Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
9) 小池瑛子、亀屋隆志、近藤貴志、小林剛、藤江幸一：環境科学会2012年会 (2012)「各種環境化学物質のリスク評価に必要な分析感度と濃縮法の検討」

10) 齋藤美穂、村田夏樹、近藤貴志、亀屋隆志、藤江幸一：環境科学会 2012 年会 (2012) 「水質環境測定点における化管法対象物質の一斉検出とその頻度」

11）近藤貴志、齋藤美穂、鳥海航、小池瑛子、亀屋隆志、松下拓、高梨啓和：環境科学会2012年会(2012)

「フェニトロチオンなどを例にした河川水中の農薬と農薬分解物の測定」

12) 亀屋隆志、近藤貴志、松下拓、高梨啓和：環境科学会 2012 年会 (2012)「化審法等における分解生成物の取扱い」

13) E. KOIKE, T. KAMEYA, T. KOBAYASHI, K. FUJIE, T. MATSUSHITA and H. TAKANASHI: IWA World Congress 2012, Busan, Korea, 2012

"Comparison of ecotoxicity strength and concentration of chemicals in river water"

14) M. SAITO, T. KAMEYA, K. FUJIE, T. MATSUSHITA and H. TAKANASHI: IWA World Congress 2012, Busan, Korea, 2012

"A simultaneous detection method of the Japanese PRTR chemicals and its application to sewerage facility"

15) T. KONDO, M. SAITO, T. KAMEYA, K. FUJIE, T. MATSUSHITA and H. TAKANASHI, SETAC Asia/Pacific 2012, Kumamoto, Japan, 2012

"Monitoring approach of pesticides and their transformation products in water environment"

16）亀屋隆志、小池瑛子、齋藤美穂、三保紗織、近藤貴志、小林剛、亀屋隆志、藤江幸一：第47回日本水環境学会年会(2013)

「河川における約500種の生態毒性物質の一斉分析とハザード比」

17）小池瑛子、齋藤美穂、三保紗織、亀屋隆志、近藤貴志、小林剛、亀屋隆志、藤江幸一：第47回日本水環境学会年会(2013)

「生態毒性物質のハザード比と藻類・甲殻類急性毒性試験結果の比較」

18) 齋藤美穂、三保紗織、小池瑛子、近藤貴志、小林剛、亀屋隆志、藤江幸一：第47回日本水環境学会年会(2013)

「LC/MS/MS による PRTR 対象物質同時分析法の適用範囲」

19) 近藤貴志、齋藤美穂、小池瑛子、三保紗織、亀屋隆志、松下拓、高梨啓和：第47回日本水環境学会年会(2013)

「GC/MS および LC/MS/MS 同時分析による農薬分解物の河川水モニタリング」

20) 三保紗織、齋藤美穂、近藤貴志、亀屋隆志、松下拓、高梨啓和：第47回日本水環境学会年会(2013)

「各地の河川水中の農薬・農薬分解物の LC/MS/MS 同時分析におけるマトリクス効果」

21) S. MIHO, M. SAITO, E. KOIKE, T. KONDO, T. KAMEYA, T. KOBAYASHI and K. FUJIE, Water and Environment Technology Conference 2013 (WET2013), Tokyo, Japan, 2013

"Simultaneous measuring method for PRTR chemicals in water environment by using GC/MS and LC/MS/MS"

22) T. KONDO, S. MIHO, T. KAMEYA, K. FUJIE, T. MATSUSHITA and H. TAKANASHI, Water
and Environment Technology Conference 2013 (WET2013), Tokyo, Japan, 2013

“Addressing matrix effects in analysis for pesticides and their transformation products using a LC-positive-electrospray-MS/MS”

23) K. KONUMA, T. KONDO, S. MIHO, T. KAMEYA, K. FUJIE, T. MATSUSHITA and H. TAKANASHI: Water and Environment Technology Conference 2013 (WET2013), Tokyo, Japan, 2013

"Pesticide transformation products in environmental waters: comparison between paddy field and drinking water source"

24) T. KAMEYA, K. KONUMA, T. KONDO, Y. MATSUMOTO, H. KATSUMATA, T. KOBAYASHI and K. FUJIE, Water and Environment Technology Conference 2013 (WET2013), Tokyo, Japan, 2013

"Nitrogen purge condition for simultaneous GC/MS measurement of chemicals"

25) 三保紗織、鈴木拓万、近藤貴志、亀屋隆志、小林 剛：環境科学会 2013 年会 (2013 「LC/MS/MS を用いた一斉分析における分析試料溶媒によるピーク形状の変化」

26）佐藤裕文、石川浩輔、鈴木翔、亀屋隆志、小林剛：環境科学会2013年会（2013）「化管法対象物質の光、加水分解性とフェントン、オゾンおよび塩素との反応性」

27) 小沼一元、松本佑典、近藤貴志、亀屋隆志、小林剛、藤江幸一:環境科学会2013年会(2013)「河川水のGC/MS AIQS-DB分析におけるカラム性能劣化とその影響を受ける物質」

28）亀屋隆志、小池瑛子、小沼一元、川田久美子、近藤貴志、小林剛、藤江幸一：環境科学会2013年会(2013)

「生態毒性物質の環境モニタリング～農薬成分を中心として～」

29）近藤貴志、亀屋隆志、松下拓、高梨啓和：環境科学会2013年会(2013)「水道法農薬を中心とした農薬・農薬分解物の河川モニタリング」

30) T. KAMEYA, T. KONDO, T. KOBAYASHI, K. FUJIE, H. TAKANASHI and T. MATSUSHITA, IWA-ASPITE Conference 2013, Daejeon, Korea, 2013)

"Monitoring of pesticides degradation products in water environment"

31）近藤貴志，松本祐典，小沼一元，亀屋隆志，松下拓，高梨啓和：第65回日本生物工学会大会(2013)

「環境中における化学物質の構造変化体と微生物代謝との関連性」

32）鈴木拓万，小沼一元，近藤貴志，亀屋隆志，松下拓，高梨啓和：日本水処理生物学会第50回大会(2013)

「農薬散布時における水環境中の農薬・農薬変化体の一斉分析」

33) 鈴木拓万，小沼一元，近藤貴志，亀屋隆志，藤江幸一，小林剛，松下拓，高梨啓和：第48回日本水環境学会年会(2014)

「河川水中の農薬および農薬分解物の実態調査」

34) 亀屋隆志，三保紗織，近藤貴志，小林剛，松下拓，高梨啓和：第48回日本水環境学会年会，(2014)

「環境水中化学物質の一斉分析によるモニタリングの可能性」
## （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）

1）環境安全管理と科学技術研究（平成23年10月1日、横浜国立大学、観客3名）

2）生活や産業を支える環境工学（平成25年7月11日、神奈川県環境科学センター、観客35名）

## （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

1) 齋藤美穂、鳥海 航、亀屋隆志、近藤貴志、松下 拓、高梨啓：和第46回日本水環境学会年会「優秀発表賞」受賞(2012)

「殺虫剤fenitrothionとその加水分解物3M4NPの環境水中での存在状況」

2) 小池瑛子、亀屋隆志、近藤貴志、小林剛、藤江幸一：第46回日本水環境学会年会「優秀発表賞」受賞：(2012)

「河川水の生態毒性物質モニタリングと毒性試験」

3) T. KAMEYA, M. SAITO, T. KONDO, W. TORIUMI, K. FUJIE, T. MATSUSHITA and H. TAKANASHI: Water and Environment Technology Conference 2012 (WET2012) Excellent Presentation Award: (2012)

“Detection of Fenitrothion and its Degradate 3-methyl-4-nitrophenol

4) T. KONDO, S. MIHO, T. KAMEYA, K. FUJIE, T. MATSUSHITA and H. TAKANASHI: Water and Environment Technology Conference 2013 (WET2013) Excellent Presentation Award: (2013) "Addressing matrix effects in analysis for pesticides and their transformation products using a LC-positive-electrospray-MS/MS"

5) 齋藤美穂，三保紗織，小池瑛子，近藤貴志，小林剛，亀屋隆志，藤江幸一：第47回日本水環境学会年会「優秀発表賞」受賞(2013)

「LC/MS/MS による PRTR 対象物質同時分析法の適用範囲」

6) 鈴木拓万，小沼一元，近藤貴志、亀屋隆志，藤江幸一，小林剛，松下拓，高梨啓和：第48回日本水環境学会年会「発表優秀賞」受賞(2014)

「河川水中の農薬および農薬分解物の実態調査」

### 8 \. 引用文献

1）岩船 敬：明治大学博士論文、博士(農学)、乙第510号、平成25年3月25日「日本の河川生態系における農薬と主要な代謝分解物の環境動態と生態毒性」

2) 鴨志田公洋、小坂浩司、浅見真理、相澤貴子：水環境学会誌、30(3)、145-154 (2007)「塩素処理における有機りん系農薬の類型別反応性とオキソン体への変換について」

3) 農林水産消費安全技術センター：農薬登録の仕組みと登録検査、
4) 石井誠治，浦野紘平，亀屋隆志：水環境学会誌、23(2)、85-9（2000）

http://www.famic.go.jp/information/business\_guidance/nouyaku.html

「多孔質ポリスチレン樹脂カートリッジによる水中微量有機化合物の濃縮条件の一般化」
## （３）農薬加水分解物の浄水処理性の評価

北海道大学大学院工学研究院

松下 拓

平成23～25年度累計予算額：39,145千円

（うち、平成25年度予算額：9,126千円）

予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

サブテーマ3では、26種類の（農薬の環境変化体，PTPWs）とその親農薬15種類の合計41種の物質の浄水処理性（凝集沈澱処理，活性炭吸着処理，オゾン処理）をラボラトリースケールプラント実験により詳細に調べた。その結果、PTPWsは親農薬に比べていずれの処理法においても処理性が低くなる傾向にあり、凝集沈澱処理はもとより、活性炭吸着処理でも除去できない物質もあることが分かった。しかしながら、サブテーマ1で変異原性物質生成能が高いとされる物質は、いずれも活性炭吸着処理にて除去可能であり、活性炭吸着処理にて除去できなかった物質は、いずれも変異原性物質生成能が低い物質であった。すなわち、変異原性物質生成能が高く、かつ浄水処理で除去困難な物質は、現段階では確認されなかった。

## [キーワード]

凝集沈澱処理、活性炭吸着処理、オゾン処理、変異原性

### 1. はじめに

浄水処理場に流入する農薬類の浄水処理性については、多くの先行研究があり、処理が容易なものから困難なものまで様々であると報告されている。一方、農薬は環境中にて加水分解や光分解などの様々な修飾を受け、その形を変えた後に浄水処理場に流入すると考えられる。農薬原体レベルでの消長に対する議論は数多くあるのに対し、これらの修飾後の物質（農薬の環境変化体，PTPWs）の浄水処理性については、先行研究が極めて少ないのが現状である。環境中での修飾により、一部の農薬の毒性が増加したとの報告もあるため、これらのPTPWsの挙動や毒性を調べる必要性は極めて大きい。

## 2 ．研究開発目的

サブテーマ3では、「凝集－沈澱－砂ろ過」処理、あるいは高度浄水処理であるオゾンや活性炭吸着処理などのラボラトリースケールプラント実験を用い、PTPWsの浄水処理性を調べることを目的とする。これにより、PTPWsが現行の浄水処理で除去可能であるか否かを判断すると共に、どのような処理法なら除去可能であるかを示す。

### 3. 研究開発方法

## （１）本研究にて対象とした物質

26種類のPTPWsとその親農薬15種類の合計41種の物質（表(3)-1）の浄水処理性を、室内実験にて調べた。対象とした浄水処理工程は、わが国の浄水処理場にて広く用いられる処理法である凝
表 (3)-1 本研究で対象とした PTPWs とその親農薬(表中の ✓はLC/MS にて定量, それ以外はGC/MS にて定量)

集沈澱砂ろ過処理と、高度浄水処理として用いられる、活性炭吸着処理とオゾン処理である。

## （2） 凝集沈溅处理

まず、凝集沈澱処理による処理性を調べた。PTPWsと親農薬の計41物質をそれぞれ10 μg/L程度を含む処理原水を豊平川河川水（藻岩净水場原水，濁度：1.1 NTU, E260: 0.03 cm⁻¹, DOC: 0.97 mg/L）にて調整した。その際、PTPWsと親農薬を河川水に直接添加するのではなく、まずアセトンを用いてストックソリューション（各物質10 mg/L程度）を作成し、そのストックソリューションを河川水に添加することにより人工原水を調整した。その後、浄水処理に影響を及ぼす可能性があるアセトン濃度を低減するために、56℃の温浴下にて窒素ガスパージを3時間行い、アセトンを揮発させた。このようにして調整した人工原水中のアセトン濃度は10 μg/L以下であった（パージ&トラップ－GC/MS（Agilent 7890A GC/5975C MS）にて定量）。この人工原水を、1 Lの角型ビーカーに入れ、ジャーテスタに設置した。凝集沈殿後にpHが7.0になるよう、あらかじめ調べておいた量の塩酸あるいは水酸化ナトリウム溶液を添加し、攪拌（G=200 S⁻¹, 1 min）した。ここに、凝集剤（ポリ塩化アルミニウム）を、採水日の藻岩净水場における凝集剤注入率の0.5, 1, 2倍になるように3段階で添加し（概ね、0.5, 1.0, 1.5 mg-Al/L程度）、1 minの急速攪拌（G=200 s⁻¹）と、10 minの緩速攪拌（G=20 s⁻¹）を行い、その後60 min静置した。静置後に上澄水をサンプリングし、孔径0.45 μmのPTFE膜でろ過した。サンプル中の対象物質濃度は、LC/MS（Thermo & Fischer Q-Exactive）あ
るいは、固相抽出（Sep-pak Plus PS-2）で100倍濃縮した後にGC-MS（Agilent 7890A GC/5975C MS）にて測定した。

## （3） 活性炭吸着处理

PTPWsの活性炭吸着処理性を調べるため、以下の手順にてバッチ式吸着実験を行った。まず、豊平川河川水にPTPWsと親農薬の計41物質をそれぞれ10 μg/L程度となるように加え、共存アセトンを窒素ガスパージにより揮発させた。次に、塩酸にてpHを7.0になるように調整した。これを150 rpmで攪拌しつつ、5 mg/Lとなるように粉末活性炭（d_{50}=13.5 μm）を添加し、経時的にサンプリングした。採取したサンプルを孔径0.2 μmのPTFE膜でろ過して活性炭粒子を除去し、ろ液中の対象物質の濃度をLC/MSあるいは固相抽出後にGC/MSにて測定した。

## （4） オゾン処理

PTPWsのオゾン処理性を調べるため、以下の手順にてバッチ式オゾン処理実験を行った。オゾン処理では、親農薬から測定対象のPTPWsが生成する可能性があるため、物質の構造から判断して対象物質を生成物がかぶることのない7つのグループに分け、それぞれのグループに対してオゾン処理実験を行った（グループ1: mepronil, cafenstrole, trimethyl phosphate, 2-aminothiophenol, diethyl malate, phenylurea, carbendazim, グループ2: mepronil, diethyl phosphate, diethyl fumarate, cafenstrole-descarbamoyl, 3-methyl-4-nitrophenol, p-chlorobenzyl alcohol, TPN, pyriproxyfen, グループ3, mepronil, dimethyl phosphate, diethyl maleate, 3-methyl-4-nitroanisole, 2(3H)-benzothiazolone, pencycuron, p-phenoxyphenol, グループ4: mepronil, diazinon, 2-aminobenzimidazole, fenitrothion, disulfoton-sulfoxide, etophenprox, malaoxon, 1,3-dicyanobenzene, グループ5, mepronil, mefenacet, malathion, methyl paraoxon, disulfoton, diazinon-oxon, DMTP-oxon, 2-(4-ethoxyphenyl)-2-methylpropanol, グループ6, mepronil, DDVP, MEP-oxon, D-(-)tararic acid diethyl ester, disulfoton-oxon, DMTP, thiophanate methyl, thiobencarb）。このように分けた対象物質を、豊平川河川水にそれぞれ10 μg/L程度となるように加え、共存アセトンを窒素ガスパージにより揮発させた。次に、塩酸にてpHを7.0になるように調整した。これをスターラーで攪拌しつつ、オゾン発生装置を用いて0.3 mg-O₃/L·minにてオゾンを通気し（水中平均オゾン濃度1.2 mg-O₃/L）、経時的にサンプリングを行った。亜硫酸ナトリウムにて残留オゾンを消去した後、対象物質の濃度をLC/MSあるいは固相抽出後にGC/MSにて測定した。

## 4 ．結果及び考察

## （１）凝集沈澱処理によるPTPWsの処理性

図(3)-2～15に凝集沈澱処理におけるPTPWsとその親農薬の処理性を示す。ほとんどの場合、PTPWsも農薬原体も、いずれの凝集剤添加濃度においても残存率に変化はなく、ほぼ全量残存した。一方、農薬原体であるetophenproxは6~8割程度除去された（図(3)-5(1)）。しかしながら、etophenproxの分解生成物である2-(4-ethoxyphenyl)-2-methylpropanolは全く除去されなかった（図(3)-5(2)）。このことから、凝集－沈殿－急速砂ろ過からなる通常の浄水処理では、一部の農薬原体は除去できる可能性はあるものの、対象としたいずれのPTPWsも除去できないと判断された。
図 (3)-1 Cafenstroleとその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性

図 (3)-2 Diazinonとその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性
図 (3)-3 Dichlorovos (DDVP)とその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性

図 (3)-4 Disulfoton (Ethylthiometon)とその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性

図 (3)-5 Etophenproxとその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性
図 (3)-6 Fenitrothionとその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性

図 (3)-7 TPN (Chlorothalonil)とその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性
図 (3)-8 Malathionとその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性

図 (3)-9 Mefenacetとその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性
図 (3)-10 Mepronilの凝集沈殿処理における処理性

図 (3)-11 DMTPとその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性

図 (3)-12 Pencycuronとその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性
図 (3)-13 Pyriproxyfenとその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性

図 (3)-14 Thiobencarbとその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性

図 (3)-15 Thiophanate-methylとその分解生成物の凝集沈殿処理における処理性

本実験で得られた凝集沈殿処理後の各物質の残存率と各物性値の相関をとったところ、オクタノール／水分配係数（$\log\mathrm{K}_{\mathrm{OW}}$）と処理後の残存率の間に関係性が見られた（図(3)-16）。すなわち、図に示されるように、$\log\mathrm{K}_{\mathrm{OW}}$の値が小さい場合には凝集沈殿では除去できず、その値が極めて大
きい場合（>7）にのみ凝集沈殿での除去が期待できるとの結果が得られた。凝集沈殿処理では、疎水性の高い化学構造や原子団を含む化学物質の除去率が高くなる傾向が指摘されており、本研究にて得られた結果と定性的に一致する。また、農薬原体とPTPWsを比較すると、PTPWs（●）は農薬原体（○）よりも $ \log K_{OW} $ の値が小さい傾向にあった（図(3)-16）。このことにより、PTPWsが原体よりも凝集沈殿処理で除去されにくくなったと考えられた。

図 (3)-16 凝集沈澱処理における残存率（凝集剤添加率1倍時）とオクタノール水分配係数（LogKow）の関係，白丸：農薬原体，黒丸：分解生成物

## （２）活性炭吸着処理によるPTPWsの処理性

図(3)-17～31に活性炭吸着処理によるPTPWsとその親農薬の処理性を示す。ほとんどの物質において、活性炭との接触により経時的に濃度が減少した。しかしながら、Diazinonの分解生成物であるdiethyl phosphate（図(3)-18(3)）などは活性炭との親和性が小さく、60 minの活性炭接触でもその濃度はほとんど変化しなかった。

図 (3)-17 Cafenstroleとその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性
図 (3)-18 Diazinonとその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性

図 (3)-19 Dichlorovos (DDVP)とその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性
図 (3)-20 Disulfoton (Ethylthiometon)とその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性

図 (3)-21 Etophenproxとその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性
図 (3)-22 Fenitrothionとその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性

図 (3)-23 TPN (Chlorothalonil) とその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性
図 (3)-24 Malathionとその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性

図 (3)-25 Mefenacetとその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性
図 (3)-26 Mepronilの活性炭吸着処理における処理性

図 (3)-27 DMTPとその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性

図 (3)-28 Pencycuronとその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性
図 (3)-29 Pyriproxyfenとその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性

図 (3)-30 Thiobencarbとその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性

図 (3)-31 Thiophanate-methylとその分解生成物の活性炭吸着処理における処理性

図(3)-32に示すように、\log\mathrm{K}_{\mathrm{OW}} と活性炭吸着性の間には相関が見られ、\log\mathrm{K}_{\mathrm{OW}} の値が大きい物質ほど、処理後の残存率が低い傾向が観察された。一般的に、活性炭は疎水性有機物に対して高い吸着・保持能力を持つとされており $ ^{1} $ 、これは本実験で得られた結果と一致する。また、農薬原
体（●）に比べ、PTPWs（○）はlog $ K_{OW} $ の値が小さくなる傾向にあった。この傾向により、農薬原体に比べてPTPWsの活性炭吸着性が小さくなったと考えられた。本研究で対象とした物質のうち、log $ K_{OW} $ が負の値になる物質はいずれもPTPWsであり、それらはdimethyl phosphate（DVDPの分解生成物），trimethyl phosphate（fenitrothionの分解生成物），D-(-)tartaric diethyl ester（Malathionの分解生成物），DMTP-oxon（DMTPの分解生成物）であった。このうち、前者3物質は活性炭ではほとんど除去されなかったが、DMTP-oxonはlog $ K_{OW} $ が負であるにも関わらず、10 minの接触で33%程度除去された。

図 (3)-32 活性炭吸着処理における残存率（接触時間10 min）とオクタノール水分配係数（Log Kow）の関係，白丸：農薬原体，黒丸：分解生成物

## （３）オゾン処理によるPTPWsの処理性

図(3)-33～47にオゾン処理によるPTPWsとその親農薬の処理性を示す。本研究で対象とした物質のほとんどはオゾンとの反応に伴いその残存率が低下したが、殺菌剤TPN（図(3)-39(1)）とその分解物である1,3-dicyanobenzene（図(3)-39(2)）は、20 minのオゾン処理により残存率が低下しなかった。

図 (3)-33 Cafenstroleとその分解生成物のオゾン処理における処理性
図 (3)-34 Diazinonとその分解生成物のオゾン処理における処理性

図 (3)-35 Dichlorovos (DDVP)とその分解生成物のオゾン処理における処理性
図 (3)-36 Disulfoton (Ethylthiometon)とその分解生成物のオゾン処理における処理性

図 (3)-37 Etophenproxとその分解生成物のオゾン処理における処理性
図 (3)-38 Fenitrothionとその分解生成物のオゾン処理における処理性

図 (3)-39 TPN (Chlorothalonil)とその分解生成物のオゾン処理における処理性
図 (3)-40 Malathionとその分解生成物のオゾン処理における処理性

図 (3)-41 Mefenacetとその分解生成物のオゾン処理における処理性
図 (3)-42 Mepronilのオゾン処理における処理性

図 (3)-43 DMTPとその分解生成物のオゾン処理における処理性

図 (3)-44 Pencycuronとその分解生成物のオゾン処理における処理性
図 (3)-45 Pyriproxyfenとその分解生成物のオゾン処理における処理性

図 (3)-46 Thiobencarbとその分解生成物のオゾン処理における処理性

図 (3)-47 Thiophanate-methylとその分解生成物のオゾン処理における処理性

図(3)-48にオゾン処理におけるPTPWsとその親農薬の処理性と各物質の最高被占軌道（highest occupied molecular orbital: HOMO）のエネルギー準位の関係を示す。図に示すように、オゾンによる分解と各物質のHOMOのエネルギー準位との間には相関が見られた。すなわち、HOMOのエネ
ルギー準位が高いほど、オゾンにより分解されやすい傾向にあることが分かった。HOMOのエネルギー準位は、電子を軌道から奪う際に必要なエネルギーを意味するイオン化ポテンシャルに相当する。したがって、HOMOのエネルギー準位が低いほど、電子を奪うために大きなエネルギーを要することとなる。オゾンとの反応は基本的に酸化反応であると考えられる。酸化とは物質より電子を奪うことであるから、電子を奪われやすい、すなわちHOMOのエネルギー準位が高い物質ほど、酸化反応を受けやすいと解釈できる。また、フロンティア軌道理論でも、求核分子のHOMOと求電子物質のLUMOのエネルギー準位差が小さいほど、その間の反応性が大きくなるとある。求電子物質であるオゾンのLUMOのエネルギー準位は一定であるため、求核分子のHOMOのエネルギー準位が高いほどオゾンのLUMOのエネルギー準位との差が小さくなる。すなわち、HOMOのエネルギー準位が高いほど、オゾンとの反応性が高いと考えられた。既存研究でも農薬原体のHOMOエネルギー準位が高いほどオゾンとの反応性が高くなることが報告されており $ ^{2)} $ 、本研究の結果と定性的に一致する。

図 (3)-48 オゾン処理における残存率(反応時間2min)とHOMOのエネルギー準位の関係, 白丸: 農薬原体, 黒丸: 分解生成物

また、PTPWs（●）は親農薬（○）よりHOMOのエネルギー準位が低くなる傾向にあり、それに伴いオゾン処理での除去率が小さくなる（＝残存率が大きくなる）傾向にあることが示された。

## （４）３-methyl-４-nitrophenolのオゾン処理に伴う変異原性の変動

(1)～(3)節にてPTPWsの浄水処理性を示した。凝集沈澱処理と活性炭吸着処理では、対象物質が物理的に「除去」されるため、これらの処理法における「残存率の低下」は、そのまま「塩素処理後に発現する変異原性の低減」を意味することになる。これに対し、オゾン処理は質変換を伴う「分解」処理である。すなわち、オゾン処理における「残存率の低下」は、さらなる分解生成物への変換を意味するため（実処理に完全無機化まで反応が進むことはないと考えられる）、
単純に「変異原性の低減」につながるわけではないことに注意が必要である。従って、オゾン処理による生成物の変異原性（あるいは塩素処理後に発現する変異原性）を詳細に調べる必要がある。そこで本研究では、変異原性物質生成能の大きい3-methyl-4-nitrophenol（3M4NP，殺虫剤fenitrothionの分解物）のオゾン処理，オゾン－塩素処理における変異原性の変動を次のように実験的に調べた。10 mg/Lの3M4NP水溶液をオゾン処理し、経時的にサンプリングした。これらの試料に次亜塩素酸ナトリウムを、24時間接触後の遊離残留塩素濃度が0.1～1 mg-Cl₂/Lになるように添加して24時間塩素処理を行った。塩素処理前後の試料を固相抽出し（Waters PS2およびAC2カートリッジによる）、3M4NP濃度を測定するとともに、Salmonella typhimurium TA98およびTA100株を用いたAmes試験により変異原性を評価した。

図(3)-49にオゾン処理に伴う3M4NP濃度の変動を示す。オゾン処理に伴い3M4NP濃度は減少し、30 minのオゾン処理によりほぼ完全に消失した（○）。また、いずれのオゾン処理時間でも、オゾン処理後に24時間の塩素処理を行うと3M4NPは塩素と反応して完全に消失した（●）。

図 (3)-49 オゾン処理に伴う3M4NP 濃度の変動, 白丸: 塩素処理前, 黒丸: 塩素処理後
図 (3)-50 3M4NP水溶液のオゾン処理に伴う変異原性の変動, 白丸: 塩素処理前, 黒丸: 塩素処理後

塩素処理前後の試料の変異原性を図(3)-50に示す。図中の縦軸は、Ames試験により得られた結果から、初期3M4NP量として500 μg/plateあたりの変異原性強度（復帰変異コロニー数／自然復帰コロニー数）を算出したものである。オゾン処理後の試料は、いずれも変異原性を誘発しなかった（○）。すなわち、3M4NPは、オゾン処理により変異原性を誘発する物質へとは変換されないことが分かった。一方、オゾン処理を行わなかった試料を塩素処理すると、代謝活性化の有無に関わらず、TA100株に対する変異原性が誘発され（図(3)-50(e)と(g)のt=0における●）、既存の報告とも一致した³,⁴）。このことは、3M4NPが塩素処理により変異原性を誘発する物質へと変換されたことを意味する。しかしながら、オゾン反応時間の増加に伴いこの変異原性は減少し、30 minのオゾン処理でほぼ消失した。すなわち、塩素処理の前にオゾン凧理を行うことにより、3M4NPの塩素凧理により発現する変異原性を低減することが可能であることが示された。また、図(3)-50(c)に示すように、5 minのオゾン凧理により、塩素凧理後に+S9mix条件下においてTA98株に対する変異原性が増加した。すなわち、5 minのオゾン凧理により、3M4NPは+S9mix条件下においてTA98株に対して変異原性物質生成能を持つ物質へと変換されたと判断された。しかしながら、この変異原性も、オゾン凧理時間を長くすることにより低減可能であり、30 minのオゾン凧理によりほぼ消失することが分かった。以上より、3M4NPに対するオゾン凧理により、塩素凧理後の変異原性を低減することが可能であることが示された。
図 (3)-51 オゾン処理に伴う3M4NP水溶液のGC/MS TICチャートの変動(PS2カートリッジを用いた抽出)

図 (3)-52 オゾン－塩素処理に伴う3M4NP水溶液のGC/MS TICチャートの変動(PS2カートリッジを用いた抽出)

図(3)-51にオゾン処理後サンプルのGC/MS TICチャートを示す。保持時間6.6 min頃のピークは3M4NPであり、オゾン処理に伴いその強度が減少した。また、3M4NPのピーク以外には大きなピークは観察されなかった。一方、オゾン－塩素処理後のサンプルのGC/MS TICチャートにはいくつかの未知ピークが観察された（図(3)-52）。これらのピークは、3M4NPあるいはそのオゾン処理生成物から、塩素処理により生成された物質によるものであり、図(3)-50にて示された変異原性を誘発する物質を含む可能性がある。そこで、これらのピークの大きさと、観察された変異原性をプロットし、その相関を調べた。
(d) TA100 –S9mix vs Peak #1

(e) TA100 –S9mix vs Peak #2

(f) TA100 –S9mix vs Peak #3

(h) TA100 + S9mix vs Peak #2

(i) TA100 + S9mix

図 (3)-53 3M4NP水溶液をオゾンー塩素処理した際に誘発された変異原性の強さと未知ピーク面積値の相関

表 (3)-2 3M4NP水溶液をオゾンー塩素処理した際に誘発された変異原性の強さと未知ピーク面積値との間の相関に対する決定係数

#1	#2	#3
TA98, +S9 mix	0.44	0.48	0.15
TA100, -S9 mix	0.57	0.58	0.50
TA100, +S9 mix	0.85	0.88	0.38
図(3)-53にプロットを、表(3)-2に決定係数の一覧を示す。+S9mix条件下でTA98株に対して誘発された変異原性はいずれのピーク面積値とも相関が低く、これらのピークのみでは説明ができないと判断された。−S9mix条件下でTA100株に対して誘発された変異原性もいずれのピークとも相関が低く、説明が困難であった。一方、+S9mix条件下でTA100株に対して誘発された変異原性は、ピーク#1とピーク#2の面積値とある程度の相関があり、これらの物質が誘発された変異原に寄与しているかもしれないと想像し得た。

図 (3)-54 3M4NP水溶液をオゾンー塩素処理した際に検出された未知ピークのマススペクトル

図(3)-54にピーク#1とピーク#2のマススペクトルを示す。マススペクトルより、ピーク#1の物質の分子量は157、ピーク#2の物質の分子量は137と推定された。現段階ではそれぞれの物質の構造推定には至っていないが、同位体ピーク比から推察すると、ピーク#1の物質には塩素原子が3つ、ピーク#2の物質には塩素原子が2つ含まれている可能性が考えられた。我々の研究グループでは、すでに3M4NPの塩素処理により生成される変異原性に寄与する物質としてchloro-5-hydroxy-2-nitrobenzoic acid（分子量216）を報告しているが $ ^{5} $ 、いずれのピークとも一致しなかった。chloro-5-hydroxy-2-nitrobenzoic acidはLC/MSで検出されていたのに対し、本研究ではGC/MSによる分析のみを行っていたためであると考えられた。

## （５）浄水処理性マップ

以上のようにして得られたPTPWs（変異原X）の浄水処理性情報と、地理情報を組み合わせることにより、浄水処理性マップを作成した。

表 (3)-3 塩素処理後に誘発される3M4NPの変異原性の浄水処理による除去性

農薬分解生成物名	凝集沈殿	活性炭	オゾン
3M4NP	×	○	○

まず、表(3)-3に示すように、変異原Xの浄水処理性を表にまとめた（3M4NPを例として示す）。この表での処理性とは、塩素処理後に誘発される変異原性が、それ以前に行われる単位処理により低減可能か否かを示したものである。物理的な処理法である凝集沈殿処理と活性炭処理では、「物質の除去」は「塩素処理後に誘発される変異原性の除去」であると理解されるが、質変換を
伴うオゾン処理と促進酸化処理では、「物質の除去」は単純に「塩素処理後に誘発される変異原性の除去」には結びつかない。表に示したオゾン処理と促進酸化処理での除去性は、これらの処理後に塩素処理を行った際に、変異原性が削減可能か否かを表すものである。

表 (3)-4 札幌市の浄水場が所有する処理プロセス

処理場名	凝集沈殿	活性炭	オゾン
白川浄水場	○	○	×
藻岩浄水場	○	○	×
西野浄水場	○	○	×
宮町浄水場	○	○	×

次に、対象地域（ここでは札幌市）の浄水処理場が有する単位処理プロセスを調べ、表(3)-4のようにまとめた。札幌市には4つの浄水場が存在し、いずれの浄水処理場も、凝集沈澱処理と活性炭吸着処理をプロセスとして所有しているが、オゾン処理プロセスは導入されていないことが分かった。表(3)-3と表(3)-4の情報を組み合わせることにより、各処理場で対象物質を処理することが可能か否かを判断できる。ここでは、各浄水処理場とも3M4NPを除去可能な活性炭吸着処理を所有しているため、札幌市内のいずれの浄水場も3M4NPを除去可能であると判断された。

図 (3)-55 3M4NPの浄水処理性マップ(札幌市)

さらに、地理情報を基に、対象地域（ここでは札幌市）の河川の流域図を作成した。また、浄水場の取水口の位置を流域図中で特定し、札幌市内の浄水場にて取水される原水の流域を特定した。最後に、上述の各浄水場での対象物質の処理可能性を流域図に組み込むことにより、3M4NPが流入しても、その下流の浄水処理場で処理可能である流域を特定した（3M4NPの浄水処理性マップ、図(3)-55）。このような図を、各農薬原体から生成される分解物（すなわち変異原X）ごとについて作成して重ね合わせることにより、親農薬を使用可能な流域を特定することが可能とな
る。

## （6） 变異原性物質生成能と浄水処理性

表(3)-5に、サブテーマ(1)にて「変異原性物質生成能が高い」と判断された物質（変異原性物質生成能＞100 net rev./μmol）の浄水処理性を示す。なお、ここでは質変換の伴わない「物理的な除去」である凝集沈澱処理と活性炭処理での除去率を示している。表に示すとおり、変異原性物質生成能の高いいずれの物質も、凝集沈澱では除去されないが、活性炭吸着処理では、5 mg/Lの活性炭との60 minの接触により60%以上除去することができることが分かった。活性炭添加量を増加することにより、さらなる除去率の向上も期待できるであろう。

一方、活性炭処理で除去率の低いいずれの物質も、変異原性物質生成能が小さいことが分かった（表(3)-6）。すなわち、本研究で対象としたPTPWsには（あるいは農薬原体にも）、「変異原性物質生成能が高いにも関わらず浄水処理で除去できない物質」は含まれていないことが示された。

表 (3)-5 変異原性生成能の高い物質の浄水処理性

物質名	変異原性生成能 net rev./μmol	凝集沈殿除去率 %	活性炭除去率a) %
3M4NP	2,000	0	63
Carbendazim	410	0	83
Fenitrooxon (MEP-oxon)	390	0	82
Thiophanate-methyl	370	0	63
Malathion	260	0	74
2-Aminobezimidazole	260	0	80
Fenitrothion	170	0	93
2-Aminothiophenol	120	0	94

a) 60 min 接触時

表 (3)-6 净水処理性の低い物質の変異原性生成能

物質名	変異原性生成能 net rev./μmol	凝集沈殿除去率 %	活性炭除去率a) %
Dimethyl phosphate	5	0	0
Trimethyl phosphate	7	0	0
Diethyl phosphate	Nb)	0	1
D-()-Tartaric diethyl ester	12	0	8
Diethyl malate	13	0	14
2-Isopropyl-6-methyl-pyrimidine-4-ol	21	0	16

a) 60 min接触時, b) 変異原性生成能なし

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

農薬をはじめとする化学物質の環境リスク評価を行う際に、その分解物までを含めたリスクを対象にすることは、環境リスク評価の研究分野において最もホットな話題のひとつであり、基本
的な評価の考え方やツールの開発が検討課題に挙がっている。このようなニーズのもと、サブテーマ1では、農薬やその環境中での分解物が净水処理場で塩素処理を受けた際に変異原性を発現し得ることが示され、それらの物質の発がん性を評価することの必要性が提示された。サブテーマ3では、これらの農薬や農薬分解物が、净水処理場にて塩素処理を受けるまでの間に行われる浄水処理にて除去可能か否かを、ラボスケールプラントを用いて実験的に調べた。その際、わが国の浄水場にて広く一般的に用いられている凝集－沈澱－砂ろ過処理のみならず、活性炭吸着処理、オゾン処理などの高度処理を含め、農薬や農薬分解物の広範な処理性の評価を試みた。その結果、本研究で対象とした26種の農薬分解物は、いずれも凝集沈澱処理では除去することはできなかったが、その多くは活性炭吸着処理により除去可能であることが示された。但し、サブテーマ1にて「変異原性生成能が高い」と判断された物質は、いずれも5 mg/Lの活性炭との60 minの接触により60%以上除去することができ、活性炭添加量の増加により、さらなる除去率の向上も期待できると判断された。また、活性炭処理で除去率の低い物質は、いずれも変異原性生成能が小さいことが分かった。すなわち、本研究で対象とした農薬分解物には（あるいは農薬原体にも）、「変異原性生成能が高いにも関わらず浄水処理で除去できない物質」は含まれていないことが示された。農薬原体の浄水処理性については国内外を問わずすでに多くの先行研究があり、知見が集積されていると考えられるが、その環境変化体の浄水処理性について調べた研究はほとんどなく、どのような処理でどの程度除去可能かといった基礎的な情報が全く不足しているのが現状である。一部の農薬分解物については、水道水質基準の中での監視が求められていることからも、農薬分解物の処理性の把握についての社会的ニーズは大きい。したがって、本研究にて農薬分解物の浄水処理性を広範に明らかとしたことには、科学的意義が極めて高い。

## （２）環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

特に記載すべき事項はない。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

サブテーマ3では、農薬分解物あるいは農薬原体の浄水処理性と、地理情報を組み合わせることにより、浄水処理性マップの作成を試みた。作成されたマップを用いることにより、その親農薬を使用可能な流域／使用を控えることが推奨される流域を視覚的に捉えることができる。幸いにも、本研究で対象とした農薬分解物には「変異原性生成能が高いにも関わらず浄水処理で除去できない物質」は含まれなかったが、今後、対象物質を増やすことにより、そのようなリスクの高い農薬分解物が現れるかもしれない。このような物質が現れた場合、農薬の使用による水質汚濁を理由としての当該農薬の登録保留権を環境大臣は有するが、全面的な登録保留ではなく、処理が困難な流域のみでの登録保留や、他農薬の推奨などの可能なオプションについての議論に、本研究の成果が用いられることが期待される。

## 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）>

特に記載すべき事項はない。

くその他誌上発表（査読なし）>

特に記載すべき事項はない。

## （2） 口頭発表（学会等）

1) 本田詩歩、松下拓、松井佳彦、白崎伸隆、高梨啓和、亀屋隆志、近藤貴志：第46回日本水環境学会年会（2012）

「殺虫剤フェニトロチオンの加水分解生成物の浄水処理性」

2) 松下拓、本田詩歩、松井佳彦、白崎伸隆、高梨啓和、亀屋隆志、近藤貴志：環境科学会2012年会（2012）

「フェニトロチオン加水分解物3-メチル-4-ニトロフェノールの浄水処理性の評価」

3) 本田詩歩、松下拓、松井佳彦、白崎伸隆、高梨啓和、亀屋隆志、近藤貴志：第47回日本水環境学会年会（2013）

「殺虫剤フェニトロチオン分解物の酸化処理における変異原性の変動」

4) 松下拓、森本絢子、松井佳彦、白崎伸隆、高梨啓和、亀屋隆志、近藤貴志：環境科学会2013年会（2013）

農薬分解生成物の浄水処理性評価

## （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) F. AHNERT, H. A. ARAFAT and N.G. PINTO: Adsorption, 9, 311–319 (2003)

“A Study of the influence of hydrophobicity of activated carbon on the adsorption equilibrium of
aromatics in non-aqueous media"

2) J.J. HU, T. MORITA, Y. MAGARA and T. AIZAWA: Water Research, 34(8), 2215–2222 (2000) "Evaluation of reactivity of pesticides with ozone in water using the energies of frontier molecular orbitals"

3) M. KISHIDA, H. TAKANASHI, H. KOFUNE, T. NAKAJIMA and A. OHKI: Journal of Water Environment Technology, 6(1), 19–33 (2008).

“Mutagen formation potential of composite samples prepared by biodegradation of agricultural chemicals”

4) M. KISHIDA, Y. KATO, H. TAKANASHI, T. NAKAJIMA, A. OHKI, Y. MIYAKE and T. KAMEYA: Journal of Water Environment Technology, 8(3), 185–191 (2010)

“Production of trichloromethylphenol from organophosphorus pesticide fenitrothion by chlorination”

5) H. TAKANASHI, K. ABIRU, H. TANAKA, M. KISHIDA, T. NAKAJIMA, A. OHKI, T. KONDO, T. KAMEYA and T. MATSUSHITA: Journal of Water Environment Technology, 10(4), 437–447 (2012)

“Production of chloro-5-hydroxy-2-nitrobenzoic acid through chlorination of 3-methyl-4-nitrophenol, a typical hydrolysate of fenitrothion”
# Collection of Supporting Data to Amend Agricultural Chemicals Regulation Law in Registration of Agricultural Chemicals Causing Water Pollution

Principal Investigator: Hirokazu TAKANASHI

Institution: Kagoshima University

1-21-40 Korimoto, Kagoshima-City, Kagoshima 890-0065, JAPAN

Tel: +81-99-285-8336 / Fax: +81-99-285-8339

E-mail: takanashi@apc.kagoshima-u.ac.jp

Cooperated by: Faculty of Environment and Information Sciences, Yokohama National University

Department of Environmental Engineering, Hokkaido University

## [Abstract]

Key Words: Pesticide, Pesticide Transformation Products in Water environments (PTPWs), Chlorination By-Products, Mutagen, Mutagen Formation Potentisl (MFP)

Simultaneous Measuring, Environmental Monitoring, River Water, Drinking Water Treatment, Coagulation, Sedimentation, Activated Carbon Adsorption, Ozonation

Pesticides may undergo various reactions such as hydrolysis, photolysis and biodegradation in water environments, producing pesticides transformation products in water environments (PTPWs). The PTPWs and their parent pesticides are to be chlorinated in waterworks and may produce further transformation products which may be mutagenic.

Thus in the present study, a PTPW list consisting of 683 PTPWs of 159 pesticides was compiled by reviewing 12,269 scientific papers and some reports and books. The mutagen formation potential (MFP) of 23 pesticides and 63 PTPWs were tested with the Ames assay to study the MFP changes through the transformations. A model pesticide, $ (E) $ -1,3-dichloropropene (DCP), a component of the nematocide D-D, was chlorinated in phosphate buffer solution to explore a produced mutagen. 1,3-dichloroacetone was identified as a mutagenic chlorination by-product of DCP.

Simultaneous measuring methods for pesticides and their PTPWs were developed by using GC/MS and LC/MS/MS followed by a common pretreatment method of solid-phase extraction and nitrogen purge concentration. The database consisted of retention time, ionization mode and mass spectrum for 37 pesticides and 63 PTPWs were established. Using these methods, the environmental monitoring of 311 water samples taken at 42 river spots of the official monitoring spots and agricultural areas were carried out. It was observed that the PTPWs appeared after the detection of their parent pesticides.