Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
### 3. 結果と考察

## 3 ．1．野生鳥類における臭素系難燃剤の曝露実態

愛媛県松山空港で捕獲されたトビおよびハシボソガラスの筋肉試料を分析した結果、全ての試料からPBDEsが検出された。また、トビの一部試料からNBFRsのBTBPEとBB153が、ハシボソガラスの一部試料からNBFRsのDBDPEとBB153が検出された。表7に試料の採取年度ごとにまとめたトビおよびハシボソガラス筋肉中のPBDEs濃度とNBFRs4成分・BB153の濃度の平均値と範囲を示す。

表 7 愛媛県松山空港のトビ（BK-1990s・BK-2010s）およびハシボソガラス（CC-2000s・CC-2010s）の筋肉試料から検出されたPBDEsおよびNBFRs・BB153の濃度（ng/g lipid wt）

Black kite	Carrion crow
BK-1990s (n=6)	BK-2010s (n=6)	CC-2000s (n=5)	CC-2010s (n=5)
Mean	Range	Mean	Range	Mean	Range	Mean	Range
Lipid (%)	5.8	(4.3-7.6)	4.6	(3.7-5.6)	3	(2.5-3.9)	2.8	(2.0-3.5)
BDE17	nd	0.78	(<0.04-4.7)	nd	nd
BDE28	nd	nd	nd	nd
BDE30	nd	nd	nd	nd
BDE47	nd	nd	nd	0.08	(<0.06-0.4)
BDE49	22	(9.2-37)	16	(<0.1-76)	17	(<63)	2.8	(<0.1-11)
BDE66	0.12	(<0.02-0.70)	0.06	(<0.02-0.4)	nd	nd
BDE71	nd	nd	nd	nd
BDE77	nd	0.6	(<0.02-3.6)	nd	nd
BDE85	1.7	(<0.04-7.8)	4.9	(<0.04-27)	0.6	(<0.04-3.0)	nd
BDE99	3.6	(<0.12-11)	3.8	(<0.12-20)	38	(<0.12-150)	4.2	(<0.12-8.3)
BDE100	4.6	(1.1-9.6)	2.7	(<0.04-11)	12	(2.6-26)	1.4	(<0.04-4.4)
BDE119	0.71	(<0.06-2.9)	0.15	(<0.06-0.5)	1.6	(<0.06-2.5)	0.6	(<0.06-1.1)
BDE126	0.03	(<0.02-0.2)	0.87	(<0.02-5.1)	nd	nd
BDE138	nd	0.03	(<0.12-0.20)	0.4	(<0.12-2.0)	0.76	(<0.12-2.7)
BDE139	0.28	(<0.04-1.7)	nd	5.7	(<0.04-28)	0.13	(<0.04-0.40)
BDE140	0.01	(<0.02-0.1)	0.03	(<0.02-0.20)	0.3	(<0.02-0.8)	0.48	(<0.02-2.4)
BDE153	4.0	(2.1-6.3)	4	(1.7-8.0)	17	(4.8-33)	6.4	(1.2-13)
BDE154	6.8	(4.6-8.3)	11	(4.0-21)	4.8	(1.8-10)	2.5	(1.0-5.7)
BDE156/169	nd	0.06	(<0.02-0.20)	nd	nd
BDE171	0.03	(<0.04-0.2)	0.04	(<0.04-0.2)	0.21	(<0.02-0.8)	nd
BDE180	0.01	(<0.04-0.1)	0.14	(<0.04-0.80)	2.3	(<0.04-4.7)	1.9	(<0.04-7.5)
BDE183	0.9	(<0.12-2.5)	0.66	(<0.12-2.0)	5.0	(<0.12-14)	5.4	(<0.12-16)
BDE184	0.21	(<0.04-0.8)	1.2	(<0.04-2.8)	0.59	(<0.04-1.2)	0.29	(<0.041.0)
BDE191	nd	nd	0.18	(<0.02-0.5)	nd
BDE196	nd	nd	2.8	(<0.20-14)	1.5	(<0.20-7.5)
BDE197	0.56	(<0.1-1.3)	nd	11	(<0.10-22)	0.92	(<0.10-4.6)
BDE201	0.06	(<0.16-0.2)	nd	0.06	(<0.16-0.3)	0.04	(<0.16-0.20)
BDE203	nd	nd	0.68	(<0.36-3.4)	0.72	(<0.36-3.6)
BDE204	nd	0.08	(<0.12-0.30)	nd	nd
BDE205	0.07	(<0.12-0.4)	0.14	(<0.12-0.80)	nd	nd
BDE206	nd	2.9	(<2.0-12)	18	(5.9-36)	26	(<2.0-110)
BDE207	2.9	(<2.0-7.1)	14	(<2.0-62)	86	(34-200)	220	(10-920)
BDE208	1.7	(<1.6-7.0)	7.8	(1.8-15)	51	(25-110)	130	(5.6-570)
BDE209	7.0	(<26-42)	56	(<26-120)	250	(160-370)	210	(74-370)
ΣPBDE	57	(27-98)	130	(29-220)	520	(290-750)	630	(100-2000)
PBEB	nd	nd	nd	nd
HBBZ	nd	nd	nd	nd
BTBPE	0.06	(<0.02-0.4)	0.23	(<0.02-1.4)	nd	nd
DBDPE	nd	nd	nd	0.66	(<0.4-1.7)
BB153	nd	0.33	(<0.06-2.0)	nd	0.04	(<0.06-0.2)

1998 年から 2001 年の間に日本各地で採取された野生鳥類 9 種（筋肉試料）を対象に、PBDEs の蓄積濃度を測定した $ {}^{15)} $ の研究報告と比較すると、本研究のトビやハシボソガラスの PBDEs 濃度は、外洋性鳥類のコアホウドリ（25 ng/g lipid wt）などよりも高く、オオタカ（33000 ng/g lipid wt）やオオワシ（11000 ng/g lipid wt）などの大型猛禽類に比べると低値であり、沿岸性鳥類のウミネコ（350 ng/g lipid wt）や魚食性鳥類のカワウ（530 ng/g lipid wt）、陸棲鳥類のハシブトガラス（1300 ng/g lipid wt）と同程度であった（括弧内の数値は全て ∑PBDE の平均濃度）。すなわち、今回調査したトビ・ハシボソガラスにおける PBDEs の蓄積レベルは、食性や生息域の類似する他の日本の野生鳥類種と概ね同等と考えられ
る。また、トビに比べ、ハシボソガラスの∑PBDE濃度がやや高い傾向にあり、とくにNona～DecaBDEsの高臭素化異性体の濃度は、トビよりハシボソガラスで有意に高かった（p>0.05，U-test）（図5図6）。上記の日本の野生鳥類に関するKunisueら $ ^{15)} $ の研究でも、ハシブトガラスなどの陸棲鳥類が沿岸・外洋の魚食性鳥類よりもNona～DecaBDEsの異性体を高濃度に蓄積することが報告されており、本研究で得られた結果と一致する。Nona～DecaBDEsの異性体は、現在でも利用が継続されているDecaBDE製剤の主成分であることから、カラスなどの陸上鳥類が、DecaBDE製剤を含む樹脂製品や廃棄物などから直接的な曝露を受けていると推察される。また、肉食性の強いトビに比べ、カラスが雑食性で人間活動の影響を強く受ける地域に生息していることも、両種の蓄積プロファイルの違いに反映していると考えられる。

さらに、試料の採取年度（トビ：1990s vs 2010s、ハシボソガラス：2000s vs 2010s）による PBDEs の蓄積プロファイルの違いについて解析した結果、ΣPBDE 濃度には顕著な差異は認められなかったが（p>0.05, U-test）、Nona～DecaBDEs の濃度・組成に大きな差異が認められた。すなわち、2010 年代のトビでは1990 年代に比べ、顕著にそれら高臭素化異性体の濃度・組成が上昇していた（p<0.05, U-test）。また、ハシボソガラスでも統計的に有意ではないものの、2010 年代の検体では2000 年代よりも PBDEs の組成に占める Tri～OctaBDEs の割合が減少し、Nona～DecaBDEs の割合や濃度が増加する傾向がみられた（図5・図6）。従って、野生鳥類への PBDEs の曝露に関しては、早期にその使用が中止された TetraBDE・OctaBDE 製剤に含まれる同族体成分（Tri～OctaBDEs）への曝露量は漸減傾向にあるものの、DecaBDE 製剤に含まれる Nona～DecaBDEs への曝露は現在でも継続しており、1990 年代に比べてその汚染レベルは未だ増加傾向にあることが示唆される。DecaBDE 製剤に含まれる BDE209 などの高臭素化同族体／異性体は、Tetra/PentaBDE 製剤、OctaBDE 製剤に含まれる同族体／異性体に比べ、生物濃縮性や毒性が低く $ ^{3)} $ 、野生生物や生態系に対する影響は相対的に低いと考えられてきた。しかしながら、陸上の野生生物に対する DecaBDE 製剤由来と考えられる PBDEs の曝露・蓄積は明らかであり、脱臭素化などによるリスク上昇の可能性 $ ^{20)} $ などと併せて、今後も DecaBDE 製剤による生態系汚染の動向や環境動態について注視する必要がある。

また、本研究により、日本の野生鳥類から初めて、BTBPEおよびDBDPEなどのNBFRsが検出された（表7）。今回、トビから検出されたBTBPEやハシボソガラスから検出されたDBDPEの残留濃度は、PBDEsの主要異性体に比べ低値であった。従ってPBDEsに比べ、これら物質の生物蓄積性が低いことや野生生物に対する曝露レベルが低いことが推察される。しかしながら、2000年代のハシボソガラスでは検出されていないDBDPEが、2010年代の検体で、比較的高い濃度で検出されていることから、この物質の生態系への移行や蓄積が進んでいる可能性も示唆される。また、ハシブトガラスで検出されたDBDPEがトビでは検出されていないこと、トビで検出されているBTBPEが、ハシブトガラスでは検出されていないことは、両物質の環境動態や野生生物の曝露ルートが異なる可能性を示唆している。DBDPEはDecaBDE製剤の代替、BTBPEはOctaBDE製剤の代替として利用されていることから、DBDPEやBTBPEはそれぞれDecaBDE製剤やOctaBDE製剤と類似の汚染源や曝露動態を示す可能性がある。但し、本研究で対象とした野生鳥類はわずか2種・22検体のみであることから、今後さらに対象生物種や検体数を増やして、これらNBFRsの汚染実態や環境動態、曝露源等について検証する必要がある。また、本研究のトビから検出されたBTBPEの濃度は、ノルウェー北極圈（nd-0.26 ng/g wet wt） $ ^{8)} $ やグリーンランド（<0.012-0.022 wet wt） $ ^{9)} $ の野生鳥類の組織・卵等から検出された濃度と同程度で、中国のe-wasteリサイクル処理地域の野生鳥類（0.07-2.14 ng/g lipid wt） $ ^{21)} $ より低値であった。また、ハシボソガラスから検出されたDBDPEの濃度
は、グリーンランドの野生鳥類の組織・卵から検出された濃度（<0.025-0.10 wet wt） $ ^{9)} $ と同程度で、瀬戸内海沿岸に座礁したスナメリ（7.3 ng/g wet wt） $ ^{10)} $ や中国のe-waste処理地域の野生鳥類（9.6-124 ng/g lipid wt） $ ^{21)} $ より低値であった。

図 5 トビ（BK-1990s・BK-2010s）およびハシボソガラス（CC-2000s・CC-2010s）における PBDEs 同族体組成

図6 トビ（BK-1990s・BK-2010s）およびハシボソガラス（CC-2000s・CC-2010s）における（a）総PBDE濃度、（b）Tri-OctaBDE同族体濃度および（c）Nona-DecaBDE同族体濃度の比較（*採取年代間の濃度に有意差あり，$p<0.05,\mathrm{U}-\mathrm{test}$）
## 3 ．2．フィリピン・マニラ湾の魚類におけるリン酸エステル系難燃剤の蓄積特性

フィリピン・マニラ湾の魚類試料を分析した結果、全ての検体から PFRs が検出され、本物質群による広範な水圈生態系の汚染が確認された。PFRs のうち、TEP、TPeP、TnBP の検出率が 80% を超えていた。残留濃度は、TEHP（170 ng/g lipid wt）≡TEP（170 ng/g lipid wt）＞TnBP（130 ng/g lipid wt）＞EHDPP（58 ng/g lipid wt）＞TPhP（31 ng/g lipid wt）≡TPeP（31 ng/g lipid wt）の順に高かった（括弧内濃度は全て魚種平均値）（表 8）。上記以外の PFRs は、概ね一桁程度魚類における残留濃度は低かった。これらの残留傾向は、おそらく PFRs の使用実態や環境負荷量を反映すると思われるが、フィリピンにおける PFRs の生産・使用に関する情報はなく、今後のそれら使用実態と併せた調査が必要と思われる。TEHP は、log Kow が 9.49 と高く、水圈生態系における本物質の生物濃縮性は顕著であると考えられた $ ^{22)} $ 。一方で、log Kow（0.8）の小さい TEP も多くの魚種で高濃度に検出されていることから、物理化学的特性だけでなく、その使用量または環境負荷量の多いことが推察された。TBEP（TBOEP）は、下水処理施設（WWTP）における高い除去率（84%） $ ^{23)} $ が報告されているが、同物質の魚類における検出率は低かった。今回、マニラ湾の魚類から検出された TnBP の濃度は、既報のスウェーデン沿岸の魚類（ニシン：3.1-7.9 ng/g lipid wt、パーチ：16-23 ng/g lipid wt 等） $ ^{24)} $ に比べ、概して高い傾向にあった。このことは、アジアの水圈環境においても、先進国と同等かそれ以上の PFRs による汚染が進んでいることを示唆している。

また、魚種により PFRs の濃度や組成は大きく異なっており、概して遊泳性よりも底性魚種で濃度が高い傾向にあった。上記のスウェーデン沿岸の魚類においても、同様の傾向が報告されている $ ^{24)} $ 。また、マニラ湾の魚類における $ \delta^{15}N $ と PFRs の濃度の相関を解析した結果、TPhP は、底性魚種において蓄積濃度と $ \delta^{15}N $ の間に有意な相関（r=0.45, p<0.05）が認められた（図7）。リン酸トリエステル類は、環境や生体内における加水分解等から、食物連鎖による濃縮性は概して低いと考えられてきたが、本研究から TPhP に関して食物網における濃縮性が示唆された。但し、今回は魚類 20 種のみを対象とした調査研究であることから、今後より低次および高次の野生生物を含む食物連鎖系において、PFRs の濃縮性を解析・評価する必要がある。

ヒトの健康に対する PFRs の許容摂取量（reference dose: RfD）は、TBEP, TnBP, TPhP に関してそれぞれ 1500, 2400, 7000 ng/kg/day と報告されている $ ^{25)} $ 。フィリピン・マニラ湾の魚類から検出された TBEP, TnBP, TPhP の平均濃度は、それぞれ 0.06, 0.73, 0.14 ng/g wet wt であり、フィリピン人の平均魚介類摂取量が年間 30kg $ ^{26)} $ であることを考慮すると、成人（60kg）が魚介類摂取によりこれら PFRs に曝露する量は、0.08, 1.0, 0.19 ng/kg/day となる。従って、マニラ湾の魚類から試算されるフィリピン人の PFRs 曝露量は、RfD に比べ数桁以下のレベルとなり、ヒトに対する顕著な曝露リスクはないと考えられる。
## 3 ．3．アジア諸国のヒト母乳におけるリン酸エステル系難燃剤の汚染実態とリスク評価

アジア諸国のヒト母乳試料の分析の結果、8種類のPFRsが調査した3カ国すべてで検出された。とくにTnBP, TPhP, TBOEP, TMPP, TCEPが高頻度で検出された（表9）。フィリピンや日本の母乳試料から検出されたPFRsの残留プロファイルは、既報のフィリピンの室内ダスト $ ^{27)} $ や日本の市販製品 $ ^{28)} $ を対象とした調査結果とも概ね類似していた。よって、アジア地域において上記のPFRsが広く使用されており、ヒトへの曝露や蓄積にも反映していると考えられる。

国別に PFRs の濃度レベルを比較すると、フィリピンの総 PFR 濃度は日本やベトナムに比べ、有意に高値を示した $ (p<0.05,\mathrm{U}-\mathrm{test}) $ 。とくにフィリピン人の母乳では、TCEP の濃度が高く、特異な曝露源の存在が推定された。また、既報のフィリピンの室内ダスト $ ^{27)} $ に比べ、母乳における TCEP の検出率が高いことから、この物質が高い生物蓄積性や母乳移行性を示す可能性、あるいはダスト以外の曝露ルートで人体に取り込まれる可能性が示唆される。一方、TBOEP は、フィリピンよりも日本やベトナムの母乳試料で高かった。さらに、スウェーデン人の母乳試料を対象とした既報の調査結果 $ ^{24)} $ と比較すると、フィリピン人の母乳から検出された総 PFRs 濃度は、約 1.5～2 倍程度高値であった。従って、PFRs による人体汚染や曝露リスクは、先進国のみならず、アジアの途上国等でも顕在化する可能性がある。また、スウェーデン人の母乳から検出されている TDC1PP は、フィリピンやベトナムの母乳試料からは検出されず、日本の一部検体でのみ検出された。以上の結果から国・地域によって、PFRs の使用実態やヒトへの曝露状況は、かなり異なることが示唆される。今後はそれらの違いを生じる要因の特定や高濃度曝露群に対する詳細な調査が必要と思われる。また、上記 3.2 の魚類の結果と比較すると、TBOEP や TPhP は魚類よりも母乳試料での検出率が高いことから、陸圈／室内環境におけるヒトへの PFRs 曝露と水圈環境における野生生物への PFRs 蓄積では、その態様が異なることも示唆される。

乳幼児に対する健康リスクを評価するため、本研究の母乳試料の結果を用いて、母乳摂取による乳幼児の PFRs 一日当り摂取量（DI）を求め、既報の PFRs に関する RfD $ ^{25)} $ との比較を行った（図 8）。乳幼児における PFRs の DI（ng/kg/day）は、乳幼児の母乳摂取量を 700g/day、体重を 5kg として、母乳中 PFRs の湿重当り濃度（ $ C_{milk} $ ，ng/g wet wt）から以下の式（1）により求めた。

$$ DI=700/5\times C_{milk}\quad(1) $$

PFRs の DI と RfD を比較した結果、TnBP・TPhP・TMPP に関しては、全ての国・地域において DI は RfD よりも 1～2 桁程度低値であったが、日本人の母乳の TBOEP（最大 1380 ng/kg/day）や TDC1PP（最大 980 ng/kg/day）およびフィリピン人の TCEP（最大 1610 ng/kg/day）については、RfD に近接する DI 値が得られた。TCEP は、動物実験において発ガン性や生殖毒性が指摘されている $ ^{13)} $ 。また、TDC1PP に関しては、神経細胞分化のモデルであるラット副腎髄質由来細胞腫「PC12」を用いた in vitro 試験において、濃度依存的な酸化ストレスの誘導や細胞増殖の抑制、DNA 合成・細胞分化における攪乱作用が認められている $ ^{29)} $ 。今回、母乳摂取による PFRs の DI 推算では、RfD を大きく上回る検体はなかったが、母乳以外の曝露ルート（例えば室内ダストや大気、食品由来）も併せて考慮した場合、総 DI が RfD を上回る可能性も考えられる。本研究は、アジア諸国のヒト母乳から PFRs を検出し、リスク評価を行った初めての試みであることから、今後さらに詳細な調査やリスク評価を実施する必要がある。
表9 日本・フィリピン・ベトナムのヒト母乳試料から検出されたPFRsの濃度（中央値と範囲）(ng/g lipid wt)

Compound CAS # DF (%)	TEP 78-40-0 16	TNBP 126-73-8 67	TPEP 2528-38-3 30	TPHP 115-86-6 86	TPP 513-08-6 0	EHDPP 1241-94-7 13
Japan	Kanagawa	ND (ND-15)	0.39 (ND-25)	ND (ND-7.9)	1.4 (ND-15)	ND (ND)	ND (ND-0.35)
Philippines	Payatas	ND (ND-1.2)	ND (ND-3.7)	ND (ND-2.0)	19 (1.8-68)	ND (ND)	ND (ND-38)
Malate	ND (ND-1.5)	2.4 (ND-21)	ND (ND-1.7)	20 (7.6-140)	ND (ND)	ND (ND-102)
Overall	ND	1.5	ND	19	ND	ND
Vietnam	Hanoi	ND (ND)	1.3 (0.09-5.8)	ND (ND-0.59)	5.0 (ND-22)	ND (ND)	ND (ND)
Bui Dau	ND (ND-0.80)	3.5 (ND-8.4)	ND (ND-2.6)	8.1 (1.6-17)	ND (ND)	ND (ND-6.1)
Trang Minh	ND (ND)	1.8 (ND-4.0)	ND (ND-0.15)	0.28 (ND-29)	ND (ND)	ND (ND-8.2)
Overall	ND	2.0	ND	4.9	ND	ND

Compound CAS # DF (%)	TBOEP 78-51-3 39	TMPP 1330-78-5 59	TCEP 115-96-8 60	TDCIPP 13674-87-8 2.0	Total
Japan	Kanagawa	0.24 (ND-127)	ND (ND-85)	0.14 (ND-20)	ND (ND-162)	22 (0.32-177)
Philippines	Payatas	22 (ND-89)	1.7 (ND-9.3)	41 (ND-512)	ND (ND)	101 (11-585)
Malate	ND (ND-206)	2.5 (ND-11)	42 (ND-153)	ND (ND)	60 (16-600)
Overall	ND	2.3	42	ND	70
Vietnam	Hanoi	ND (ND-0.37)	0.34 (ND-4.2)	ND (ND)	ND (ND)	6.2 (0.09-24)
Bui Dau	ND (ND-1.6)	0.83 (ND-7.9)	ND (ND-18)	ND (ND)	16 (3.2-48)
Trang Minh	ND (ND-1.1)	ND (ND-2.5)	ND (ND-18)	ND (ND)	6.6 (ND-41)
Overall	ND	0.28	ND	ND	10

ND: not detected.

図8 乳幼児における PFRs の一日当り摂取量（母乳中濃度からの推定値）と RfD 値の比較
## 3 ．4．ヒト母乳における PFRs・BFRs の汚染実態比較とリスク評価

本研究で明らかとなったアジア諸国（日本・フィリピン・ベトナム）のヒト母乳における PFRs 汚染の実態を既報の BFRs（PBDEs・HBCD）に関する調査研究と比較し、難燃剤成分に関するヒトの曝露実態やリスクについて考察した。日本人の母乳中 PBDEs の残留濃度については、Eslami ら $ ^{30)} $ が、北海道・宮城・岐阜・兵庫の計 89 検体を測定した調査例と、Inoue ら $ ^{31)} $ が、日本の 13 都道府県の計 105 検体を測定した調査例が報告されている。母乳中の総 PBDE 濃度（平均±SD）は、前者の調査（BDE209 など高臭素化異性体の測定を含む）で 1.74±0.81 ng/g lipid wt、後者の調査（Tri～HexaBDEs の主要異性体のみの測定）で 2.54±3.77 ng/g lipid wt と報告されている。従って、これら母乳中の PBDEs 濃度は、表 8 に示す日本人の母乳中の PFRs 濃度に比べ概して低値であるといえる。検体数や地域の違いがあるため、単純比較は難しいが、日本では PBDEs よりも PFRs への曝露が顕著となっている可能性がある。

また、ベトナムに関しても、本研究と同じHanoi, Bui Dau, Trang Minhの3地域について、ヒト母乳試料中のPBDEsおよびHBCDを測定した例が報告されている $ ^{32)} $ 。ベトナムのこれら地域におけるPBDEsの濃度（中央値）は、0.57(Hanoi), 84(Bui Dau), 2.3(Trang Minh) ng/g lipid wt、HBCDの濃度（中央値）は、0.33(Hanoi), 0.38(Bui Dau), 2.0(Trang Minh) ng/g lipid wtと報告されており、表8に示すPFRsの測定結果と比較するとe-waste処理地域のBui Dauを除けば、概してPFRsの濃度が高い傾向にある。さらに、フィリピンについても、本研究と同一のMalateとPayatasにおいて、ヒト母乳試料中のPBDEsおよびHBCDを測定した例が報告されている $ ^{33,34)} $ 。フィリピンのこれら地域におけるPBDEsの濃度（中央値）は、2.6-3.8 ng/g lipid wt、HBCDの濃度（中央値）は、0.19-0.62 ng/g lipid wtと報告されており、表8の結果と比較すると、PFRsの濃度が明らかに高値である。以上のことから、ベトナムやフィリピンなどの途上国においても、PFRsによるヒトの母乳汚染がBFRsよりも進んでいることが示唆される。

また、母乳摂取による乳幼児への曝露リスクに関して、上記のTueら $ ^{32)} $ は、ベトナムのe-wasteリサイクル処理地域（Bui Dau）の一部検体において、BDE47のIDが、BDE47のRfD（100 ng/kg/day）を超えることを指摘している。しかしながら、ベトナムのHanoi $ ^{32)} $ やフィリピン $ ^{33,34)} $ の母乳試料に関しては、乳幼児に対するPBDEsのID値は、EPAの提示するBDE47, 99, 153, 209のRfD値（100, 100, 200, 7000 ng/kg/day） $ ^{35)} $ を大きく下回ることを報告している。日本人の母乳に関しても、上記のEslamiら（2006）やInoueら（2006）の調査結果などから推算されるPBDEsのID値は、EPAのRfD値を大きく下回ると考えられる。一方、上記3.3におけるPFRsの曝露に関するリスク評価では、ベトナムのBui Dauよりも、フィリピンの都市部（Malate）や日本の神奈川県の検体で、TBOEPやTDC1PP、TCEPのRfDに近い摂取量が示された。従って、PFRsの曝露に関しては、e-wasteリサイクル処理地域など特定の排出源が想定される地域だけでなく、都市の一般環境における曝露源や曝露ルート、一般住民に対する潜在的なリスクを今後詳細に調査・評価する必要があると考えられる。

### 4. 結論

本研究では、従来のPBDEsに加え、BTBPEやDBDPEなどの新規代替臭素系難燃剤（NBFRs）を含むBFRsの一斉分析法を構築した。愛媛県松山空港で1990年代から2010年代にかけて採取されたトビおよびハシボソガラスの筋肉試料について、BFRsの一斉分析を実施した結果、全ての検体からPBDEsが検出され、また一部の検体からBTBPEやDBDPEなどのNBFRsが検出された。ハシボソガラスは、トビに比べてNona～DecaBDEsの高臭素化同族体を高濃度で蓄積しており、雑食性で人間活動に隣接して生息する本鳥種が、
DecaBDE 製剤を含む化成品や廃棄物等からの直接的曝露を受けていることが示唆された。また、試料の採取年度で PBDEs の濃度や蓄積プロファイルを比較すると、1990 年代／2000 年代と 2010 年代の検体では、PBDEs の組成や高臭素化同族体の濃度に大きな変化がみられ、2010 年代の検体では Nona～DecaBDEs の濃度や割合が顕著に増加する傾向が認められた。よって、PBDEs の生態曝露に関しては、Tetra・PentaBDE 製剤や OctaBDE 製剤に関する使用規制の効果は見られるものの、DecaBDE 製剤由来の環境負荷は継続しており、とくに人間活動の影響を受けやすい野生生物種でその曝露が顕在化していると考えられる。また、BTBPE や DBDPE の濃度レベルは、概して PBDEs に比べ低値ではあるものの、ハシボソガラスの結果から DBDPE の濃度上昇が示唆された。本研究は日本の野生鳥類から NBFRs を検出した初めての例であり、今後も DecaBDE 製剤の利用継続や NBFRs の導入に伴う生態曝露の動向や潜在的リスクついて継続的な調査や評価が必要である。

また、本研究では、生体試料を対象とした PFRs の一斉分析法を開発した。フィリピン・マニラ湾の魚類試料を分析した結果、全ての検体から PFRs が検出され、本物質群による広範な水圈生態系の汚染が確認された。PFRs のなかでも TEHP、TEP、TnBP の検出率や濃度が高く、スウェーデン沿岸の魚類における TnBP 濃度と比較してもマニラ湾の魚類の汚染レベルは高い傾向にあった。従って、アジア途上国の水圈環境においても、先進国と同等かそれ以上の PFRs 汚染が広がっていることが示唆される。また、魚種により PFRs の濃度や組成は大きく異なっており、TPhP は食物連鎖による濃縮性が示唆された。今後は魚類以外にも多様な低次・高次生物を対象に調査を実施し、PFRs による生態曝露の実態と環境動態についてより詳細に解析する必要がある。また、日本・フィリピン・ベトナムのヒト母乳の分析結果では、TnBP, TPhP, TBOEP, TMPP, TCEP などの PFRs が高頻度で検出され、とくにフィリピンの PFRs 濃度がアジアの他国や既報のスウェーデンなどの結果と比較しても高いことが示された。よって、アジア地域において上記の PFRs が広く使用されており、その人体汚染や曝露リスクは、先進国のみならず、アジアの途上国等でも顕在化していることが示唆された。さらに母乳を介した乳幼児への曝露リスクについて評価した結果、TBOEP・TDC1PP（日本）や TCEP（フィリピン）に関して RfD に近接する摂取量が見積もられた。さらに既報のアジア人の母乳を対象とした BFRs の調査結果と比較したところ、PFRs による母乳汚染や曝露リスクは、アジアの都市住民において BFRs よりも顕著となっていることが示された。本研究は、アジア諸国のヒト母乳から PFRs を検出し、リスク評価を行った初めての試みである。今後さらに BFRs や他の化成品由来の化学物質に関する調査と併せて、ヒトへの曝露実態や影響を包括的に評価する必要がある。

### 5 \. 参考文献

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35) EPA. Integrated risk information system. U.S. Environmental Protection Agency; 2008. [http://www.epa.gov/iris_accessed_March_2015].

## 6 ．研究発表

#### 6.1. 誌上発表

1) Kim, J.-W., Isobe, T., Muto, M., Tue, N. M., Katsura, K., Malarvannan, G., Sudaryanto, A., Chang, K.-H., Prudente, M., Viet, P. H., Takahashi, S., Tanabe, S., 2014. Organophosphorus flame retardants (PFRs) in human breast milk from several Asian countries. Chemosphere 116: 91-97.

#### 6.2. 学会発表

1）磯部友彦・武藤衛・金俊佑・Tue, N. M.・桂加奈・Agus, S.・Malarvannan, G.・Maricar, P.・Viet, P. H.・高橋真・田辺信介(2013)：日本・ベトナム・フィリピンにおける母乳中有機リン系難燃剤レベルの比較．第22回環境化学討論会，東京，7-8月，講演要旨集，332-333.

2）桂 加奈・Tue, N. M.・Tuyen, L. H.・鈴木 剛・高橋 真・Viet, P. H.・田辺信介（2013）：ベトナム廃プラスチック処理地域で採取したヒト母乳の in vitro 内分泌攪乱活性スクリーニングと乳幼児のリスク評価．第22回環境化学討論会，東京，7-8月，講演要旨集，560-561.

3）高橋 真・Kim, J. W.・Tue, N. M.・磯部友彦・三崎健太郎・江口哲史・Riyadi, A. S.・Jang, H. S.・Viet, P. H.・田辺信介・松村千里（2013）：アジア途上国・新興国の廃棄物処理現場等におけるパー
フルオロ化合物の汚染実態と発生源プロファイルの解析，第22回環境化学討論会，東京，7-8月，講演要旨集，712-713.

4) Takahashi, S., Kim, J. W., Teu, N. M., Isobe, T., Misaki, K., Eguchi, A., Slamet, R., Jang, H. S., Viet, P. H., Tanabe, S. and Matsumura, C. (2013): Contamination status and emission profiles of perfluorinated compounds from waste treatment and recycling activities in some Asian countries. The 33rd International Symposium on Halogenated Persistent Organic Pollutants (DIOXIN 2013), Daegu, Korea, August, Abstract Book, P-0223.

5）磯部友彦・金俊佑・西岡宗一郎・張光弦・田辺信介（2013）：魚類中リン酸エステル系難燃剤の分析とヒト暴露評価，第16回日本水環境学会シンポジウム，沖縄，11月，講演集，167.

6) Isobe, T., Muto, M., Kim, J.W., Tue, N.M., Katsura, K., Sudaryanto, A., Malarvannan, G., Prudente, M., Viet P.H., Takahashi, S., and Tanabe, S. (2013): Organophosphate flame retardants (PFRs) in human breast milk from several Asian countries. 6th International Symposium on Brominated Flame Retardants, San Francisco, USA, April, Abstract, 35.

7）松神秀徳・Tue，N. M.・鈴木剛・染矢雅之・宇智田（野田）奈津代・藤森崇・Tuyen，L.H.・阿草哲郎・Viet，P.H.・高橋真・田辺信介・滝上英孝（2014）：ベトナム北部のE-wasteリサイクル施設における難燃剤の環境排出実態調査（第二報），第23回環境化学討論会，京都，5月，講演要旨集，246-247.

8) 西本慶・Kim, J. W.・西岡宗一郎・Sudaryanto A.・Ilyas, M.・Slamet R. A.・磯部友彦・田辺信介（2014）：リン酸エステル系難燃剤によるインドネシアの母乳汚染，第23回環境化学討論会，京都，5月，講演要旨集，258-259.