海生研研報，第15号，41－62，2012
Rep. Mar. Ecol. Res. Inst., No. 15, 41-62, 2012

総説

海産生物を用いた毒性試験法および化学物質の有害性評価手法
に関する近年の動向
眞道幸司

A Review of Toxicity Tests for Marine Organisms andImprovement of the Ecological Hazard Assessment Process for Chemical Substances
Koji Shindo*
要約：海産生物を用いた毒性試験法の指針作成に関する国内外での動向，および漁場環境への影響が懸念される化学物質の有害性に関する研究の動向を既往の文献資料に基づいて概説し，海域生態系保全のための化学物質影響評価に寄与する知見を整理した。
概要は以下の通りであった。
１．海外での毒性試験法開発の動向を見ると，海産生物に対する急性および慢性毒性試験法が海域生態系の多種多様な生物種を用いて提案され，その多くが公定法として標準化されている。一方，日
本国内では，試験生物となり得る海産生物種の検討が進められているが，日本周辺の海域生態系や多様性に即した実用的な毒性試験法が未だ公定法として標準化されていない。
２．生物・生態学的手法を用いたエンドポイントの検討および毒性の作用様式による分類や構造活性相関による毒性の推定手法の導入によって，化学物質の有害性評価手法の精緻化が進められている。
３．個体の生死での評価だけでなく，個体の生殖能力への影響や生物種が集団として存続できる可能性に与える影響を評価対象にした有害性評価手法の必要性が指摘されている。
キーワード：海産生物，生態影響試験，公定法，エンドポイント，有害性評価

Abstract: This paper reviews published data on the development of toxicity tests for marine organisms and on the
improvement of the ecological hazard assessment process for chemical substances.
The results can be summarized as follows:
1. Various scientific efforts have resulted in toxicity tests based on the response of marine organisms. Some ofthese test protocols have been standardized by governmental agencies and international organizations.
However, in Japan there is no standardized test protocol for domestic marine organisms yet.
2. Novel endpoints to identify toxicity derived from a new bioassay or ecotoxicological method have beenreported. Practical toxicological predictions based on the mode-of-action of toxic chemicals or structureactivity relationships of toxicity are available. These innovations enhance the reliability of the ecologicalhazard assessment process for chemicals.
3. More recent ecotoxicological hazard assessments for chemicals focus on the effects at the population level
rather than on acute toxicity at the individual level.
Key words: marine organisms, toxicity test, standard methods, test guidelines, endpoint, hazard assessment.

（2011年７月８日受付，2012年１月19日受理）*

財団法人海洋生物環境研究所

実証試験場 ( 〒 945-0017 新潟県柏崎市荒浜 4-7-17)

E-mail: shindo@kaiseiken.or.jp― 41 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向

目次

はじめに･･････････････････････････････････････ 42(2)新規な評価基準の検討 ･･････････････････ 50

１．海産生物を用いた毒性試験法に関する国内外で①体内物質の動態および細胞，組織あるいはの動向･･････････････････････････････････････ 43

器官レベルでの検討 ･･･････････････････ 51

１）国外における動向････････････････････････ 43②個体レベルでの検討 ･･･････････････････ 52(1)経済協力開発機構 ･･････････････････････ 43ⅰ）個体の行動に対する暴露影響の定量化 52(2)国際標準化機構 ････････････････････････ 44ⅱ）生理活性阻害，内分泌撹乱作用に対す(3)米国環境保護庁 ････････････････････････ 44

る生物検定法の開発 ･････････････････ 52(4)米国材料試験協会 ･･････････････････････ 44ⅲ）従来の公定試験法のエンドポイントを(5)欧州連合 ･･････････････････････････････ 45

簡便化する試み ･････････････････････ 53(6)その他の機関 ･･････････････････････････ 45③個体群レベルでの評価における判定基準の２）日本国内における動向････････････････････ 45

検討 ･････････････････････････････････ 53(1)環境(庁)省 ････････････････････････････ 45

２）毒性の作用様式による分類や構造活性相関に(2)水産庁 ････････････････････････････････ 46

よる化学物質の有害性評価手法の精緻化･･････ 55(3)日本工業規格 ･･････････････････････････ 46

３．海産生物を用いた生態毒性試験および多様な水

２．化学物質の有害性評価手法に関する近年の動向 47

産生物を用いた漁場環境モニタリングに基づく化

１）新規な試験生物や評価基準の検討･･････････ 47

学物質管理の必要性･･････････････････････････ 56(1)新規な試験生物の検討 ･･････････････････ 47

引用文献･･････････････････････････････････････ 58

はじめに
海産生物に対する化学物質の有害性に関するデータは，水生生物の保全に係る水質環境基準および水産用水基準の基準値設定といった化学物質管理における根拠になるとともに，様々な海洋汚染における環境影響評価および生態リスク評価に欠くことのできない情報となっている。特に，化学物質の影響評価が化学物質固有の危険性・有害性と環境への排出量および生物への暴露量との双方を考慮したリスクベースに移行した現状では，化学物質が水域生態系に生息する生物に対して長期的な毒性を示さないと予測される予測無影響濃度(Predicted No Effect Concentration：PNEC)と，環境中に残留が予想される予測環境濃度(Predicted Environmental Concentration：PEC)との比較によって化学物質影響のリスクが評価される。PNECの導出において急性毒性値あるいは慢性毒性値を求める必要があるため，試験生物を用いた毒性試験が化学物質影響のリスク評価に必要不可欠となっている。
しかし，国際的な影響力を持つ毒性試験指針である経済協力開発機構(OECD)テストガイドライ
ンや，それに準じて日本国内で現在実施されている環境省の生態毒性試験は淡水生物を試験対象とした公定法である。淡水魚と海産魚の間で化学物質に対する感受性が必ずしも一致しない(Leunget al ., 2001)，広塩性生物を用いた界面活性剤な
どの数種の化学物質に対する毒性試験において急性毒性値が塩分に伴って変化した(若林，2003a)との報告が見られ，化学物質の海産生物への影響を評価するためには，海産生物を用いた毒性試験を実施するべきではないかとの指摘がある(角埜，2005)。また，淡水生物を試験対象とした公定法は，海域における化学物質の生態毒性評価に単純に適用できるものではないと考えられている(柏田・岡村，2005)。
近年，漁網防汚剤，船底塗料等に含まれる殺生物剤，油流出事故等の海洋汚染問題や海洋における生物多様性への関心の高まりを契機として，海域生態系に対する化学物質の影響評価の重要性が指摘されている(角埜，2005)。また，環境省(2011)
では，海域が陸域から流入する各種の化学物質の終着場であることから，海産の魚介類はそれらの影響を受けやすい環境に生息していると考えている。一方，水産庁(2010)では，海域に生息する魚
介類を持続的に利用する水産業を発展させるために，海域における化学物質の有害性評価を踏まえ，漁場環境を保全することが重要な課題となっている。
本稿では，海産生物を用いた毒性試験法の指針
作成の国内外での動向，および漁場環境への影響が懸念される化学物質の有害性に関する研究の動向を既往の文献資料に基づいて概説し，海域生態― 42 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向

系における化学物質管理の体系化に寄与する知見のテストガイドライン，国際標準化機構(ISO)おを整理した。

よび米国材料試験協会(ASTM International)が定

なお，本稿の作成に際して引用した文献資料は，めた試験法，米国環境保護局(U.S.EPA)やカナダ

科 学 雑 誌 デ ー タ ベ ー ス，Current Contents

環境省などの各国政府が関係省庁で取りまとめた(Agriculture，Environmental Science分 野： 米 国ISI

試験法が知られている。これらの多くが公定法も社)およびScience Direct (米国Elsevier社)から「海しくはそれに準ずる試験法となっており，試験の産生物，生態影響試験，公定法，エンドポイント，

方法，条件および推奨する生物種などが詳細に記

有害性評価」，ならびにそれらの英語訳等を検索載されている。

キーワードに用い，2010年４月から2011年３月ま資料を入手できた試験法のうち，試験生物としてでに入手できた過去10年程度の資料である。また，

海産生物種を用いた毒性試験法を第１表に示した。

国内外における化学物質の有害性評価手法や毒性試験の公定法に関する知見は，国内外の政府関連

１)国外における動向

機関や公的研究機関が公表する資料を科学雑誌(1)経済協力開発機構

データベ―スおよびインターネット検索エンジン

OECDで は， 化 学 物 質 の 毒 性 試 験 法 と し てを用いて検索し，入手できた2011年３月現在の策「Guidelines for the Testing of Chemicals」が策定さ

定状況に基づいた。

れ て い る(OECD iLibraryホ ー ム ペ ー ジ；http://

１．海産生物を用いた毒性試験法に関する国内外

www.oecd-ilibrary.org/)。 し か し， こ の テ ス ト ガでの動向

イドラインは加盟国間での化学物質の自由貿易に生物に対する化学物質の毒性試験法は，OECD

際して化学物質の性状を共通の方法で評価し，物本報文に記載される略号一覧
略称

正式名称，語句

ASTM
International
BCF

米国材料試験協会 (American Society For Testing andMaterials)
生物濃縮係数 (Bioconcentration Factor)
国際標準化機構 (International Organization forStandardization)
水−オクタノール分配係数
半数致死濃度 (Median lethal concentration)
無影響濃度 (No Observed Effect Concentration)
経済協力開発機構 (Organization for Economic Cooperation and Development)
U.S.EPA の策定する毒性試験につけられるテストガイド
ライン番号の頭文字
予測環境濃度 (Predicted Environmental
Concentration)
予測無影響濃度 (Predicted No Effect Concentration)
定量的構造活性相関 (Quantitative StructureActivity Relationship)
化学物質の登録，安全評価，認可および制限に関する欧州議会・理事会規則 (Registration, Evaluation andAuthorization of Chemicals)OECD の策定する毒性試験につけられるテストガイドラ
イン番号の頭文字
米国有害物質規制法 (Toxic Substances Control Act
Chemical Substance Inventory)
米国環境保護庁 (United States Environmental
Protection Agency)

ISO
Kow
LC50
NOEC
OECD
OPPTS
PEC
PNEC
QSAR
REACH
TG
TSCA
U.S.EPA― 43 ―

初出
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海産生物毒性試験および有害性評価の動向

性情報を共有するために策定された手法であった魚類を用いた試験法は策定されていない。

ため，策定当初は海産生物を試験対象に想定して(3)米国環境保護庁

いなかった。

U.S.EPAでは，有害物質規制法(TSCA)および現行のテストガイドラインでは，TG203：魚類汚染防止法に基づく化学物質管理での有害性評価

急性毒性試験，TG204：魚類延長毒性試験のようのため，化学物質の生態毒性試験法「Ecologicalに，「推奨する試験生物は淡水産であるが海産魚

Effects Test Guideline OPPTS 850」を策定していの使用を制限しない」と記載されるもの(1992年

る(U.S.EPA OCSPP テストガイドラインホームペー

７月17日更新)，TG212：魚類の胚・仔魚期におジ；http://www.epa.gov/ocspp/pubs/frs/home/

ける短期毒性試験のように，「推奨する試験生物

draftguidelines.htm)。OPPTS 850*2 に は， 珪 藻 S.

は淡水産であるが，可能な海産魚としてMenidia

costatum を用いた海産藻類成長阻害試験(OPPTS
850.5400)，海産アミ類のMysidopsis bahia (OPPTS
850.1035, OPPTS 850.1350)，端脚類４種(OPPTS
850.1740)お よ び ク ル マ エ ビ 属 ３ 種(OPPTS
850.1045)を推奨種とした甲殻類に対する毒性試
験，シープスヘッドミノー，アトランティックシ
ルバーサイド，タイドウォーターシルバーサイドを推奨種とした魚類毒性試験(OPPTS 850.1075,
OPPTS 850.1400, OPPTS 850.1500)が策定されている(第１表)。また，Crassostrea gigas (マガキ)の ウ ン ボ 期 幼 生 に 対 す る 急 性 毒 性 試 験OPPTS
850.1025)，マガキ，Crassostrea virginica (アメリカガキ)，Mercenaria mercenaria (ホンビノスガイ)
あるいはMytilus edulis (ヨーロッパイガイ複合種*3)の受精卵を用いた二枚貝胚発生急性毒性試験(OPPTS 850.1055)などの二枚貝類に対する毒性試験法を掲載している(第１表)。さらに，生態リスク評価におけるエンドポイントとして近年注目されている個体群レベルの毒性影響[次章２)(２)に記載]に対するメソコズム試験法(OPPTS
850.1950)を提案している。

peninsulae (タイドウォーターシルバーサイド)，Clupea
harengus (タイセイヨウニシン)，Gadus morhua (タイセイヨウダラ)，Cyprinodon variegatus (シープスヘッ
ドミノー )」を記載するもの(1998年９月21日更新)がある。また，TG210：魚類の初期生活段階毒性試験のように，「推奨する試験生物として海産種にシープスヘッドミノーおよびMenidia 属を記載
するが，他の海産魚種を制限していない(1992年
７月17日更新)」と記載が変更されているものもある(第１表)。
現在のところ，海産植物プランクトンを用いた試験法は策定されていない。また，甲殻類に対する毒性試験の策定において，海産カイアシ類のAcartia tonsa を試験生物とした変態阻害，繁殖阻
害および幼生の成長阻害を指標とした試験が検討されている。
(2)国際標準化機構
ISOでは，化学物質に汚染された環境試料を評価するための試験法のうち，生物学的な手法として「ISO Standard TC147 Water quality SC５Biological methods」 が 策 定 さ れ て い る(ISO(4)米国材料試験協会

Products ISO Standardホームページ；http://www.

ASTM Internationalでは，民間・非営利の国際

iso.org/iso/iso_catalogue/catalogue_tc.htm)。 現 在

標準化・規格設定機関として試験法規格「ASTMのところ，珪藻 Skeletonema costatum *1 を推奨種

Historical Standard」を定めており，化学物質に汚とする藻類生長阻害試験(ISO 10253)，海産カイ

染された環境試料を評価するための生物学的な試

アシ類A. tonsa を試験生物とした急性毒性試験

験法を策定している(American Society for Testing(ISO 14669)および海洋性発光細菌 Vibrio ﬁscheri

and Materials International ホームページ；http://

を 用 い た 急 性 毒 性 試 験(ISO 11348-３ Microtox®

www.astm.org/Standard/index.shtml)。

Test)が策定されている(第１表)。しかし，海産

Environmental Toxicology Standards*4 では，海産の*1：試験法が作成された当時，Skeletonema costatum として分類されてきたが，現在，いくつかの種に分けるべきとの議論がある。
*2：OPPTS 850はすべて，U.S.EPA OCSPP テストガイドラインホームページにて閲覧および入手が可能であり，各試験法の詳細は，
ダウンロードした資料に基づいた。
*3：試験法が作成された当時，Mytilus edulis をムラサキイガイとしたが，現在はヨーロッパイガイと分類され，さらに，いくつかの種に分けるべきとの議論がある。
*4：Environmental Toxicicology Standardsはすべて，ASTM International ホームページにて有償入手が可能であり，各試験法の詳細は，
ダウンロードした資料に基づいた。

― 44 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向

植物プランクトン，甲殻類，魚類だけでなく，海Test)へTG203を代替えすることを働きかけてい

藻類，二枚貝類，多毛類，ウニ類などの毒性試験

る(OECD, 2010)。

法を掲載しており，現在のところ，海産生物に対する急性および慢性毒性試験法を最も網羅的に提(6)その他の機関案している(第１表)。また，底質汚染に対する底カナダ環境省では，海洋性発光細菌 V. ﬁscheri

生生物毒性試験(ASTM E1611-00)の提案や慢性毒を用いた急性毒性試験(Biological Test Method EPS性試験の実施規模の簡略化を意図した試験法

１/RM/24)，底質埋在性端脚類を用いた底質毒性(ASTM E2317-04)の提案なども特徴的である。

試 験(同 EPS１/RM/26)， 棘 皮 動 物 のStrongylocentrotus purpuratus (アメリカムラサキウニ)やDendraster excentricus (カシパンの一種)などウニ類５種の胚発生における亜急性毒性試験(同 EPS１/RM/27)， ス ピ オ 科 多 毛 類 Polydora
cornuta を用いた汚染底質の生残成長阻害試験(同EPS１/RM/41)が 策 定 さ れ て い る(Environmental
Canada ホームページ)。
また，OSPAR協定(Convention for the Protectionof the Marine Environment of the North-East
Atlantic)では，加盟国の沿岸域での海洋環境モニ
タリングにおいて，海産生物を用いた毒性試験[ⅰ.シープスヘッドミノーを用いた毒 性試験，
ⅱ.底生のヨコエビ亜目(Corophium volutator )を用いた毒性試験，ⅲ.ヨコエビ亜目(Corophium sp. )を用いた底質毒性試験等]が生物検定法として用いられている(OSPAR Commission，2006)。

(5)欧州連合
欧州連合(EU)では，化学物質の登録，安全評価，
認可および制限に関する欧州議会・理事会規則(Registration, Evaluation and Authorization ofChemicals：REACH)に基づく化学物質管理において，化学物質の有害性評価のために当該化学物質の環境に対する有害性データの提出を義務づけている(ECHA，2009)。生態毒性に関する試験法はOECDテ ス ト ガ イ ド ラ イ ン やASTM HistoricalStandardに準拠するが，試験における推奨種を引用した試験法に対して限定する場合が多い。海産生物を推奨生物として記載する試験は，魚類の胚・仔魚期における短期毒性試験(2001/59/EEC
C.15 Fish)と底性生物を用いた底質毒性評価試験の ２ つ の 試 験 法 の み と な っ て い る(第 １ 表)。
2001/59/EEC C.15 Fish では，OECD TG212に準拠し，推奨種は淡水産であるが，海産魚としてタ

２)日本国内における動向

イドウォーターシルバーサイド，タイセイヨウニ(1)環境(庁)省

シン，タイセイヨウダラ，シープスヘッドミノー

日本国内では，化学物質審査規制法に盛り込まの計４種を可能としている。底質毒性評価試験でれた生態系に配慮した化学物質管理に際して，藻は，海産端脚類５種を用いた底質毒性試験(ASTM類，動物プランクトンおよび魚類を用いた毒性試

E1367-03e１)，海産および汽水性多毛環形動物

験の結果から算出したPNECを用いて化学物質のを用いた底質毒性試験(ASTM E1611-00)を承認

生態リスクを評価する「生態毒性試験」が環境省

し， 採 用 し て い る(第 １ 表)。 ま た，EUで は，の主導で行われてきた。今のところ，公定法としREACH規則の実験動物福祉の観点に基づき，動て標準化された生態毒性試験における試験生物種

物実験の実施を極力避けるため，他国の公定法には淡水生物に限られるが，試験結果に基づく物質基づいた信頼性の確保できる既存データを有効活自体の使用禁止や使用制限などを通じて海洋への用し，やむを得ない場合は系統学的に下位の生物流入が制御される効果が期待されている(楠井，の使用を検討するという考え方(例えば，魚類→

2005)。一方，水生生物の保全に係る水質環境基

甲殻類→バクテリアと検討)で有害性評価が進め

準値の導出に際して求められる毒性データには，られている。さらに，EUはOECDに対してTG203

信頼性の保証された試験法を用いた毒性試験の結魚類急性毒性試験における実施条件の追加を提案

果が不可欠である。しかし，海産生物に対する化

し，藻類と甲殻類の生物試験結果を踏まえて，魚学物質の毒性データは淡水生物に比べ，極端に少類の毒性試験を藻類と甲殻類の半数致死濃度ない状況にある(楠井，2005)。これは，海産生物(LC50)以下の設定でのみ実施するかどうかを決定を用いた毒性試験法が国内で標準化されていないするという試験魚の使用削減スキームの採用や魚ことも一因であるため，国立環境研究所化学物質

類受精卵を用いた急性毒性試験(The Fish Embryo

環境リスク研究センターが設置した「海生生物テ― 45 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向

ストガイドライン検討会」は，海産魚類(マダイ

期生活段階毒性試験，(ⅲ)マミチョグ未成熟魚をPagrus major の後期仔魚もしくは体長30±10mm程度までの稚魚)および海産エビ類(クルマエビ
Marsupenaeus japonicus のポストラーバ期幼生以後の段階で全長30±10mm程度までの個体)の急性毒性試験法[案]を2005年11月に公表し，水生生物の保全に係る環境基準値の導出にこの２つの毒性試験を用いることを提案している(国立環境研究所化学物質環境リスク研究センター 海生生物テ
ストガイドライン検討会，2005)。現在，中央環
境審議会水環境部会では，水生生物保全環境基準
専門委員会において，海生生物テストガイドライン検討会が提案した海産魚類および海産エビ類を用いた急性毒性試験法を含め，国内の海域および汽水域に生息し，漁獲・放流あるいは養殖の対象となっている魚介類やその餌生物について，生物
種と試験手法とを精査することによって，海産生物を用いた国内での標準試験法となるテストガイ
ドラインの整備が検討されている(中央環境審議会水環境部会 水生生物保全環境基準専門委員会，
2011)。

用いた成熟・再生産阻害試験，(ⅳ) ジャワメダ
カ Oryzias javanicus あるいはマミチョグの受精卵
魚類全生活環毒性試験を記している(第１表)。この指針では，日本国内で入手が可能で，飼育と繁殖が比較的容易な海産生物種を用い，OECDテス
トガイドラインが提唱する淡水生物の３分類群(藻類，甲殻類，魚類)に相当する海産生物を対象とした急性および慢性毒性試験法が取りまとめら
れ て い る。 ま た， 検 討 段 階 で は， ク ロ ア ワ ビ

Haliotis discus discus およびアコヤガイ Pinctada
fucata martensii の稚貝や海産魚の餌生物となる多毛類(イシイソゴカイ Perinereis nuntia vallata)を用いた急性毒性試験および初期生活段階に絞った
短期間の毒性試験についても言及されている(水産庁，2008)。
(3)日本工業規格
日本工業規格では，工場排水試験法(JIS K0102)に「魚類による急性毒性試験」を掲載している。
これは，工場排水の放流水域における生物への影
響を予測するために必要な基礎データを得ること(2)水産庁を目的としており，有害な排水が放出された場合

水産庁では，漁場環境の保全と持続的な水産魚に顕著な影響が予想される高次栄養段階の魚類を介類の利用を目的に，1980年代後半から海産魚を対象にした試験法となっている(並木，1982)。試対象とした毒性試験法の開発事業を進め，日本の験に推奨される海産魚として，入手と飼育管理の沿岸域に生息する海産生物を対象とした急性毒性

容易なハゼ類(種名記載なし)，クサフグ Takifugu

試験法やリスク評価に必要な慢性毒性値および無niphobles ，メジナ Girella punctata あるいはボラ
Mugil cephalus の幼魚およびアミメハギ Rudarius
ercodes が明記されている。

影 響 濃 度(No Observed Effect Concentration：
NOEC)導出のための標準試験法となる手法を検討してきた。例えば，これには，海産動物プラン
クトンの急性毒性試験法開発(堀ら，2001)があ以上，この章では海産生物を用いた毒性試験法

る。最新の海産生物毒性試験指針は2010年３月にの指針作成の国内外での動向を取りまとめた。海

取りまとめられ(水産庁，2010)，急性毒性試験法

外での生態毒性試験開発の動向を見ると，として(ⅰ)植物プランクトンに対する生長阻害試①海産生物に対する急性および慢性毒性試験法が

験，(ⅱ)シオダマリミジンコ Tigriopus japonicus

海洋生態系に生息する生物で網羅的に提案さ幼生を用いた遊泳阻害試験，(ⅲ)スジエビモドキ

れ，その多くが公定法として標準化されているParaemon serrifer あるいはアシナガモエビモドキ
Heptacarpus futilirostris のゾエア期幼生を用いた
遊 泳 阻 害 試 験，(ⅳ)ク ル マ エ ビ Marsupenaeus
japonicus ，アシナガモエビモドキ等の稚エビに対する急性毒性試験，(ⅴ)マダイあるいはシロギス
Sillago japonica の稚魚に対する急性毒性試験を記している(第１表)。また，慢性毒性試験法として(ⅰ)シオダマリミジンコを用いた繁殖阻害試験，(ⅱ) マミチョグ Fundulus heteroclitus に対する初②急性毒性(個体の生死)という個体レベルでの影
響評価だけでなく，個体群(population)および個体の生殖能への影響評価の重要性が重視される傾向にある③動物愛護および３Rs理念(Reduction：実験動物― 46 ―の使用を減らす，Reﬁnement：実験動物の苦痛や痛みを減らし，取扱いを向上させる試験への改善，Replacement：既存の動物実験から，動物を使用しない試験，あるいは遺伝系統学的に

海産生物毒性試験および有害性評価の動向

下位の生物を使用する試験への変更)の観点かの導出に必要な海産生物テストガイドラインの整ら，魚類稚魚・成魚を用いた毒性試験の代替法

備において，OECDテストガイドラインに倣い，を開発する

生態系の機能に着目して生物種を分類し，その中という特徴が見られる。

で取扱いがしやすく，かつ感受性や応答が比較的一方，日本国内での生態毒性試験法開発の動向高いものを供試生物種として選定するとしていを見ると，海産生物に対する毒性データの蓄積がる。また，できるだけ安定した毒性試験結果を得求められ，海産生物を用いた公定法を国内で標準るために，試験生物の安定的な供給体制を整備す化する検討が進められている。しかし，化学物質

る必要があるとしている(中央環境審議会水環境に対する感受性や応答が高く，国内の海域に生息

部会 水生生物保全環境基準専門委員会，2011)。

するもしくは国内で入手が可能な生物種であり，日本周辺の海域に生息し，国内で入手が可能な飼育管理がし易く，学会や社会での認知度が高い，生物種であり，飼育管理がし易く，試験生物となといった条件を充足する海産生物種が試験生物とり得る海産生物種を検討した既往知見は以下の５

して未だ標準化されていない状況にある。

例であった。

また，国外では試験法として標準化されている

柏田・持田(2005)は，有機リン系殺虫剤７種に底質毒性試験や個体群レベルの毒性影響評価手法

対する毒性試験に際して，海産養殖における餌生の確立，慢性毒性試験の実施規模の簡略化を意図物として汎用性の高い動物プランクトン

した試験法の整備，および実験動物福祉の観点等

Brachionus plicatilis (シオミズツボワムシ複合種*6 )を用い，200日以上の長期暴露による個体密度の変化，薬物耐性および代謝能力の変化を調べ，試験生物としての適用性を確認した。
小山ら(2009)は，六価クロム，亜鉛，アンモニ
ア，ダイアジノン，ノニルフェノールに対する毒性試験に際して，海産ヨコエビ Hyale barbicornis(フサゲモクズ)の仔虫および成体を用いて化学物
質５種に対する感受性や応答を成長段階毎に評価し，海産甲殻類を用いた毒性試験法としての標準化を検討した。
小林(2005)は，日本の沿岸域に生息するウニを用いて汚染海水の有害性を評価する生物検定法を考案した。ムラサキウニ，バフンウニ，シラヒゲ
ウニ，ナガウニおよびガンガゼに感受性の種間差は認められないが，生活環での各発生段階では感受性の差が見られ，生殖細胞形成をエンドポイン
トとした場合に多くの化学物質について感受性が高いことを明らかにしている。また，ウニの種類を変えることで，１年中，実験を行うことができるという利点がある。この成果は，棘皮動物の胚に対する急性毒性試験[ASTM E1563-98(2004)]にも採用されている。
伊藤ら(2006)は，銅，ビスフェノールAおよび
ノニルフェノールに対する毒性試験に際して，海産自由生活性線虫 Prochromadorella sp.１を用いてについて，海外から国際的な整合性を求められる可能性がある。
２．化学物質の有害性評価手法に関する近年の動向１)新規な試験生物や評価基準の検討
多数の化学物質による生態影響を評価・管理するためには，特定の化学物質を物理化学的に測定する従来の手法だけでなく，生物・生態学的手法に基づき，生物応答を捉える生物検定法(いわゆるバイオアッセイ)や毒性試験の進展が不可欠であると考えられている(須藤，2008)。化学物質の有害性評価の精緻化に関して，生物・生態学的手法の視点から，新たな試験生物としての海産生物の選定や新たな評価基準としてのエンドポイント*5の検討について，以下に知見をまとめた。

(1)新規な試験生物の検討
水生生物への影響評価を少数の生物種の組み合
わせで簡便に行うためには，試験生物種の選定において，(ⅰ)食物連鎖上のつながりがある，(ⅱ)
相互に分類学的隔たりがある，(ⅲ)化学物質に対する感受性や応答が高い，(ⅳ)入手と飼育管理がし易い，(ⅴ)学会や社会での認知度が高い，等の必要条件が挙げられる(浦野，2008)。また，環境省では，「水生生物の保全に係る水質環境基準値」*5：毒性学において，エンドポイントは「影響の有無の評価基準として用いる観察あるいは測定可能な応答や反応」を意味している。
*6：著者はBrachionus plicatilis を単一種として”シオミズツボワムシ”と記している。現在，複数の種に分けるべきとの議論があり，筆者が“シオミズツボワムシ複合種”に改めた。

― 47 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向
第１表
OECD
名称

Guidelines for
the Testing ofChemicals

ISO

海産生物を用いた毒性試験法の現状

U.S.EPATC147 Water
Ecological Effects
quality SC5
Test Guideline
Biological methods
OPPTS 850

藻類を対象
甲殻類を対象試験法[急]ISO 10253[急]850.5400
Algal Growth
Algal Toxicity,
Inhibition Test
Tiers I and II(Skeletonema(Skeletonema
costatum *1また
costatum *1)
はPhaeodactylum
tricornutum )・Development
Draftとして・[急] 850.1035
and reproduction [急] ISO 14669
Mysid Acutetest (Acartia
Acute toxicity to
Toxicity Test
tonsa ) を検討 the crustacean,(Mysidopsis
中static test &bahia )
・Larvalsemi-static Test ・[慢] 850.1350
development test (Acartia tonsa ) が Mysid Chronic(Acartia tonsa ) 提案され，検討
Toxicity Test
を検討中
中(Mysidopsis
bahia )
・[急] 850.1045
Penaeid Acute
Toxicity Test(
クルマエビ属3種*3)・[急] 850.1740
Whole sedimentacute toxicity
Test for marine
invertebrates.
(海産端脚類4
種*4)

OECD

魚類を対象

試験法

・[急] TG203魚
類急性毒性試験(推奨種は淡水産であるが，海産魚を制限していない)
・[急] TG204魚
類延長毒性試験(推奨種は淡水産であるが，海産魚を制限していない)
・[慢] TG210魚類の初期生活段階毒性試験
(推奨種はシープスヘッドミノーであるが，
Menidia 属も可。また，他の海産魚種を制限していない)・TG212魚類の胚・仔魚期における短期毒性試験(推奨種は淡水産であるが，可能な海産魚を記載*6)

ISO

U.S.EPAASTM
ASTM HistoricalStandard

EU
REACH
Test Guidance

日本国内
環境省
水生生物の保全に係る水質環境基準の導出

水産庁
海産生物毒性試
験指針

日本工業規格工場排水試験法
JIS K0102[急]E121897a Static 96h
Toxicity Tests with
Microalgae(海産微細藻類96時間
生長阻害試験)(ISO10253 に準 [急]生長阻
拠した藻類生長 害試験 (珪阻害試験として 藻 Skeletonema
珪藻Skeletonema costatum *1とする
costatum *1を用い が，他種も複数た手法を検討中) 種選択するのが望ましい*2)
・[急] E1463(底質毒性評価試 ・[急]海産エビ ・[急]遊泳阻害
92(98) Static
験においてASTM 類急性毒性試
試験 (シオダマ
and FlowE1367-03e1を承験(クルマエビリミジンコ)
Through Acute 認している)のポストラー ・[慢]繁殖阻害
Toxicity Tests
バ期あるいは試験 (シオダマ
with Mysids
ミシス期を用
リミジンコ)
・[慢] E1191-03
いた手法を提 ・[急]稚エビ急
Life-Cycle
案)
性毒性試験(クToxicity Tests
・(ISO 14669にルマエビ，アwith Saltwater
準拠した餌生シナガモエビMysids物に対する海モドキ，スジ・[急] E1367-99
産動物プランエビモドキ)
10-day Static
クトン急性毒 ・[急]エビ類ゾ
Sediment
性試験法としエア幼生遊泳Toxicity Testsてシオダマリ阻害試験 (スwith Marine
ミジンコの使ジエビモドキ，and Estuarine
用を検討中)
アシナガモエAmphipods (端ビモドキ)*5脚類5種 による底質毒性試験)・[慢] E2317-04
MicroplateBased Life-Cycle
Toxicity Tests
with a Marine
Meiobenthic
Copepod (マイクロプレートでの小規模全
生活環毒性試
験: Amphiascus
tenuiremis )

ASTM

EU

環境省

水産庁

日本工業規格・[急] 850.1075 ・[急] E729-96 2001/59/EEC[急]海産魚類急 ・[急]魚類急性 魚類に対する急Fish Acute(2002) Acute
C.15 Fish, Short- 性毒性試験(マダ 毒性試験 (マダ 性毒性試験(ハゼToxicity Test,
Toxicity
term Toxicity Test イ仔魚あるいはイあるいはシ 類，クサフグ，
Freshwater andTests on Test
on Embryo and
稚魚を用いた手ロギスの稚魚) メジナあるいはMarine Fishes(
Materials with
Sac-fry stages
法を提案)
・[慢]初期生
ボラの幼魚，ア
シープスヘッ
Fishes, (無給 (OECD TG212に活段階毒性試 ミメハギ)
ドミノー，ア
餌の2−8日間急 準拠し，推奨種
験(マミチョグ
トランティッ
性毒性試験)
は淡水産であるの受精卵)*6クシルバーサ ・[急] E1192-97 が，海産魚4種
・[慢]成熟／再イド，タイド(2003) Acuteも可能)
生産阻害試験
ウォーターシToxicity Tests(マミチョグのルバーサイド)on Aqueous
未成熟魚)・[慢] 850.1400
Ambient Samples
・[慢]全生活環
Fish Early-Lifeand Efﬂuents with
毒性試験 (ジャStage Toxicity
Fishes, (環境水
ワメダカある
Test (推奨種は および排水にいはマミチョ
シープスヘッ
対する急性毒グの受精卵)
ドミノーであ性試験)
るが，Menidia ・[慢] E1241-98
属3種でも可。
） (2004) Early・[慢] 850.1500
Life-Stage
Fish life cycle
Toxicity Tests
Toxicity Test(河 with Fishes(魚口域のみを想類初期生活段定し，推奨種
階毒性試験)
はシープスヘッドミノー )― 48 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向
第１表（つづき）
OECD

その他の生物を対象

試験法

OECD

出典

ISO

U.S.EPA

ASTM

EU

環境省

水産庁

日本工業規格水産庁

日本工業規格[急] ISO 11348-3 ・[急] 850.1025 ・[急] E724-98 (底質毒性評価(魚介類の餌生
海洋性発光細菌
カキ急性毒性Acute Toxicity 試験において物，汽水域の生の急性毒性試験試験(セイヨウTests Starting
ASTM E1611-00 物について，生®
Microtox Test,
カキのウンボwith Embryos of を承認している) 物種と試験手法(Vibrio ﬁscheri )幼生)
four Saltwaterを検討中)
・[急] 850.1055
Bivalve Molluscs
二枚貝胚発生(推奨種は二枚急性毒性試験(貝4種*7)
推奨種はセイ ・[急] E1440-91
ヨウカキであ(2004) Acute
るが，マガキ， Toxicity Test
ホンビノスガwith the Rotifer
イ，ヨーロッ
Brachionus (シパイガイ複合オミズツボワ種も可能と記ムシ)
載)・1498-92(1998)
・850.1950
SexualField Testing
Reproduction
for Aquatic
Tests with
Organisms (メSeaweeds (海藻ソコズムを用生殖発芽試験)いた野外での ・E1562-00
毒性実験)
Acute, Chronic,
and Life-Cycle
Aquatic Toxicity
Tests with
Polychaetous
Annelids (多毛類の急性，慢性およびライフサイクル水質毒性試験)
・[急] E1563-98(2004) Acute
Toxicity Tests
with Echinoid
Embryos (棘皮動物の胚に対する急性毒性試
験：ウニ５種*8)・E1611-00
Sediment
Toxicity Tests
with Marine
and Estuarine
Polychaetous
Annelids (海産および汽水性多毛環形動物による底質毒性試験：
Neanthes 属の2
種 を推奨)ISO

U.S.EPA

ASTM

EU

Guidelines forTC147 Water
U.S.EPA Draft
American Society Directive 92/69/
the Testing of
quality SC5
OCSPP Test
for Testing
EEC. (ECB,
Chemicals, Section Biological methods Guidelines ホーム and Materials
1992)
2: Effects on Biotic (ISO Productsページ
International ホー Directive
Systems
ISO Standard ホ
ムページ
2001/59/EEC.
(OECD iLibraryホ ームページ; ISO,
(ECB, 2001)
ームページ)
1995; ISO, 1999)
REACH Test
guideline (ECHA,
2009)

環境省

中央環境審議会 海産生物毒性試 工場排水試験法
水環境部会水生 験指針 (水産庁, (並木，1982)
生物保全環境基2010)
準専門委員会(2011)
国立環境研究所
化学物質環境リ
スク研究センター 海生生物テス
トガイドライン検討会(2005)※2011年3月31日までの情報と入手資料に基づいて作成した。
[急]：急性毒性試験, [慢]：慢性毒性試験*1：試験法が作成された当時，Skeletonema costatum として分類されてきたが，現在，いくつかの種に分けるべきとの議論がある。
*2：他に，Dunaliella teriolecta, Thalassiosira pseudonana, Phaeodactylum tricornutum, Heterosigma akashiwo, Pavlova lutheri, Isochrysis galbana, Prorocentrum
minimum の７種を推奨している。
*3：Penaeus aztecus，P.duorarum または，P.setiferus の3種*4：Ampelisca abdita, Eohaustorius estuarius, Rhepoxynius abronius，Leptocheirus plumulosus の4種*5：ヒサシソコエビ科端脚類，ウシロマエソコエビ，スガメソコエビ科端脚類，ニホンドロソコエビ，河口端脚類Leptocheirus plumulosus の5種*6：他に，Menidia peninsulae (タイドウォーターシルバーサイド)，Clupea harengus (タイセイヨウニシン)，Gadus morhua (タイセイヨウダラ)，
Cyprinodon variegatus (シープスヘッドミノー )が可能との記載あり。
*7：Crassostrea gigas (マガキ)，Crassostrea virginica (アメリカガキ)，Mercenaria mercenaria (ホンビノスガイ)，Mytilus edulis (ヨーロッパイガイ複合種)の4種*8：Arbacia punctulata ，Strongylocentrotus droebachiensis ，S. purpuratus ，S. droebachiensis ，Dendraster excentricus の5種― 49 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向

体長および世代交代に要する時間をエンドポイン

不確実性の度合いを考察している(第１図)。化学

トにした慢性毒性を評価し，毒性試験法としての物質の生態系に対するリスクを評価する際には，標準化を検討した。

生態系そのものに対して評価することが最も望ま

佐合ら(2004)は，ホルムアルデヒドの海産生物

しいが，多種多様な生物が複雑な相互関係を持つに対する急性毒性と水域生態系への影響評価を行

生態系への影響を評価することは容易でない。そうため，珪藻S. costatum を用いた植物プランクトのため，より簡便に評価できるエンドポイントとン生長阻害試験，シオダマリミジンコを用いた遊評価手法がこれまで選択され，発展してきた(益泳阻害試験およびシロギス稚魚を用いた魚類急性永，2008)。

毒性試験をそれぞれ実施し，ホルムアルデヒドの生物検定法で利用される体内物質の存在や動淡水産生物および海産生物に対する毒性の差異の態，細胞，組織あるいは器官レベルの応答は，化解明，PNECの推定およびPEC/PNEC比によるリ

学物質の暴露影響も鋭敏に，かつ比較的確実な因スク評価を行った。既往の淡水産生物との間に果関係で捉える事ができる場合が多い。例えば，

LC50値，PNECの有意な差異は認められず，PEC/

人為的ストレスあるいは化学物質への暴露によっ

PNEC比は１以下であり，環境中に残留が予想さて示される生化学的あるいは細胞学的に測定可能れるホルムアルデヒド濃度は予測無影響濃度に比な応答はバイオマーカーと呼ばれ，明確な悪影響

べて低いことが報告されていた。

が顕在化していない時点での初期暴露を把握する
指標，生物学的な毒性を早期に捉える予防的警報(2)新規な評価基準の検討として有効である(楠井，2005)と考えられてき

U.S.EPAが提案し，現在広く用いられている生た。しかし，体内物質の動態変化やバイオマーカー

態リスク評価の枠組みでは，多様な生態系の中では，特定の化学物質に対して必ずしも特異的ではリスクを受ける対象も多様なため，影響評価項目

なく，生体が恒常性を維持するための正常な応答となるエンドポイントの選定，および汚染源がどによる変動の場合もあり，有害性の有無を判断すのようにエンドポイントに対して影響を与えるかる際に課題が残されている(仲山，2006)。一方，の記述が重要なプロセスの一つとなっている

器官あるいは個体レベルの応答や観察結果では，(U.S.EPA，1998)。

物質の動態，細胞，組織あるいは器官レベルの応

Pastorok and Akҫakaya(2002)は生態リスク評価

答に比べ明確に有害な影響を評価できるので，現ᅗにおけるエンドポイントの階層性を示し，エンド在採用されている毒性試験の多くが個体レベルでポイントと評価手法との適合性および階層ごとのの毒性評価を実施し，化学物質管理に貢献してい第１図

生態リスク評価におけるエンドポイントの階層性
[Pastorok and Akçakaya(2002)の原図を益永(2008)が日本語訳し，一部を加筆修正した]➨ ᅗ― 50 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向

魚類の血清中代謝物の変動をメタボロミクスで解析し，新しい網羅的なエンドポイントの可能性を

第２図 生物応答の規模と有害化学物質への暴露量の
関連性

➨ ᅗ

[Shugart et al.(1992)の原図を楠井(2005)が日本語訳し，一部を加筆修正した]る。
さらに近年，個体群がある地域に生存し続けることが重要であるとの判断から，生態系サービスの維持を目的に，生物種が集団として存続できる可能性や種の多様性に与える影響を評価の対象として，生態系や種の持続が不可能なほどの暴露は許容しないという考え方に基づいた個体群レベルの有害性評価についての研究が増えつつある。
細胞，組織あるいは器官のレベルから個体レベ
ルまでの生物応答と有害化学物質への暴露量の関連を概念図に示した(第２図；楠井，2005)。以下，
生態リスク評価におけるエンドポイントの階層性
54に従って，近年の動向をまとめた。
①体内物質の動態および細胞，組織あるいは器官レベルでの検討
生体外からの異物の侵入に対して生体が示す分子レベルから組織の形態レベルまでの様々な反応
はバイオマーカーとして捉えられており，柏田(2006)は，化学物質，特に農薬の生態リスク評価に用いられる事例を紹介している。生物の発育や再生産への影響に対する物質レベルのエンドポイントとして，生体内でのタンパク質の生理学的応答を網羅的に捉える生体分子解析技術をプロテオ
ミクス(Proteomics)といい，生体内代謝系での代謝物の生理学的応答を網羅的に捉える手法をメタ
ボロミクス(Metabolomics)という(岩橋，2008)。
また，生体内でのDNAまたはRNAの発現を網羅的に捉えるゲノミクス(Genomics)という手法も試みられている。宇野ら(2008)はPAHsに暴露した示唆した。新野ら(2008)は，淡水産単細胞緑藻
Pseudokirchneriella subcapitata (旧 名 Selenastrum
capricornutum )に対する除草剤の藻類生長阻害試
験を行い，従来のLC50算出とメタボロミクス解析の相似性を解析した。安住(2008)はマイクロアレ
イを用い，トリブチルスズ化合物(TBT)に暴露したホヤの体内での遺伝子発現の変動を解析し，影響評価を試みている。また，マイクロアレイ技術
は既知の化学物質による応答を基に，未知の化学
物質あるいは毒性が疑われる化学物質の影響評価にも有用であると考えられている(仲山，2006)。
しかし，これらOmics(オミクス)技術は生体内での生理学的応答を網羅的に捉えることができる一方で，多くの場合，ある一つの異物(化学物質など)と明確な因果関係を持つ特異的な発現様式を特定できていない(岩橋，2008)など，課題も指摘されている。
細胞レベルのエンドポイントとして，血液性状や遺伝的因子が報告されている。ゲノムテクノロ
ジーに基づいてDNA/ゲノムレベルでの差異や遺伝子発現の差異や変動をエンドポイントとする報告も見られ，これらの応用が長期毒性予測手法として期待されている(安住，2008)。また，チトク
ロームP450などの薬物代謝酵素の誘導に関わる
mRNA，DNAおよびタンパク質の発現では，特定の化学物質への暴露によって濃度依存的に発現量が増加する等の知見が得られており，それらの誘導量や発現プロファイルが暴露に対するエンドポ
イントになると期待されている(仲山，2006)。しかし，環境を汚染している化学物質は多種多様であり，作用機構の異なる化学物質が混在するため，毒性発現が複雑化しており，特定の因子だけを測定しても遺伝的要因と環境因子の相関性を明確にできない場合も多く(柏田，2006)，これが遺伝的因子を用いた手法の課題となっている。現在のとこ ろ， デ ー タ を 蓄 積 す べ き 段 階 に あ る(仲 山，
2006)，と考えられている。
角埜・小山(2004)は，マダイを用いて，カドミ
ウム，TBTおよびナフタレンの毒性試験を行い，赤血球数，ヘマトクリット値，血色素量および平均赤血球容積などの血液性状を指標として汚染物質の影響評価を検討した。８週間の暴露による慢
性的な影響のエンドポイントとしてヘマトクリッ
ト値が適していること，成長をエンドポイントと― 51 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向

した場合と有為な差異が認められないことを明ら

and Sloman，2004)。

かにし，血液性状を指標とした毒性試験法が全生

しかし，逃避行動で運動量が増加する場合や体活環毒性試験および初期生活段階毒性試験の代替内での生理的作用によって行動が抑制される場合

え可能な試験法として期待できると報告していなど，平常と暴露時の異常を質的に区別できなける。

れば有害性を評価できない問題点が指摘されてい組織レベルのエンドポイントでは，メダカを用る。また，化学物質に対する応答が暴露濃度に依いてエストロジェン様およびアンドロジェン様作

存して連続的に変化するとは限らないことが行動

用物質の影響について精巣卵および卵巣内精子形

変化の定量化を困難にしている(菅谷，2006)。一成の有無，あるいは再生産能力の阻害を指標にし方で，行動パターンを動的に解析する手法によって評価する試みが報告されている(林ら，2003)。

て，行動影響の定量化を試みる研究も報告されている(Kwak et al.，2002；Shimizu et al.，2002)。

②個体レベルでの検討
個体レベルでの評価におけるエンドポイントの検討では，個体の行動に対する暴露影響の定量化，

ⅱ)生理活性阻害，内分泌撹乱作用に対する生物検定法の開発医薬品等による生理活性阻害の定量化，内分泌撹

生物に対する生理活性が強く，意図的に散布さ乱作用に対する生物検定法の開発，および従来のれる「農薬」は農薬取締法で管理され，食品中へ公定試験法のエンドポイントを簡便化する試み等の残留基準や水質汚濁に係る農薬登録保留基準にが進められている。

基づいて影響評価が行われている。一方，微量でも生理活性を持ち，意図的に人や畜水産物に投与ⅰ)個体の行動に対する暴露影響の定量化される「医薬品および動物用医薬品」は薬事法でコンピュータの技術進歩によって客観的で高度管理されているが，薬効と安全性のみが評価の対な画像処理および動画解析が可能となり，個体の象であり，これまで環境への影響が考慮されるこ行動に対する暴露影響の定量化では，(ⅰ)摂食・とは少なかった。近年，日本国内の水環境中におろ過速度の変化，(ⅱ)遊泳速度・運動量の変化，いても，人用および動物用医薬品に由来し，生理(ⅲ)行動パターン・走光性等の変化，忌避行動，活性を持つ微量化学物質の存在が明らかになりつ(ⅳ)二枚貝が化学物質の暴露を回避するために殻つあり(清野ら，2004)，水環境や下水道におけるを閉じる行動，(ⅴ)群れ行動，摂餌行動，繁殖行

医薬品等の汚染実態，分解性や除去特性などの環動の変化等が報告されている(菅谷，2006；大嶋ら，境中での挙動，生態影響に関する調査研究が進め2006)。U.S.EPAの生態毒性データーベースを用られている(山本，2006)。また，海産生物に対すいて，無脊椎動物の行動変化をエンドポイントとる内分泌撹乱作用の影響実態については，すでにする毒性データを検索した菅谷(2006)によると，多くの知見が報告されている(山田，2006)。

多毛類，甲殻類，二枚貝類，巻貝類およびヒトデ

以上のように，医薬品に由来する化学物質や内類を含む93種の行動変化に関する毒性データが登分泌撹乱作用を有する物質による環境汚染が明ら録されていた。これらの個体の行動変化をエンドかにされるに伴って，その有害性評価が求められポイントとする利点は，(a)致死濃度以下で現れるようになった。しかし，生理活性阻害，ホルモる亜致死影響の指標であること，(b)計測が検体

ン様活性あるいは内分泌撹乱作用に対する化学物に非接触で可能なこと等が考えられている。また，質の有害性評価は，既存のテストガイドラインや

補食，被補食，繁殖，敵からの逃避などの個体が公定法では想定されていない。

示す行動は，生態系内で他者との関係を持ちなが現在，EU，米国およびOECDでは，これらの生ら存在する個体が生存を確保する上で不可欠な能

理活性阻害あるいは内分泌撹乱作用を有する化学力であって，実験室での生死が生態学的な個体の物質の管理において，国際条約との整合性をとり

死 と 一 致 し て い な い と の 視 点 も あ る(大 嶋 ら，つつ，環境影響評価の追加検討や国際標準化を重2006)。これは，行動が不全になると，生態学的視したリスクベースの有害性評価への移行が検討に は 死 に 至 っ た に 等 し い と い う「Ecological

されている。ここでは，化学物質の生理活性阻害

Death」の概念であり，生態毒性評価に必要な視および内分泌撹乱作用に対する個体レベルでの有点であると考えられている(大嶋ら，2006；Scott

害性評価を目的とした生物検定法の国内外での開― 52 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向

発動向を以下にまとめた。

出系の確立しているメダカ等を推奨種とした化学

すでに，EUおよび米国では，EU指令(2001/83/

物質の魚類に対するエストロゲン活性，アンドロ

EU)もしくは米連邦規制(21CFR part25)によってジェン活性，アロマターゼ阻害作用を調べるのた

医薬品の環境影響評価が義務づけられている(新めの21日間スクリーニング試験(TG230)および幼野・斉藤，2009)。その手法や手順は欧州医薬品

若ホルモン様作用の検出を追加するオオミジンコ

庁(European Medicine Agency)および米国食品医

繁殖影響試験(TG211)の改訂(Annex７)が承認さ薬品庁(U.S.Food and Drug Administration)のガイれたほか，無脊椎動物，両生類および魚類を用いドラインに記載されており，(ⅰ)医薬品の環境中たパーシャルライフサイクル試験やフルライフサ

濃度を予測する，(ⅱ)OECDテストガイドライン

イクル試験の開発が進められている。一方，日本に従った藻類生長阻害試験，ミジンコ繁殖阻害試

国内では，環境省の施策方針「EXTEND2010」に

験および魚類初期生活段階毒性試験を実施するこ従って，試験評価手法の確立と野生生物に対するとにより生物への無影響濃度を予測する，(ⅲ)環影 響 評 価 の 実 施 が 進 め ら れ て い る(環 境 省，

境中濃度と生物への無影響濃度を比較してリスク

2010)。また，日本は環境省を通じてOECDでのを評価する，という基本構成を持っている(U.

テストガイドライン開発に参画しており，新たなS.Food and Drug Administration，1998；EMEA，試験法や評価手法の提案や毒性試験の結果を提供

2006)。しかし，医薬品類は微量で強い生理活性するなどの国際的な協力を行っている(環境省，を持ち，生理活性やエストロジェン活性などが有2010)。

害性評価の対象となるため，個体の生死を判定基準とする従来の急性毒性試験の結果だけでは有害

ⅲ)従来の公定試験法のエンドポイントを簡便化性の評価できないと考えられ，ライフサイクル全する試み

体や成長段階を考慮した生物検定法や慢性毒性的金子ら(2000)は，OECD TG201やU.S.EPA OPPTS

なエンドポイントを検討して行く必要があると指850.5400に準拠した藻類生長阻害試験における毒摘されている(新野・斉藤，2009)。また，多くの性評価を迅速に行うために，簡便に測定が可能な医薬品では，環境中での挙動に未だ不明な点が多酸素発生速度をエンドポイントとして評価し，簡く，紫外線分解などによる分解産物の存在も想定

便で迅速な藻類毒性試験法としての標準化を検討される。特に，動物用医薬品の環境影響評価を困した。特殊な機器や手法を必要とせず，従来の公難にしている要因の一つに，動物用医薬品が環境定法に比べ短時間に結果を得られることから，化中に放出される前に投与した動物の体内を経由す

学物質汚染の一次スクリーニング手法への導入がるため，動物用医薬品の有効成分自体だけでなく期待されている。

投与後の代謝物あるいは分解産物を考慮しなければならないことがあげられている(遠藤，2003)。

③個体群レベルでの評価における判定基準の検討

一方，日本国内では，動物用医薬品に関して，「動

化学物質による生物への影響は，遺伝子，細胞，物用医薬品の承認審査資料の調和に関する国際協組織などのミクロなレベルから個体，個体群，生力(International Cooperation on Harmonization of

態系などのマクロなレベルまで，いくつかのレベTechnical Requirements for Registration of

ルで捉える事ができるが，現在のOECDテストガ

Veterinary Medicinal Products：VICH)」への参画

イドラインやそれに準拠した環境省の生態リスクによって，EU，米国および日本に共通の環境毒評価は，個体の生存可能性や繁殖が評価の対象で性・環境影響評価方法を確立するための討議が行あり，単一の化学物質の影響を少数の生物種で詳われている段階である(遠藤，2003)。しかし，人細に調べる方向(個体レベルの評価)に発展してき用の医薬品に由来する化学物質に関しては，毒性

た(加茂ら，2009)。個体レベルの評価では，死亡評価や化学物質管理に関する国内の動向を報告し率，繁殖率，成長阻害などの個体に現れる影響かた文献は見当たらない。

らPNECを推定し，PECと比較評価される。

内 分 泌 撹 乱 作 用 を 有 す る 物 質 に つ い て は，一方，化学物質の利用による生態系への有害なOECDにおいてテストガイドラインの開発が進め影響をある程度は許容するが，生態系や種の持続られている。既に，メダカ等を推奨種とした魚類が不可能なほどの暴露は許容しないという考え方

短期間繁殖アッセイ(TG229)，バイオマーカー検に基づいて，生物種が集団として存続できる可能― 53 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向

らかの関係性を見い出すことはできなかった(第２表)。
また，個体レベルのリスクは個体群レベルのリ
スクより低い濃度で現れる場合が多く，化学物質に対する感受性や応答が高い一部の生物種に与えられた影響は，生物間の相互作用を介して個体群レベルあるいは群集レベルに影響を与えることに
第３図

個体群レベルの化学物質影響の概念図なる。そのため，不確実性の少ない個体レベルの➨ ᅗ(原典：加茂ら，2009)

影響と個体群レベルの影響に関係性を見い出して外挿し，個体群レベルのリスクを推定することを性や種の多様性に与える影響を評価対象にした

安易にはできないとの報告も見られる(Forbes et「個体群レベルの評価」についての研究が増えつ

al ., 2001;Stark et al ., 2004)。
中西ら(2008)は，現在の化学物質管理政策では，対象とする化学物質に対し最も強く影響を受ける種を選定し，リスクが懸念される濃度の推定を行い，その濃度以下に環境中の濃度を制御しようとする考え方(濃度の管理)が支配的で，対策が有効に作用して生態系がどの程度回復するか，回復量は投資に見合うものであるかどうかはほとんど考慮されてないと指摘している。また，生態リスク
評価は，個体，個体群，生態系といった，いくつかの生態学的な階層レベルから捉えるべきであり，個体レベルでいかなる影響も見られない無影
響濃度や個体群レベルで個体数の増減速度が０となる濃度をプロットした「種の感受性分布」を作成して，個体レベルでの評価と個体群レベルでの評価の双方から感受性の異なる95％の種が保護できる許容濃度を推定する管理方法を新規に提案しつある。一例に，生物種が集団として存続する可能性に化学物質が与える影響評価手法として，個体群サイズの増減は個体数の増減速度の速い遅い
およびその正負符号で表すことができ，個体数増
減速度が個体の繁殖率と死亡率の均衡で決まるため，生物に対する影響の総合的な指標となりうるという考え方がある(第３図；加茂ら，2009)。ある生物種の個体数増減の速度を毒性試験によって求め，毒性データと数理モデルを用いて単位時間あたりに個体数が増減しない濃度として無影響濃度を推定し，予測環境中濃度と比較評価することで，個体群レベルの評価を試みる事例が報告されている(Lin et al .,2005；Meng et al .,2006)。
また，U.S.EPA(1998)では，個体群レベルの生態リスク評価でのエンドポイントとして，複数種
55の毒性データから統計的に算出した「５%の種の地域個体群が存続できなくなること」が既に用いられている。
一般的に，よりミクロなレベルで化学物質によ第２表 重金属５種の個体レベルと個体群レベルの生態リスク評価結果る生物への影響を捉える場合ほど，評価試験の実物施は容易で繰り返すことが可能になるため，不確実性を減らすことができる。一方，個体群レベル

質

個体レベルでの 個体群レベルでの
リスク
リスク

鉛 *1

あり

懸念するレベルにはない

カドミウム *2あり

ないとは言えないニッケル *3あり

懸念するレベルにはない

クロム (VI) *4

懸念する状況
ではない

評価せず

亜鉛 *5

あり

あり

の評価では，実施が困難で影響の定量化などに課題が残っており，研究報告事例が少ないために結果の再現性や信頼度について大きな不確実性を伴うのが現状である。独立行政法人産業技術総合研究所で行われた重金属５種の生態リスク評価の結果(中西ら,2006;中西ら,2007;中西・恒見,2008;中西・小野,2008;中西ら,2008)では，個体レベルの評価結果(NOECに基づく５%の種に対して何らかの個体影響が見られると推定される濃度とPNECの比較)と個体群レベルの評価(毒性データから統計的に算出した５%の種の地域個体群が存続できなくなると推定される濃度とPNECの比較)に何

個体レベルでのリスク：５% の種に対して何らかの個体影響が見られると推定される状況，個体群レベルでのリスク：５% の種の地域個体群が存続できなくなると推定される状況
出典 *1: 中西ら (2006)，*2: 中西ら (2007)，*3: 中西・恒見 (2008)，*4: 中西・小野 (2008)，*5: 中西ら (2008)― 54 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向ている。

(吉岡，2008)。現在，構造活性相関手法は，化学

中央環境審議会水環境部会(2010)では，今後，物質の有害性試験データの不足を補い，化学物質

亜鉛のみならず他の物質についても水生生物保全のリスク評価を効率的に行う手段の一つとして位に関わる水質環境基準の設定を計画しており，水置づけられ，各国の化学物質管理に取り入れられ

質環境基準値の設定に際して，魚介類およびそのており，詳細な試験が必要とされる有害性の高い

餌生物の個体群レベルでの存続に対する影響の防物質を抽出するための迅速なスクリーニング法と止を目的とした基準値を算定することを明らかにして検討すべき化学物質の優先順位付けや分類にしている。

役立てられている。
構造活性相関とは，化学物質の構造および構造

２)毒性の作用様式による分類や構造活性相関にによって決まる物理化学的性質と化学物質の生理よる化学物質の有害性評価手法の精緻化

活性との相関性を捉える手法であり，薬学におけ化学物質の生体に対する毒性発現は，生体組織

る生理活性の解明などに利用されてきた。特に，と化学物質との相互作用であり，その相互作用は

化学物質の構造および物理化学的性質と生理活性３様式に分類されると考えられている。３つの相との相関性あるいは関連性の度合いを定量的に捉互作用とは，(a)生体膜と化学物質との非特異的える場合は「定量的構造活性相関」として区別し相互作用，(b)タンパク質活性基と化学物質とのている(若林，2003b)。定量的構造活性相関では，相互作用，(c)特異的受容体部位と化学物質との特異的な部分構造の有無やその存在数を入力する相互作用，であると考えられている(後藤・高松，

ことによって，化学物質の構造や特定の官能基の2008)。 ま た，Bradbury et al.(1990)やMcKim et

存在と有害性との関係を既存のデータに基づいてal. （1987）は，化学物質とその作用様式との関係
を，魚類への11の生理学的測定項目による急性毒性に基づいて分類している。その結果では，化学物質が，作用様式に基づいて，(ⅰ)麻酔作用非極性物質，(ⅱ)麻酔作用極性物質，(ⅲ)呼吸不全作
用物質，(ⅳ)呼吸組織刺激作用物質，(ⅴ)アセチ
ルコリンエステラーゼ阻害作用物質，(ⅵ)膜Na+
チャンネルの制御を阻害するピレスロイド系殺虫剤様物質，(ⅶ)神経系のClイオン調整を阻害する
シクロジエン系殺虫剤様物質，(ⅷ)全身の感覚器
官の感覚を過敏にさせるストリキニン様物質の８タイプに分類できると報告している。化学物質の基本構造が類似すると，生体組織と化学物質との相互作用や作用様式も類似すると考えられており，構造の類似性を利用した毒性の推測が行われてきた。
近年，欧米では，有害性を評価すべき化学物質
が数千種という膨大な数になっているにもかかわらず試験を実施できる機関が限られる状況が生じ，既存の毒性データを活用し，化学物質の有害性試験データの不足を補うための手段が求められていた。また，実験動物福祉の面から生物を用いた毒性試験実施の軽減が求められている。このような背景から，OECDを中心に定量的構造活性相
関(Quantitative Structure-Activity Relationship：
QSAR)を利用した化学物質の有害性やリスクの推定手法の重要性が認識されるようになっている

予測することができ，既存の物質，新規の物質を問わず，毒性試験を行わずとも，化学物質の有害性を推測することができる(第４図)。
現在，U.S.EPAではEcological Structure Activity
Relationships (ECOSAR)と よ ば れ るQSARを 用 いた生態毒性推定プログラムが実施されている(U.S.EPA，2011)。ECOSARでは，淡水の緑藻類，
ミジンコおよび魚類に対するすべての化学物質の急性毒性および慢性毒性を予測することが可能で

第４図

➨ ᅗ
定量的構造活性相関手法のフロー図[吉岡(2008)の原図に筆者が加筆し，一部の表記(※)を変更した；※SMILESの分解→物質構造の分解]― 55 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向あるとされており，TSCAでの規制対象物質の85%された(第５図：独立行政法人製品評価技術基盤について実際の毒性試験の結果とQSAR予測値が機構，2010)。また，環境省では，急性毒性試験

一 致 す る こ と が 示 さ れ て い る(若 林，2003b)。

をミジンコに対して実施した346物質，メダカにECOSARによって，TSCAの対象となる既存化学対して実施した272物質およびU.S.EPAのファッ

物質(8,234物質)の規制に際して必要となる有害トヘッドミノーに対する580物質それぞれの毒性性の予測データの整備が行われ，約95%が７つのデータに基づいて生態毒性を予測するシステム

化学物質群（中性有機化合物，エステル類，酸，(KAshinhou Tool for Ecotoxicity：KATE)を開発し，アミン類，フェノール類，アルデヒド類，アニリ

毒性部分構造と管能基の組み合わせに基づいた化ン類）に分類されるとともに，生態毒性が高いと学物質の生態毒性(魚類急性毒性試験の半数致死予測された数百の化学物質が抽出されている(若濃度およびミジンコ遊泳阻害試験の半数影響濃林，2003b)。

度)の予測が行われている(吉岡，2008)。今後，

EUでは，REACH原則に基づく化学物質管理において，U.S.EPAの開発したECOSARを利用して藻類プログラムの追加や作用機序との対応づけによる信頼性の向上が検討されている。

おり，生態リスク評価におけるQSARの利用につ

QSARは費用や手間のかかる生態毒性試験を実いて，「魚，ミジンコ，藻類への毒性において一施する代わりに，物理化学的な性状に関する既存

定の条件内で利用可能であり，データの評価，追のデータを用いて，既存あるいは新規の物質を問加試験が必要かどうか，どのような追加試験を行わず，化学物質の水生生物に対する毒性を推定でうかといった意思決定過程での補完などに用いるきる手段である。しかし，QSARは化学物質の生ことができる」としている。また，ミジンコおよ物に対する作用機序や毒性発現の作用様式に基づ

び魚類に対する化学物質の急性毒性および慢性毒く既知の関連性を利用して毒性を推定する手法で性の予測結果に従って化学物質の有害性をカテゴあるため，限られた関連づけに従って解析され，リー分類するプログラムが導入されている

毒性発現の多様な作用機序や作用様式をすべて網(European Commission，1996)。

羅することはできない。特に，農薬や医薬品など

一方，経済産業省では，化学物質総合評価管理の特異な生理活性を持つ化学物質については，毒プログラムの一環として既存化学物質安全性点検

性 の 予 測 に お い て， 実 際 の 毒 性 試 験 の 結 果 と事業を実施し，化学物質の分解性や蓄積性を推定

QSAR予測値に大きな差異が生じる懸念が指摘さするQSARプログラム「化学物質特性予測システれている(若林，2003b)。また，海産生物に対すム」を開発しており，化学物質の生体膜透過におる生態毒性の予測を可能にするQSARプログラム

けるメカニズム(受動拡散，能動輸送など)およびは現在のところ，開発されていない。現在，各国

生体内における反応性(タンパク質結合性，代謝

でQSARによる予測手法の汎用性や信頼性の評価反応)の違いに基づく構造活性相関手法によってと精緻化が進められている。

化学物質の魚類における生物濃縮性の予測が行われている(独立行政法人製品評価技術基盤機構 化

３．海産生物を用いた生態毒性試験および多様な学物質管理センター，2009)。予測手法には，水−水産生物を用いた漁場環境モニタリングに基づく

オ ク タ ノ ー ル 分 配 係 数(Kow)と 生 物 濃 縮 係 数

化学物質管理の必要性(Bioconcntration Factor：BCF)が既知な物質によ

本報告では，海産生物を用いた毒性試験法に関るKow値とBCF値の相関式を用いて予測対象物質

する国内外での動向および化学物質の有害性評価のBCFを推定する方法(予測式)，KowとBCFが既手法の精緻化について，既往の文献資料に基づい知な物質と予測対象物質との間の分子構造およびて概説し，海域生態系保全のための化学物質影響

物理化学的性状の類似性から，予測対象物質を類評価に寄与する知見を整理した。

縁物質(分子構造，物理化学的性状が類似する物

海産生物を用いた毒性試験法の確立に関して質)のカテゴリーに分類し，類縁物質のBCFの平は，海産生物に対する毒性試験データの蓄積，感均値を用いて予測対象物質のBCFを類推する方法

受性や応答が鋭敏な試験生物の選定や評価基準の(Read-across法)があり，この取り組みによって，精緻化，慢性毒性試験法の簡便化・迅速化等が日

既存化学物質に指定されている物質の約30％の生

本国内における課題となっている。また，国際的物濃縮性やBCFが推定され，８カテゴリーに分類な整合性をとりつつ，日本周辺の海洋生態系や多― 56 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向

予測方法
ண
᪉ἲ
(i)予測式を用いた推定L ணᘧࢆ⏝࠸ࡓ᥎ᐃ

KowとBCFが既知な物質のデータで作成したlogPowを記述子とした予測式をを用いて生物濃.RZ ࡜ %&) ࡀ ᪤ ▱ ࡞ ≀ ㉁ ࡢ ࢹ ࣮ ࢱ ࡛ స ᡂ ࡋ ࡓ ORJ3RZ ࢆ グ ㏙ Ꮚ ࡜ ࡋ ࡓ ணᘧࢆࢆ⏝

縮性の最大値(logBCFmax)を算出し，「予測対象物質の生物濃縮性はlogBCFmax未満である」と࠸ ࡚ ⏕ ≀ ⃰ ⦰ ᛶ ࡢ ᭱ ኱ ್ ORJ%&)PD[ ࢆ ⟬ ฟ ࡋ 㸪 ࠕ ணᑐ㇟≀㉁ࡢ⏕≀⃰⦰ᛶࡣO仮定して，予測対象物質の生物濃縮性を定性的に予測する。
RJ%&)PD[ ᮍ ‶ ࡛ ࠶ ࡿ ࠖ ࡜ ௬ ᐃ ࡋ ࡚ 㸪 ணᑐ㇟≀㉁ࡢ⏕≀⃰⦰ᛶࢆᐃᛶⓗ࡟ணࡍ(ii)Read-across法による物質群の類推ࡿࠋ
KowとBCFが既知な物質と予測対象物質との間の分子構造および物理化学的性状の類似性か
LL 5HDGDFURVV ἲ ࡟ ࡼ ࡿ ≀ ㉁ ⩌ ࡢ 㢮 ᥎ ら，予測対象物質を類縁物質(分子構造，物理化学的性状が類似する物質)のカテゴリーに分類.RZ࡜ %&)ࡀ ᪤ ▱ ࡞ ≀ ㉁ ࡜ ணᑐ㇟≀㉁࡜ࡢ㛫ࡢศᏊᵓ㐀࠾ࡼࡧ≀⌮໬Ꮫⓗᛶ≧ࡢ
し，類縁物質のBCFの平均値から予測対象物質のBCFを推定する。なお，予測対象物質の生物㢮ఝᛶ࠿ࡽ㸪ணᑐ㇟≀㉁ࢆ㢮⦕≀㉁ ศᏊᵓ㐀㸪≀⌮໬Ꮫⓗᛶ≧ࡀ㢮ఝࡍࡿ≀㉁
濃縮性は，類似物質か２物質以上ある場合は定量的に，１物質の場合は定性的に予測される。

ࡢ ࢝ ࢸ ࢦ ࣜ ࣮ ࡟ ศ 㢮 ࡋ 㸪 㢮 ⦕ ≀ ㉁ ࡢ %&)ࡢ ᖹ ᆒ ್ ࠿ ࡽ ண࡞࠾㸪ணᑐ ㇟ ≀ ㉁ ࡢ %&)ࢆ ᥎ ᐃ ࡍ ࡿ ࠋᑐ ㇟ ≀ ㉁ ࡢ ⏕ ≀ ⃰ ⦰ ᛶ ࡣ 㸪 㢮 ఝ ≀ ㉁ ࠿ ≀ ㉁ ௨ ୖ ࠶ ࡿ ሙ ྜ ࡣ ᐃ 㔞 ⓗ ࡟ 㸪 

第５図

生物濃縮性におけるカテゴリー分類の実施例≀㉁ࡢሙྜࡣᐃᛶⓗ࡟ணࡉࢀࡿࠋ(原典：独立行政法人製品評価技術基盤機構 化学物質管理センター，2009)

様性に即して，汎用的かつ実用的な毒性試験法と➨ ᅗ
影響を評価対象にした有害性評価手法の必要性がして普及させる必要があると考えられる。

欧米を中心に指摘され，評価手法の検討が進めら

化学物質の有害性評価に関しては，生物・生態れている。

学的手法を用いた新規なエンドポイントの検討，

日本における第三次生物多様性国家戦略では，毒性の作用様式による分類や構造活性相関による

生物多様性を損なう要因の一つとして，「化学物毒性の推測手法の導入等によって評価手法の高度

質の生態系に対する毒性影響の恐れ」を指摘して化が国内外で進められている。また，個体の生死いる。一方，化学物質による汚染を未然に防止しによる評価だけでなく，個体の生殖能力への影響て生物多様性に配慮した水産施策を実施するためや生物種が集団として存続できる可能性に与えるには，漁場となる海域における有害な化学物質の

―57
57 ―

海産生物毒性試験および有害性評価の動向

存在の有無と化学物質が生態系に与える毒性影響

引用文献を把握し，影響の度合いを評価する必要がある。
しかし，これまでに我が国で行われてきた生態

American Society for Testing and Materials

毒性試験や海域におけるモニタリング調査には，International ホ ー ム ペ ー ジ. ASTM Historical

水産資源に対する影響や持続可能な漁業生産の維Standard. http://www.astm.org/Standards/

持という観点から漁場環境をどの程度の水準に保

environmental-toxicology-standards.

つべきかという水産業の立場での視点が乏しい。

html#E47.01.(2010年12月１日ダウンロードで

特に，多種多様な水産生物を含む海産生物に対す入手)る生態毒性試験や漁場となる多様な海域環境を想安住 薫 (2008). ホヤを用いた海洋汚染化学物質定したモニタリング調査に関する知見が不足しての新規影響評価系. 環境毒性学会誌，11，95いる。海域の生態系は陸水域以上に複雑な系であ−98.

り，生物の多様性も富んでいることから，従来のBradbury, S., Henry, T. and Carlson R. (1990). Fish

藻類，甲殻類，魚類等の限られた生物種を用いた

acute toxicity syndromes in the development of

生態毒性試験だけでなく，水産業上重要な軟体動

mechanism specific QSARs. Karcher W,

物や海藻類など，他の動植物群による試験法につDevillers J (ed.), Practical applications of

いても確立することが必要と考えられる。また，

quantitative structure-activity relationships

沿岸，沖合，内湾あるいは干潟などの多様な漁場(QSARs) in environmental chemistry and

環境に生息する多種多様な水産生物から海域の類

toxicology. Kluwer, Dordrecht, The

型毎に数種を選び，それらの生物種を用いたモニ

Netherlands, p295–315.

タリング手法を開発することによって，各種の化

中央環境審議会水環境部会 (2010). 第24回議事

学物質が海域生態系に与える様々な毒性影響を海

水生生物保全環境基準専門委員会資料２－２

域の類型毎に把握・評価することが可能になると水生生物の保全に係る水質環境基準の項目追考えられる。

加等に係る検討内容について. http://www.

海産生物を用いた生態毒性試験を充実させ，多env.go.jp/council/09water/y090-24/mat02_

様な海域での水産生物を用いたモニタリング調査

２.pdf. (2010年12月 １ 日 ダ ウ ン ロ ー ド で 入に基づいて漁場環境の化学物質管理を体系化する

手)ことは，科学的な影響実態の把握と影響予測を可

中央環境審議会水環境部会 水生生物保全環境基

能にし，漁場環境の有害化学物質による汚染を未準専門委員会 (2011). 資料６－１ 水生生物

然に防止して生物多様性に配慮した水産施策の実保全に係る環境基準等設定の考え方の見直し施に資するものであり，「多様な漁場環境の保全」

について. http://www.env.go.jp/council/09water/や「持続可能な漁業生産の維持」に貢献するもの

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本稿をご校閲くださった，東京大学名誉教授

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日野明徳博士，財団法人海洋生物環境研究所顧問

pdf/category_approach%５B２A%５D.pdf. (2010

城戸勝利博士，同理事 清野通康博士，木下秀明

年12月14日ダウンロードで入手)

博士に深謝いたします。本稿は，水産庁委託事業

独立行政法人製品評価技術基盤機構 (2010). カテ「平成22年度漁場環境・生物多様性保全総合対策

コリーアフローチによる化学物質の魚類にお委託事業(漁場環境化学物質影響総合評価事業)」

ける生物濃縮性予測手法に関する報告書(カの一環として実施したものであり，関係各位に謝テ コ リ ー II-A)の 公 表 に つ い て.http://www.

意を表します。

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