Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
(a)徳島・冷田川、2011年6月

(b)徳島、2011年12月

(c) 京都、2011年9月

(d) 埼玉、2011年10月

図(1)-9 平成23年度の河川水の魚類胚・仔魚毒性試験結果；(a) 徳島・冷田川、平成23年6月、(a) 徳島、平成23年12月、(c) 京都、平成23年9月、(d) 埼玉、平成23年10月.

平成23年度については、図(1)-9に示すようにのべ7試料中3試料から影響が検出され、平成22年度と合わせるとその有害影響の検出頻度は約5割であった。平成22年度も影響が検出された徳島の田宮川や冷田川から採取した試料からは致死の影響が、京都の西高瀬川で致死・孵化ともに影響が確認された。埼玉サイトについては、古隅田川の100％サンプルで顕著な致死および孵化に対する影響が検出されたが、鴨川では検出されなかった。
(a)徳島、2012年7月

(b)徳島・田宮川、2013年2月

(c) 埼玉、2012年11月

(d)京都、2012年12月

(e) 埼玉、2013年1月

(f) 埼玉・鴨川、2013年2月

図(1)-10 平成24年度の河川水の魚類胚・仔魚毒性試験結果；(a)徳島、平成24年7月、(b)徳島・田宮川、平成25年2月、(c)埼玉、平成24年11月、(d)京都、平成24年12月、(e)埼玉、平成25年1月、(f)埼玉、平成25年2月.

平成24年度については、のべ7試料のうち毒性影響が検出されたのは3試料のみであり、3年間を通じての検出率は約4割であり、平成23・24年度の藻類や3年間通じてのミジンコに対する有害影響の検出率に比べて低かった。毒性影響が検出された徳島・田宮川については、平成24年7月、平
成25年2月ともにOasis HLBによる前処理を実施すると、毒性影響は検出されず、界面活性剤やPPCPsを含む有機物が総毒性に寄与している可能性は高い。しかし、7月については、採水時期や流域に農耕地が少ないものの存在することから、農薬等の影響も否定できない。この点については網羅的なGC-MS等による化学分析を組み合わせることによる、詳細な毒性同定が今後必要である。一方で、埼玉の鴨川ではOasis HLBによる処理では十分に仔魚致死率の低減は確認されないなど、地点によって毒性原因物質群が異なることから、さらなる毒性同定に関する情報収集を進めるとともに、金属等陽イオンも含めた化学分析結果との照合が今後の課題といえる。

## (2) 河川底質の総毒性試験結果

続いて、ユスリカを用いて河川底質の毒性試験を実施した結果を図(1)-11および12に示す。ここで、棒グラフは羽化率であり、blankでは70〜90%程度であるが、それが河川底質では低下していることがわかる。

図(1)-11 平成23年度の河川底質のユスリカに対する毒性試験結果
(a)徳島、2012年7月

(b)徳島・田宮川、2013年2月

(c)埼玉・鴨川、2012年11月

(d)京都·西高瀬川、2012年12月

(e)埼玉・鴨川、2013年1月

(f) 埼玉・鴨川、2013年2月

図(1)-12 平成24年度の河川底質のユスリカに対する毒性試験結果；(a)徳島、平成24年7月、(b)徳島・田宮川、平成25年2月、(c)埼玉、平成24年11月、(d)京都、平成24年12月、(e)埼玉、平成25年1月、(f)埼玉、平成25年2月.

図(1)-11の平成23年度の結果を見てみると、徳島・冷田川を除く全ての地点の底質について、著しい羽化率の低下が観察された。特に古隅田川では人工底質で25%に希釈した際も、有意な羽化率の低下が認められた。図(1)-12の平成24年度の結果では、のべ7試料の全てについて、高濃度区では羽化に影響が検出された。しかしその一方で、徳島・田宮川などでは有害影響が検出されているにもかかわらず、野生のユスリカが大量に観察され、試験生物との感受性や有害化学物質に対する耐性の違いも明らかになった。
個別の生活関連物質の水生生物3種に対する毒性試験結果や、化学分析結果と照合して寄与率を推定した各サブテーマの融合部分の結果については、サブテーマ(2)および(3)において報告する。なお、本研究課題では、アドバイザーの意見に基づき、河川水への生活関連物質の添加実験も実施したので合わせて報告する。

## (3) 河川水への生活関連物質の添加実験結果

最後に，実際の都市河川中での生活関連物質の寄与を明らかにするために，サブテーマ(2)および(3)において徳島・田宮川や冷田川で2011年12月に検出された主要な生活関連物質の濃度（およびその2倍，4培等）を添加して水生生物3種の毒性試験を実施した。その結果について，実測値と，予測される影響（影響が濃度に比例する濃度加算モデルを仮定）を比較して図(1)-13～15に示す。

図(1)-13 徳島・田宮川河川水に主要な生活関連汚染物質を添加した藻類生長阻害試験結果

図(1)-14 徳島・田宮川（左）および冷田川（右）河川水に主要な生活関連汚染物質を添加したミジンコ繁殖毒性試験結果
図(1)-15 徳島・田宮川河川水に主要な生活関連汚染物質を添加した魚類胚・仔魚期短期毒性試験結果

図13に示すように、藻類については、飼育水では生長阻害が認められず、検出濃度の4倍濃度の生活関連物質を飼育水に添加した際も有意な生長阻害は確認できなかった。一方で、田宮川河川水自体からは有意ではないものの10%を超える生長阻害が確認され、その生長阻害は生活関連物質濃度を上昇させると有意に上昇し、予測値を大きく上回った。このことは、田宮川河川水中に元から含まれる金属等陽イオン等の有害物質と、添加した生活関連物質が相乗効果を引き起こしていることが推測される。

一方、図(1)-14のミジンコの結果では、田宮川もしくは冷田川河川水中では繁殖阻害が顕著ではないが、飼育水中の高濃度の生活関連物質添加系では繁殖阻害が確認された。このことは、田宮川や冷田川の河川水中に含まれる何らかの物質（もしくは孔径0.7μmのガラス繊維ろ紙を通過するバクテリア・コロイド等）が繁殖阻害を弱めるもしくは繁殖を促進することを示唆している。

最後に、図(1)-15の魚類については、田宮川河川水や助剤対照区、飼育水に添加した系では孵化率がほぼ100%であったのに対して、実際には田宮川河川水中では孵化がほとんど進まず、田宮川河川中に含まれる物質と添加した生活関連物質が相乗的な作用を引き起こし、孵化率を大きく減少させたものと考えられるが、その原因物質については不明であり、今後の検討を要する。

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

これまで、国内の河川水、特に都市河川水ならびに底質の水生生物3種に対する直接の毒性影響を調べた研究例は一部の急性試験を除いてほとんどなかった。本研究課題において生活排水や下水処理水が多く流れ込む河川水および河川底質の水生生物3種（藻類、ミジンコ、魚類）およびコスリカに対する毒性影響を調べたところ、濃縮などの前処理をおこなわない米国環境保護庁（USEPA）のWET試験法やOECDテストガイドラインに準じた亜慢性試験系で藻類やミジンコで約6割、魚類で4割から検出されたほか、ユスリカではほぼ全ての試料から有害性が検出された。このことは、これらの生活排水の影響を受ける都市河川環境が水生生物に対して悪影響を及ぼす物質等に汚染されており、ストレスを受けている状態であることを示唆している。

また、毒性同定評価の最初の段階である毒性原因物質の特徴化によって、今回選定した都市河
川については、藻類は有機物よりも無機物・陽イオンの影響が大きいことが示唆された一方で、ミジンコや魚類については、生活関連物質を含む有機物の寄与が大きい地点があることも示唆され、今後のより広範なデータ収集や詳細で網羅的な化学分析と組み合わせたアプローチが求められる。一方で、ユスリカについては、国産種のセスジュスリカを用いて河川底質の総毒性に対する寄与率を算出する方法が確立され、底質に蓄積する物質の河川環境中での評価・管理にも重要な役割を果たすと考えられる。また、河川水への生活関連物質の添加実験からは、河川水中の有害性に影響を及ぼす様々な物質による相乗・相加・拮抗などの複合影響・複合曝露は非常に複雑であり、未知な部分が多く、改めて河川水や底質等の総毒性を評価・管理する重要性が明らかになった。

## （２）環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

環境省では、平成21年度から排水・環境水の生物応答を用いた評価・管理に関する委員会を立ち上げて、USEPAのWET手法を参考に国内での導入に向けた議論を実施している。その中で、平成25年3月1日には環境省から「生物応答を用いた排水評価法（検討案）」が公表された。本研究のほとんどはこの試験法を元にして実施されているが、この試験法作成の取りまとめを担当した研究代表者にとって、重要なテストケースをもたらしたといえる。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

これまで、WET手法等の亜慢性試験を排水に適用した例 $ ^{12)} $ はいくつかあるものの、生活排水によって強い影響を受ける河川水に対する評価はなく、本研究成果は環境省の目指す「今後の水環境保全の在り方」でも「速やかに解決されるべき課題」として挙げられている「（8）生活排水対策」の課題解決に重要な役割を果たすことが期待される。また、上記の通り、「新たな思索の枠組みをつくる取組」の「（2）排水規制のあり方」における「生物応答を利用した排水管理手法の導入」における制度・運用ならびにバイオアッセイ技術検討の両方への寄与は既にある程度あるが、平成25年度以降も継続的な取組が予定されており、重要な知見として活用される可能性が高い。特に、本研究課題では、米国WETの毒性同定評価のPhase 1である毒性原因物質の特徴化の実施例も含めて、今後の排水だけでなく環境水への制度設計をしていく中で非常に重要な役割を果たしていくものと考えられる。

また、化学物質の管理の点からも、毒性同定評価の手法は、生態リスクが高く優先的にリスク管理に取り組むべき物質の絞込みに貢献し、水生生物保全の環境基準項目の設定や、「化学物質の環境リスク初期評価」の枠組み、PPCPsに関する研究班での取組を効率化・加速することに寄与することが期待される。さらに、生活関連物質を河川水に添加して毒性を評価した実験の成果は、複合曝露の評価の困難さを浮き彫りにしており、今後のさらなる検討の必要性が示された。

## 6 ．国際共同研究等の状況

特に記載すべき事項はない

## 7 ．研究成果の発表状況
## （1） 誌上発表

## <論文（査読あり）>

1) H. Yamamoto, I. Tamura, Y. Hirata, J. Kato, K. Kagota, S. Katsuki, A. Yamamoto, Y. Kagami, and N. Tatarazako: Sci Total Environ, 410-411, 102-111 (2011)

“Aquatic Toxicity and Ecological Risk Assessment of Seven Parabens: Individual and Additive Approach”

2) 安田侑右，米多佐織，田村生弥，駕田啓一郎，中田典秀，花本征也，亀田豊，木村久美子，鑪迫典久，山本裕史：土木学会論文集G(環境), 67, 7, III_249-III_256 (2011)

「生活排水に汚染された河川水に対する短期慢性毒性試験」

3) I. Tamura, K. Kimura, Y. Kameda, N. Nakada, N., and H. Yamamoto: Environ. Technol., “Ecological risk assessment of urban creek sediments contaminated by untreated domestic wastewater: potential contribution of antimicrobials and a musk fragrance”, (in press)

4) I. Tamura, K. Kagota, Y. Yasuda, S. Yoneda, J. Morita, N. Nakada, Y. Kameda, K. Kimura, N. Tatarazako, and H. Yamamoto: J. Appl. Toxicol., “Ecotoxicity, and screening level ecotoxicological risk assessment of five antimicrobial agents, triclosan, triclocarban, resorcinol, phenoxyethanol and p-thymol” (in press)

## くその他誌上発表（査読なし）>

1）山本裕史、安田侑右、米多佐織、池幡佳織、駕田啓一郎、田村生弥、中田典秀、亀田豊、木村久美子、鑪迫典久：第45回日本水環境学会年会講演集、生活排水によって汚染された河川水中の生活関連汚染化学物質の寄与の評価、88,2011.

2）安田侑右、米多佐織、田村生弥、池幡佳織、駕田啓一郎、中田典秀、亀田豊、木村久美子、鑪迫典久、山本裕史：第45回日本水環境学会年会講演集、生活排水によって汚染された河川水に対する短期慢性毒性試験、87,2011.

3) 米多佐織、安田侑右、田村生弥、池幡佳織、駕田啓一郎、中田典秀、亀田豊、木村久美子、鑪迫典久、山本裕史：第45回日本水環境学会年会講演集、Ceriodaphnia dubiaを用いた生活関連物質の生態リスク評価、729, 2011.

## （2） 口頭発表（学会等）

1) I. Tamura, Y. Yasuda, S. Yoneda, K. Kagota, K. Kimura, Y. Kameda, N. Tatarazako, and H. Yamamoto: SETAC Europe 21 $ ^{st} $ Annual Meeting, Milan, Italy 2011

“Ecological risk assessment of selected antifungal and antimicrobial agents in small urban creeks in Tokushima, Japan, with unsewered drainage area”（ポスター発表）

2) H. Yamamoto, Y. Yasuda, S. Yoneda, I. Tamura, K. Kagota, N. Nakada, Y. Kameda, K. Kimura, and N. Tatarazako: SETAC Europe 21 $ ^{st} $ Annual Meeting, Milan, Italy 2011

“Evaluation of Whole Toxicity of the River Waters Sampled in Urbanized Area of Japan, Mainly Contaminated by Treated or Untreated Sewage” （ポスター発表）

3) 安田侑右，米多佐織,田村生弥,駕田啓一郎,中田典秀,木村久美子，亀田豊,鑪迫典久,山本裕史：第20回環境化学討論会(2011)

「水生生物3種とセスジュスリカを用いた河川水・底質に対する短期慢性毒性試験」
4）山本裕史，安田侑右，駕田啓一郎，田村生弥，鑪迫典久：第66回土木学会全国大会共通セッション

「WET手法を用いた排水・環境水の評価および管理の可能性」

5) 安田侑右，田村生弥,駕田啓一郎,米多佐織,森田隼平,中田典秀,木村久美子，亀田豊,鑢迫典久，山本裕史：第17回バイオアツセイ研究会・日本環境毒性学会合同研究発表会(2011)

「Ceriodaphnia dubiaを用いた都市河川に対する短期慢性毒性試験と窒素・リン等栄養塩の及ぼす影響評価」

6) H. Yamamoto, Y. Yasuda, S. Yoneda, I. Tamura, K. Kagota, N. Nakada, Y. Kameda, K. Kimura, and N. Tatarazako: SETAC North America 32^{nd} Annual Meeting, Boston, USA 2011

“Ecotoxicity of Sediments Sampled in Urban Rivers and Streams Dominated by Domestic Sewage: Potential Contributions of PPCPs” （ポスター発表）

7）安田侑右、米多佐織、田村生弥、駕田啓一郎、中田典秀、花本征也、亀田豊、木村久美子、鑢迫典久、山本裕史：第48回環境工学研究フォーラム(2011)

「生活排水に汚染された河川水に対する短期慢性毒性試験」

8）安田侑右、田村生弥、駕田啓一郎、米多佐織、森田隼平、中田典秀、木村久美子、亀田豊、鑪迫典久、山本裕史：第46回日本水環境学会年会(2012)

「水生生物3種の短期慢性毒性試験を用いた都市河川の生態毒性と生活関連物質の寄与の評価」

9) H. Yamamoto, Y. Yasuda, I. Tamura, K. Kagota, N. Nakada, Y. Kameda, K. Kimura, N. Tatarazako: SETAC Europe 22^{th} Annual Meeting, Berlin, Germany 2012

“Contribution of PPCPs and Surfactants on the Sub-chronic Toxicity of Effluent-Dominated Urban Creeks for Aquatic Organisms” (ポスター発表)

10) 田村生弥，安田侑右，中野太洋，亀田豊，木村久美子，中田典秀，鑢迫典久，山本裕史：第21回環境化学討論会(2012)

「都市河川底質の底生生物に対する生態毒性と生活関連汚染物質の寄与」

11) Y. Yasuda, S. Yoneda, J. Morita, K. Kagota, I. Tamura, N. Nakada, K. Kimura, Y. Kameda, N. Tatarazako, and H. Yamamoto: SETAC Asia-Pacific Kumamoto 2012

“Whole river water short-term chronic toxicity of urban streams in Japan and the contribution of PPCPs and surfactants”

12) 村田大起，森田隼平，安田侑右，駕田啓一郎，田村生弥，鑢迫典久，中田典秀，Vimal Kumar，亀田豊，木村久美子，山本裕史：第47回日本水環境学会年会(2013)

「水生生物を用いた生活関連物質の河川水での複合毒性影響の評価」（ポスター発表）

13) 安田侑右，田村生弥，村田大起，Vimal Kumar，中田典秀，亀田豊，木村久美子，鑢迫典久，山本裕史：第47回日本水環境学会年会(2013)

「水生生物3種の短期毒性試験を用いた都市河川水中のPPCPsと界面活性剤の寄与の評価と毒性同定評価」

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項はない
## （４）シンポジウム、セミナー等の開催（主催のもの）

特に記載すべき事項はない

## （５）マスコミ等への公表・報道等

特に記載すべき事項はない

## （6） その他

特に記載すべき事項はない

### 8 \. 引用文献

1）高田秀重：医薬品・化粧品類(PPCPs)による水環境汚染、用水と廃水、50(7), 35-105, 2008.

2) Daughton, C. and Ternes, T.: Environ. Health Persp., 107, Supple. 6, 907-938, 1999.

3) 山本裕史ほか：環境衛生工学研究, 22, 77-85, 2008.

4) 新エネルギー・産業技術総合開発機構: 化学物質の初期リスク評価書Ver. 1.0 No.5 直鎖アルキルベンゼンスルホン酸及びその塩, 2005.

5) USEPA: Short-term Methods for Estimation the Chronic Toxicity of Effluents and Receiving Waters to Freshwater Organisms, Fourth Edition, 2002.

6) USEPA: Ecological Effects Test Guidelines, OPPTS 850.1735, Whole Sediment Acute Toxicity Invertebrates Freshwater, 1996.

7) OECD: Guideline for Testing of Chemicals No.201, 2006.

8) 環境省・国立環境研究所：生物応答を用いた排水試験法（検討案）、2013.

9) Environment Canada: Biological Test Method: Test of Reproduction and Survival Using the Cladoceran Ceriodaphnia dubia, EPS1/RM/21, Second Edition, 2007.

10) OECD: Guideline for Testing of Chemicals No.212, 1998.

11) OECD: Guideline for Testing of Chemicals No.218, 2004.

12) 山本裕史ほか：環境工学研究論文集，47, 727-734, 2010.
# (2) 水・底質試料中の界面活性剤、医薬品類等の濃度測定と総毒性への寄与率の評価

京都大学大学院工学研究科 中田典秀

徳島大学大学院ソシオ・アーツ・アンド・サイエンス研究部 山本裕史

平成22～24年度累計予算額：4,108千円

（うち、平成24年度予算額：1,300千円）

予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

本研究課題では、サブテーマ(1)および(3)と同様の徳島・京都・埼玉の生活排水による汚染が大きいと考えられる河川水のベ50試料ならびに河川底質14試料を採取し、固相抽出後にLC-MS/MSを用いて医薬品63種と陰イオン界面活性剤直鎖アルキルベンゼンスルホン酸(LAS)の一斉分析をおこなった。その結果、河川水から最も高濃度で検出されたのはcaffeine（最大11,000 ng/L）で、次いで鎮痒剤crotamiton（最大2,780 ng/L）、抗精神病薬・消化性潰瘍用剤sulpiride（最大1,260 ng/L）が検出された。他に解熱鎮痛剤acetaminophen、抗菌剤clarithyromycin、levofloxacin、sulphamethoxazoleなどが最大1,000 ng/L程度で検出された。医薬品類濃度が比較的高かったのは、徳島・田宮川、冷田川、京都・西高瀬川、宇治排水路、埼玉・古隅田川などであった。検出された医薬品のうち難除去性のsulpirideに対し、主に台所排水として排出され易除去性のcaffeineと、主にトイレ排水として排出されるacetaminophenの比を算出したところ、徳島の河川水中では概ね流入下水と同レベルであったが、acetaminophen/sulpiride比が流入下水に比べ若干低く、浄化槽（特に単独）または汲み取り方式による処理が示唆された。LASについては、C11-LASがほぼすべての地点で卓越しており、濃度最大は埼玉・鴨川で約400 μg/Lで検出され、検出濃度は新たに設定された水生生物保全のための環境基準値である0.02～0.05 mg/Lを大きく上回っていた地点が多かった。LASは下水処理場での除去率が極めて高いが、本研究課題の調査対象地点のように、下水道が未整備かつ浄化槽による処理区域では、極めて高濃度で排出されていると推定される。底質からは主として、比較的炭素鎖の長いC13-LASが検出され、最大37 μg/gであった。検出濃度が高いもしくは潜在的生態リスクが高い物質から優先的に水生生物3種とユスリカの試験を実施し、検出濃度とあわせて、寄与を推算した。藻類についてはtriclocarbanやclarithromycinなどの寄与が比較的大きい一方で、ミジンコや魚類については、LASの寄与が比較的大きく、地点によるバラつきもあるが最大で100%を超過する地点もあった。

[キーワード]

医薬品、生活排水、LAS、生態毒性、寄与率

### 1. はじめに

河川水や底質には多種多様な汚染物質が含まれており、それらが原因で水生生物に毒性を発現させることから、個別物質ごとの濃度により管理が行われている。しかし近年では、物質同士の複合影響や未規制物質の管理等の問題が顕在化して、河川水や底質に試験生物を直接曝露させ総
毒性を評価・管理する方法が提案されており、すでに米国等ではWET（総排水毒性）試験を実施している。一方で、生活排水中の生活関連物質は近年PPCPs (Pharmaceuticals and Personal Care Products)と称され、それらが持つ特有の生理活性の点から、世界的にも水生生物への毒性やリスクについて研究が行われ、その影響が懸念されている。また、界面活性剤として使用・排出量の多い直鎖アルキルベンゼンスルホン酸は平成25年4月に新たに水生生物保全のための水質環境基準に追加されたほか、水域への排出量がPRTRの推定値でも多く、水生・底生生物への有害影響が懸念されている。しかしながら、日本の河川は、一般的に生活排水や生活排水を処理した下水放流水の河川流量に対する寄与率が高く、河川水や底質の総毒性評価・管理を実施する場合、PPCPsやLAS等の界面活性剤の寄与に関する情報は有害化学物質の総体的なリスク、つまり総毒性の低減策の検討上で重要であると考えられる。

## 2 ．研究開発目的

上記背景を鑑み、本研究サブテーマの目的は生活排水や下水放流水の寄与が大きいが流域の下水道普及率の異なる徳島、京都、埼玉の河川を選定し、それらの水や底質（10箇所程度）に含まれるPPCPsおよびLASの濃度分析手法を確立することを目的とした。さらに、確立した方法を用いて、河川水や底質中の各物質の濃度を把握することを目的とした。加えて水中及び底質中の濃度組成と各化学物質の物理化学的特性、既存の毒性データベースから、総毒性への寄与説明に重要と思われる化学物質を選定した。一方で、これらの濃度データをサブテーマ(1)で評価される総毒性試験結果と比較し、これらPPCPsおよびLASの総毒性に対する寄与率推定をおこなうこととした。

## 3 ．研究開発方法

## (1) 試料採取地点

サブテーマ(1)および(3)と同時に採取した徳島、京都、埼玉で採取した水試料のうち、平成22年度は28試料、平成23・24年度は各7試料について固相抽出後、医薬品63種のLC-MS/MSによる分析を京都大学で実施した。ここでは、京都サイトにおける採集地点について説明する。平成22年度は、下水処理水の混入率、排水種の差異の観点から桂川久世橋、桂川宮前橋、西高瀬川天神橋、巨椋池排水幹線主排水二号水路地点（以下、宇治排水路）の4か所を選定した（図(2)-1、写真(2)-1）。

図(2)-1 京都周辺の試料採取地点の地図
写真(2)-1 京都周辺の水試料採取地点周辺の写真

(左から桂川久世橋、桂川宮前橋、西高瀬川天神橋、宇治排水路)

桂川久世橋は、上流に下水道普及率が約8割の亀岡市からの排水を受けているものの、自流量に対する下水処理水の割合が約5％と見積もられる。一方、桂川宮前橋は、京都市中心部にある2つの下水処理場からの排水が混入する地点より下流に位置し、河川水量の約4割が下水処理水だと概算される。西高瀬川天神橋は、上記の2つの下水処理場からの排水が主な水源で、下水処理水の割合がほぼ100％を占めている。宇治排水路の集水域は下水道整備途上地域であり、流入する排水は主に浄化槽排水である。さらに、同排水路上流へは病院排水が流入している。平成22年度は上記の4地点全てとしたが、研究の経過に伴い、総毒性が高く、比較的PPCPsやLASの濃度が高い地点として、平成23年度は西高瀬川と宇治排水路、平成24年度は西高瀬川に地点を絞り込んだ。

## (2) 分析对象物質と前処理・分析方法

本研究における分析対象である医薬品類とその物性を表(2)-1にまとめた。水試料中の医薬品類の分析方法の概略を以下に示す。医薬品類分析用試料には，探水後直ちにアスコルビン酸とエチレンジアミン−N,N,N',N'−四酢酸ニナトリウム塩二水和物（以下，EDTA-2Na）をそれぞれ1 g/Lとなるよう添加した。試料をガラス繊維ろ紙（GF/F，粒子保持能0.7 μm，Whatman社製）によりろ過し，ろ液中に含まれる医薬品類をOasis HLB（充填量200 mg，Waters社製）カートリッジによる固相抽出を行った。固相抽出前に，ろ液試料にサロゲート物質の混合溶液を適当量添加し，攪拌後，あらかじめメタノール5 mL，0.5 N 塩酸10 mL，超純水10 mLによりコンディショニングしたカートリッジに試料を10 mL/minで通水した。通水後，希塩酸（pH 4）で洗浄した。このカートリッジを遠心脱水（3,000 rpm，10分間）と窒素気流下で乾燥させた後，メタノール4 mL，ジクロロメタン：メタノール（1：1，v/v）溶液4 mLで目的物質を溶出した。この溶出液を窒素気流下で濃縮乾固し，超純水：メタノール（8：2，v/v）溶液1 mLに再溶解させ，これを分析試料とした。対象物質の測定には，LC-MS/MS（LCはWaters製ACQUITY UPLC system、MS/MSはWaters製Quattro micro API）を使用した。底質中の医薬品類の分析方法の概略を以下に示す。得られた試料底泥は，まず遠心分離（3,000 rpm，10分間）により上澄みを取り除き，沈殿物を2 mmメッシュのふるいにより，直径2 mm以下の粒子を分析試料として得た。この試料を，成宮らの方法¹）により超音波抽出し，得られた抽出液を前述のOasis HLBを用いた固相抽出，LC-MS/MSによる分析に供した。
流下で濃縮乾固させ，1 mLのアセトニトリル水溶液（1:9）で再溶解させ，LC-MS/MS分析に供した。堆積物中のLASは，PPCP同様に底質を処理した後，8 mLのメタノール水溶液（1:1）により10分間の3回超音波抽出した。その後，抽出液をMilli-Q水で希釈し，有機溶媒濃度を5%以下にし，水試料と同様に固相抽出の後，LC-MS/MS分析に供した。

## (3) 寄与率の算出方法

個別の医薬品やLASの毒性試験は、サブテーマ(1)の報告部分に記載した方法について、排水を医薬品やLASに置き換えて濃度区を増やして実施した。ここでは、詳細な試験方法は省略する。

サブテーマ(1)で測定した水・底質試料の水生生物3種およびユスリカに対する総毒性と比較することで、PPCPsやLASの総毒性への寄与率を推算することとした。ここで、それぞれの毒性値の逆数である毒性単位(Toxicity Unit)を、河川水全体について算出した。つまり、

$$ \mathrm{TU_{whole}=1/NOEC} $$

として，全体のTUを算出した。なお，各生活関連物質についても，実際のその物質の河川水からの検出濃度とNOECとの比をとったものを，個別物質iのTUである $ TU_{i} $ として算出した。この $ TU_{i} $ について，それぞれの物質の作用が相加的かつ濃度加算的な影響があると仮定した場合，上記の物質について足し合わせたものは，

$$ \Sigma\mathrm{T U}=\mathrm{T U}_{i}+\mathrm{T U}_{j}+\mathrm{T U}_{k}+\quad\cdot\quad\cdot\quad\cdot\quad\cdot $$

として足し合わせで算出できる。この足し合わせによって，生活関連物質の総毒性に対する寄与率である

$$ ( 寄与率 )=\Sigma TU/TU_{whole}\times100 $$

を概算した。

## 4 ．結果及び考察

## （１）界面活性剤、医薬品類等の濃度測定結果

## 1 ）河川水中の濃度測定結果

平成22年度は50物質、平成23年度は49物質、平成24年度は45物質については少なくとも1試料からは検出された。京都サイト、埼玉サイト、徳島サイトの各調査対象河川における調査結果をそれぞれ表(2)-2、3、4に示す。
表(2)-4（続き）

(ng/L)	德島サイト
神宮入江川	飯尾川	今切川	打樋川
H22	H23	H22	H23	H22	H22
11/30	2/13	11/30	2/13	7/20	7/20
2-QCA	N.D.	2.9	12.5	15.0	N.D.	N.D.
Acetaminophen	225	308	48.9	387	2.7	27.4
Antipyrine	N.D.	N.D.	N.D.	9	N.D.	N.D.
Atenolol	35.0	72.4	N.D.	31.8	N.D.	N.D.
Azithromycin	16.5	23.6	6.8	28.9	N.D.	0.5
Bezafibrate	225	229	32.9	179	N.D.	39.9
Caffeine	2,192	4,871	633	4,006	107	1040
Carbamazepine	64.8	51.7	11.3	23.4	0.2	3.3
Ceftiofur	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Chlortetracycline	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Ciprofloxacin	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Clarithromycin	59.6	225	36.8	372	1.7	22.1
Clenbuterol	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Clofibric acid	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Crotamiton	912	975	105	370	6.9	73.6
Cyclophosphamide	N.D.	N.D.	N.D.	1.3	N.D.	N.D.
Diclazuril	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Diclofenac	109	43.3	6.8	15.9	N.D.	N.D.
Diltiazem	15.1	16.0	3.9	3.8	N.D.	N.D.
Dipyridamole	13.6	18.5	N.D.	5.1	N.D.	N.D.
Disopyramide	2.1	7.0	20.5	102	2.2	11.7
Enrofloxacin	N.D.	17.5	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Erythromycin	50.5	162	11.9	107	3.5	6.9
Ethenzamide	5.8	1.3	N.D.	2.5	N.D.	0.9
Fenoprofen	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Furosemide	139	33.4	N.D.	5.2	N.D.	N.D.
Griseofulvin	7.4	4.1	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Ibuprofen	N.D.	N.D.	N.D.	61.2	N.D.	N.D.
Ifenprofil	11.2	5.8	N.D.	3.8	N.D.	N.D.
Indometacin	59.7	93.0	18.4	54.1	N.D.	9.4
Isopropylantipyrine	N.D.	2.6	N.D.	3.2	N.D.	N.D.
Ketoprofen	102	12.6	N.D.	2.3	N.D.	N.D.
Levofloxacin	196	151	10.7	28.2	N.D.	12.9
Lincomycin	20.5	12.4	1.3	2.1	N.D.	N.D.
Mefenamic acid	7.2	17.0	5.6	7.4	N.D.	4.2
Metoprolol	33.3	18.0	N.D.	3.7	N.D.	N.D.
N,N-diethyl-m-toluam	18.9	11.5	8.4	13.8	12.4	197
Nalidixic-acid	N.D.	N.D.	9.2	5.6	N.D.	N.D.
Naproxen	18.4	24.2	N.D.	4.0	N.D.	N.D.
Norfloxacin	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Oxytetracycline	N.D.	N.D.	10.0	N.D.	N.D.	N.D.
Pirenzepine	31.3	47.1	2.3	3.6	N.D.	8.1
Primidone	N.D.	N.D.	2.2	5.3	N.D.	N.D.
Propranolol	N.D.	2.2	N.D.	2.3	N.D.	N.D.
Roxithromycin	3.2	28.7	4.2	12.2	N.D.	N.D.
Salbutamol	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Sulfadimethoxine	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Sulfadimidine	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	53.1
Sulfamerazine	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Sulfamethoxazole	58	45.3	12.2	62.8	N.D.	N.D.
Sulfamonomethoxine	N.D.	4.0	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Sulfapyridine	55	223	14.2	72.7	N.D.	36.8
Sulfathiazole	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Sulpiride	1,263	977	32.4	137	1.4	63.2
Tetracycline	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Theophylline	140	316	34.2	261	5.2	30.6
Thiamphenicol	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Tiamulin	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.
Triclocarban	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	20.0
Trimethoprim	2.7	4.3	11.6	11.0	N.D.	N.D.
Tylosin	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.

N.D.: 定量下限値以下、N.A.: サロゲートの回収率が30%未満のため乗却

DEET: N,N-diethyl-m-toluamide

2-QCA: 2-quinoxaline carboxylic acid
最も高濃度で検出されたのは茶やコーヒーの成分で強心剤としても用いられるcaffeineであり、徳島の田宮川において最大11,000 ng/Lで検出された。次いで高い濃度で検出されたのは鎮痒剤のcrotamitonが徳島の冷田川において最大2,780 ng/Lで、抗精神病薬や消化性潰瘍用剤等として使われるsulpirideも最大1,260 ng/L（徳島、神宮入江川）で検出されるなど、この3種は全ての試料から検出された。他に高濃度検出された物質としては、解熱鎮痛剤のacetaminophen、高脂血症用剤のbezafibrate、気管支拡張剤のtheophyllin、ニューキノロン系抗菌剤のlevofloxacin、サルファ剤（抗菌剤）のsulphamethoxazoleなどが最大で1,000 ng/L程度で検出されている。これらの医薬品類濃度が高かったのは、徳島では田宮川、冷田川、埼玉では古隅田川で、京都の宇治排水路でも特に抗菌剤が高濃度で検出された。一方で下水処理水が大量に流れ込む京都の西高瀬川では、下水処理を受けにくい医薬品類（例えばcrotamitonやsulpiride）が高濃度で検出された。医薬品類が高濃度で検出された徳島の各地点および埼玉の古隅田川については下水道が未整備であり、未処理の排水が高い割合で流れ込んでいることが主要な原因として考えられ、京都の宇治排水路ではそれに加えて病院排水の影響も示唆される。

河川水中の医薬品類の濃度は、単位人口当たりの使用量に地域差が無いと仮定すると、医薬品を含む排水の処理レベル、処理水の放流後の希釈容量により変動すると考えられる。各河川に流入する排水を分類するため、検出された医薬品のうち、難除去医薬品類であるsulpirideに対し、主に台所排水として排出される易除去医薬品類であるcaffeineと、主にトイレ排水として排出されるacetaminophenの比を算出した（図(2)-1）。また、比較として下水処理場（n=2）の流入下水と下水処理水（各n=20）中の同濃度比も合わせて示した。この図から分かる通り、下水処理過程により両比は2～3桁低下する。徳島の河川水中のこれらの比は、概ね流入下水と同レベルであったが、acetaminophen/sulpiride比が流入下水に比べ若干低く、同地における浄化槽（特に単独）または汲み取り方式による処理が示唆される。最も両比が低い値を示した京都の河川水は西高瀬川の値であり、この河川がほぼ100%下水処理排水であることと調和的である。他の京都、宇治、埼玉の河川においても、他の分析対象成分の分析結果から希釈割合は異なると推察されるが、処理レベルの低い下水の混入が両比の比較から推測される。

図(2)-1 下水と下水処理水中 $ ^{2)} $ 、京都、埼玉、徳島の河川水中の難除去医薬品sulpirideに対するacetaminophenとcaffeineの比較
河川水中の界面活性剤については、平成23年度以降の試料について炭素鎖8および10～14について分析を実施した。検出濃度を表(2)-5、また濃度と濃度比を図(2)-2に示す。C11-LASがほぼすべての地点で卓越しており、濃度最大は埼玉・鴨川で約400μg/Lで検出された。これらの濃度は新たに設定された水生生物保全のための環境基準値である0.02～0.05mg/Lを大きく上回っていた。LASは下水処理場での除去率が極めて高いと報告されているが、本研究課題の調査対象区のように、下水道が未整備かつ単独合併浄化槽による処理区域では、極めて高濃度のLASが排出されていることが示された。

表(2)-5 京都、埼玉、徳島サイトの各河川水中に含まれる界面活性剤LASの濃度

(μg/L)	京都サイト	埼玉サイト	徳島サイト
西高瀬川	西宇治	鴨川	古隅田	冷田川	田宮川
H23	H24	H23	H23	H24	H25	H25	H23	H23	H23	H24	H23	H24	H25
9/26	12/20	9/26	10/20	11/5	1/21	2/28	10/20	6/30	12/16	7/5	12/16	7/5	2/28
C8-LAS	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	N.D.	ND	N.D.	0.4	ND	N.D.	ND	0.4	ND
C10-LAS	27.1	0.2	73.8	62.6	6.2	184	20.5	135	40.1	74.0	9.7	229	6.2	26.6
C11-LAS	53.2	0.5	184	180	17.5	414	144	308	126	197	34.4	401	26.0	145
C12-LAS	0.3	0.0	13.4	10.9	17.4	127	110	37.3	14.5	59.8	35.7	102	28.7	50.4
C13-LAS	0.1	N.D.	6.8	5.7	20.8	36.9	17.5	15.9	6.2	39.0	78.9	54.5	58.5	25.7
C14-LAS	N.D.	0.01	N.D.	N.D.	0.06	1.36	0.26	0.6	1.2	ND	0.33	ND	0.07	0.24

N.D.: 定量下限值以下

図(2)-2 京都、埼玉、徳島サイトの各河川水中に含まれる界面活性剤LASの(a)濃度、(b)組成

## 2 ）河川底質中の濃度測定結果

さらに、平成23年度以降については、採取した底質についても分析を実施した。医薬品類の分析結果を表(2)-6に、LASの分析結果を表(2)-7に示す。まず医薬品類については、Caffeineの検出頻度が高かったが、各地点の河川水中のcaffeine濃度が高かったことから、間隙水由来のものと考えられる。また、本テーマでは水溶性の化学物質を主なターゲットとしていることから、多くの成
表(2)-7 京都、埼玉、徳島サイトの各河川底質中に含まれる界面活性剤 LAS の濃度

京都サイト	埼玉サイト	徳島サイト
西高瀬川	西宇治	鴨川	古隅田	冷田川	田宮川
(ug/g-dry)	H23	H24	H23	H23	H24	H25	H25	H23	H23	H23	H24	H23	H24	H25
9/26	12/20	9/26	10/20	11/5	1/21	2/28*	10/20	6/30	12/16	7/5	12/16	7/5	2/28*
C8-LAS	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND	ND
C10-LAS	ND	0.01	0.84	ND	1.26	0.01	418	ND	ND	ND	1.71	ND	0.02	33.3
C11-LAS	0.81	0.06	2.46	3.07	4.46	0.05	14,400	2.03	ND	ND	6.31	ND	0.26	991
C12-LAS	0.14	0.07	3.72	2.66	4.51	0.04	24,000	1.21	0.24	0.39	5.76	0.14	0.76	1,580
C13-LAS	0.21	0.07	6.37	4.94	5.48	0.05	37,700	2.09	1.19	0.97	13.9	0.41	3.49	1,080
C14-LAS	ND	0.01	0.48	1.99	0.03	N.D.	715	0.07	ND	ND	0.40	ND	1.78	66.3

N.D.: 定量下限値以下、N.A.: サロゲートの回収率が30%未満のため乗却

*検量線の範囲を超過したため参考値

図(2)-3 京都、埼玉、徳島サイトの各河川底質中に含まれる界面活性剤LASの組成

## （２）寄与率の算出結果

検出された医薬品類のうち、濃度が高い物質や生態リスクが比較的高いと懸念されているtriclocarban $ ^{3} $ 、LASの主成分であるC11～13について、サブテーマ(1)に記載した方法で水生生物3種およびユスリカを用いた亜慢性試験を実施した。その結果を表(2)-8に示す。藻類について8物質（かつて、徳島大学で実施した物質 $ ^{4} $ ）と合わせると16物質）、ミジンコ15物質、魚類11物質、ユスリカ1物質（triclocarbanのみ）の医薬品についての結果が明らかになった。また、LASについても、C11～C13について水生生物3種、ユスリカについては、底質での濃度が高いC12とC13の2種についての結果を得ることができた。

毒性が強いのは、藻類については、抗菌剤のtriclosan（サブテーマ(3)において化学分析しているのでそちらに記載）や、マクロライド系抗生剤のclarithromycin、ミジンコについては抗菌剤のtriclocarbanや抗生物質のlevofloxacinのほか、界面活性剤のC13-LASなども毒性が比較的強かった。魚類については、triclosan、triclocarban以外の物質の毒性はそれほど強いレベルではなかった。PPCPsや界面活性剤の総毒性への寄与の概算には十分ではあるが、毒性試験の実施物質はまだ不十分な点も残っており、引き続き実施をしていく必要がある。
表(2)-8 医薬品類とLASの水生・底生生物に対する毒性試験結果（単位はμg/L、コスリカはμg/g）

藻類生長阻害試験(ムレミカツキモ)	ミジンコ繁殖試験(ニセネコゼミジンコ)	魚類胚・仔魚期毒性試験(ゼブラフィッシュ)	ユスリカ底質試験(セスジュスリカ)
対象物質	72 h-NOEC	8 d-NOEC	9 d-NOEC	20 d-NOEC
levofloxacin	310	29	-	-
azithromycin	8	-	-	-
clarithromycin	2	-	-	-
triclocarban	3.1	2.7	25	2.5
sulfamethoxazole	500	140	31,000	-
mefenamic acid	2,500 $ ^{(4)} $	560	170	-
atenolol	10,000 $ ^{(4)} $	7,700 $ ^{<} $	44,000	-
acetaminophen	550,000 $ ^{(4)} $	700	78,000	-
indomethacin	840 $ ^{(4)} $	300	-	-
ibuprofen	2,000 $ ^{(4)} $	8,500	-	-
propranolol	1,000 $ ^{(4)} $	230	3,200	-
disopyramide	-	-	34,000	-
sulpiride	-	1,800	28,000 $ ^{<} $	-
caffein	1,400	35,000	31,000	-
carbamazepine	6,400 $ ^{(4)} $	8,500	32,000	-
DEET	100	7,200	-	-
crotamiton	1,100	2,500	31,000	-
ifenprodil	180 $ ^{(4)} $	460	-	-
C $ _{11} $ -LAS	11,100	1,900	4,500	-
C $ _{12} $ -LAS	4,100	1,100	1,200	160
C $ _{13} $ -LAS	1,800	70	280	150

一部の物質については、サブテーマ(3)での分析対象であるため、そちらに個別の物質の毒性試験結果も合わせて掲載した。寄与率について、薬類、ミジンコ、魚類、ユスリカについて、平成23年度および24年度の結果について概算した結果をそれぞれ図(2)-4、5、6、7に示す。なお，ここで河川（地点）名を赤色にしている部分は、総毒性において毒性影響が検出されている地点であり、黒色は毒性影響が検出されず、TU<1となった地点についてTU=1と仮定して算定したものである。

図(2)-4 河川水の藻類に対する総毒性への生活関連物質の寄与率概算値
図(2)-4に示すように、藻類の総毒性への寄与が大きいのは抗菌剤のtriclosanであり、次いでマクロライド系抗生物質のclarithromycinやtriclosanと化学構造や用途が類似した抗菌剤triclocarbanなどの寄与が大きかった。一方、陰イオン界面活性剤LASの寄与はtriclosan等と比較すると小さく、最大で6%であった。今回選定した物質の寄与率概算値の総和は10～40%の範囲内であった。しかしながら、サブテーマ(1)で報告したようにOasis HLBやAC-2の様な有機物を除去する固相抽出カートリッジによる前処理での毒性の低減は顕著ではなく、むしろ陽イオン交換樹脂LC-WCXによる毒性影響の改善が顕著であり、PPCPsや界面活性剤等の生活関連物質の寄与はある程度は存在するものの無機物・陽イオンの影響が大きい可能性が高い。

図(2)-5 河川水のミジンコに対する総毒性への生活関連物質の寄与率概算値

次に、図(2)-5に示すように、ミジンコの総毒性への寄与が大きいのはC13-LAS、C12-LAS、C11-LASをはじめとした陰イオン界面活性剤LASであり、PPCPsの寄与率の総和は最大でも2%程度に過ぎなかった。LASを含めた全体の毒性への寄与率は、最大では2011年12月の徳島・田宮川や2012年7月の徳島・冷田川で、100%を大きく上回っていた。しかしその一方で、毒性影響が検出された2012年12月の京都・西高瀬川や2011年10月の埼玉・鴨川では試料の総毒性へのLASの関与は2%を下回っており、非常に低かった。ミジンコについては、サブテーマ(1)の毒性原因物質の特徴化では、Oasis HLBやAC-2などの有機物を捕捉する固相抽出カートリッジでの毒性影響の改善が見られたため、ある程度は界面活性剤やPPCPsなどの寄与が大きい一方で、農薬（主として殺虫剤と推定
される）等の寄与も考えられるほか，陽イオン交換樹脂のLC-WCXでも一定の毒性影響の改善が確認されたことから，無機陽イオンの影響も否定できない。

図(2)-6 河川水の魚類に対する総毒性への生活関連物質の寄与率概算値

次いて、図(2)-6に示すように、魚類の総毒性への寄与が比較的大きいのは、ミジンコ同様にC13-LAS、C12-LAS、C11-LASをはじめとした陰イオン界面活性剤LASであり、PPCPsの寄与率の総和は最大でも2%程度であった。LASを含めた全体の毒性への寄与率は最大では2012年7月の徳島・冷田川で約30%であった。ミジンコ同様に2012年12月の京都・西高瀬川等の試料では、総毒性へのLAS・PPCPsの関与は2%を下回っており非常に低かった。サブテーマ(1)の固相抽出カートリッジによる毒性同定評価や毒性原因物質の特徴化では、2012年7月の田宮川の試料ではOasis HLB等の有機物を除去した場合に毒性が低減したことから、界面活性剤やPPCPs以外の有機物による毒性影響が懸念される。
図(2)-7 河川底質のユスリカに対する総毒性への生活関連物質の寄与率概算値

最後に、図(2)-7に示すように、ユスリカの総毒性への寄与が比較的大きいのは、香料のHHCBや抗菌剤のtriclosan、triclocarbanであり、C12, C13-LASの寄与率も合わせた総和は最大でも約8%であった。そのことから、他の物質の寄与も考えられるため、今後は詳細な毒性同定評価が求められる。

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

徳島、京都、埼玉の3府県の生活排水に汚染された河川において約60種の医薬品類の存在濃度が明らかになったもので、医薬品類のホットスポット汚染について貴重なデータベースとなりうると考えられる。また、下水での処理効率を表すCaffeine/Sulpiride比やCaffeine/Acetaminophen比によって、単独浄化槽や汲み取りによる処理効率の低さを指摘する成果は、新規性が高い。また、サブテーマ(3)で研究されたパーソナルケア製品同様、各医薬品類の総毒性への寄与率の推定によって得られた知見は新規汚染物質である医薬品類の重要性を示す有効な成果であると考えられる。一方、環境中のLAS等の界面活性剤の検出濃度もかなり高く、毒性発現へ影響を及ぼす可能性が考えられ、有機汚染物質の環境動態と毒性について取り組む本課題において、界面活性剤と医薬品類を生活排水由来の物質として同時に分析することは、有機汚染物質の排出源解析の点からも意義深い。

## (2) 環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

環境省では、「PPCPsによる生態系影響把握研究班」を組織し、その検出情報や、生態系への有害影響の程度についての検討を実施している。サブテーマ(3)とともに本研究課題の成果の一部である検出データや毒性データが、この研究班会議における貴重な資料として活用されており、ホットスポットでの汚染状況についての重要性が指摘されている。