─ 166 ─

都内水域の環境ホルモンに関する研究（その５）─ 下水処理水の流入による魚類生殖腺への影響 ─
竹内健

和波一夫

川井利雄

宮下雄博＊

（＊前・非常勤研究員）

要旨

下水処理水による魚類雄への内分泌かく乱作用を調べるため、落合水再生センターの下水処理水及び下水処理水が流入した後の神田川の河川水を用いて、メダカ及びコイの曝露試験を行った。メダカ試験では 30〜 33 日間の曝露を計 3 回行い、コイ試験では 858 日間の連続曝露を行った。メダカ試験では下水処理水で曝露した雄 30 尾の生殖腺を観察したところ 1 尾に精巣卵が認められたが、河川水で曝露した雄 30 尾には精巣卵が認められなかった。陽性対照として 100ng/褄の 17 β-エストラジオール（E2）に曝露した雄30 尾のうち 19 尾に精巣卵が認められた。コイ試験では河川水で曝露した雄 17 尾の生殖腺を観察したところ、外観的な異常及び精巣卵を含めた組織的な異常は認められなかった。試験に用いた下水処理水及び河川水の E2 濃度は 0.9 〜 3.4ng/褄であり、エストロゲン作用強度（E2 濃度換算）は 2.1 〜 8.2ng/褄であった。これらの結果から、試験に用いた下水処理水及び河川水のエストロゲン濃度では、魚類雄の生殖腺に精巣卵を発現させる可能性は低いと推測された。

キーワード：内分泌かく乱物質（環境ホルモン）、下水処理水、メダカ、コイ、生殖腺、精巣卵、ビテロゲ
ニン

Study on Endocrine Disrupters in metropolitan rivers andTokyo Bay (5)─ Influence on Fishes Gonad
by Inflow of Sewage Treatment Water ─TAKEUCHI Takeshi, WANAMI Kazuo, KAWAI Toshio,MIYASHITA Takehiro ＊＊ Associate researcher

SummaryTo examine the endocrine disrupters action on the fishes male with the sewage treatment
water, we did the exposure examination of the medaka (Oryzias latipes) and carp (Cyprinuscarpio).

In the medaka examination, we observed gonad of 30 fish exposed by the sewage

treatment water and confirmed a testis-ova from one, but could not confirmed from 30 fish
exposed by river water. In the carp examination, we observed gonad of 17 fish exposed byriver water, externals abnormality and histology abnormality including a testis-ova were notable to be confirmed. The intensity of estrogenic activity (17 β-estradiol equivalence) of the
sewage treatment water and river water used for the examination was 2.1 〜 8.2 ng/褄. From
東京都環境科学研究所年報 2005─ 167 ─these results, in the estrogen concentration of these water, it was guessed that the possibilityof making a testis-ova appear to the gonad of the fishes male was low.
Keywords : endocrine disrupters, sewage treatment water, medaka, carp, gonad, testis-ova,
vitellogenin

はじめにメダカ（ Oryzias latipes ）改良品種（一般にヒメダ

当研究所では、都内水域における環境ホルモンに関カ）で、孵化後 3 ヵ月以上の雄成魚を用いた。雌雄のする研究を 1998 年度から取り組んでいる。1998 年

判別は背鰭及び尻鰭等の形態を外観から観察すること

度から 2001 年度までは多摩川を中心とした河川域を、により行い、形態的に雄と判断できる個体のみを選別

2002 年度からは東京湾運河部を中心とした沿岸域をし試験に用いた。飼育は室温 24 ℃± 1 ℃、光周期 16調査地点とし、調査地点に生息する魚類の生殖腺異常

時間明： 8 時間暗になるように制御した実験室内で、及びその原因とされる内分泌かく乱化学物質の挙動等接着剤を用いない総ガラス製の角型水槽及びガラス製について調査を行ってきた。その結果、内分泌かく乱ビーカーを用いた。活性炭ろ過した水道水をホーロー

化学物質のうち、魚類の生殖腺に異常を引き起こす可製水槽に貯水して曝気した水を飼育水とし、試験期間能性の高い物質は天然のエストロゲン（女性ホルモン）以外は適宜換水した。給餌は 1 日 2 回、孵化後 24 時であり、そのほとんどは下水処理場から排出されてい間以内のブラインシュリンプ幼生を 5 分程度で食べ尽ることが明らかになった 1, 2）。下水処理水と魚類の生くす量を与えた。

殖腺異常との関係をさらに明確にするため、既報 1）のイ

1

結果からコイの精巣異常の割合が他河川よりも高かっ

試験区の設定、採水及び試水の保存曝露試験には、次の試験区を設定した。

た神田川を調査対象とし、河川水及び東京都下水道局・①対照区（活性炭ろ過した水道水）

落合水再生センター（以下、落合処理場）の放流水で②陽性対照区（活性炭ろ過した水道水に、アセトン魚類を一定期間飼育した。曝露試験終了後に生殖腺等で溶解した 17 β-エストラジオール（和光純薬工業の観察を行ったが、その結果について報告する。

㈱製、生化学用）を試験水量に対して 100ng/褄の濃度になるように添加したもの）

2

方法

(1)

メダカの曝露試験ア

試験魚及び飼育環境③

下水処理水区（塩素滅菌後で放流前の高度処理水）④

河川水区（下水処理水流入後の河川の表層水）
採水地点は図 1 に示す。下水処理水は落合処理場の都内養魚場から購入し、当研究所内で累代飼育した

図1

急速ろ過池から、河川水は旧・東京都神田川水質汚濁

調査地点

東京都環境科学研究所年報 2005─ 168 ─
常時監視室（以下、神田川測定室）の前から神田川の(2)コイの曝露試験表層水を採水した。採水はステンレス製バケツで行い、ア

試験魚及び飼育環境

ポリエチレン製 20 褄タンクを用いて実験室に運搬し神田川測定室内に容量 1 裙（90 × 180 × 70 ㎝）とた。運搬後は速やかに容量 5 褄のガラス製ビーカーに容量 0.26 裙（60 × 90 × 50 ㎝）の 2 つの水槽を設分注し、曝露試験に用いるまで 3 ℃の冷蔵庫内で保存置し（写真 2）、容量 1 裙の水槽（以下、Ａ水槽）にはした。なお、下水処理水及び河川水の採水は原則的に水中ポンプで汲み上げた神田川の表層水を、容量 0.26

週 1 回行い、9 日以上保存した試験水は曝露に用いな裙の水槽（以下、Ｃ水槽）には脱塩素した水道水をそかった。

れぞれ注水した。室内は空調及び照明の制御は特に行ウわず、外部環境の影響を受けるままに飼育した。また、曝露試験
試験は 2004 年 6 月〜 7 月（夏季 1 回目、33 日間）

当研究所屋外に容量 1 裙（90 × 180 × 70 ㎝）の水及び 8 月〜 9 月（夏季 2 回目、30 日間）、2005 年 1槽を設置して（以下、環研水槽）、脱塩素した水道水を月〜 2 月（冬季、30 日間）の計 3 回行った。前述し注水した。酸素欠乏及び水質悪化を防止するため、各た環境に制御した実験室内で、各試験区ともに容量 5水槽ともに簡易的な水中ろ過器とエアレーションを施

褄強のガラス製角型水槽に試験水 5 褄と試験魚 10 尾した。試験魚は茨城県北浦で養殖されたコイを入れた（写真 1）。

（Cyprinus carpio）の稚魚で、Ａ水槽に 35 尾、Ｃ水試験は半止水式で 24 時間毎に試験水を全量換水し、槽に 15 尾、環研水槽に 15 尾をそれぞれ収容した。

換水の前後に pH 及び DO の測定を行った。給餌は換水の約 2 時間前と約 6 時間後の 1 日 2 回、孵化後 24時間以内のブラインシュリンプ幼生を 5 分程度で食べ尽くす量を与えた。

写真 2
イ

コイ曝露試験水槽

曝露試験
試験は 2002 年 11 月 8 日から開始し、環研水槽では 2005 年 2 月 21 日までの 837 日間、Ａ水槽及びＣ
写真 1
エメダカ曝露試験水槽

水槽では 2005 年 3 月 14 日までの 858 日間行った。
Ａ水槽では神田川内に設置した水中ポンプ（最大吐出計測及び生殖腺組織の観察
曝露試験終了後、全ての試験魚はブアン氏固定液に量 80 褄/分）2 台で 1 日 4 回の注水換水を行い、Ｃ水漬け込み、その後 70 ％エタノールに入れ替えて保存

槽では水量の 2/3 程度の換水を 3 〜 10 日おきに行っした。次いで試験魚の全長及び体重を測定し、常法にた。また、環研水槽でも水量の 2/3 程度の換水を 7 〜従って脱水しパラフィンで包埋した。これを厚さ 7 μ

14 日おきに行った。なお、Ｃ水槽及び環研水槽の換水

m に薄切りにし、スライドグラスに貼り付けて乾燥しには、脱塩素した水道水を使用した。

た後にヘマトキシンとエオシンの二重染色を施した。

飼料は茨城県北浦の養魚場で使用されているものと顕微鏡で精巣組織を観察し、生殖細胞の発達状況及び同じコイ育成用の配合飼料（中部飼料㈱製しらほ 2 号、構造、組織の変性、精巣卵の有無等を記録した。

成分：粗タンパク質 34.0 ％以上、粗脂肪 3.0 ％以上、粗繊維 4.0 ％以下、粗灰分 15.0 ％以下）で、Ａ水槽及東京都環境科学研究所年報 2005─ 169 ─びＣ水槽では自動給餌器により 1 日 2 回、環研水槽でにし、スライドグラスに貼り付けて乾燥した後にヘマは試験魚の摂餌行動を観察しながら 1 日 0 〜 2 回、そトキシンとエオシンの二重染色を施した。顕微鏡で生れぞれ適量を与えた。また、試験魚と同じ養魚場（茨殖腺組織を観察し、生殖細胞の発達状況及び構造、組城県北浦）で同じ時期に孵化したコイの稚魚 22 尾（以織の変性、精巣卵の有無等を記録した。

下、北浦産）及び大阪府の養魚場で養殖されたコイの(3)稚魚 26 尾（以下、大阪府産）を入手し、比較対照群

水質分析

Ａ水槽及びＣ水槽、神田川の表層水、落合処理場のとして測定及び分析に用いた。

放流水及び塩素滅菌前の処理水を採水し、エストロゲ

ウン及び BOD、COD、窒素、リン等の一般項目につい計測及び採血方法
曝露試験終了後（北浦産及び大阪府産は入手後）、試ての分析を行った。採水は原則的に月 1 回行い、曝露

験魚の全長及び体長、体重を測定し、外観異常の有無

試験期間中は試験水を採水するごとに行った。落合処を記録した。また、尾部血管から注射器を用いて採血

理場の放流水の採水については、試験期間中では場内し、10 裨容量の血漿分離用スピッツ管に入れ、ビテロで行ったが、試験期間外は場外の放流口（暗渠出口）ゲニン濃度測定用の試料とした。採血後の魚類及び血から行った。採水はステンレス製バケツで行い、ポリ液試料は、保冷しながら実験室に搬入した。血液試料

エチレン製 1 褄びんを用いて保冷しながら運搬した。

は採血後 8 時間以内に遠心分離（4 ℃、3,000rpm ×

エストロゲンの分析については、既報 3）の図 1 で示し20 分）し、血漿を分離した。血漿は 0.5 裨容量のマイたフローに従って試料の濃縮を行った。その後、日本

クロチューブに分注後、直ちに−35 ℃の冷凍庫に収納

エンバイロケミカルズ㈱製の ELISA キットを用いて、し、ビテロゲニン濃度の測定に供するまで凍結保存しエストロン及び 17 β-エストラジオールの分析を行った。

た。一部の試料については、外部委託により LC-エMS/MS 法でエストロン及び 17 β-エストラジオール、ビテロゲニンの測定
ビテロゲニン濃度の測定は、コスモ・バイオ㈱製のエストリオール、エチニルエストラジオールの分析を「ビテロジェニン SRID プレートキット（コイ科）」及行った。また、一般項目ついては工場排水試験方法 JIS-び㈱トランスジェニック製の「コイビテロジェニン

K0102 に従って分析し、窒素及びリンの分析にはオーELISA キット」を用いた。試料は SRID キット（検出トアナライザー（BRAN LUEBBE 製 TRAACS800）

下限 9.8 μg/裨）で高濃度のスクリーニングを行い、を用いた。

同キットで検出されなかった試料については検出感度の高い ELISA キット（検出下限 39ng/裨）を用いて3再度測定した。

(1)

オ

結果
メダカの曝露試験

2004 年 6 月 17 日から 7 月 20 日までの 33 日間曝雌雄の判定及び生殖腺の観察
試験魚の解剖を行い、生殖腺の外観観察により雌雄露した結果を表 1 の上段に、2004 年 8 月 25 日からの判定及び生殖腺の状態を記録した。外観観察から雌9 月 24 日までの 30 日間曝露した結果を中段に、2005雄の判定が明確でない個体については、顕微鏡を用い

年 1 月 19 日から 2 月 18 日までの 30 日間曝露した結た組織学的な観察から雌雄を判定した。生殖腺は全体

果を下段に示す。

を摘出後、付着している脂肪組織等を取り除き、重量対照区の pH は 6.8 〜 8.2（平均 7.4）、陽性対照区を測定した。また、生殖腺の外観を写真撮影して記録は 6.9 〜 8.3（平均 7.5）、下水処理水区は 6.1 〜 7.8した。

（平均 7.1）、河川水区は 7.0 〜 8.7（平均 7.3）であっ摘出した生殖腺が小さい場合は全組織を採取し、大た。また、対照区の DO は 2.3 〜 8.6 褂/褄（平均 7.0

きい場合には厚さ 5 〜 10 ㎜程度に横断した組織片を褂/褄）、陽性対照区は 1.8 〜 8.5 褂/褄（平均 6.5 褂/複数個採取した。これらの組織標本用試料をブアン氏褄）、下水処理水区は 2.2 〜 11.0 褂/褄（平均 7.2 褂/固定液に漬け込み、その後 70 ％エタノールに入れ替褄）、河川水区は 2.0 〜 10.8 褂/褄（平均 7.3 褂/褄）えて保存した。組織標本用試料は、常法に従って脱水であった。換水直前の DO が 4 褂/褄以下になることしパラフィンで包埋した。これを厚さ 7 μm に薄切りが対照区で 1 日、陽性対照区で 22 日、下水処理水区

東京都環境科学研究所年報 2005─ 170 ─
表1メダカ曝露試験の結果

で 7 日、河川水区で 4 日あったが、試験魚の行動その他に異常は認められなかった。DO 低下の原因として給餌過多が考えられたため、給餌量を減らして対処した。
夏季 1 回目の曝露試験中、下水処理水区の試験魚 1尾が死亡した。死亡した個体は曝露開始 18 日目から尾鰭の損傷が進行し、22 日目で死亡した。異常が認められた時期の水温、pH、DO はそれぞれ良好であり、他の試験魚の行動その他に異常は認められなかったことから、下水処理水による曝露が死亡の直接的な原因である可能性は極めて低いと思われる。また、夏季 2回目及び冬季の曝露試験では死亡は見られず、試験開始から終了まで全個体が生存した。
試験魚の生殖腺を顕微鏡で観察した結果、陽性対照区の夏季 1 回目で 10 尾中 6 尾、夏季 2 回目で 10 尾

写真 3

正常な精巣組織（顕微鏡倍率 400 倍）

写真 4

精巣卵（顕微鏡倍率 100 倍）

陽性対照区 体長 28 ㎜、体重 0.22 ｇ
発達途中の精巣卵（円内の紫色に縁取られた細胞）が多数見られる

写真 5

対照区 体長 33 ㎜、体重 0.37 ｇ
精巣組織全体にわたって、活発な精子形成が見られる

東京都環境科学研究所年報 2005

精巣卵（顕微鏡倍率 400 倍）

下水処理水区 体長 29 ㎜、体重 0.25 ｇ
大きく発達した精巣卵

─ 171 ─
中 10 尾、冬季で 10 尾中 3 尾に精巣卵が認められた。

(2)

コイの曝露試験

また、夏季 2 回目の下水処理水区では、10 尾中 1 尾

ア試験魚の計測に精巣卵が認められた。精巣卵が確認された 20 尾以試験魚の全長及び体重、生殖腺重量等の測定結果を外の試験魚については、生殖腺組織の異常は認められ表 2 及び表 3 に示す。魚体の外観観察では環研水槽のなかった（写真 3 〜 5）。

雌 1 尾に尾部が湾曲する変形が見られたが、その他の個体に異常は認められなかった。試験魚の雄と雌との表2

雄魚の魚体計測とビテロゲニンの測定

東京都環境科学研究所年報 2005─ 172 ─
表3雌魚の魚体計測

Ａ水槽では 17 尾中 12 尾、Ｃ水槽では 6 尾中 6 尾、環研水槽では 7 尾中 7 尾にビテロゲニンが検出された。
表中の検体番号 A-24 、A-27 及び北-4、北-8、北-13、
北-14 は ELISA 法での検出下限（39ng/裨）以下のビテロゲニン濃度ではあったが、全く検出されなかった個体と区別するために測定値を示した。雄魚のビテロゲニン濃度はＣ水槽及び環研水槽で高い傾向が見られ、Ｃ水槽では 54 〜 1,432 μg/裨、環研水槽では 96〜 723 μg/裨であった。一方、大阪府産では雌雄ともにビテロゲニンが検出されなかった。一般的に雄コイは満 2 年、雌コイは満 3 年で成熟する 5）が、大阪府産
は孵化後約 2 年であった。大阪府産は雌雄ともに成熟比率は、Ａ水槽 1 ： 1.1、Ｃ水槽 1 ： 1.5、環研水槽していないため、ビテロゲニンが検出されなかったも

1 ： 1.1、北浦産 1 ： 0.8、大阪府産 1 ： 2.7 であっのと思われる。

た。北浦産以外は雌の方が多く、特に大阪府産では 3ウ生殖腺の観察倍近くも雌が多かった。大阪府産は、同じ飼育群の中既報 1）の判定基準を用いて、生殖腺の外観及び組織でも比較的大きな個体を選別して入手した。コイでは学的な観察を行った。外観観察では、生殖腺全体が極雄魚よりも雌魚の方が成長が早いことが知られており、端に小さい個体（Ｃ水槽・雌）と片側の生殖腺が欠損

結果的に大きな個体を選別したことにより雌魚が多くしている個体（大阪府産・雌）がそれぞれ 1 尾ずつ認なったと考えられる。

められたが、既報 1, 4）で報告されたような著しい異常はイ認められなかった。その他の試験魚については、外観ビテロゲニンの測定
雄魚の血中ビテロゲニン濃度の測定結果を表 2 に示的な異常は認められなかった。また、他の試験群と比較すると大阪府産の生殖腺は小さかった。前述したとす。
表4

エストロゲンと一般項目の水質分析結果

東京都環境科学研究所年報 2005─ 173 ─
おり、大阪府産は雌雄ともに成熟していないため、生殖腺も小さかったのだと思われる。

として考えられている 8）。
今回のメダカ曝露試験では稚魚よりも感受性の低い

組織学的な観察では、雌雄ともに既報 1, 4）で報告されと思われる成魚を使用したが、陽性対照区では 30 尾たような生殖腺の組織異常は認められなかった。

中 19 尾で精巣卵が認められた。しかし、下水処理水(3)

区では 30 尾中 1 尾、河川水区では 30 尾中 0 尾とい

水質分析

エストロゲン及び一般項目の測定結果を表 4 に示す。

う結果であった。コイ曝露試験では、河川水に曝露しまた、一般項目については、2004 年 4 月から 2005

たＡ水槽の雄魚 17 尾全てに精巣卵等の生殖腺異常は年 3 月までの平均値を表 5 に示す。表中の 2 成分のエ認められなかった。曝露に用いた試験水の E2 濃度

ストロゲン作用強度は、既報 3）の比活性値を用いて 17（ELISA 法）は、下水処理水 0.9 〜 2.2ng/褄、河川水β-エストラジオール（以下、E2）で換算した。

1.7 〜 3.4ng/褄、Ａ水槽 2.2 〜 4.0ng/褄であった。萩ELISA 法による 2 成分のエストロゲン作用強度は、野 9）は E2 によるメダカの性転換試験を実施したとこ

Ａ水槽で 5.8 〜 7.9ng/褄、Ｃ水槽で 1.4 〜 4.8ng/褄、ろ、32ng/褄では 30 ％の個体に精巣卵が確認された河川水で 4.4 〜 8.2ng/褄、落合処理場の放流水で 2.1が、10ng/褄では精巣卵が確認できなかったと報告し〜 5.7ng/褄であった。LC-MS/MS 法による同作用強ている。これらのエストロゲン濃度と精巣卵発現の関度は、Ａ水槽で 1.4 〜 3.1ng/褄、Ｃ水槽で 0.8 〜係から推測すると、現時点での落合処理場の放流水に1.0ng/褄、河川水で 1.4 〜 2.0ng/褄、落合処理場の含まれるエストロゲン濃度では、雄魚の生殖腺に精巣放流水で 0.4 〜 1.0ng/褄未満であった。また、LC-卵を発現させる可能性は低いと思われる。

MS/MS 法によるエストリオール及びエチニルエスト(2)

ラジオール濃度は、全ての試料で検出限界（0.31ng/

雄魚のビテロゲニン

ビテロゲニンとは、エストロゲンの作用により肝臓で産生される雌特有の卵黄タンパク前駆物質である。

褄）以下であった。

通常、ビテロゲニンの産生は雌に限られるが、雄にエ表5一般項目の水質分析結果（平均値）

ストロゲンを投与するとビテロゲニンが産生される。
また、環境中に存在するエストロゲン様物質によっても産生される。つまり、雄魚にビテロゲニンが検出された場合、エストロゲンやエストロゲン様物質に曝露された可能性が高いと考えられる 10-12）。今回の試験に用いた雄コイからもビテロゲニンが検出されており、特に脱塩素水で飼育した対照群（Ｃ水槽及び環研水槽）
では全ての雄魚から 30 〜 1,432 μg/裨という高濃度のビテロゲニンが検出された。
エストロゲン濃度が低い脱塩素水で飼育した対照群

4

考察(1)にビテロゲニンが検出された理由として、次の二つの精巣卵の出現ことが考えられる。一つは、同居する雌魚の影響であある時期の遺伝的な雄にエストロゲンを曝露すると、る。外観からの観察でコイの雌雄を判別することは極機能的な雌に容易に転換することが多くの魚類で知らめて難しいため、本研究では雌雄を区別することなくれている。塩田ら 6）は、孵化直後のメダカを 100ng/同居させて試験を行った。比較的狭い水槽内で雌雄を褄の E2 に 30 日間曝露することにより、遺伝的な雄を同居させた場合、雌魚から排泄された直後の高濃度の機能的な雌にほぼ完全に転換できることを明らかにしエストロゲンに雄魚が至近距離で曝露することが推測た。林ら 7）は、16ng/褄の E2 に受精卵から連続してされる。エストロゲン濃度が低い対照群の雄魚でビテ曝露することで、メダカ雄魚に精巣卵が発現することロゲニンが検出された理由として、同居する雌魚の影を明らかにした。精巣卵とは精巣の中に卵母細胞が発響を受けた可能性が考えられる。もう一つは、飼料に現する現象で、エストロゲン作用を示すパラメーター含まれる植物エストロゲンの存在である。試験魚に給東京都環境科学研究所年報 2005─ 174 ─
餌した飼料には大豆が使われているが、その大豆には験では生後 2 年 10 ヵ月程度の比較的若いコイを用い植物エストロゲンが多量に含まれている。植物エストているため、そのリスクは小さいと考えられる。また、ロゲンを含む飼料により血中のビテロゲニン濃度が高自然下でのコイは、餌料となる底生動物等を砂泥ととい値を示すことが予測される 12）が、原ら 11）の実験でもに摂餌している。砂泥中に蓄積された化学物質を餌も対照群とした雄コイにビテロゲニンが検出され、飼料とともに取り込むことで、病気等を発症する可能性料中の植物エストロゲンの影響と結論付けている。こがあることも考えられる。今回の試験で雄魚の生殖腺

れらと同様に、今回の試験でも飼料中の植物エストロに異常が生じなかったのは、年齢及び生息環境、飼料ゲンが関与している可能性が考えられる。しかし、Ｃ等の条件が良好であったことが考えられる。これらの水槽等と共通の飼料を給餌した北浦産・雄コイのビテ生殖腺異常の原因を明らかにするためには、今後さらロゲニン濃度は 0.025 〜 0.524 μg/裨で、Ｃ水槽等となる調査研究が必要である。

比較すると極めて低い濃度であった。共通の飼料を給餌したにもかかわらずビテロゲニン濃度に大きな差異

5

おわりにが現れたのは、植物エストロゲンの関与よりも飼育環魚類における内分泌かく乱作用を評価する場合、境の影響の方が大きいことを示唆している。植物エスOECD のガイドラインでは①全体的な形態観察（生殖トロゲンの関与がないとは言えないが、北浦産との比腺指数と第二次性徴の消長を含む）及び②ビテロゲニ

較から判断するとその影響はさほど大きいとは言えなン濃度の測定、③生殖腺の組織観察の 3 点を必須の評い。すなわち、脱塩素水で飼育した対照群（Ｃ水槽及価基準として位置付けている 7）。そして、生殖腺の組び環研水槽）で高濃度のビテロゲニンが検出されたの

織観察の中でも、特に精巣での卵母細胞（精巣卵）のは、同居する雌魚からの影響を受けたことが最大の要発現が重要である 14）と考えられている。

因だと推定される。なお、最近の研究結果では、成熟内分泌かく乱化学物質と魚類の生殖腺異常との関係して繁殖期を迎えた雄コイのビテロゲニン濃度が上昇は、未だ解明されていない部分も多い。魚類におけるすることが知られており、あるレベルまでの上昇は異内分泌かく乱作用を正しく評価するためには魚類の生常ではないのかもしれないとの報告 12）もある。エス

理機構に関する研究や野外での実態調査等を今後も継トロゲン様物質の曝露指標としてビテロゲニン濃度を続して行い、さらなる知見の集積を進めていく必要が用いる場合には、以上のことを考慮する必要がある。

あると思われる。

植物エストロゲンの関与や雌魚の影響等と同様に、魚類の生理機構を再検証することは今後の検討課題でもある。
(3)

引用文献
1）和波一夫ら：多摩川等の環境ホルモン問題に関する雄魚の生殖腺異常研究（その 8）、東京都環境科学研究所年報、45-55、1998 年度から 99 年度に神田川で採補したコイの精（2002）

巣を観察したところ、調査した雄魚（70 尾）の 17 ％2）和波一夫ら：多摩川等の環境ホルモン問題に関する（12 尾）に異常が認められた 1）。しかし、今回の試験研究（その 10）、東京都環境科学研究所年報、66-

では精巣異常のある個体は認められなかった。国土交

74、（2002）

通省 13）の調査では、1998 年から 2001 年の 4 年間に3）嶋津暉之ら：多摩川等の環境ホルモン問題に関する全国で採補した 346 尾の雄コイを観察したところ、精研究（その 3）、東京都環境科学研究所年報、165-

巣に異常がある個体は 12 ％（41 尾）という結果であ175、（2000）った。水中の内分泌かく乱化学物質の測定結果とこれ

4）宮下雄博ら：多摩川等の環境ホルモン問題に関するらの結果を検討したところ、精巣に異常を生じさせた研究（その 9）、東京都環境科学研究所年報、56-65、原因は不明としながらも、内分泌かく乱化学物質の影（2000）

響以外にも生息環境や加齢に伴う老化等も原因として

5）細谷和海：コイ、日本の淡水魚、334-338、山と考えられると指摘している。一般的に生物は加齢に伴って病気等が発症する可能性が増大するが、今回の試

渓谷社、（1998）6）塩田勉ら：メダカ FLF 系統の雌化に及ぼす 17 β

東京都環境科学研究所年報 2005─ 175 ─
エストラジオールの暴露時期及び期間の影響、東京
都環境科学研究所年報、108-111、（2001）
7）林彬勒ら：メダカ（Oryzias latipes）精巣卵の定量的検出のための新手法（小片化法）、水環境学会
誌,26（11）、725-730、（2003）
8）環境省：魚類を用いた生態系への内分泌攪乱作用に関する試験結果について（案）、（2002）
9）萩野哲：メダカ性転換試験法、生態影響試験ハンド
ブック、221-227、朝倉書店、（2003）
10）原彰彦：魚の血液で環境ホルモン汚染をみる、科学、68(7)、591-597、（1998）
11）原彰彦：内分泌攪乱物質の生態影響,廃棄物学会
誌,10(4)、278-287（1999）12）川合真一郎：内分泌活性物質の生態影響,季刊化学総説、（50）、32-54、学会出版センター、（2001）
13）国土交通省・河川局：平成 13 年度水環境における内分泌攪乱物質に関する実態調査結果、（2002）
14）大嶋雄治ら：内分泌攪乱試験法、生態影響試験ハンドブック、207-220、朝倉書店、（2003）

東京都環境科学研究所年報 2005