Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
表(1)-3. 生体試料中PPCPs一斉分析法の回収率および精度

化合物	IS / 添加濃度 (ng g^{-1} w.w.)	絶対回收率 (%, CV)	添加濃度(ng g^{-1})	補正回收率(%)	併行精度, CV (%)	室内再現精度 CV (%)
I	II	III	I	II	III	I	II	III	I	II	III
DF	DF-d_{4} / 8	80 (8)	4	8	16	94.8	102	102	5.3	4	5.3	6.5	5.8	5.5
ETZ	CBZ-d_{10} / 2	88 (5)	1	2	4	125	126	124	7.9	3.8	5.4	11	7.2	11
IBP	IBP-^{13}C_{3} / 20	81 (10)	10	20	40	105	93.8	95.4	2.5	4.9	4.8	5.5	5.8	4.2
IND	IND-d_{4} / 8	72 (10)	4	8	16	109	107	101	4.4	3	2.5	7	4.3	4.8
MF	IND-d_{4} / 8	75 (8)	1	2	4	114	102	100	7.9	6.6	3.2	9.4	6.4	4.4
BZF	BZF-d_{4} / 4	81 (8)	1	2	4	106	97.3	103	4.4	4.6	7.3	5.3	7.9	6.8
CA	CA-d_{4} / 4	86 (10)	1	2	4	98.5	94.2	99.3	6.4	4.2	6.5	8.7	7.9	5.9
FA	IND-d_{4} / 8	88 (8)	1	2	4	89.4	95.3	101	8.5	4.5	6.5	10	4.8	8.2
SER	SER-d_{3} / 4	69 (6)	1	2	4	100	102	98.3	4.6	4.4	2.8	4.5	4.4	3.5
NSER	NSER-^{13}C_{6} / 20	48 (10)	10	20	40	108	112	103	3.9	8.4	5.4	5.4	7.4	8.5
DIH	DIH-d_{6} / 4	71 (6)	1	2	4	107	101	100	4.4	2.2	4.2	6.5	5.8	6.4
CBZ	CBZ-d_{10} / 2	85 (5)	1	2	4	96.4	97.8	100	3.3	2	3.3	3.6	4.1	3.8
CTM	DEET-d_{6} / 4	67 (10)	1	2	4	95.4	93.2	89.8	5.6	3.5	2.8	8.1	7.3	4.3
LS	LS-d_{3} / 4	73 (9)	1	2	4	99.1	93	96.1	7.1	5.4	4.2	8.3	6	5.7
TCS	TCS-^{13}C_{12} / 8	71 (10)	2	4	8	101	103	97.1	8.7	5	6.8	10	4.9	6.3
TCC	TCC-^{13}C_{6} / 2	66 (5)	1	2	4	98.3	99.4	101	5	4.2	3.3	6.8	7.4	5.8
MeP	MeP-^{13}C_{6} / 4	88 (5)	5	10	20	100	93	96.7	3.7	3.8	3.3	6.6	7.5	3.9
EtP	MeP-^{13}C_{6} / 4	86 (5)	2	4	8	97.9	90.9	93.8	5.9	3	4.7	7.3	4.8	6.7
PrP	BuP-^{13}C_{6} / 4	79 (5)	2	4	8	92.4	89.8	93.1	7.9	3.4	6	9.2	6.3	7.4
BuP	BuP-^{13}C_{6} / 4	74 (5)	2	4	8	93.7	91.5	93.5	7.8	3	5	9.2	4.5	6.3
DEET	DEET-d_{6} / 4	75 (7)	2	4	8	115	114	120	5.1	5	4.8	7.2	8.5	5

### a. 代替サロゲートの検討

該当するサロゲートのない物質に対しては、回収率およびMatrix効果の両方面において代替サロゲートによる補正効果を検証した。肝臓試料への標準物質添加回収試験により得られた対象物質の相対Area比(実測値/理論値)とサロゲートの相対Area比(実測値/理論値)との相関関係に基づいて代替サロゲートを決定した(図(1)-20)。以下に9種の対象化合物およびその代替サロゲートを( )内に示す。ETZ(CBZ- $ d_{10} $ )、MF(IND- $ d_{4} $ )、FA(DF- $ d_{4} $ )、NSER(SER- $ d_{3} $ )、DIH(SER- $ d_{3} $ )、CTM(DEET- $ d_{6} $ )、EtP(MeP- $ ^{13}C_{6} $ )、PrP(MeP- $ ^{13}C_{6} $ )、BuP(MeP- $ ^{13}C_{6} $ )の鳥類肝臓および腎臓試料0.5 gのMatrix効果(n=3)を図(1)-21に示す。全対象物質でイオン化の抑制(最大86%，TCS)が確認されたものの、サロゲートにより±20%以内に補正できることが示された。

### b. Matrix効果およびサロゲートによる補正

Matrix効果とは、目的成分がイオン化する際にそのシグナル強度に対して生体試料に含まれる夾雑物がイオン化の抑制や促進を引き起こす現象を示し、イオン化法にESIを用いた分析法でしばしば問題となる。そこで、Matrix効果を下記の式より算出し、サロゲート物質による補正効果を検証した。

（Matrix効果）＝（夾雑物存在下での標準物質のピーク面積）／（夾雑物非存存下での

標準物質のピーク面積)

$ ^{*} $ この値が1より大きい場合は夾雑物によるイオン化の促進（正のMatrix効果）、1より小さい

場合はイオン化の抑制（負のMatrix効果）を意味する。

NSERを除く絶対回収率は62 (MF)-98 (ETZ)%、補正回収率は82 (IBP)-130 (ETZ)%と良好であった。併行精度は(2.0-12%)、再現精度は(3.7-14%)と十分な精度が得られた。しかしながらNSERの絶対回収率は低値(38±10%)を示し、また代替サロゲートによる補正も不十分であった。
表(1)-4. 新規分析法の検出下限および定量下限

化合物	檢出下限 (ng g^{-1})a	定量下限 (ng g^{-1})b	脫報值 (ng g^{-1})d
肝臟/腦	血漿	肝臟	腦	血漿	檢出下限	定量下限
DF	0.32	0.048	0.83	0.36	0.15	0.65 (fish liver)	2.16 (fish liver)
ETZ	0.086	0.025	0.23	0.17	0.063
IBP	1.5	0.28	6.4	2.3	0.64	3.1 (fish liver)
IND	0.19	0.029	0.53	0.24	0.077
MF	0.21	0.023	0.57	0.21	0.058
BZF	0.1	0.022	0.27	0.13	0.062
CA	0.13	0.045	0.43	0.17	0.13	0.10 (fish liver)
FA	0.26	0.031	0.67	0.27	0.097
SER	0.19	0.075	0.48	0.39	0.19	17 (fish liver); 3.28 (fish liver)
NSER	0.89	0.32	3.5	1.4	0.79	8.1 (fish liver)
DPH	0.066	0.011	0.12	0.093	0.028	0.26 (fish liver);
CBZ	0.019	0.0092	0.18	0.086	0.02	1.9 (fish liver); 0.25 (fish liver)
CTM	1.7°	0.85c	4.5°	4.5°	2.3°
LS	0.053	0.021	0.077	0.056	0.043
TCS	1.1°	0.57°	3.1°	3.1°	1.5°	3.4 (fish liver)
TCC	0.14°	0.071°	0.39°	0.39°	0.19°
MeP	3.3°	1.67°	9.1°	9.1°	4.5°
EtP	0.79°	0.39°	2.1°	2.1°	1.1°
PrP	0.79°	0.39°	2.2°	2.2°	1.1°
BuP	0.58°	0.29°	1.6°	1.6°	0.79°
DEET	3.2°	1.6°	8.7°	8.7°	4.4°	4.0 (fish liver)

$ ^{a} $ 検出下限, 低濃度試料の7回繰り返し試験で得られた標準偏差より算出 $ ^{b} $ 定量下限, 生体試料中でS/N比が10:1となる濃度として算出, $ ^{c} $ 操作ブランクの7回繰り返し試験で得られた検出値の標準偏差より算出. $ ^{d} $ Huerta et al. (2013); Ramirez et al. (2007); Ramirez et al. (2009); Du et al. (2012); Subedi et al. (2011).

### c. 検出下限値(MDLs)および定量下限値(LOQs)

試料中でのS/N比が10程度となる標準物質濃度を試料に添加し、7回繰り返し回収試験によって得られたばらつき(標準偏差)から検出下限値(MDLs)を算出した。試料中での対象化合物のS/N比が10となる濃度を定量下限値(LOQs)とした。本分析法のMDLsは、魚類肝臓中の医薬品分析法における既報値 $ ^{54,55} $ と比べ、1/10~1/5ほど低い値であり十分な感度が示された。

### d. 新規分析法のバリデーション

生体試料は、脂質、タンパク質および色素などの多様な成分で構成されている。これらが複雑な夾雑物となり分析を妨害するため、生体試料中に残留する極性化学物質の微量分析は困難を極める $ ^{56,57} $ 。既報 $ ^{58,59} $ の生体試料中医薬品の一斉分析法は、肝臓など夾雑物が多い組織では感度の低下が著しい。そこで、前年度は、同位体希釈法および各種クロマトグラフィーによるクリーンアップ法を検討し、生体試料中に残留する低脂溶性PPCPs 21種の新規一斉分析法を開発した。今年度は、新規分析法のバリデーションの結果と開発した方法により分析した気仙沼漁港で水揚げされた魚介類の汚染実態について報告する。今回開発した分析法の回収率および精度を表(1)-3に示す。絶対回収率は48－88%、補正回収率は90-130%、併行精度は2.0-8.7%、室内再現精度は3.5-11%と良好な成績が得られ、また既報値に比べ最大1桁ほど低い検出下限を達成した(表(1)-4)。

## 5 ）低脂溶性PPCPsによる魚介類の汚染実態

東日本大震災に伴い発生した津波よって、日常的に使用される医薬品類やパーソナルケア製品に含ま
表(1)-5. 気仙沼で採取した魚介類の低脂溶性PPCPs濃度

化合物	2012年9-11月	2007年9-11月
魚類
検出頻度	濃度範囲(ng/g wet wt)	ムラサキイガイ
検出頻度	濃度範囲(ng/g wet wt)	魚類
検出頻度	濃度範囲(ng/g wet wt)
医薬品類
DF	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
ETZ	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
IBP	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
IND	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
MF	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
BZF	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
CA	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
FA	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
SER	1/18	<MDL-0.51	2/3	<MDL-4.4	0/14	<MDL
NSER	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
DPH	0/18	<MDL	2/3	<MDL-2.2	0/14	<MDL
CBZ	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
CTM	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
LS	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
パーソナルケア製品由来物質
TCS	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
TCC	1/18	<MDL-0.24(スズキ)	2/3	<MDL-16	0/14	<MDL
MeP	4/18	<MDL-5.2(ゴマサバ,サケ)	2/3	<MDL-67	1/14	<MDL-3.9(マサバ)
EtP	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
PrP	2/18	<MDL-2.1(ゴマサバ,サケ)	0/3	<MDL	0/14	<MDL
BuP	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL
DEET	0/18	<MDL	0/3	<MDL	0/14	<MDL

図(1)-22. ムラサキイガイの採取地点と低脂溶性PPCPsの残留レベル（ng/g wet wt）

であったが、2012年にはMePに加え、PrP、TCC、SERが検出され、MePの検出頻度も上昇した。また、同様
まず、2007年、2012年、2013年の魚類中重金属類濃度をそれぞれ表(1)-6～(1)-8に示した。2007年と2012年における26種の重金属類濃度を5種の生物(カツオ、シイラ、サケ、ブリ、ゴマサバ)について比較したところ、全生物種において明瞭な正の相関傾向を示した(図(1)-23)。低濃度領域では、一部1:1の直線

図(1)-23. 2007年と2012年における26種の重金属類濃度の比較

図(1)−24. 2007−2012間での26種の重金属類濃度比

から外れる元素も認められたが、個体差、分析誤差を考慮すると、系統的な濃度の変化は認められないと考えられる。

2012-2007 間の重金属類濃度の有意差をMann-WhitneyのU検定で計算した結果、カツオではAs, V, シイラではV, ゴマサバではCr, Cd, サケではHg, ブリではCd, Asが2012年において有意に高値を示した。さらに、2007年と2012年の各種重金属類平均濃度の差を変動比(2012/2007)として示したところ、3種以上の生物について変動比>1を示したのはAs, Cd, Co, Znであった（図(1)-24）。これらの結果を総括すると、多くの元素については震災による海洋への重金属類流出の影響は認められないものの、V,
図(1)-25. $ \delta^{15}N $ と微量元素濃度の関係

1段目: 生物濃縮型、2段目: 生物希釈型、3段目: 恒常性維持型、4段目: その他.

As, Cdなどはやや上昇傾向にあることが示唆されており、継続的な調査が必要である。これらの元素濃度が上昇傾向になる原因は不明であるが、Vについては海洋への石油流出の影響、As, Cdなどについては鉱山由来物質の津波による流出を検証する必要があると考えている。

2007年と2012年における窒素・炭素安定同位体比の関係を比較したところ、類似の傾向が認められた。このことは、震災前後で気仙沼沖での食物網構造の大きな変化がないことを示唆している。栄養段階の指標である窒素安定同位体比と各種重金属類の関係を解析した結果、両者の相関に基づき(1)生物濃縮型、(2)生物希釈型、(3)恒常性維持型、(4)その他、に分類することができた(図(1)-25)。(1)の生物濃縮型は、$\delta^{15}\mathrm{N}$ 値と正の相関を示す元素であり、$\mathrm{Hg}$、$\mathrm{Rb}$、$\mathrm{Cs}$がこれに該当する。$\mathrm{Hg}$が栄養段階を介して生物濃縮することは予てより知られており、$\mathrm{Rb}$、$\mathrm{Cs}$については高次生物ほど$\mathrm{K}$の要求量が高いことを反映していると考えられる。(2)の生物希釈型は、$\delta^{15}\mathrm{N}$ 値と正の相関を示す元素であり$\mathrm{Fe}$、$\mathrm{Tl}$、$\mathrm{Co}$、$\mathrm{Sr}$などが該当する。(3)の恒常性維持型は、濃度レベルが生物種間で大きく変動しない元素であり、$\mathrm{Mg}$、$\mathrm{Zn}$、$\mathrm{Se}$、$\mathrm{Mo}$などの必須元素が該当する。(4)のその他は、上記3パターンのどれにも該当しない元素で、$\mathrm{V}$、$\mathrm{As}$、$\mathrm{Cd}$などが該当する。今回得られた全体的な傾向は、2007年の結果と良く一致しており、26元素の生物濃縮性を議論する上で上記の分類
が有効であることが確かめられた。

2013年のデータについても、2012年のデータとほぼ同じ傾向であり、震災前後および震災後2年間における魚類中重金属類濃度の経年変化はおおむね無視できる程度であることが示された（表(1)-7, 8）。ただし、栄養段階と微量元素濃度の関係から、一部の元素は食物網を介した生物濃縮性を有することがわかっており、このような元素は解析にも注意が必要である。そこで、生物濃縮性・生態毒性ともに高いカドミウムと水銀について、2007、2012、2013年間での変化を解析した（図(1)-26）。水銀については、各魚種について系統的な経年変化は認められないが、2013年のゴマサバは2007年に対し有意な上昇を示し、サンマ・サワラも2007-2013で次第に上昇する傾向を示した。総水銀の暫定安全基準値は0.4μg/g wet wt.であり、これを超過したのはカタクチイワシ1試料のみであったが、カツオ・ブリ・ゴマサバなどの大型魚は平均値が0.2μg/g wet wt.を超過しており、今後も観測を継続することが望ましい。カドミウムについては、サワラ・サンマ・シイラ・マイワシなどで、経年

図(1)-26. 2007年・2012年・2013年に気仙沼で採取した魚介類の水銀・カドミウム濃度

的な上昇傾向が認められており、いくつかの年代間で統計的有意差も得られている。とくにサンマ中Cd濃度は顕著な上昇傾向が認められ、中央値比較では2013年の値は2007年の16倍に相当する。現段階では各年代の分析試料数が限られているため、定量的な考察を進める段階にないが、es-BANKには未分析の試料も多く残っているため、これらを分析することが必要である。Cdの経年的な上昇傾向の原因は不明であるが、Cdは様々な製品に含まれると同時に、土壌中にも存在しており、陸域の土壌が津波で海洋環境に流出した、あるいは底質の巻き上げ時に溶出した、といった現象もこの濃度変化に寄与している可能性がある。
調査期間を通じて、魚類中カドミウムの経年的な濃度上昇傾向が伺われることから、魚介類の摂取によるカドミウム曝露のリスク評価を実施した。日本人の主要なカドミウム曝露源は米であると推定されており、コメ中の一般的なカドミウム濃度と摂取量を用いてコメ経由の曝露量を推定した後、魚介類経由のカドミウム曝露量を積算し、暫定耐用週間摂取量（7 μg g-1/kg/week）と比較した（図(1)-27）。計算に用いた各種変数は以下の通りである。

• 一週間あたりのコメ摂取量:160 g

• コメ中平均カドミウム濃度:0.06 μg/g

・一週間あたりの魚介類摂取量:140 g/日

計算の結果、摂取する魚類に依らず、主要な曝露経路はコメであった。しかし、カドミウム濃度の高いカタクチイワシやサンマを多く摂取する場合には、魚介類の寄与もコメに匹敵するほど大きくなると推定された。カドミウムの暫定耐用週間摂取量は、子供（体重：30 kg）と成人女性（体重：50 kg）でそれぞれ210, 350 μgであり、今回推算された曝露量は、これらの値を超えるほどではない。しかし、サンマのカドミウム濃度は顕著な経年的上昇を示しており、今後曝露量が増加することも否定できないため、継続的な調査が必要である。

以上の結果をふまえ、2007、2012、2013年の魚類中重金属類濃度変化を総括すると、多くの元素については震災前後での生態系への移行量は大き

図(1)-27. カドミウムの推定週間暴露量

く変化していないと結論づけられる。これは重金属類のバックグラウンドや生物濃縮挙動を考慮すると、ある程度予測された結果である。しかし、生物濃縮性の高い一部の元素では、震災以降の濃度変化が伺われる結果も得られている。すでに震災発生から3年が経過しており、震災直後の大規模な変化の影響は小康状態にあると推測されるが、陸上に上がった海洋堆積物からの重金属の二次的な放出などについては、引き続き注意して観測をする必要があると考えられる。

### 5. 本研究により得られた成果

## (1) 科学的意義
本研究課題で得られた成果は、震災および津波によって海洋環境に放出された可能性のある残留性有機汚染物質や重金属等の化学物質が環境・生態系に与える影響について、保存試料との比較から経時的変化の解明を試みた点で科学的に高い価値を持つ。愛媛大学のes-BANKに収蔵された東北沖の魚介類試料を活用することで、震災前のバックグラウンドレベルとの比較が可能にした。このようなアプローチは、長年に渡って各地で広域モニタリングを実施して試料を保存し続けた我々の研究グループであればこそ可能であり、世界的に見ても極めて貴重な情報を提供と言える。震災後、いくつかの大学・研究機関が被災地域の化学物質モニタリングを実施しているが、過去の試料との比較ができないために単なる濃度レベルの報告にとどまっており、厳密な意味で震災の影響の有無について検証できているとは言えない。震災から3年が経過したが、今なお社会的関心・懸念の中心は $ ^{137} $ Csなどの放射性元素による汚染であり、生物濃縮性を有する有機・無機化学物質に関する情報は限定的である。セシウムの生物濃縮係数は最大でも100倍程度であるのに対し、PCBsをはじめとする残留性有機汚染物質は海水に比べ数十万～数千万倍にも濃縮される。中長期的な視点に立って考えた場合、これらの化学物質の環境動態や暴露リスクの評価は不可欠であり、その点でも本研究の果たした科学的役割は大きい。

## (2) 環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

とく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＞

震災によってもたらされた環境汚染については、依然として放射性物質に関するものがほとんどで、他の化学物質に着目したものはほとんどない。また、環境省や水産庁により行われているモニタリングは、海水と海底堆積物および一部の食用魚種に限定され、食物網を介した生物濃縮や汚染の経時変化を視野に入れた調査ではない。昨年度の成果から、栄養段階低次の魚種に、震災前に比べて震災後にPOPs (PCBs・PBDEs)蓄積レベルが上昇した可能性を報告した。今年度は、PCBs・PBDEsについて継続調査を実施し、引き続き栄養段階低次の魚種の蓄積レベルが過去に比べてやや高いことや、昨年度よりもやや高い栄養段階の魚種で蓄積レベルが上昇したことが明らかとなった。これは、将来的にこれらの物質が食物網を介して高次栄養段階の魚種の濃縮レベルが上昇する可能性を示唆しており、包括的な海洋生態系汚染に関する調査を継続する必要性が示された。また、一部のPPCPsや重金属についても震災後の蓄積レベルの上昇が明らかとなり、津波によって海洋環境に流出した化学物質による生態系汚染の進行を解明した初めての報告となった。いずれの化学物質も現時点での暴露リスクは小さいものの、高次捕食者への生物濃縮に伴って暴露量が増加する可能性もあるため、中長期的な調査が求められる。本研究課題は、海洋生態系汚染のモニタリングの重要性や実施方針を科学的根拠に基づいて提案したという点で、環境行政に対する貢献度は高い。これらの成果は、震災前に同一海域で収集した同一魚種を、es-BANKに保存していた当研究グループであるからこそ可能になったものであり、他の多くの調査・研究では為し得なかった結果と言える。これらの基礎情報を提供することにより、被災地産魚介類の安全性評価や風評被害の未然防止など、生態系保全やヒトの暴露リスク低減を目指すという観点からも、非常に価値の高い成果である。
### 6. 国際共同研究等の状況

(1) 計画名:安定同位体比を用いた生態系構造の解析と海洋食物網における化学物質の蓄積性解明

Chang, Kwang-Hyeon, Ph. D. Assistant Professor

Department of Environmental Science and Engineering, Kyung Hee University, Seocheon-dong, Giheung-gu, Yongin-si 446-701, Korea

Chang博士は淡水および沿岸の生態学が専門であり、とくに動物プランクトンの採取や種同定、バイオマス測定および安定同位体比を用いた生態系構造の解析に造詣が深い。本研究課題期間中には、2012年度に2度、2013年度に1度招聘し、採取した魚介類試料の窒素・炭素安定同位体比を測定した。また、測定結果に基づいて食物網構造を解析し、有機汚染物質・微量元素の生物濃縮性を評価した。2013年度の来日時には、気仙沼湾の調査にも同行し、動物プランクトンの採取法・分類法について指導していただいた。

### (2) 計画名: 新規環境有機汚染物質の分析法確立と沿岸魚類生態系における汚染実態の解明 Kim, Joon-Woo, Ph. D

National Institute of Environmental Research, Monitoring and Analysis Division, Jeonju Regional Environmental Office, Korea

Kim博士は、環境分析化学が専門であり、とくに極性化合物の分析法開発と環境モニタリングを研究テーマとしている。これまでにも、リン酸エステル系難燃剤等の新規環境汚染物質の分析法開発について共同研究を展開しており、2012年度は魚類試料の分析法の最適化と一部試料の分析を実施した。2013年度は、確立した分析法を指導していただいて魚介類試料に適用し、リン酸エステル系難燃剤・ベンゾトリアブール系UV吸収剤の汚染実態と経年変動に関する調査を進めた。

### 7. 研究成果の発表状況 ※【別添】H25研究等報告書作成要領 参照

## (1) 誌上発表

## <論文(查読あり)>

1) J.-W. KIM, T. ISOBE, A. SUDARYANTO, G. MALARVANNAN, K.-H. CHANG, M. MUTO, M. PRUDENTE, S. TANABE. Environmental Science and Pollution Research (2013) vol. 20, no. 2, pp. 812-822, Organophosphorus flame retardants in house dust from the Philippines: Occurrence and assessment of human exposure. DOI: 10.1007/s11356-012-1237-x

2) T. ISOBE, S.P. OGAWA, R. SUGIMOTO, K. RAMU, A. SUDARYANTO, G. MALARVANNAN, G. DEVANATHAN, B. R. RAMASWAMY, N. MUNUSWAMY, D. S. GANESH, J. SIVAKUMAR, A. SETHURAMAN, V. PARTHASARATHY, A. SUBRAMANIAN, J. FIELD, S. TANABE. Environmental Monitoring and Assessment (2013) vol. 185, no. 7, 5627-5637, Perchlorate Contamination of Groundwater from Fireworks Manufacturing Area in South India. DOI: 10.1007/s10661-012-2972-7

3) J.-W. KIM, T. ISOBE, M. MUTO, N. M. TUE, K. KATSURA, G. MALARVANNAN, A. SUDARYANTO, K.-H. CHANG, M. PRUDENTE, P. H. VIET, S. TAKAHASHI, S. TANABE: Chemosphere, (2014) Organophosphorus Flame Retardants (PFRs) in Human Breast Milk from Several Asian Countries (in press) DOI: 10.1016/j.chemosphere.2014.02.033
4) R. TANOUE, K. NOMIYAMA, H. NAKAMURA, T. HAYASHI, J.-W. KIM, T. ISOBE, R. SHIONOHARA, S. TANABE, Journal of Chromatography A (2014) Simultaneous Determination of Polar Pharmaceuticals and Personal Care Products (PPCPs) in Biological Organs and Tissues. (Accepted)

## くその他誌上発表(査読なし)>

1. Kim, J. W., Isobe, T., Malarvannan, G., Sudaryanto, A., Chang, K. H., Prudente, M. and Tanabe, S.: Analysis of benzotriazole UV stabilizers in house dust using an UHPLC-MS/MS. Interdisciplinary Studies on Environmental Chemistry, Vol. 6, Advanced Environmental Studies by Young Scientist. Kawaguchi, M., Misaki, K., Sato, H., Yokokawa, T., Itai, T., Tue, N. M., Ono, J. and Tanabe, S. (Eds), TERRAPUB, Tokyo, Japan, 261-267. (2012)

## (2) 口頭発表 (学会等)

1) 磯部友彦・濱田宏基・張光玹・宝来佐和子・高橋真・田辺信介：第21回環境化学討論会(2012)，松山市，7月，講演要旨集，344-345．「有機塩素化合物・臭素系難燃剤による東シナ海の魚介類汚染と生物濃縮」

2) 金 俊佑・磯部友彦・Nguyen Minh Tue・武藤 衛・Pham Hung Viet・高橋 真・田辺信介：第21回環境化学討論会(2012)，松山市，7月，講演要旨集，324-325.「ベトナムにおけるハウスダスト中有機リン系難燃剤の汚染実態」

3) Isobe, T., Muto, Kim, J.-W., M., Tue, N. M., Katsura, K., Malarvannan, G., Sudaryanto, A., Chang, K.-H., Prudente, M., Viet, P. H., Takahashi, S., Tanabe, S. (2013): Organophosphorus Flame Retardants (PFRs) in Human Breast Milk from Several Asian Countries, 6th International Symposium on Flame Retardants, April 7-10, San Francisco, US, Abstract book 30 (P35).

4) 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.

5) 田上瑠美・野見山桂・林 光武・磯部友彦・中村遥菜・篠原亮太・田辺信介 (2013): 生体試料に残留する極性PPCPsの高感度一斉分析法: ～鳥類・魚類肝臓試料への適用～, 第22回環境化学討論会, 東京, 7-8月, 講演要旨集, 370-371.

6) 西岡宗一郎・磯部友彦・仲井邦彦・中田晴彦・張光弦・田辺信介 (2013): 東北沖魚類生態系におけるPCBs, BFRs蓄積レベルの経時変化, 第22回環境化学討論会, 東京, 7-8月, 講演要旨集, 446-447.

7) 田上瑠美, 野見山桂, 磯部 友彦, 中村遥菜, 篠原亮太, 田辺 信介 (2013): 生体試料に残留する極性PPCPsの高感度一斉分析法の開発および魚類の汚染実態解明, 第16回日本水環境学会シンポジウム, 那覇市, 11月, 講演集, 163.

8) 磯部 友彦, 西岡 宗一郎, 田辺 信介, 金 俊祐, 張 光玹(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, 那覇市, 11月, 講演集, 167.

9) Tanoue, R., Nomiyama, K., Hayashi, T., Isobe, T., Nakamura, H., Shinohara, R., Tanabe, S., Simultaneous Determination of Polar Pharmaceuticals and Personal Care Products (PPCPs) in Avian
Liver and Kidney. Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC) North America 34th Annual Meeting, Abstract Book p 289, Nashville, TN, USA, 2013年11月.

## (3) 出願特許

とく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)

とくに記載すべき事項はない。

## (5) マスコミ等への公表・報道等

とくに記載すべき事項はない。

## (6) その他

とくに記載すべき事項はない。

### 8. 引用文献

1) Bird, W.A., Grossman, E., 2011. Chemical aftermath: contamination and cleanup following the Tohoku earthquake and tsunami. Environ Health Perspect 119, A290-301.

2) 田辺信介, 2011. 東日本大震災で懸念される海の化学汚染, Ship & Ocean Newsletter, 261, 2-3.

3) Tanabe, S. and Subramanian, An. (2011): Great eastern Japan earthquake – possible marine environmental contamination by toxic pollutants. Marine Pollution Bulletin, 62(5), 883-884.

4) 環境省，2001. ポリ塩化ビフェニル廃棄物の適正な処理の推進に関する特別措置法，http://law.e-gov.go.jp/htmldata/H13/H13HO065.html（2013/05/22アクセス）

5) 環境省，2011. 東日本大震災のPCB廃棄物への影響について，http://www.env.go.jp/recycle/poly/confs/tekisei/01/ref02.pdf（2013/05/22アクセス）

6) 環境省，2012. 東日本大震災のPCB廃棄物への影響について（第5報），http://www.env.go.jp/recycle/poly/confs/tekisei/06/mat07.pdf（2014/03/22アクセス）

7) 環境省，2013. 平成24年度被災地における海洋環境モニタリング第3次調査結果（詳細版），http://www.env.go.jp/water/kaiyo/monitoring/eq/attach/result_20131105-3.pdf（2014/03/22アクセス）

8) 環境省，2012. 沿岸市町村の災害廃棄物処理の進捗状況（2012年7月31日現在）（2014/03/22 アクセス）

9) Covaci, A., Gerecke, A.C., Law, R.J., Voorspoels, S., Kohler, M., Heeb, N.V., Leslie, H., Allchin, C.R. and de Boer, J., 2006. Hexabromocyclododecanes (HBCDs) in the environment and humans: A review. Environ Sci Technol 40, 3679-3688.

10) Hites, R.A., 2004. Polybrominated diphenyl ethers in the environment and in people: A meta-analysis of concentrations. Environ Sci Technol 38, 945-956.
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24) Isobe, T., Oshihoi, T., Hamada, H., Nakayama, K., Yamada, T.K., Tajima, Y., Amano, M., Tanabe, S. 2011. Contamination Status of POPs and BFRs and Relationship with Parasitic Infection in Finless Porpoises (Neophocaena phocaenoides) from Seto Inland Sea and Omura Bay, Japan; Marine Pollution Bulletin 63, 564-571.

25) Minh, N.H., Isobe, T., Ueno, D., Matsumoto, K., Mine, M., Kajiwara, N., Takahashi, S., Tanabe, S., 2007. Spatial distribution and vertical profile of polybrominated diphenyl ethers and hexabromocyclododecanes in sediment core from Tokyo Bay, Japan. Environmental Pollution 148, 409-417.

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30) Kelly, B.C., Ikonomou, M.G., Blair, J.D., Gobas, F.A., 2008. Hydroxylated and methoxylated polybrominated diphenyl ethers in a Canadian Arctic marine food web. Environ Sci Technol 42, 7069-7077.

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33) Kim, J.W., Isobe, T., Sudaryanto, A., Malarvannan, G., Chang, K.H., Muto, M., Prudente, M., Tanabe, S., 2013. Organophosphorus flame retardants in house dust from the Philippines: occurrence and assessment of human exposure. Environmental Science and Pollution Research 20, 812-822.
34) Nakata, H., Murata, S., Filatreau, J., 2009. Occurrence and Concentrations of Benzotriazole UV Stabilizers in Marine Organisms and Sediments from the Ariake Sea, Japan. Environ Sci Technol 43, 6920–6926.

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36) Ueno, D., Takahashi, S., Tanaka, H., Subramanian, A.N., Fillmann, G., Nakata, H., Lam, P.K., Zheng, J., Muchtar, M., Prudente, M., Chung, K.H., Tanabe, S., 2003. Global pollution monitoring of PCBs and organochlorine pesticides using skipjack tuna as a bioindicator. Arch Environ Contam Toxicol 45, 378-389.

37) 環境省，2009. 環境中のPCB濃度レベルに関するモニタリングデータ等. http://www.meti.go.jp/committee/kenkyukai/safety_security/yuuki_pcb/001_03_00.pdf （2014/03/22 アクセス）

38) Akutsu, K., Obana, H., Okihashi, M., Kitagawa, M., Nakazawa, H., Matsuki, Y., Makino, T., Oda, H., Hori, S. 2001. GC/MS analysis of polybrominated diphenyl ethers in fish collected from the Inland Sea of Seto, Japan. Chemosphere 44, 1325-1333.

39) Ueno, D., Alaee, M., Marvin, C., Muir, D.C.G., Macinnis, G., Reiner, E., Crozier, P., Furdui, V.I., Subramanian, A., Fillmann, G., Lam, P.K.S., Zheng, G.J., Muchtar, M., Razak, H., Prudente, M., Chung, K.-h., Tanabe, S., 2006. Distribution and transportability of hexabromocyclododecane (HBCD) in the Asia-Pacific region using skipjack tuna as a bioindicator. Environmental Pollution 144, 238-247.

40) Metcalfe, T.L., Metcalfe, C.D., 1997. The trophodynamics of PCBs, including mono- and non-ortho congeners, in the food web of North-Central Lake Ontario. Sci Total Environ 201, 245-272.

41) Morris, S., Allchin, C.R., Zegers, B.N., Haftka, J.J., Boon, J.P., Belpaire, C., Leonards, P.E., Van Leeuwen, S.P., De Boer, J., 2004. Distribution and fate of HBCD and TBBPA brominated flame retardants in North Sea estuaries and aquatic food webs. Environ Sci Technol 38, 5497-5504.

42) Tomy, G.T., Budakowski, W., Halldorson, T., Whittle, D.M., Keir, M.J., Marvin, C., MacInnis, G., Alaee, M., 2004. Biomagnification of $ C\bar{E}\pm- $ and $ C\bar{E}\geq- $ Hexabromocyclododecane Isomers in a Lake Ontario Food Web. Environmental Science & Technology 38, 2298-2303.

43) 農林水産省，2009. 我が国における魚介類摂取の特徴，http://www.maff.go.jp/j/syouan/tikusui/gyokai/g_kenko/tokucyo/（2014/03/02 アクセス）

44) 厚生労働省，2009. 日本人の体格（平均身長・平均体重）についての公的調査資料，http://dearbooks.cafe.coocan.jp/rekishi05b.html（2014/03/02 アクセス）

45) Takasuga, T., Kumar, K.S., Noma, Y., Sakai, S., 2005. Chemical characterization of polychlorinated biphenyls, -dibenzo-p-dioxins, and -dibenzo-furans in technical Kanechlor PCB formulations in Japan. Arch Environ Contam Toxicol 49, 385-395.

46) Berntssen, M.H., Giskegjerde, T.A., Rosenlund, G., Torstensen, B.E., Lundebye, A.K., 2007. Predicting World Health Organization toxic equivalency factor dioxin and dioxin-like