物
細胞培養コレクションにおける病原性微生物分類表リストに記載が無く 13)，菌が病原体とは認められないため環境 中 で の 使 用 が 可 能 で あ る。 一 方 Methylobacterium
mesophilicum は DSMZ(+)，Comamonas testosteroni はBSL1，DSMZ(+) 及 び Mycobacterium duvalii はDSMZ(+) で利用に注意が必要であり，Mycobacterium
vaccae，Pseudomonas aeruginosa 及び Rhodococcus equi
は BSL2 と DSMZ2 であり環境中での利用は困難と考え
られる。
6.

おわりに

MTBE 及び ETBE はガソリン添加物としてまた化石燃焼の代替品として多量に生産されてきたが，地下タン
クや燃料パイプの破損事故により漏洩し，その結果世界各地で地下水や土壌汚染を引き起こしている。これらの汚染を浄化する技術としてバイオレメディエーション技術の活用が期待されている。本総説では，バイオレメ
ディエーションの一つのケーススタディとして MTBE
および ETBE に着目し，分解微生物の種類，分解速度，
分解代謝経路，分解酵素，分解菌の安全性及び現場への実用化等に関するこれまでの知見を整理し，まとめたものである。MTBE 及び ETBE は難分解性物質に分類されるが，このような物質でもひとたび分解菌が見いだされると次々と新たな微生物が環境中から分離され，その多様性には驚くべきものがある。本総説がこのような種々の分解微生物の中からバイオレメディエーションに利用できる微生物を選択する際に役立つものとなり，さらにバイオレメディエーションの発展に寄与できれば幸
いである。
文

献

1) Alfonso-Gordillo G., C.M. Flores-Ortiz, L. Morales-Barrera,and E. Cristiani-Urbina. 2016. Biodegradation of Methyl
Tertiary Butyl Ether (MTBE) by a Microbial Consortium in aContinuous Up-Flow Packed-Bed Biofilm Reactor: Kinetic
Study, Metabolite Identification and Toxicity Bioassays. Plosone. Dec. 1. 11(12): 1–21.
2) Auffret, M., D. Labbé, G. Thouand, C.W. Greer, and F.F.
Guichard. 2009. Degradation of a mixture of hydrocarbons,gasoline, and diesel oil additives by Rhodococcus aetherivorans and Rhodococcus wratislaviensis. Appl. Environ.
Microbiol. 75: 7774–7782.
3) Balba, M.T., D. Coons, R. Hong, C. Lin, S. Scrocchi, and A.
Weston. 2001. Enhanced bioremediation of MTBE in groundwater. pp. 99–105. In V.S. Magar, J.T. Gibbs, K.T. O’Reilly,
M.R. Hyman, and A. Leeson (eds.), Biodegradation of MTBE,
Alcohols, and Ethers. Battelle Press, Columbus, Ohio, USA.
4) Bartling, J., J. Esperschütz, B.M. Wilke, and M. Schloter.
2011. ETBE (ethyl tert butyl ether) and TAME (tert amyl
methyl ether) affect microbial community structure and function in soils. J. Hazard. Material.187: 488–494.
5) Bombach, P., N. Nägele, M. Rosell, H.H. Richnow, and A.
Fischer. 2015. Evaluation of ethyl tert-butyl ether biodegradation in a contaminated aquifer by compound-specific isotope
analysis and in situ microcosms. J. Hazard. Material. 286:

100–106.
6) Bradley, P.M., F.H. Chapelle, and J.E. Landmeyer. 2001.
Methyl t-butyl ether mineralization in surface-water sedimentmicrocosms under denitrifying conditions. Appl. Environ.
Microbiol. 67: 1975–1978.
7) Cappuyns A.M., L.J. Debor, I.Y. Smets, D.L. Springael, L.
Bastiaens, and J.F.V. Impe. 2010. Quantification of MTBE
and TBA biodegradation. 11th international symposium on
computer applications in biotechnology. Leuven, Belgium, July
7–9.
8) Charathirakup, P. and A. Reungsang. 2006. Bioremediation
treatment of MTBE and ETBE in contaminated soils.
Songklanakarin J. Sci. Technol. 28: 853–860.
9) Chauvaux, S., F. Chevalier, C.L. Dantec, F.O. Fayolle, I.
Miras, and P. Beguin. 2001. Cloning of a genetically unstablecytochrome P-450 gene cluster involved in degradation of thepollutant ethyl tert-butyl ether by Rhodococcus ruber. J.
Bacteriol. 183: 6551–6557.
10) Cirvello, J.D., A. Radovsky, J.E. Heath, D.R. Farnell, and C.
Lindamood III. 1995. Toxicity and carcinogenicity of t-butyl
alcohol in rats and mice following chronic exposure in drinking water. Toxicol. Ind. Health. 11: 151–165.
11) Digabel, Y.L. and F. Fayolle-Guichard. 2014. Bacteria of thegenus Pseudonocardia that are capable of degrading methyl
tert-butyl ether (MTBE) or ethyl tert-butyl ether (ETBE) intoa solution in eﬄuent. Patent Application Publication Jan. 30,
2014, Sheet 1 of 2 US A2014/0030793 A1.
12) Digabel, Y.L., S. Demanѐche, Y. Benoit, T.M. Vogel, and F.
Fayolle-Guichard. 2013. Ethyl tert-butyl ether (ETBE) biodegradation by a syntrophic association of Rhodococcus sp. IFP
2042 and Bradyrhizobium sp. IFP 2049 isolated from a polluted aquifer. Appl. Microbiol. Biotechnol. 97: 10531–10539.
13) 独立行政法人製品評価技術基盤機構．2017．バイオテクノ
ロジーセンター 産業連携推進課．微生物有害情報リスト．
14) 独 立 行 政 法 人 新 エ ネ ル ギ ー・ 産 業 技 術 総 合 開 発 機 構．
2009．バイオエタノール大量普及の 2 つのカギ（米国），
pp. 1–14．NEDO 海外レポート．NO.1048.
15) 独立行政法人製品評価技術基盤機構．2007．有害性評価書
Ver.1.0，No.214，2- メ チ ル プ ロ パ ン -2- オ ー ル（ 別 名：
tert- ブチルアルコール）
16) 遠藤真弘．2006．国産バイオエタノールの普及に向けて
沖縄での取り組みを中心に，農林環境課，調査と情報第553 号．
17) EurObserv’ E.R. 2005. Le Barométre Européen Des Énergies
Renouvelables : 1–30.
18) Eweis, J.B., D.E. Schroeder, D.P.Y. Chang, and K.M. Scow.
1998. Biodegradation of MTBE in a pilpt-scale biofilter,
pp. 341–346. In G.B. Wickramanayake, and R.E. Hinchee(eds.), Natural attenuation Chlorinated and recalcitrant compounds. Battelle Press, Ohio, Columbus, USA.
19) Fayolle, F. and F. Monot. 2005. Biodegradation of fuel ethers,
pp. 301–316. In B. Olliver, and M. Magot (eds.), Petoroleum
microbiology. ASM press, Washington, D.C.
20) Fayolle, F., G. Hernandez, F.L. Roux, and J.P. Vandecasteele.
1998. Isolation of two aerobic bacterial strains that degrade
efficiently ethyl t-butyl ether (ETBE). Biotechnology Letters.
20: 283–286.
21) Fayolle-Guichard, F., J. Durand, M. Cheucle, M. Rosell, R.J.
Michelland, J.P. Tracol, F.L. Roux, G. Grundman, O. Atteia,
H.H. Richnow, A. Dumestre, and Y. Benoit. 2012. Study of anaquifer contaminated by ethyl tert-butyl ether (ETBE): sitecharacterization and on-site bioremediation. J. Hazard. Mater.
201–202: 236–243.
22) Ferreira, N.L., C. Malandain, and F. Fayolle-Guichard. 2006b.
Enzymes and genes involved in the aerobic biodegradation of
methyl tert-butyl ether (ETBE), Appl. Microbiol. Biotechnol.
72: 252–262.
23) Ferreira, N.L., D. Labbé, F. Monot, F. Fayolle-Guichard, and C.
W. Greer. 2006a. Genes involved in the methyl tert-butyl ether

MTBE，ETBE 及び TBA の生分解
(MTBE) metabolic pathway of Mycobacterium austroafricanum IFP 2012. Microbiology. 152: 1361–1374.
24) Ferreira, N.L., H. Maciel, H., Mathis F. Monot, F. FayolleGuichard, and C.W. Greer. 2006c. Isolation and characterization of a new Mycobacterium austroafricanum strain, IFP
2015, growing on MTBE. Appl. Microbiol. Biotechnol. 70:
358–365.
25) Ferreira, N.L., H. Mathis, D. Labbé, F. Monot, C.W. Greer,and F. Fayolle-Guichard. 2007. n-Alkane assimilation and tertbutyl alcohol (TBA) oxidation capacity in Mycobacterium
austroafricanum strains. Appl. Microbiol. Biotechnol. 75:
909–919.
26) Finneran, K.T. and D.R. Lovely. 2001. Anaerobic degradationof methyl tert-butyl ether (MTBE) and tert-butyl alcohol(TBA). Environ. Sci. Technol. 35: 1785–1790.
27) François, A., L. Garnier, H. Mathis, F. Fayolle, and F. Monot.
2003. Roles of tert-butyl formate, tert-butyl alcohol and acetone in the regulation of methyl tert-butyl ether degradation
by Mycobacterium austroafricanum IFP2012. Appl.
Microbiol. Biotechnol. 62: 256–262.
28) François, A., P. Piveteau, F. Fayolle, R. Marchal, P. Beguin,
and F. Monot. 2001. Selection of a defined mixed culture for
MTBE mineralization, pp. 153–160. In V.S. Magar, J.T. Gibbs,
K.T. O’Reilly, M.R. Hyman, and A. Leeson (eds.),
Biodegradation of MTBE, Alcohols, and Ethers. Battelle
Press, Columbus, Ohio, USA.
29) Greenwood, M.H., R.C. Sims, J.E. McLean, and W.J.
Doucette. 2007. Temperature effect on tert-butyl alcohol (TBA)
biodegradation kinetics in hyporheic zone soils. BioMedical
Engineering OnLine. 6: 1–8.
30) Hanson, J.R., E.A. Corinne, and M.S. Kate. 1999.
Biodegradation of methyl tert-butyl ether by a bacterial pureculture. Appl. Environ. Microbiol. 65(11): 4788–4792.
31) Hardison, L.K., S.S. Curry, L.M. Ciuffetti, and M.R. Hyman.
1997. Metabolism of diethyl ether and cometabolism of
methyl tert-butyl ether by a filamentous fungus, a Graphium
sp. Appl. Environ. Microbiol. 63: 3059–3067.
32) Hartzell, K.E., V.S. Magar, I.T. Gibbs, E.A. Foote, and C.D.
Burton (eds.). 2001. Biodegradation of MTBE through aerobic
biodegradation and cometabolism, pp. 137–143. In V.S.
Magar, J.T. Gibbs, K.T. O’Reilly, M.R. Hyman, and A. Leeson(eds.), Biodegradation of MTBE, Alcohols, and Ethers.
Battelle Press, Columbus, Ohio, USA.
33) Hatzinger, P.B., K. Mcclay, S. Vainberg, M. Tugusheva, C.W.
Condee, and R.J. Steffan. 2001. Biodegradation of methyl
tert-butyl ether by a pure bacterial culture. Appl. Environ.
Microbiol. 67: 5601–5607.
34) 広瀬明彦，西川秋佳，江馬 真，紅林秀雄，山田雅巳，長谷川隆一．2002．メチル-tert-ブチルエーテル（MTBE）の毒性情報．水環境学会誌．25: 491–496.
35) House A.J. and M.R. Hyman. 2010. Effects of gasoline components on MTBE and TBA cometabolism by Mycobacterium
austroafricanum JOB5. Biodegradation. 21: 525–541.
36) Hristova K., B. Gebreyesus, D. Mackay, and K.M. Scow. 2003.
Naturally occurring bacteria similar to methyl tert-butyl ether(MTBE)-degrading strain PM1 are present MTBEcontaminated groundwater. Environ. Microbiol. 69: 2616–
2623.
37) Hyman, M., P. Kwon, K. Williamson, and K. O’Reilly. 1998.
Cometabolism of MTBE by alkane-utilizing microorganisms,
pp. 321–326. In G.B. Wickramanayake, and R.E. Hinchee(eds.), Natural attenuation chlorinated and recalcitrant compound. Battelle Press, Columbus, Ohio, USA.
38) 池田隆男．2005．欧米における自動車用燃料へのバイオ燃料の導入動向．pp. 1–21. IEEJ.
39) Johnson, E.L., C.A. Smith, K.T. O’Reilly, and M.R. Hyman.
2004. Induction of methyl tertiary butyl ether (MTBE)oxidizing activity in Mycobacterium vaccse JOB5 by MTBE.
Appl. Environ. Microbiol. 70: 1023–1030.

9340) 環境省報道発表資料．2001．地下水中の MTBE（メチル・
ターシャリー・ブチルエーテル）存在状況調査結果について，平成 13 年 8 月 6 日．
41) 環境省 ［17］メチル -t- ブチルエーテル，1．物質に関する基本的事項，化学物質の環境リスク評価，第 4 巻．2005.10（https://www.env.go.jp/chemi/report/h17-21/pdf/chpt1/1-22-17.pdf）42) 菅野雄一，西垣 誠，西面志保．2010．ガソリン添加物である ETBE の測定法と土中での挙動に関する研究，土木学会論文集 C．66: 66–77.
43) 経済産業省，資源エネルギー庁 資源・燃料部 政策課．
2017．バイオエタノールの導入に関するこれまでの取組と最近の動向，平成 29 年 12 月 27 日，pp. 1–31.
44) Kharoune K., L. Kharoune, J.M. Lebeault, and A. Pauss.
2001. Isolation and characterization of two aerobic bacterial
strains that completely degrade ethyl tert-butyl ether (ETBE).
Appl. Microbiol. Biotechnol. 55: 348–353.
45) Kingsman energy from nature: ETBE -back in fashion? Trends
and oppor tunities in the ETBE & Ethanol markets
Presentation to World Biofuels Markets, Amsterdam Geraldine
Gilmartin 16th March 1 〜 22.
46) Lee, C.W., S.N. Mohr, and C.P. Weisel. 2001. Toxicokinetics
of human exposure to methyl tertiary-butyl ether (MTBE)
follwing short-term controlled exposures. J. Exposure Anal.
Environ. Epidemiol. 11: 67–78.
47) 李卿，小林麻衣子，稲垣弘文，平田幸代，平田紀美
子，清水孝子，王 瑞生，須田 恵，川田智之．2012．亜
慢性 ETBE 吸入ばく露によるマウス脾臓細胞への影響，
pp. 31–46． 労 働 安 全 衛 生 総 合 研 究 所 特 別 研 究 報 告
JNIOSH-SRR-NO. 42.
48) Liu, C.Y., G.E. Speitel Jr., and G. Georgiou. 2001. Kinetics ofmethyl t-butyl ether cometabolism at low concentrations bypure cultures of butane-degrading bacteria. Appl. Environ.
Microbiol. 67: 2197–2201.
49) Maciel, H., H. Mathis, N.L. Ferreira, D. Lyew, S. Guiot, F.
Monot, C.W. Greer, and F. Fayolle-Guichard. 2008. Use of
Mycobacterium austroafricanum IFP 2012 in a MTBE degrading Bioreactor. J. Mol. Microbiol. Biotechnol. 15: 190–
198.
50) 牧野良次，納屋聖人，酒井めぐ美，吉田喜久雄．2012．エ
チルターシャリーブチルエーテル（ETBE）への吸入暴露に関するリスク評価，環境科学会誌．25: 192–203.
51) McGregor, D. 2007. Ethyl tertiary-butyl ether: a toxicologicalreview. Critical Reviews in Toxicology. 37: 287–312.
52) Medinsky, M.A., D.C. Wolf, R.C. Cattley, B. Wong, D.B.
Janszen, G.M. Farris, G.A. Wright, and J.A. Bond. 1999.
Effects of a thirteen-week inhalation exposure to ethyl tertiary
butyl ether on Fischer-344 rats and CD-1 mice, Society of
Toxycology, 51: 108–118.
53) Mo, K., C.O. Lora, A.E. Wanken, M. Javarnmardian, X. Yang,
and C. F. Kulpa. 1997. Biodegradation of methyl t-butyl ether
by pure bacterial cultures. Appl. Microbiol. Biotechnol., 47:
69–72.
54) Moolenaar, R.L., B.J. Heﬄin, D.L. Ashley, J.P. Middaugh, and
R.A. Etzel. 1994. Methyl tertiary butyl ether in human blood
after exposure to oxygenated fuel in Fairabanks, Alasuka.
Arch. Environ. Health. 49: 402–409.
55) Morales, M., V. Nava, E. Velásquez, E. Razo-Flores, and S.
Revah. 2009. Mineralization of methyl tert-butyl ether andother gasoline oxygenates by Pseudomonads using short nalkanes as growth source. Biodegradation. 20: 271–280.
56) MRI 株式会社三菱総合研究所 環境・エネルギー事業本部．
2017．平成 28 年度石油産業体制等調査研究（バイオ燃料を中心とした我が国の燃料政策のあり方に関する調査）（ バ イ オ エ タ ノ ー ル 関 連 ） 報 告 書 2017 年 3 月 31 日，
pp. 1–167.
57) Müller R.H., T. Rohwerder, and H. Harms. 2007. Carbon conversion efficiency and limits of productive bacterial degradation of methyl tert-butyl ether and related compounds. Appl.

94

大久保，矢木Environ. Microbiol. 73: 1783–1791.
58) Müller, R.H., T. Rohwerder, and H. Harms. 2008. Degradationof fuel oxygenates and their main intermediates by Aquincola
tertiaricarbonis L108. Microbiol. 154: 1414–1421.
59) Nihién A., A. Löf, and G. Johanson. 1998. Controlled Ethyl
tert-Butyl Ether (ETBE) Exposure of Male Volunteers II.
Acute Effects. Toxicol. Sci. 46: 143–150.
60) North. K.P., D.M. Mackay, J.S. Kayne, D. Petersen, E. Rasa, L.
Rastegarzadeh, R.B. Holland, and K.M. Scow. 2012. In Situ
Biotreatment of TBA with Recirculation/Oxygenation. Ground
Water Monit Remediat. 32: 52–62.
61) Ohkubo, N., A.H. Hashimoto, K. Iwasaki, O. Yagi. 2009.
Biodegradation of methyl tert-butyl ether by Mycobacterium
spp. J. Environ. Biotechnol. 9: 113–122.
62) Ohkubo, N. and O. Yagi. 2012. Biodegradation of ethyl tertbutyl ether (ETBE) by Rhodococcus erythropolis ET10. J.
Environ. Biotechnol. 12: 39–46.
63) Ohkubo, N., S. Tsuboi, S. Yamamura, K. Iwasaki, and O. Yagi.
2017. Complete degradation of ethyl tert-butyl ether by coculture of Rhodococcus erythropolis ET10 and Pseudonocardia
benzenivorans No. 8. J. Environ. Biotechnol. 17: 73–81.
64) Purswani, J., B. Juárez, B. Rodelas, J. Gónzalez-López, and C.
Pozo. 2011. Biofilm formation and microbial activity in a biofilter system in the presence of MTBE, ETBE and TAME.
Chemosphere. 85: 616–624.
65) Purswani, J., C. Pozo, M. Rodríguez-Díaz, and J. GonzálezLópez. 2008. Selection and identification of bacterial strains
with methyl-tert-butyl ether, ethyl-tert-butyl ether, and tertamyl methyl ether degrading capacities. Environ. Toxicol.
Chem. 27: 2296–2303.
66) Reinauer, K.M., Y. Zhang, X. Yang, and K.T. Finneran. 2008.
Aerobic biodegradation of tert-butyl alcohol (TBA) by
psychro-and thermo-tolerant cultures derived from granular
activated carbon (GAC). Biodegradation. 19: 259–268.
67) Rohwerder, T., U. Breuer, D. Benndorf, U. Lechner, and R.H.
Müller. 2006. The alkyl tert-butyl ether intermediate
2-hydroxyisobutyrate is degraded via a novel cobalamindependent mutase pathway. Appl. Environ. Microbiol. 72:
4128–4135.
68) Rosell, M., S. Lacorte, C. Forner, H.-P. Rohns, R. Irmscher,and D. Barceló. 2005. Fate of gasoline oxygenates in conventional and multilevel wells of a contaminated groundwatertable in Düsseldorf, Germany. Environ. Toxicol. Chem. 24:
2785–2795.
69) 坂井康能，加藤暢夫．1997．細菌はどのように石油を分解するか Acinetobacter 属細菌の新しいアルカン分解経路，
化学と生物．35: 284–289.
70) Salanitro, J.P., L.A. Diaz, M.P. Williams, and H.L. Winiewaki.
1994. Isolation of a bacterial culture that degrades methyl tbutyl ether. Appl. Environ. Microbiol., 60: 2593–2596.
71) Schäfer, F., L. Muzica, J. Schuster, N. Treuter, M. Rosell, H.

Harms, R.H. Müller, and T. Rohwerder. 2011. Formation ofalkenes via degradation of tert-alkyl ethers and alcohols by
Aquincola tertiaricarbonis L108 and Methylibium spp. Appl.
Environ. Microbiol. 77: 5981–5987.
72) Schmidt, R., V. Battaglia, K. Scow, S. Kane, and K.R.
Hristova. 2008. Involvement of a novel enzyme, MdpA, in
methyl tert-butyl ether degradation in Methylibium petroleiphilum PM1. Appl. Environ. Microbiol. 74: 6631–6638.
73) Smith, C.A., K.T. O’Reilly, and M.R. Hyman. 2003.
Characterization of the initial reactions during the cometabolicoxidation of methyl tert-butyl ether by propane-grown
Mycobacterium vaccae JOB5. Appl. Environ. Microbiol. 69:
796–804.
74) Spinnler, G.E., P.M. Maner, J.P. Salanitoro, and P.C. Johnson.
2001. Demonstration of the bioremedy process for MTBE remediation at retail gasoline stations, pp. 11–18. In V.S. Magar,
J.T. Gibbs, K.T. O’Reilly, M.R. Hyman, and A. Leeson (eds.),
Biodegradation of MTBE, Alcohols, and Ethers. Battelle
Press, Columbus, Ohio, USA.
75) Squillace, P.J., J.S. Zogorski, W.G. Wilber, and C.V. Price.
1996. Preliminary assessment of the occurrence and possible
sources of MTBE in groundwater in the United States, 1993–
1994. Environ. Sci. Technol. 30: 1721–1730.
76) Steffan R.J., K. McClay, S. Vainberg, C.W. Condee, and D.
Zhang. 1997. Biodegradation of gasoline oxygenates methyl
tert-butyl ether, ethyl tert-butyl ether, and tert-amyl methyl
ether by propane-oxidizing bacteria. Appl. Environ. Microbiol.
63: 4216–4222.
77) Sun, W., X. Sun, and A.M. Cupples. 2012. Anaerobic Methyl
tert-Butyl Ether-Degrading Microorganisms Identified in
Wastewater Treatment Plant Samples by Stable Isotope
Probing, Appl Environ Microbiol. 78: 2973–2980.
78) U.S. Environmental Protection Agency. 1994. Chemical summar y for methyl-tert-butyl ether, Office of Pollution
Prevention and Toxics, EP77A 749-F-94-017a.
79) U.S. Environmental Protection Agency. 1997. Drinking water
advisory, Consumer acceptability advice and health effects
analysis on methyl tertiary-butyl ether (MtBE), Office of Wate
4304, EPA-822-F-97-009.
80) U.S. Environmental Protection Agency. 2001. Summary ofworkshop on biodegradation of MTBE. February 1–3,
EPA/625/R-01/001A, February.
81) van der Waals M.J., C. Pijls, A.J.C. Sinke, A. A.M.
Langenhoff, H. Smidt, and J. Gerritse. 2018. Anaerobic degradation of a mixture of MtBE, EtBE, TBA, and benzene under
different redox conditions. Appl Microbiol Biotechnol. 102:
3387–3397.
82) 吉田謙一，千田千代子．2002．地下水及び公共用水域中のオクタン価向上剤 MTBE 等の実態調査，川崎市公害研究所年報．29: 10–12.