Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
(Whatman,GF/B)でろ過したこと以外は1.1の底質と同様の前処理を行い、LC/MS/MSで分析を行った。

### 1.3 有機炭素-水分配係数 (Koc) の算出

試料は、瀬戸内海の播磨灘沖から採取したシルト状の底質を用いた。採取した底質は、乾燥させたのち乳棒で軽く粉砕し2 mm未満とした。250 mLのポリプロピレン製容器に精製水20 mLに対してPFCs(PFPeA,PFHxA,PFHpA,PFOA,PFNA,PFDA,PFOS)を0.5 μg,1.4 μg,4 μg,12 μg(水中濃度:25 ng/mL,70 ng/mL,200 ng/mL,600 ng/mL)添加した。その際、PFCs溶液は化合物ごとに別々の容器で調整を行った。このPFCs溶液に底質を0.5g〜7g(25g〜350g solid/L H₂O)加え、各容器を室温(25℃)で振とう器(80 rpm)によって24時間振とうさせた。振とう後、孔径1.0 μmのシリンジフィルター(Whatman社製,GF/B)でろ過を行った。そのろ液を100 μL分取し、メタノールを加え1 mLの試料溶液とした。試料溶液に白濁が見られる際は、シリンジフィルターにより再度ろ過を行った。試料溶液の分析は、LC/MS/MSで行った。また、1%,3%塩化ナトリウム水溶液、および塩酸または水酸化ナトリウムを用いてpH 3,11に調製した水溶液にPFCsを添加して同様の吸着平衡実験を行った。その際のPFCsの添加量は4 μgとした。

#### 2. PFCs が吸着された活性炭再生処理工程における PFCs 挙動及びマスバランスの解明 2.1 活性炭中の PFCs の分析方法の検討と実試料の分析

## 1 ）对象化合物与分析方法

炭素鎖 C5-10、12、14 の perfluorocarboxylic acids (PFCAs)、および炭素鎖 C4、8 の perfluoroalkyl sulfonates (PFASs) を対象に分析法の検討を行った。PFCs の分析は、LC/MS/MS で行った。

## 2 ）分析法検討用の活性炭試料の作成

ポリプロピレン製の試料瓶に、精製水100mLを注ぎ、各PFCsを100ng添加した。試料溶液を攪拌した後、活性炭(Filtrasorb300、カルゴンカーボンジャパン社製、粒状活性炭(GAC))1gを添加し、24時間振とうさせた。振とう後、アスピレーターを用いて、水相をろ過し、ろ液にMPFAC-MXA(Wellington社製)をサロゲートとして添加し、ギ酸を10μL加えた。その溶液を固相抽出カートリッジ(Wako社製、Presep PFC-II)に10mL/minで通液させた。通液後、ろ液が入っていた試料瓶を0.1%アンモニア/メタノール溶液5mLで洗いこみ、その洗いこみ液を固相カートリッジからの溶出液に用いた。溶出液を窒素噴きつけで1mLに濃縮し、LC/MS/MSで分析を行い、活性炭へのPFCsの吸着量を評価した。

## 3 ）抽出法の比較検討

2)の活性炭とろ過残渣を対象に抽出方法の検討を行った。

## 7 ）高速溶媒抽出

PFCs の抽出は、高速溶媒抽出装置 (ASE) および超音波抽出を用いた。活性炭およびろ過残渣を 22mL の ASE 用セルに詰めた後、ASE (DIONEX 社製、ASE-200) にセットした。抽出溶媒にはメタノールを用いた。抽出液は、窒素噴きつけで 1mL に濃縮した後、シリンジフィルター (Whatman 社製、GF/B、13mm) でろ過した。ろ液に内部標準として MPFAC-MXA 添加し、LC/MS/MS で分析した。

## 1 ）超音波抽出

活性炭およびろ過残渣を試験管に詰め、メタノール10mLを加えた後、10分間超音波抽出を行った。超音波抽出機にはエスエヌディ社製US-5（高周波出力300w、発振周波数38kHz）を用いた。抽出液を新たな容器に移し替えた後、再度メタノール10mLを加えて、同様の抽出操作を3回行った。抽出液を窒素噴きつけ濃縮で1mL程度まで濃縮し、シリンジフィルターでろ過した。ろ液に内部標準としてMPFAC-MXA添加し、
LC/MS/MS で分析した。

## 4 ）抽出溶媒の比較検討

PFCs の抽出に ASE を用い、抽出溶媒はメタノール、アセトン、アセトニトリル、tert-ブチルメチルエーテルを用いた。抽出液を窒素噴きつけで 2mL 程度に濃縮し、精製水 100mL で希釈した。希釈液は 2.1 2) のろ液中の PFCs の分析法と同様の方法で前処理を行い、LC/MS/MS で分析した。

## 5 ）添加回收試験

添加回収試験として、2.12)と同様の方法でPFCs吸着活性炭を調整し、その試料を対象として、PFCsの分析を行なった。抽出溶媒はアセトンとし、ASEを用いて抽出を行った。抽出液については2.14)と同様の方法で前処理を行い、LC/MS/MSで分析した。繰り返し回数は5回とした。

## 6 ）実試料の分析

事業所 (最終処分場) の排水処理で用いられている粒状活性炭を対象に分析を行った。交換時期が異なる 3 時期分の使用済み炭および再生炭を分析試料とした。加えて、事業所で用いられている活性炭と同種の新炭を分析試料とした。抽出には ASE を使用し、抽出溶媒はアセトンを用いた。抽出液は、窒素吹き付けで 2mL 程度に濃縮後、メタノールで 10mL に定容した。定容した溶液から、200μL 分取し、精製水 100mL で希釈した。希釈液は、2.12)のろ液中の PFCs の分析法と同様の方法で前処理を行い、LC/MS/MS で分析した。

### 2.2 活性炭中の PFOA の加熱時の挙動

## 1 ) 試料の作成

活性炭は Filtrasorb300（カルゴンカーボンジャパン社製、粒状活性(GAC)）を用いた。活性炭は、使用前に精製水で2回洗浄した。ポリプロピレン製の試料瓶に、精製水5mLとPFOA標準溶液(1g/L)5mLを添加した。その溶液に、精製水で洗浄した活性炭を0.1g添加した。その後、振とう機を用いて試料瓶を24時間振とうさせた。振とう後、水相を除去し、活性炭を風乾させ加熱実験用の試料とした。

## 2 ）加熱実験装置と実験操作

加熱実験装置の概略図を図4.1に示す。窒素と酸素の混合ガス( $ N_{2} $ :79%、 $ O_{2} $ :21%)をガスバッグにつめ、エアーポンプ（イワキ社製、APN-085V-1）で吸出し、実験装置のキャリアーガスとした。キャリアーガスの流量は、500mL/minになるようにフローメーターで調整した。35% $ H_{2}O_{2} $ 水溶液を精製水で1%の濃度となるように希釈し、インピンジャーに注いだ。溶液量は50mLとした。インピンジャー中の1% $ H_{2}O_{2} $ 水溶液にキャリアーガスを通気させ、試料の加熱に伴って生じたフッ化物イオン、および揮発した

図 4.1 実験装置概略図
PFCAs の捕集を行った。なお、加熱実験中、インピンジャーは氷冷水で冷却した。インピンジャー管の後段に、テナックス TA(supelco 社製)を充填したトラップ管と、スCarboxen-569(supelco 社製)を充填したトラップ管を設置し、揮発成分の捕集を行った。

PFOA 原体の加熱実験では、約 10mg をセラミックボート上で予め秤量し、石英管内に差し入れ、設定温度で 20 分加熱した。設定温度は $ 150^{\circ}C $ 、 $ 300^{\circ}C $ 、 $ 500^{\circ}C $ 、 $ 700^{\circ}C $ 、および $ 900^{\circ}C $ とした。加熱実験後の試料は、セラミックボートごと石英管から取り出し、デシケーター中で放冷後、再度秤量した。実験後、インピンジャー中の $ 1\% H_{2}O_{2} $ 水溶液はガラス製のメスフラスコに移し変えた。さらに、3 段あるインピンジャーの内壁と石英管のガス出口部分の内壁を精製水で洗浄し、 $ H_{2}O_{2} $ 水溶液に加えた。その後、 $ H_{2}O_{2} $ 水溶液に精製水を加えて 100mL に定容し、イオンクロマトグラフ(IC)および LC/MS/MS 用の試料液とした。

活性炭試料の場合、2.21)で作成した試料約0.1gをセラミックボート上で予め秤量し、石英管内に差し入れた。後の操作はPFOA原体加熱実験と同様である。設定温度は150℃、300℃、400℃、500℃、600℃、700℃、および900℃とした。

## 3 ) 試料の分析

$ H_{2}O_{2} $ 試料液は、約 2mL 分取し、Agilent 社製ボンドエルート C18 (樹脂充填量 500mg、カラムサイズ 3mL) に通液させ、クリーンアップを行った。クリーンアップを行った溶液をシリンジフィルター(ADVANTEC 社製、PTFE、穴径 0.45μm)でろ過し、IC でフッ化物イオンの分析を行った。

$ H_{2}O_{2} $ 試料液を $ 100\mu L $ 分取し、メタノールで 100 倍に希釈（PFCAs が高濃度の場合は 1000 倍）した。希釈液 1mL に内部標準として $ {}^{13}C_{8}PFOA $ を 1ng 添加し、LC/MS/MS で PFCAs の分析を行った。

放冷後の活性炭試料は、ASEを用いて、PFCAsの抽出を行った。試料をASE用の11mLバイアルに移し変えた後、抽出した。溶媒はアセトンを用いた。抽出液は窒素吹き付けで濃縮後、メタノールを加えて転溶したのち、10mLに定容した。定容した溶液を更にメタノールで1000倍（PFCAsが高濃度の場合は10000倍）に希釈した。希釈液1mLに内部標準として $ ^{13} $ C $ _{8} $ PFOAを1ng添加し、LC/MS/MSでPFCAs(PFBA、PFPeA、PFHxA、PFHpA、PFOA)の分析を行った。

テナックス TA および Carboxen-569 のトラップ管に捕集された成分は、He-rfBD-AES $ ^{7)} $ を用いて、分析を行った。充填管にニクロム線を巻きつけ加熱し、キャリアーガスを通気させ、捕集成分を検出部（バリヤー放電部）に導入し、フッ素量を分析した。キャリアーガスにはヘリウムを用いた。

### C. 研究結果と考察

### 1. 最終処分場内の PFCs の挙動解明

### 1.1 最終処分場実態調査結果

図4.2に2010年から2012年までの底質、保有水および内水のPFCs分析結果を示す。底質試料と水質試料では，PFCsの濃度パターンに顕著な違いがあった。底質では、長鎖のPFCAsの占める割合が高く、PFDA(C10)以上のPFCAsは粒子に吸着しやすくなり、処分場内に留まりやすい傾向にあると推測される。また、底質の地点④でPFCs濃度が高く、処分場内でのホットスポットである可能性が考えられる。このことは、埋立廃棄物の中でもPFCsを多く含有するものがあると考えられる。保有水では、共通して短鎖のPFCAsの割合が高いものの、各PFCsの濃度は地点や採水年ごとに異なっていた。これは、廃棄物に囲まれた水をサンプリングしているので、サンプリング深度周辺の局所的なPFCsの濃度パターンが表れた結果と考えられる。内水では、各PFCsの濃度に地点や採水年ごとに大きな違いはなかった。このことから、処分場内水は水平方向・鉛直
図 4.2 底質、保有水および内水中の PFCs 濃度

図 4.3 活性炭処理における PFCs 除去率の変化
方向ともに分散されており、濃度は場所・深度・年に関係なくほぼ一定となっていると推測される。

また、本処分場の処理工程は、計量槽→生物処理→凝集沈殿→ろ過→活性炭処理であり、2010年に実施した各工程におけるPFCs濃度調査では、活性炭処理でPFCsの除去効果を確認できた $ ^{4} $ 。しかし、活性炭の劣化によりPFCs除去率が低下し、環境中への放出量が変化することが予想されることから、2012年では、定期的に活性炭処理前後のPFCs濃度を調査した。図4.3に活性炭への通水量に対するPFCs除去率の変化を示す。短鎖のPFCsほど除去率の低下が著しく、通水量約7万 $ m^{3} $ では炭素数7(PFHpA)以下の除去率はほぼ0％となり破過していると考えられた。また、今回の調査結果では、PFOAとTOCの除去率の低下割合が同様であった。PFCs除去率を高く保つためには、定期的な活性炭の入替が必要であると考えられる。

### 1.2 埋立廃棄物の PFCs 含有試験結果

図 4.4 に燃え殻、ばいじん、し尿、下水污泥、シュレッダーダストの PFCs 分析結果を示す。燃え殻、ばいじん、し尿、下水污泥からは定量下限値(PFCAs:0.03ug/kg、

PFASs:0.06ug/kg)以上の濃度の PFCs はほとんど検出されなかった。一方、シュレッダーダストからはほとんどの PFCs が検出され、主要な化合物は PFOA(C8)、PFNA(C9)、PFBS(C4)、PFOS(C8)であった。これらの結果から今回の調査では処分場に搬入される廃棄物の内、シュレッダーダストに PFCs が含まれていることが確認された。ただし、今回調査した埋立廃棄物は一般的なクリーンセンター等から搬入された廃棄物であるため、PFCs を使用している事業所からの廃棄物が入手可能ならば今後分析する必要があると考えられる。

図 4.4 埋立廃棄物の PFCs 濃度

### 1.3 有機炭素-水分配係数 (Koc) の算出結果

図 4.5 に各化合物の吸着等温線を示す。縦軸に底質単位質量あたりの有機フッ素化合物の吸着量 Cs(ng/g)、横軸に水中における有機フッ素化合物の平衡濃度 Cw(ng/ml)をプロットした。ここでの底質中の吸着量 Cs は，添加量と測定した水中における平衡濃度の差から算出した。水中における平衡濃度の増加に伴い底質中の吸着量も増加しており、底質と水との分配挙動を表す底質-水分配係数 Kd(mL/g)は式(1)から求めた。

$$ Kd=Cs/Cw\quad\cdot\cdot\cdot\cdot\cdot\cdot(1) $$

その際、一般的に有機化合物は底

図 4.5 吸着等温線
表 4.1 LogKoc 值

化合物名	PFPeA(C5)	PFHxA(C6)	PFHpA(C7)	PFOA(C8)	PFNA(C9)	PFDA(C10)	PFOS(C8)
Log Koc	1.9(1.5-2.2)	2.0(1.7-2.2)	2.1(1.8-2.3)	2.4(2.3-2.5)	2.8(2.8-2.8)	3.9(3.9-3.9)	3.3(3.2-3.4)

注） foc=2.11%、数值は幾何平均値、括弧内の数値は最小・最大値の範囲を示す

質中の有機炭素成分に吸着されることから、有機炭素-水分配係数 $ \mathrm{Koc(mL/g)} $ は有機炭素含有量 $ \mathrm{foc(\%)} $ を用いて式(2)で表される。

## Koc = Kd/foc×100 · · · (2)

本実験で得られた吸着パラメータから有機炭素-水分配係数 LogKoc を算出した結果を表 4.1 および図 4.6 に示す。LogKoc の値は化合物により異なり、その幾何平均値は PFPeA が 1.9 mL/g，PFHxA が 2.0 mL/g，PFHpA が 2.1 mL/g，PFOA が 2.4 mL/g，PFNA が 2.8 mL/g，PFDA が 3.9 mL/g，PFOS が 3.3 mL/g であった。LogKoc 値は炭素鎖数が長くなるほど高い値を示し，長鎖の PFCs は底質に吸着されやすいと考えられる。また、炭素鎖数に対する LogKoc 値の増加割合は、短鎖の化合物 (PFPeA, PFHxA, PFHpA) と長鎖の化合物 (PFOA, PFNA, PFDA) で異なっていた。長鎖の LogKoc 値は炭素鎖数と相関関係にあり、疎水性相互作用が支配的であると考えられた。一方、短鎖の化合物では、長鎖の相関から推測される値よりも底質に吸着されやすい結果となっていた。このことは、短鎖の化合物では、疎水性相互作用に加えて静電相互作用の寄与がある可能性が考えられる。

図 4.6 LogKoc 值 n=3

図 4.7 に 1%, 3% 塩化ナトリウム水溶液を用いた場合の LogKoc 値を示す。PFNA, PFDA および PFOS において, 3% 塩化ナトリウム水溶液を用いた場合に LogKoc 値が増加する傾向が見られた。このことは、塩析効果により PFCs の疎水性相互作用が強くなり、底質に吸着しやすくなったと考えられる。

図 4.7 NaCl 添加による LogKoc 値への影響(n=3)

図 4.8 pH による LogKoc 値への影響 (n=3)
図 4.8 に精製水の pH を 3, 11 に調整した場合の有機炭素-水分配係数 LogKoc 値を示す。化合物によっては平均値の変動が見られたが、概ね繰り返し測定の範囲内の変動であり、本実験では，pH による LogKoc 値への顕著な影響は見られなかった。

### 2. PFCs が吸着された活性炭再生処理工程における PFCs 挙動及びマスバランスの解明

### 2.1 活性炭中の PFCs の分析方法の検討結果

## 1 ）分析法検討用の活性炭試料の作成

吸着量は、化合物の添加量(100ng)から水中の残存量を引き、算出した。吸着量の平均値の範囲は、94±2.3ng (PFTeDA)～99±0.13ng(PFBS)であった。今回の吸着方法で、PFCsが安定的に活性炭に吸着されると考

## 2 ）抽出法の比較検討結果

PFCs は、活性炭へ安定的に吸着されているため、活性炭からの抽出量を分析することで抽出率を評価できると考え、抽出率は添加量に対する抽出量の割合として算出した。ASE 法と超音波抽出法の抽出率を図 4.9 に示す。超音波抽出法と比較して、ASE 法は PFCs の抽出効率が良いと考えられる。ASE は高温、高压下で抽出操作を行うことができるため、抽出効率が向上したと考えられる。

図 4.9 ASE と超音波抽出の活性炭からの PFCs 抽出率

## 3 ）抽出溶媒の比較検討結果

各溶媒の PFCs の抽出率を図 4.10 に示す。図中のグラフは平均値、バーは最大値および最小値を示している。比較した溶媒の中で、アセトンは PFCs の抽出率が比較的高かった(46～79%)。メタノールの場合、PFPeA～PFOA の PFCAs、PFBSs の抽出率は、アセトンと同程度であった。しかし、メタノールの PFTeDA の抽出率は、アセトンの抽出率より顕著に低かった。アセトニトリルおよび tert-ブチルメチルエーテルは、全ての PFCs の抽出率が低かった。

アセトンとメタノールの PFCs の抽出率の違いは、化合物と溶媒の親和性が影響していると考えられる。アセトニトリルおよび tert-ブチルメチルエーテルの抽出率が低かった原因は、試料の水分による影響、PFCs との親和性等様々なことが考えられる。アセ

図 4.10 抽出溶媒の比較n=3
トニトリルおよび tert-ブチルメチルエーテルの抽出率が低い原因について解明するためには、更なる検討が必要である。

## 4 ）添加回收試験結果

回収率の平均値の範囲は $ 48 \pm 4.4\% $ (PFTeDA)～ $ 80 \pm 6.2\% $ (PFNA) であった。またサロゲートの回収率は $ 56 \pm 4.1\% \sim 84 \pm 15\% $ であった。PFTeDA の回収率が 5 割を下回ったが、回収率は安定していた。ASE を使用し、抽出溶媒にアセトンを用いる抽出法は、活性炭中の PFCs の抽出に適用できるものと考えられる。

## 5 ）実試料の分析結果

PFCs の分析結果を図 4.11 に示す。対象とした PFCs 濃度を総和し示している。図中の New GAC は新炭、Regeneration GAC は再生炭、Used GAC は使用済み炭を示す。また、#数字は活性炭入れ替え時期の異なる試料を番号付けしたものである。Regeneration GAC #3 は、Used GAC #2 を再生処理したものである。

PFCs 濃度を比較すると、再生処理後に99.9%以上減少していた。再生処理を行う場合、事業所が使用した活性炭は、再生処理業者に搬入され、加熱再生処理が行われる。再生処理後の活性炭は、処理過程で減量した分(8%～15%)の新炭を追加する $ ^{1} $ 。対象とした活性炭の再生処理は、単一の事業所の活性炭毎に行っており、別事業所で使用された活性炭が混入することはない。従って、再生処理工程中で活性炭中のPFCsが変化、もしくは脱離している可能性が考えられる。

図 4.11 実試料中の PFCs 濃度

### 2.2 活性炭中の PFOA の加熱時の挙動実験結果

## 1 ） PF0A 原体の加熱時の挙動

全温度で PFOA 原体はセラミックボート上から完全に揮発していた。

$ H_{2}O_{2} $ 試料液から検出されたフッ化物イオン量、PFCAs 量(検出された化合物のみ)、およびテナックス TA と Carboxen-569 から検出されたフッ素量を図 4.12 に示す。PFCAs は分析値から、フッ素量に換算して図中に示している。

500℃からフッ化物イオンが $ H_{2}O_{2} $ 試料液から検出された。500℃付近では、PFOAの燃焼分解反応が生じ、ペルフルオロアルキル基からフッ素が脱離したと考えられる。700℃および900℃では、投入したPFOA原体中のフッ素量(6.9mg)とフッ化物イオンとしての回収量から、回収率は9割程度であり、PFOAのほとんどが脱フッ素化していると考えられる。

テナックス TA と Carboxen-569 から、有機フッ素系の化合物に由来するフッ素が検出された。検出されたフッ素量の範囲は、テナックス TA で <1μg～1.3μg(700℃)、Carboxen-569 で <1μg～170μg(500℃) であった。なお、150℃および300℃では、テナック

図 4.12 PFOA 原体加熱時の形態 毎のフッ素量
クス TA および Carboxen-569 ともに <1μg 以下であった。He-rfBD-AES は有機ハロゲンを元素別に分析・定量する装置であり、排ガス中の中一低揮発性有機塩素系および臭素系の化合物の包括的な分析等に応用されている $ ^{8)} $ 。従って、テナックス TA および Carboxen-569 に吸着された有機フッ素系の化合物について、構造を問わず、フッ素量の定量が可能である。500～900℃では PFOA が燃焼分解することで、揮発性を持つ何らかの有機フッ素系の化合物が生成したと考えられる。

500℃でフッ素の収支が取れなかった理由として、今回の実験条件では十分な燃焼分解反応が生じる温度ではなかったため、分析対象以外の化合物に変化したことや、テナックス TA および Carboxen-569 で捕集し切れなかった揮発性の高いフッ素化合物が生成したことが考えられる。

## 2 ）活性炭に吸着された PFOA の加熱時の挙動

図 4.13 に PFOA を吸着させた活性炭を各温度で加熱した時の活性炭中に残存したPFCAs 量、 $ H_{2}O_{2} $ 試料液から検出されたフッ化物イオン量、および $ H_{2}O_{2} $ 試料液から検出されたPFACs 量を示す。PFCAs は分析値から、フッ素量に換算して図中に示している。また、PFCAs のフッ素量は総和して表示している。なお、テナックス TA およびCarboxen-569 をHe-rfBD-AES で分析した結果、フッ素量は全試料とも検出下限未満(<1μg)であった。PFOA 原体を加熱した時と比べて、活性炭に吸着されたPFOA を加熱した場合は、テナックス TA およびCarboxen-569 で捕集される揮発性の高い有機フッ素系の化合物の生成が抑えられたと考えられる。150℃および300℃でフッ化物イオンの生成を確認した。PFOA 原体を加熱した時と異なり、150℃および300℃でPFOA の分解反応が生じていることが裏付けられた。また、500℃付近まで電気炉の温度の上昇に比例し、 $ H_{2}O_{2} $ 試料液で検出されたフッ化物イオン量が増加している。

活性炭中の PFOA 量を 5mg として、フッ素量に換算すると、約 3.4mg のフッ素が投入されたことになる。150℃を除くとフッ素の回収率は 3～6 割程度であり、PFOA 原体を加熱した場合と比べて、フッ素の収支が取れていない。PFOA より炭素鎖の短い PFCAs が活性炭や $ H_{2}O_{2} $ 試料液から検出されたことを考えると、分析対象外の C4 未満の PFCAs が生成し、活性炭に残存した可能性や $ H_{2}O_{2} $ 試料液に捕集された可能性も考えられる。ただし、900℃でもフッ素の回収率は 5 割程度であるので、PFCAs やフッ化物イオン以外の分解物が生成していることも考えられる。分解生成物について更なる検証が必要である。

図4.13 活性炭に吸着されたPFOAの加熱時の形態毎のフッ素量(GAC:粒状活性炭)

### D. 結論

### 1. 最終処分場内の PFCs の挙動解明

・実態調査結果から底質では、PFDA(C10)以上の PFCAs は処分場内に留まりやすい傾向にあると考えられる。

・処理工程では、活性炭処理において PFCs の除去効果が確認されたが、活性炭の劣化とともに短鎖の PFCs 除去率の低下が著しく、PFCs 除去率を高く保つためには、定期的な活性炭の入替が必要であると考えられる。

・埋立廃棄物のうち、燃え殻、ばいじん、し尿、下水汚泥、シュレッダーダストのPFCs
含有試験を行ったところ、シュレッダーダストから PFCs が検出された。

・有機炭素-水分配係数 LogKoc を算出したところ、LogKoc 値は炭素鎖数が長くなるほど高い値を示した。3%塩化ナトリウム水溶液を用いた場合に長鎖の PFCs の LogKoc 値が増加する傾向にあり、塩析効果により疎水性相互作用が強くなったものと考えられる。

### 2. PFCs が吸着された活性炭再生処理工程における PFCs 挙動及びマスバランスの解明

・アセトンを抽出溶媒に使用し、高速溶媒抽出（ASE）を用いた方法がPFCsの抽出に適していることが分かった。

・使用済み炭、再生処理炭、および新炭である。その結果，再生炭中のPFCs濃度は，使用済み炭と比較して、99.9%以上減少していることを確認した。再生処理工程で活性炭中のPFCsが変化、もしくは脱離していることが示唆された。

・PFOA 原体を加熱した場合、150℃および300℃では揮発した。また、500℃でPFOA の分解生成物と考えられるフッ化物イオンの生成を確認した。

・活性炭に吸着された PFOA を加熱した場合、150℃では PFOA はほとんど揮発せず、150℃および300℃でフッ化物イオンの生成を確認した。活性炭が PFOA の揮発を抑制するとともに、燃焼分解反応を促進させることが示唆された。

これらのことから、活性炭の再生処理工程で、PFCsが分解されている可能性が十分に考えられる。ただし、加熱実験では窒素と酸素の混合ガスとしたため、賦活ガスを用いた場合のPFCsの加熱時の挙動についても知見を収集していく必要がある。また、実際の再生処理現場での調査も必要となるであろう。

### E. 引用文献

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6) 環境省環境安全課,(2003)，化学物質と環境・平成14年度化学物質分析法開発調査報告書,1-11.

7) 渡辺信久, Buscher W., Boehm G., (2001), バリヤー放電ラジオ波ヘリウムプラズマ発光法によるフッ素, 塩素, 臭素及びヨウ素の定量. 分析化学, 50(3), 163-167.

8) 川本克也, 依田育子, (2008), ガス中有機性ハロゲン量測定方法と焼却排ガスモニタリングへの応用. 環境化学, 18(2), 205-217.

### F. 研究発表

### 1. 論文発表

1) 竹峰秀祐, 高田光康, 山本勝也, 松村千里, 藤森一男, 渡辺信久, 中野武, 近藤明, (2013), 粒状活性炭中の有機フッ素化合物の分析. 環境化学, 23(1), 55-60.

2) 竹峰秀祐, 高田光康, 山本周作, 渡辺信久, 松村千里, 藤井滋穂, 田中周平, 近藤明, (2013), 粒状活性炭に吸着されたぺルフルオロオクタン酸の加熱時の挙動. 分析化
学, 62(2), 107-113.

3) Takemine S., Matsumura C., Yamamoto K., Suzuki M., Tsurukawa M., Imaishi H., Nakano T., Kondo A., The Flow of Perfluorinated Compounds from Rivers and Their Influence on Coastal Seas in Japan. Environmental Pollution [投稿中]

### 2. 学会・シンポジウム発表

1）松村千里, (2010), 有機フッ素化合物の最終処分場における環境流出挙動の解明と対策技術に関する研究. 平成 22 年度全国環境研協議会廃棄物資源循環学会併設研究発表会, 金沢市.

2）竹峰秀祐，山本勝也，高田光康，松村千里，渡邊信久，英保次郎，中野武，(2011)，管理型最終処分場における有機フッ素化合物の挙動について．第20回環境化学討論会，熊本市.

3) Takemine S, Matsumura C, Katsuya Y, Tsurukawa M, Haga Y, Eiho J, Nakano T, (2011), Investigation of Perfluorinated Compounds in Final Landfill Site. 31st International Symposium on Halogenated Persistent Organic Pollutants, Brussels, Belgium.

4）竹峰秀祐，山本勝也，松村千里，英保次郎，高田光康，渡邊信久，中野武，(2011)，活性炭に吸着された有機フッ素化合物の分析法の検討. 第14回日本水環境学会シンポジウム，仙台市.

5) 竹峰秀祐，山本勝也，松村千里，藤森一男，高田光康，渡邊信久，中野武，近藤明，(2012)，活性炭中のPFCsの分析方法の検討. 第21回環境化学討論会，松山市.

6）山本勝也, 竹峰秀祐, 松村千里, 英保次郎, 高田光康, 渡邊信久, 中野武, (2011), 管理型最終処分場の有機フッ素化合物の調査. 第14回日本水環境学会シンポジウム, 仙台市.

7) 山本勝也, 竹峰秀祐, 松村千里, 英保次郎, 高田光康, 渡邊信久, 中野 武, (2011), 管理型最終処分場の有機フッ素化合物の同族体毎の挙動と分布傾向. 第 38 回環境保全・公害防止研究発表会, 青森市.

8) 杉浦誠一, 山本勝也, 竹峰秀祐, 松村千里, 藤森一男, 高田光康, 渡邊信久, 中野武, 熊谷哲, (2012), 廃棄物試料中のPFCsの分析方法の検討. 第21回環境化学討論会, 松山市.

9) Katsuya Y, Takemine S, Matsumura C, Tsurukawa M, Haga Y, Fujimori K, Nakano T, (2012), PERFLUORINATED CARBOXYLIC ACIDS AND SULFONIC ACIDS IN WASTE SAMPLES. 32st International Symposium on Halogenated Persistent Organic Pollutants, Cairns, Australia.

10) 山本勝也, 竹峰秀祐, 松村千里, 藤森一男, 中野 武, (2012), 有機フッ素化合物の同族体毎の有機炭素-水分配傾向について. 第 15 回日本水環境学会シンポジウム, 佐賀市.
## 4 –2 廃棄物処分場における PFCs の実態調査

分担研究者 栗原正憲 植村匡詞 清水 明 吉澤 正（千葉県環境研究センター）

### A. 研究目的

パーフルオロオクタンスルホン酸(PFOS)をはじめとする有機フッ素化合物(PFCs)は法的な規制や自主的な規制により、生産量、使用量ともに大幅な減少が予想される $ ^{1} $ 。これに伴って生産及び使用工程からのPFCsの環境負荷量は大幅に減少すると考えられる。しかし、これまでに製造されたPFCsを含有する製品は今後も廃棄物として処分され、最終的には最終処分場に埋め立てられるため、最終処分場は今後のPFCs発生源となる可能性があり、廃棄物からのPFCs溶出の実態を把握しておく必要がある。

2009年度に実施した管理型一般廃棄物最終処分場(以降,一廃処分場)の調査 $ ^{2)} $ では、浸出水中には有機フッ素化合物(PFCs)が一般の環境水よりも高い濃度で検出され、パーフルオロオクタンカルボン酸(PFOA)濃度の幾何平均値は環境水の10倍以上であった。また、浸出水は水処理施設で処理されたのち公共用水域に放流されているが、水処理工程別の除去率を調査したところ、PFCsの除去に関して有効な工程は主に活性炭吸着処理であり、その他の工程の除去効果は低いことが分かった。しかし、活性炭吸着処理は時間の経過とともに除去率が低下して炭素鎖の短いPFCsから破過する傾向があり、より効果的な水処理法を検討する必要があると考えられた。

平成22年度に産業廃棄物最終処分場(以降,産廃処分場)の浸出水と除去率の実態調査及び廃棄物のPFCs分析法の検討を行い $ ^{3)} $ 、平成23年度にPFCsの溶出挙動の把握することを目的として、廃棄物カラムによる溶出試験を実施して流出水量と濃度の関係を検討した $ ^{4)} $ 。また、平成24年度には、PFCsが土壌と相互作用する挙動の解明のため、土壌分配定数を測定し土壌中の移動や溶出の挙動を検討した。また、PFOA及びPFOSについてイオン交換樹脂による水処理法の基礎検討を実施したので報告する。

### B. 研究方法

### 1. 産廃処分場の実態調査

4 社の産廃処分場 5 施設の浸出水等の PFCs 濃度を調査した。また、水処理施設での NPOC と PFCs 除去率を調査した。NPOC は燃焼触媒酸化/非分散型赤外線ガス分析法（島津製作所 TOC-V）で測定した。PFCs 濃度は試料にサロゲートを加えて固相カートリッジ (Oasis WAX) でクリーンアップし 50 倍に濃縮し、高濃度の試料は適宜希釈してサロゲートを加えて、LC/MS/MS (Waters : alliance2695, Quattro micro) で測定した $ ^{5)} $ 。

### 2. 廃棄物力ラムによる溶出試験

2011年1〜2月に、千葉県内の産廃処分場TおよびAから埋立物を採取した。風乾の後、大きな廃棄物は切断して直径3cm未満に調整し、それぞれを試料T、試料Aとした。それぞ

れの試料で、図 4.14 のようにカラムを作成して純水を散水し自然流下させた。溶出液の PFCs は前述の方法で測定した。無機イオン類は適宜希釈して、イオンクロマト分析装置（東ソ一製 IC-2010）で分析した。溶出後の廃棄物を取り出し、廃棄物中の残存量を測定し $ ^{6} $ 、溶出された全量との和を含有量とした。

### 3. PFCs と土壌との分配試験

### 3.1 土壤試料

土壌試料の名称と採取地点、外観を表4.2に示した。試料は、千葉県内の関東ローム層、成田層、

図 4.14 廃棄物カラムの充填方法
有機物を多く含むとされる泥炭層から採取した。目視での外観観察では、ローム層はシルト～細粒砂程度の粒径であり、成田層はそれよりも大きく、泥炭は小さかった。

### 3.2 土壤性状の分析方法

蛍光X線分析装置（日本電子製JSR-3100RⅡ）によりFP

表 4.2 土壤试料

試料名	採取地点	外観
ローム A	市原市内のローム層	シルト～細粒砂
ローム B	銚子市内のローム層	シルト～細粒砂
ローム C	銚子市内のローム層	シルト～細粒砂
ローム D	銚子市内のローム層	シルト～細粒砂
耕作	ローム Cの表土に近い部分
(肥料等の影響が考えられる)	シルト～細粒砂
成田	千葉市内の成田層	砂
泥炭	木更津市内の泉谷泥炭層	粘土～シルト

法で Na 以降の原子番号について元素組成を測定した。X 線回折装置（理学製：RINT Ultima+）により、アロフェン、イモゴライト、カオリナイトの回折ピークの有無を確認した。また、土壌中の全有機炭素を底質調査方法（平成13年）に基づき測定した。

### 3.3 分配試験の方法

φ30mm、容積30mLのガラス製の遠心分離管に溶媒を入れ、表4.4に示したPFCs混合液と添加し、最後に土壌を加えた。遠心分離管を横置きで長軸方向に約170回/minで25℃で24時間浸とうした。溶媒と土壌の比率は、分配条件A：20mLと4g（乾燥重量）、分配条件B：15mLと10g（乾燥重量）で行い、分配定数が1未満のものは分配条件Bの比率で求めた。PFCsは初期濃度が約10,50,250μg/Lになるように3段階の濃度で添加し、溶媒は純水と0.01mol/L-CaCl₂水溶液でそれぞれ行った。浸とうの後、3000rpmで10分間遠心分離し、上澄みのPFCs濃度を前述の方法で測定した。また、初期濃度が約10,50,250μg/Lで土壌を加えずに浸とうして容器への吸着量と溶媒濃度との関係を求めた。この3点の関係から、分配試験終了時の容器への吸着量を計算して差し引き、土への吸着量(ng/g)を算出した。なお、PFCs混合液は80%メタノール溶液で調製してあるが、遠心分離管に添加した後、温風で乾燥してメタノールを蒸発させ分配試験時のメタノール濃度が0.1%未満になるようにした。

土壌への分配定数 K は PFCs の溶媒濃度(ng/mL)と土壌濃度(ng/g)の関係を、次のフロインドリッヒの吸着等温式に当てはめて求めた。

$$ X/M = K \cdot C^{1/n} \quad \rightarrow \quad \ln X/M = \ln K + (1/n) \cdot \ln C $$

X : 土壤に吸着された PFCs 量(ng)，M : 土壤量(g)，K : 分配定数，C : 溶媒の PFCs 濃度(ng/mL)，n : 定数

### 3.4 土壌カラムの溶出試験

ローム A,B, 成田についてカラム試験を実施した。直径3cmのカラム管に土壌試料の風乾試料（乾燥重量：80g）を湿式充填した。また、間隙率を土壌の密度と充填体積、充填重量から算出した。土壌カラムの概要を表4.3に、溶出実験の様子を図4.15に示した。

カラム上部に表4.4の混合液2種類をそれぞれ添加して純水を通液した。カラム出口にペリスタポンプを連結し流速を調整して溶出し、フラクションコレクターで分画した。ロームAは、0.5mL/minでL/S40まで、1.5mL/minでL/S115まで溶出した。ロームBは、0.5mL/minでL/S37まで溶出した。成田は、0.5mL/minでL/S2まで溶出したが、その後徐々に流速が低下し始め、L/S4まで溶出したが流速は0.14mL/minまで低下していた。

### 4. イオン交換樹脂を用いた水処理法の検討

### 4.1 PFCs の除去効果及び塩の影響の比較

図 4.15 カラム溶出実験
表 4.3 カラム概要

試料名	充填体積	充填長さ	間隙率
ローム A	125mL	17.8	75%
ローム B	132mL	18.8	77%
成田	60mL	8.5	50%

表 4.4 添加用混合液

混合液	概要	添加量
PFCs 混合液	PFBA～PFDA,PFBS,PFOS	約 5μg ※
アニオ混合液	Cl,Br,NO3,PO4,SO4	2mg

※3.5～7.9μg/L の範囲で一定ではない

バッチ処理により、イオン交換樹脂によるPFCsの除去効果を検討した。250 mLのポリプロピレン製ボトルに三菱化学製弱塩基性陰イオン交換樹脂WA30（スチレン系ジメチルアミン型）を1 mL量り取り、PFOA（あるいはPFOS）の水溶液を加えて全量を100 mL（PFOA及びPFOSの最終濃度はそれぞれ20 mg/L、13 mg/L）とし振とうした。振とう開始から0.5、1、4、24時間経過後にそれぞれ溶液を採取し、PFOA及びPFOSの残存濃度から除去率を計算した。また、最終処分場の要処理水には塩が含まれているため、Na₂SO₄を最終濃度で0.01 M、0.1 M及びNaClを0.1 Mになるように添加して、塩による除去率への影響を調べた。なお、弱塩基性陰イオン交換樹脂は、WA30の他、三菱化学製の3製品について事前に検討を行い、吸着平衡に要する時間と取り扱いやすさからここではWA30を使用することとした。

### 4.2 破過試驗

イオン交換樹脂による吸着除去量を概算するため、カラムの破過試験を行った。最終処分場の活性炭処理前の水(活性炭原水)にPFOAとPFNAをそれぞれ8.3 mg/L、1.7 mg/L（あるいはPFOSを6.5 mg/L（直鎖体として））になるように添加し、WA30を2 mL充填したφ11 mmガラス製カラムに流速40 mL/hrで通液して、カラムからのPFCsの溶出状況を調べた。PFOAとPFNAでは、活性炭原水A(EC：2.5 S/m、TOC：59 mg/L、塩化物イオン：8000 mg/L、硫酸イオン：160 mg/L)、PFOSでは、活性炭原水B(EC：1.4 S/m、TOC：18 mg/L、塩化物イオン：4400 mg/L、硫酸イオン：150 mg/L)を使用した。なお、使用したPFOS（和光純薬製）には直鎖体の他に分岐鎖体（LC/MSの面積比で42%）が混入しており、分岐鎖体も直鎖体の検量線を用いて定量した。

### 4.3 再生処理の検討

PFCs を吸着したイオン交換樹脂の再生条件を検討した。PFOA と PFOS をそれぞれ 8.3 mg/L、5.9 mg/L になるよう調製した活性炭原水 B 200 mL を、WA30 を 2 mL 充填した $ \phi $ 11 mm のガラス製カラムに流速 40 mL/hr で通液して吸着させた。続いて、カラムに適当な再生処理溶液を 20 mL ずつ 3 回通液し、樹脂に吸着していた PFOA、PFOS を溶出させ、吸着量に対する溶出量の比を再生率として計算した。

### C. 結果

### 1. 産廃処分場の実態調査

### 1.1 浸出水の PFCs 調査結果

図 4.16 に浸出水中の PFCs の濃度を最大値、最小値、幾何平均値として示した。また、過去に調査した一廃処分場の結果 $ ^{2)} $ を合わせて示した。PFOA はいずれの施設でも濃度の高い PFCs であり，PFNA が高濃度の施設もいくつか見られた。産廃処分場のパーフルオロカルボン酸類(PFCAs)は一廃処分場に比べて幾何平均値で数十倍の濃度であった。特に PFCs を使用、製造する事業場からの廃棄物を受け入れていた施設では顕著に高い濃度であった。パーフルオロスルホン酸類(PFASs)では一廃、産廃の明らかな濃度差は見られなかった。安定型産廃処分場では PFOA, PFNA で 100ng/L 前後と環境水より高い濃度といえたが、その他はおおむね 10ng/L 程度かそれ以下の濃度であった。
管理型產廃処分場 5 施設

安定型產廃処分場2施設

図 4.16 浸出水中の PFCs 濃度

一廃処分場 22 施設（管理型）

### 1.2 除去率結果

最終処分場の水処理施設では活性炭吸着による PFCs 除去が有効であった。ただし、活性炭は経時的には炭素数の少ないものから除去率が低下しており、高い除去率を維持するには定期的な交換が必要であった。溶解度の低い、長鎖の PFCs は活性炭吸着処理以外に凝集沈殿等プロセスでの除去も寄与していた。また、活性炭の充填不良により十分な性能が出ていないと思われる施設が少数見られた。

### 2. 廃棄物力ラムによる溶出試験

### 2.1 溶出濃度の変化

PFCs および塩化物イオンの溶出濃度と L/S の関係を図 4.17 に示した。溶出開始から、塩化物イオンや PFBA～PFNA、PFBS、PFHxS の溶出濃度は低下する傾向にあったが必ずしも初流が最大濃度ではなく、PFBA, PFHpA 以外は初流から濃度が上昇した後、低下していた。炭素数の少ないものほど急速に濃度が低下し、同じ炭素数であれば PFASs より PFCAs の方が濃度低下率 (L/S あたりの濃度低下割合) が大きい傾向にあった。

また、濃度低下率は溶出初期に大きく、溶出が進むにつれて小さくなる傾向にあった。PFOAについていえば、溶出開始のL/S=0からL/S=10～15までの区間では、両試料ともに溶出濃度は約1/10に減少したが、その後L/S=40までの区間での濃度減少は1/3程度であった。しかし、PFNA,PFDAやPFOSでは濃度低下率が極めて小さく、濃度低下率の明らかな変化は見られなかった。

試料T

試料A

図 4.17 初期濃度からの溶出濃度の変化

### 2.2 溶出率の変化

PFCs のカラムからの溶出率を図 4.18 に示した。炭素数の少ない PFCs ほど溶出初期に含有量の多くが溶出する傾向にあった。PFBA～PFOA の溶出率 (溶出量／含有量) は L/S40 まで 80% 以上だったが、PFDA の溶出率は 30% 未満、PFUnDA は 10% であり、炭素数が増加することによる溶出率の低下は顕著であった。PFOS の溶出率は 25～50% であった。
溶出濃度のピークが初めに観察されてから濃度が半減したL/Sを濃度半減L/Sとし、比較を図4.19に示した。カラムT,Aで濃度半減L/Sがやや異なるため、鍵かつこで範囲を示し、軸は対数軸で表した。PFBA～PFHxA塩化物イオン,TOCは1未満であった。炭素数が増えるにつれ濃度半減L/Sは急激に大

試料T

図 4.18 溶出率の変化

試料A

図 4.19 最大溶出濃度から半減する L/S

きくなり、PFOA では 2.7～3.5、PFNA では 11.0～13.4、PFDA では 40 以上である。炭素数の増加とともに、濃度低下に必要とする水量は急激に大きくなっていた。過去に当センターが千葉県内の管理型最終処分場を調査 $ ^{8)} $ したところ、年間水処理量 $ (\mathrm{m}^{3}) $ を埋立地体積 $ (\mathrm{m}^{3}) $ で割った値は 0.06～0.11 であった。この値は L/S と完全には一致しないが、埋立物の比重を 1 と仮定して本カラム試験の結果と比較すると、PFHxA より炭素数の短い PFCs は数年のオーダーで濃度が半減することが見込めるが、PFOA では約 30 年が必要であり、PFNA は約 100 年、PFDA は 300 年以上が必要になると考えられた。

### 3. PFCs と土壌との分配試験

### 3.1 土壤分配試驗

溶媒と土壌の PFCs 濃度の関係から一部を図 4.20 に示した。また，求めた分配定数 K の一覧を表 4.5 に示した。分配定数が 0.2 未満のものは試験条件からみて正確さに欠けると判断して掲載しなかった。

PFBA～PFHxA の多くで 0.2 未満であり 土壌への吸着量は少なかった。PFHpA 以降では炭素数に応じて増加する傾向にあり、土壌へ分配される傾向が強まっていた。分配定数は土壌ごとに大きく異なっており、純水を溶媒とした場合の分配定数は PFDA で 0.81～251 と 310 倍、PFOS では 0.38～132 と 347 倍の違いがあった。

また、溶媒に純水よりも $ 0.01M-CaCl_{2} $ 水溶液を用いた方が分配定数は大きい傾向にあり、塩化物イオン等が土壌との相互作用の強さに影響を与えると考えられた。

分配試験に使用した土壌の有機炭素量は0.05～4.1％と大きな違いがある。図4.21に土壌の有機炭素量と純水での分配によるKの関

図 4.20 分配試験結果 (ローム A: 水)
係を示した。全体的に見て、有機炭素量の多い土壌ほど K の値は大きい傾向にあり、PFCs 吸着に土壌中の有機物が関連していると考えられた。

その他に吸着に影響する要素としては、粒子径や元素組成、陰

表 4.5 土壤分配定数 K

溶媒	土	有機C%	PFBA	PFPeA	PFHxA	PFHpA	PFOA	PFNA	PFDA	PFBS	PFOS
水	口—△A	2.00	0.34	0.58	0.77	1.5	4.2	10	59	0.61	41
水	口—△B	1.21	—	—	—	—	0.52	2.0	19	—	9.8
水	口—△C	1.63	—	—	—	—	1.0	4.3	28	—	13
水	口—△D	1.89	—	—	—	0.21	1.2	4.1	29	—	15
水	耕作	3.16	—	—	—	1.2	2.5	10	63	—	38
水	成田	0.05	—	—	—	—	—	—	0.81	—	0.38
水	泥炭	4.07	—	0.49	2.1	4.1	15	42	251	1.2	132
CaCl2	口—△A	2.00	0.54	0.52	0.67	1.1	3.6	14	70	0.95	58
CaCl2	口—△B	1.21	0.49	0.38	0.23	0.45	0.90	4.2	26	1.2	15
CaCl2	口—△C	1.63	—	—	—	0.23	1.2	5.1	38	0.72	22
CaCl2	口—△D	1.89	—	—	—	—	1.7	5.5	38	1.1	21
CaCl2	耕作	3.16	—	—	—	1.4	4.4	16	79	—	51
CaCl2	成田	0.05	—	—	—	—	—	0.37	1.8	—	1.5
CaCl2	泥炭	4.07	—	0.45	1.1	7.4	23	37	313	1.8	159

イオン吸着能を有するとされる粘土鉱物のアロフェン、イモゴライト、カオリナイト等の粘土鉱物が考えられる。外観観察ではローム層の試料は、いずれもシルト～細粒砂程度の粒子径と同程度であるがKには大きな差があった。また、蛍光X線分析（FP法）で求めた土壌の元素組成はFeやSi等の組成比に顕著な差が見られたが、Kとはっきりした相関のあるものは確認できなかった。X線回折装置によりアロフェン、イモゴライト、カオリナイトの定性分析を行ったが、それらは確認されなかった。ただし、使用した分析装置の検出能力は良好な状態でも1%程度

図 4.21 有機炭素%と分配定数の関係（純水溶媒）

であり，それ以下の微量で含まれているかは確認できていない。

このことから、土壌の有機炭素量は PFCs 吸着に関する因子のなかでも、特に影響が強いと考えられた。

表 4.6 Koc

溶媒	土	有機C%	PFBA	PFPeA	PFHxA	PFHpA	PFOA	PFNA	PFDA	PFBS	PFOS
水	口一△A	2.00	17	29	39	77	208	506	2931	31	2026
水	口一△B	1.21	—	—	—	—	43	164	1600	—	810
水	口一△C	1.63	—	—	—	—	64	265	1706	—	822
水	口一△D	1.89	—	—	—	11	61	217	1549	—	785
水	耕作	3.16	—	—	—	37	79	324	1981	—	1216
水	成田	0.05	—	—	—	—	—	—	1588	—	745
水	泥炭	4.07	—	12	53	101	369	1037	6171	31	3241
CaCl2	口一△A	2.00	27	26	34	56	181	725	3487	48	2890
CaCl2	口一△B	1.21	40	31	19	37	74	343	2172	97	1273
CaCl2	口一△C	1.63	—	—	—	14	74	314	2352	44	1372
CaCl2	口一△D	1.89	—	—	—	—	90	288	1996	60	1125
CaCl2	耕作	3.16	—	—	—	43	139	496	2499	—	1618
CaCl2	成田	0.05	—	—	—	—	—	725	3468	—	2941
CaCl2	泥炭	4.07	—	11	27	181	564	919	7690	43	3915

### 3.2 有機炭素濃度に対する分配定数 Koc

土壌に含まれる有機炭素濃度を基準とした分配定数 Koc を、Koc = K / 有機炭素% × 100 として算出し、表 4.6 に示した。また、各 PFCs の Koc を土壌間での最大、最小、相乗平均で比較したものを図 4.22 に示した。PFDA、PFOS の純水を溶媒とした際の K はそれぞれ、310 倍、347 倍の違いがあったが、Koc ではそれぞれ 1549～6171、745～3241 と 4.0 倍、4.4 倍の違いであり、土壌間の差が小さくなった。そのため土壌中の有機物は PFCs 吸着に影響していると考えられた。Koc と各 PFCs の分子量との関係を図 4.23 に示した。PFCAs, PFASs の種類にかかわらず、PFCs の分子量は Koc と相関関係にあり、分子の大きさが寄与する吸着機構であると考えられた。また、純水よりも 0.01M-CaCl₂ 水溶液を溶媒とした場合に土壌に分配しやすい傾向であったことは、