Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
PCBsレベルに異常は認められていないものの、過去の試料との直接対比ができないために震災前後で濃度変動が生じたかどうか明らかにできていない $ ^{7} $ 。さらに、今後流失したPCB含有廃棄物から徐々にPCBsが漏出・拡散し、時間を経て生物濃縮される可能性は大いに考えられるが、この影響を経時的に検証するモニタリング計画等は今のところまったく策定されていない。

## (3) 臭素系難燃剤(BFRs)・リン酸エステル系難燃剤(PFRs)

東日本大震災で倒壊した家屋や工場、オフィスビルなどの災害廃棄物(震災がれき)は、岩手・宮城・福島の東北3県で約1800万トンにのぼると推計されている⁸)。このような家電製品やOA機器、建築材料、室内装飾品、自動車内装には防燃目的で各種の難燃剤が添加されており、今回の津波によって製品等とともに海洋へ放出されたと考えられる。火災による生命・財産のリスクを低減するため難燃剤の需要は増大しており、臭素系難燃剤(BFRs)の世界需要量は1990年の145,000トンから2001年には310,000トンへと増加したと報告されている。とくに、寒冷地の家屋には断熱材の使用量が多く防燃目的で大量の有機臭素系・リン酸エステル系難燃剤が使われていると予想され、津波による難燃剤の海洋流出量も膨大と考えられるが、排出インベントリや製品流出後の溶出挙動に関する情報は皆無であり、震災後の汚染実態に関する包括的な調査例もない。BFRsのうち、ポリ臭素化ジフェニルエーテル(PBDEs)は、家電や電子機器等のケーシングに添加型難燃剤として用いられ1980年代から使用量が増加したが、化学構造がPCBsと似ていることから物理化学性も類似しており、毒性や生物濃縮性が指摘されていた。実際に、PBDEsは多様な環境媒体や野生生物から検出され、その広域汚染は既に実証されている⁹-¹⁹)。これを受けて、2009年に一部のPBDE工業製剤(ペンタ製剤・オクタ製剤)がストックホルム条約(POPs条約)登録物質に指定されるなど、国際的にも使用の規制・禁止が進んでいる。日本国内では、ペンタ製剤(国内ではテトラ製剤と呼称)は1990年以降、オクタ製剤についても1995年以降、それぞれ業界団体の自主規制等により使用が中止されており、いち早く環境汚染防止策が講じられたものの、環境や野生生物の汚染に関して今なお報告されている。わが国におけるヒトの母乳を用いた経年調査では、近年までPBDEs濃度の上昇が認められており²⁰,²¹)、血液の調査では地域差が報告されている²²)。また、ヘキサブロモシクロドデカン(HBCDs)は、主に発泡ポリスチレン等の樹脂やカーテン・カーペット等の室内装飾品向け繊維製品に添加型難燃剤として用いられ、1980年代後半以降使用量が急増したが、欧米等で生物濃縮に関する研究が報告され、一部毒性も指摘されたことから環境影響に関する懸念が高まり、2013年にPOPs条約登録物質に指定された。日本国内でも、2011年以降使用量の削減策が講じられており、2014年には「化学物質の審査及び製造等の規制に関する法律」(化審法)の第一種特定化学物質に指定されることが決定したが、今なお年間約3000トンが使用されている。バルト海のウミガラス(Uria algae)の卵を用いた研究では、PBDEs濃度は80年代半ば以降減少傾向を示しているのに対し、HBCDsのレベルは今なお上昇傾向にあることが報告されている²³)。日本沿岸でも、東京湾の柱状堆積物やスジイルカ・スナメリの脂皮中のHBCDs濃度の上昇傾向が報告されている¹²,²⁴,²⁵)。日本人の母乳中レベルも近年上昇したと報告されている²⁶)。以上のような、BFRsの環境影響に関する懸念の高まりを受けて、一部のリン酸エステル系難燃剤(PFRs)の需要増大が予想されている。PFRsは難燃剤以外にも可塑剤や消泡剤、潤滑油・ワックス・塗料の安定剤などとしても使用されてきたが、難燃剤としての需要増加により環境負荷も増大することが予想されており、近年学術的関心が高まっている。一部のPFRsには生物蓄積性も指摘されているものの²⁷)、様々な物理化学性やバックグラウンドの汚染のために一斉分析が困難であり、とくに中極性化合物を生体試料から検出する分析法の開発が求められている。
## (4) 医薬品およびパーソナルケア製品由来の化学物質(PPCPs)

類似の化学汚染問題は、医薬品や化粧品などの身体ケア製品由来の化学物質でも同様に考えられる。東日本大震災に伴い発生した津波よって、家屋・工場・事業所等から様々な製品が海洋流出し、含有される化学物質の沿岸周辺域への流出・拡散に伴う環境汚染が危惧されている。日常的に用いられている医薬品類やパーソナルケア製品に含まれる化学物質(PPCPs)についても、多量に沿岸域へ流出したことが予想されるが、その汚染実態については明らかとなっていない。これらの物質の多くは平常時には下水処理場における処理過程で大半が除去されるが、沿岸の処理場のほとんどが震災後に稼働不能となったため、海洋環境への負荷量が震災後に増大したと予想される。残念ながら、震災前の河川水・海水等を採取することは不可能であるが、一部のPPCPsは生物中からも検出例があることから、震災前後の魚介類蓄積レベルを比較することで経時的変化を検証できる可能性がある。これらの中極性化合物を生物試料から検出するには、生態由来の夾雑物質の除去やバックグラウンドレベルの低減など分析上の課題が多く、これまで包括的な分析法はほとんど報告例がない。本研究課題では、この点に着目し、分析法の開発と生物試料への適用を軸に、震災前後の蓄積レベルの変化について検証を試みた。

## (5) 医薬品およびパーソナルケア製品由来の化学物質(PPCPs)

津波の際に海洋に流出した物資は多岐にわたり、大量の車両や船舶等の廃棄物に由来する鉛などの重金属や毒性元素でも予想される。とくに、被害の大きかった石巻市や気仙沼市では重化学工業地域や製紙工場などが被災しており、大量の化学物質が環境中に放出された可能性がある。また、沿岸にはかつて鉱山が点在しており、海底堆積物にはヒ素や鉛等の重金属による過去の汚染が堆積していた。先の津波により、このような海底堆積物が巻き上げ、陸揚げされ、津波堆積物となって陸域を汚染するだけでなく、その後の降雨等により海洋環境に再流出する可能性も指摘されており、これらの現象を含めた包括的な環境・生態系の調査が求められている。ただし、重金属や微量元素類は放射性物質や有機汚染物質と異なり、海洋中にバックグラウンドとして相当量が存在するため、濃度レベルの経年変化の明確化が困難である。また、生体中で必須元素として利用されたり、生物種固有の解毒・代謝機構が存在するなど、生物蓄積性の評価も困難な場合が多い。そのため、本研究課題では、震災前後の魚介類試料を対象に26種の微量元素を網羅分析することで、蓄積レベルの経年変化の解明を試みた。

### 2. 研究開発目的

本研究課題では、津波によって陸域から海洋環境に放出された化学物質による環境・生態系汚染と暴露リスクについて、現状を把握するとともに、es-BANKの保存試料を用いてその経時的推移について解明することを目的とした。東日本大震災に関連して発生した海洋生態系の化学汚染の長期モニタリング計画策定に資する成果をめざし、残留性有機汚染物質（既存のPOPsおよび難燃剤等新規POPs、POPs候補物質）や微量元素（重金属・水銀等）による海洋生態系汚染の実態および経年変化の解明を試みた。とくに、震災時に海洋へ流出した化学物質のうち、生物に蓄積して健康を脅かす可能性のある残留性有機汚染物質および微量元素に着目し、震災前後の試料を比較して経時的な濃度レベルや地理的分布の変化を明らかにするとともに、海洋生態系における生物濃縮の態様を解析した。研究期間を通じて、東北地方の太平洋沿岸で魚介類を採集・化学分析し、以下の4つのサブトピックに取り組んだ。
1) PCBsおよび臭素系難燃剤による海洋生態系汚染とその経時変化

2007年、2012年、2013年に採取した魚介類のPCBs・PBDEs・HBCDsを分析し、魚類汚染の実態と生物濃縮の態様の解明、蓄積レベルの経年的変動の解明を試みた

2) リン酸エステル系難燃剤(PFRs)およびベンゾトリアブール系UV吸收剤(BUVSs)による海洋生態系汚染とその経時変化

魚介類試料の分析法を確立し、試料に適用して、PFRs・BUVSsの魚介類汚染実態と蓄積レベルの経年変化を解析した

3) 生物試料中に残留する低脂溶性PPCPsの新規一斉分析法開発および東北沖魚類の汚染実態解明

医薬品類やパーソナルケア製品に含まれる化学物質(PPCPs; Pharmaceuticals and Personal Care Products)を対象として、魚介類汚染の実態解明を試みた

4) 重金属類の濃度レベルおよび生物濃縮性について

引き続き、各元素の栄養段階上昇に伴う濃縮挙動、指標魚種を用いた震災前後（2007、2012、2013年）の重金属類濃度の変化、の解明を試みた

これらの調査を通じて、単なる化学物質のモニタリングにとどまらず、時空間分布や生物濃縮、毒性リスク評価について多面的な解析を試み、震災で生じた化学汚染とその影響について包括的に評価することを目指した。これまでの化学汚染調査で震災の影響が明確化されないのは、震災以前の環境試料すなわちコントロール試料との比較ができないため、データ解析が曖昧になったことによるところが大きい。我々の研究グループは、長年に渡って各地で広域モニタリングを実施し、得られた試料を保存して研究に活用している。過去の環境・生物試料は、柱状堆積物等を除けば遡って採取することはできない。すなわち、震災後になって震災の影響を評価することは事実上不可能と言える。本課題の結果を踏まえて、化学物質の暴露リスクや残留性の観点から長期継続的モニタリングが必要な物質を選別・特定し、今後の学術調査および行政施策に寄与することを最終的な目的とした。

### 3. 研究開発方法

## (1) 魚介類試料の収集

まず、漁協・魚市場等を通じて東北地方沿岸から魚介類試料を効率的に採集できる体制を整備した。魚介類試料は、図(1)-1に示した、岩手県八戸市（八戸みなと漁協）、宮城県気仙沼市（気仙沼漁協）、南三陸町（志津川漁協）、石巻市（魚長商店）、福島県相馬市（相馬双葉漁協）にそれぞれ依頼し、魚介類の提供を受けた。また、一部の沿岸魚種・イガイ等については現地調査での採取を加え、計5地域から2012年度については延べ161種約660検体、2013年度については延べ135種約1550検体の魚介類を収集した（表(1)-1，(1)-2）。採取した魚介類は、解剖後に臓器組織別に整理し、震災直後に採取された魚介類試料として愛媛大学生物環境試料バンク(es-BANK)に冷凍保存した。これらの試料は、震災直後の状態を反映する貴重な生物試料であり、将来新たな問題が生じた際に比較対照として活用可能である。
採集した試料のうち、2012年度に気仙沼で水揚げされた魚介類から23種50検体(アオザメ(n=1)、アブラソコムツ(n=1)、カツオ(n=3)、キハダ(n=1)、ゴマサバ(n=5)、サケ(n=3)、サンマ(n=4)、シイラ(n=4)、スズキ(n=2)、タチウオ(n=1)、ビロウドザメ(n=1)、ブリ(n=5)、マイワシ(n=1)、マカジキ(n=1)、マツバラエイ(n=1)、マンボウ(n=1)、メカジキ(n=1)、ヨシキリザメ(n=1)、ジンドウイカ(n=1)、スルメイカ(n=5)、アイナメ(n=5)、ムラサキイガイ(n=1)、動物プランクトン(n=1)、志津川の試料から14種33検体(アイナメ(n=1)、ガンギエイ(n=2)、ギンザケ(n=2)、クロソイ(n=3)、スズキ(n=1)、トゲカジカ(n=3)、ババガレイ(n=1)、ヒラメ(n=3)、ムシガレイ(n=1)、ミギガレイ(n=5)、ヨロイメバル(n=5)、イワガキ(n=1)、ホタテ(n=1)、ムラサキイガイ(n=1)、ワカメ(n=1))、相馬の試料から14種69検体(アイナメ(n=4)、カガミダイ(n=3)、カナガシラ(n=8)、コモンフグ(n=1)、ヒラメ(n=7)、トラザメ(n=5)、チゴダラ(n=4)、ナシフグ(n=3)、マアナゴ(n=3)、マガレイ(n=3)、マダラ(n=3)、ミギガレイ(n=5)、ユメカサゴ(n=5)、スルメイカ(n=3)、ホタルイカ(n=1)、マダコ(n=3)、アオサ(n=1)、イワガキ(n=1)、アサリ(n=2)、堆積物(n=3)、ムラサキイガイ(n=1))、ハ戸の試料から5種35検体(マサバ(n=10)、マコガレイ(n=5)、ヒラメ(n=10)、アイナメ(n=5)、ブリ(n=5))について、PCBs・PBDEs・HBCDs・代替難燃剤・PPCPs・微量元素の分析と安定同位体比の測定を実施して蓄積レベルの地域比較に用いた。

図1-1. 試料採集地点
表(1)−1. 2012年度に入手した魚介類試料の内訳

地域	漁協等名称	採取時期	種数	検体数
気仙沼市	気仙沼漁協	2012年9月	17	44
2012年10月	5	37
2012年11月	7	27
2013年1月	10	12
南三陸町	志津川漁協	2012年3月	5	5
2012年5月	10	27
2012年11月	8	8
相馬市	相馬双葉漁協	2011年12月	23	95
2012年8月	12	53
2012年10月	21	68
八戸市	八戸みなと漁協	2012年6月	7	45
2012年8月	5	29
2012年9月	2	10
2012年10月	3	16
2012年11月	2	6
2012年12月	2	6
2013年1月	4	18
2013年2月	7	84
石巻市	石巻魚長商店	2013年2月	11	17

表(1)–2. 2013年度に入手した魚類試料の内訳

地域	漁協等名称	採取時期	種数	検体数
気仙沼	気仙沼漁協	2013月1月	11	45
2013月2月	11	27
2013月4月	3	17
2013月5月	4	30
2013月6月	10	70
2013月7月	2	7
2013月8月	4	46
2013月9月	25	296
2013月10月	4	737
2013月11月	21	542
2013月12月	2	8
2014月1月	10	39
南三陸町	志津川漁協	2012月11月	10	241
八戸市	八戸みなと漁協	2013月4月	1	4
2013月5月	1	10
2013月6月	4	31
2013月7月	3	89
2013月8月	3	24
2013月9月	1	10
2013月11月	3	16
2013月12月	2	6
図(1)-2. PCBs, PBDEs, HBCDsの分析法

また、経年変化を検証するため、2012年9-11月に気仙沼漁港で水揚げされた魚介類9種28検体（カツオ(n=3)、キハダ(n=1)、ゴマサバ(n=5)、サケ(n=3)、サンマ(n=4)、シイラ(n=4)、スズキ(n=2)、ブリ(n=5)、マンボウ(n=1)）、および釣りによって採取した1種4検体（アイナメ(n=4)）、2013年9-11月に同じく気仙沼で水揚げされた魚介類14種39検体（アイナメ(n=3)、ウルメイワシ(n=3)、カタクチイワシ(n=3)、カツオ(n=3)、ゴマサバ(n=3)、サケ(n=3)、サワラ(n=3)(5月採取）、サンマ(n=3)、シイラ(n=4)、ビンナガ(n=1)、ブリ(n=5)、マイワシ(n=3)、マサバ(n=3)、メバチ(n=1)）を化学分析に供試した。比較対照のため震災以前の試料として、2007年9月に同漁港に水揚げされた魚介類8種35検体（カツオ(n=5)、キハダ(n=4)、ゴマサバ(n=5)、サケ(n=4)、サンマ(n=2)、シイラ(n=5)、シマガツオ(n=5)、マサバ(n=5)、ブリ(n=5)）を分析に供試した。

分析には、魚類は筋肉（可食部）を、イカ類は表皮を取り除いた外套膜を用いた。
## (2) PCBs・PBDEs・HBCDsの分析

分析は既存の方法に従って以下の手順で実施した $ ^{24,28} $ 。魚類の筋肉・イカ類の外套膜約30 g、プランクトン約3 gを秤量し、広口規格ビンに入れて凍結させ、凍結乾燥器(EYELA FDU-2100)で乾燥した。凍結乾燥試料に無水硫酸ナトリウム約120 gを加えてよく攪拌し、脱水・均質化後に高速溶媒抽出装置(SE-100, Mitsubishi Analytec)を用いて、アセトン:ヘキサン(1:1, v/v)溶液300 mLで分析対象物質を抽出した。この抽出液はKD (Kuderna-Danish)濃縮器および窒素ガスで10 mLまで濃縮し、一部を使って脂肪含量を測定した。抽出液の一部を分取してヘキサンとジクロロメタンで希釈して10 mLのジクロロメタン・ヘキサン混合液(1:1)に調整し、クリーンアップスパイク(サロゲート)としてPCBs標識体( $ ^{13}C_{12} $ -PCBs: CB-28, -53, -95, -101, -105, -118, -138, -153, -156, -157, -167, -170, -178, -180, -189, -194, -202, -206, -208, -209)、PBDEs標識体( $ ^{13}C_{12} $ -PBDEs: BDE-3, -15, -28, -47, -99, -153, -154, -183, -209)、DP標識体( $ ^{13}C_{12} $ -DPs: anti-)、HBCDs標識体( $ ^{13}C_{12} $ -HBCD: α-, β-, γ-)を添加した。ボルテックスミキサーで攪拌後、ゲル浸透クロマトグラフィー(Bio-beads S-X3, 200-400 mesh)で脂

貯等の生体高分子を除去した。有機ハロゲン化合物を含む画分をロータリーエバポレーターで濃縮し、活性化シリカゲル(ワコーグルDX, 4 g)でPCBs・PBDEs画分とHBCDs画分に分画した。PCBs・PBDEsを含む画分は、ジクロロメタン／ヘキサン(5:95) 80 mLで溶出し、HBCDsはジクロロメタン／ヘキサン(25:75) 100 mLで溶出した。それぞれの画分の溶出液は、ロータリーエバポレーターで濃縮し、内部標準( $ ^{13}C_{12} $ -BDE-139, 126, -205またはHBCDs-d $ _{18} $ )を添加した。PCBsはGC-MS (Agilent 6890N GC, Agilent 5973N MSD)のEI-SIMモードで、mono-hepta-BDE, BTBPE, Dechlorane Plus、octa-deca BDE, DBDPE, TBECHはGC-MS (Agilent 7890A GC, Agilent 5975C MSD)のEI-SIMモードで分析した。HBCDsは、LC-MS/MS (Waters UPLC, Micromass Quattro Micro API)のESIネガティブモードで分析した。分析の概要を図(1)-2に示す。

## (3) 窒素·炭素安定同位体比と栄養段階

分析法は既報に従って魚類は背中の筋肉部分、貝類は筋肉部分、イカ類は外套膜部分、動物プランクトンは混合試料を分析に供試した。試料をオーブン(60℃)で24時間乾燥させた後、すりつぶして粉末にし、メタノー

図(1)-3. 炭素・窒素安定同位体の測定法
ル・クロロホルム溶液(1:2)で脱脂した。脱脂した試料を窒素安定同位体比測定用、脱脂していないものを炭素安定同位体比測定用とし、それぞれ約1mg秤量して安定同位体比測定用精密質量分析計(GC/C/IR-MS:ANCA-SL PDZ Europa Ltd)で測定した(図(1)-3)。δ¹³Cとδ¹⁵Nの値は次式で求めた。

$$ \delta X=\{(Rsample/Rstandard)-1\}\times1000 $$

標準試料として、炭素同位体比には矢石(Pee Dee Belemnite; PDB)を、窒素同位体比には大気中のN2ガスを用いた。また、10試料ごとに内部標準物質としてL-ヒスチジンを測定し、精度管理を行った。栄養段階は、動物プランクトンが基準生物として次式に基づいて算出した $ ^{29-32)} $ 。

$$ 栄養 段階 (TL)\quad=2+(\delta^{15}N_{ 捕食者 }-\delta^{15}N_{ 動物プランクトン })/3.4 $$

図(1)-4. PFRs, BUVSsの分析法
図(1)-5. PPCPsの分析法

## (3) PFRs・BUVSsの分析

既報に従って湿重量で約30 gの魚介類試料を凍結乾燥し、ヘキサン/アセトン(1:1)溶液を用いて高速加熱溶媒抽出装置で抽出した $ ^{27,33-35} $ 。試料重量約1.0 gに相当する抽出液を分取し、ゲル浸透クロマトグラフィー(GPC: Bio-Beads S-X3)と活性化シリカゲル(Wako-gel DX)で精製し、超高速液体クロマトグラフータンデム質量分析計(UHPLC-MS/MS)で同定・定量した。PFRsは10種、BUVSsは9種を測定対象とした。標準品を実試料に添加した際の回収率(n=3)は62.8～109％と概ね良好な結果を得た $ ^{27,33} $ （図(1)-4）。

## (4) 低脂溶性PPCPsの分析

非ステロイド性抗炎症剤 (NSAIDs) の Diclofenac (DF)、Ethenzamide (ETZ)、Ibuprofen (IBP)、Indometacin (IND)、Mefenamic acid (MF)、高脂血症用剤のBezafibrate (BZF)、Fenofibrate (高脂血症用剤) の代謝物であるFenofibric acid (FA)、Clofibrate (高脂血症用剤) の代謝物であるClofibric acid (CA)、抗うつ剤のSertraline (SER)、その代謝物であるNorsertraline (NSER)、抗ヒスタミン剤のDiphenhydramine (DPH)、抗てんかん剤のCarbamazepine (CBZ)、鎮痒剤のCrotamiton (CTM)、血压降下剤のLosartan (LS)、計14種の医薬品類および、殺菌剤のTriclosan (TCS)、Triclocarban (TCC)、防腐剤のMethyl paraben (MeP)、Ethyl paraben (EtP)、Propyl paraben (PrP)、Butyl paraben (BuP)、昆虫忌避剤のN,N-diethyl-3-toluamide (DEET)、計7種のパーソナルケア製品由来化合物を対象とした(図(1)-5)。

ホモジナイズした筋肉試料(0.5 g)を10 mLのガラス試験管に量り取り、サロゲート物質を添加後、酢酸緩
沖液(pH=4.7) 2 mLおよびβ-glucuronidase/sulfataseを10 μLを加え、37℃の温浴でインキュベート(14 h)した。試料に水冷acetonitrile (5 mL)を添加して激しく攪拌(1 min)、超音波による抽出後、遠心分離(5000 x g, 10 min)により得られた上清をナシフラスコに移した。試験管に残ったペレットは再度水冷acetonitrile (5 mL)を添加して激しく攪拌した後、遠心分離によって得られた上清をさきほどの上清と合わせた。この抽出液を2 mLまで濃縮後、5% 塩化ナトリウム水溶液(50 mL)、1 M 酢酸(200 μL)、methyl t-butyl ether (MTBE, 15 mL)を加えた遠沈管に移して振とう後、有機層を分取した。再度MTBEを添加して液々分配を再度繰り返した後、得られた有機層をさきほどの有機層と合わせた。次に0.5 M 炭酸ナトリウム水溶液(1 mL)とMTBEを添加後、同様の液々分配を2回実施した。得られた有機層は全て合わせて濃縮後、少量の活性シリカゲルを添加した後に窒素気流を用いて溶媒を完全留去させた。その後、吸着させた活性シリカゲルをシリカゲルカラムの上端に配置して分画およびクリーンナップを実施した。最初のF 1: Dichloromethane (50 mL)は廃棄し、F 2: Dichloromethane/Acetone (7:3, v/v) 40 mLを分取した。続いて、F 3: Acetone (20 mL)およびF 4: Acetone/Methanol (6:4, v/v) 30 mLを合わせて分取した。F 2のみGPCによるクリーンナップを実施し、その後F 3およびF 4と合わせた。濃縮液は窒素気流を用いて1 mL以下まで濃縮したものをMilli-Q水(9 mL)で希釈後、あらかじめコンディショングしておいたOasis HLBカートリッジに通水した。カートリッジは20% Methanol含有Milli-Q水(3 mL)で洗浄後、Methanol/MTBE (7:3, v/v; 2 mL)により対象物質を溶出させた。溶出液は、窒素気流を用いて300 μLまで濃縮したものをAcetonitrile/Methanol/Milli-Q water (3:3:4, v/v/v) 1 mLに再溶解させ、シリンジフィルター(0.2 μm)による濾過後、最終試料液とした。対象化合物の定性・定量は、UHPLC-MS/MS (Shimadzu UFLC-XR, AB Sciex QTRAP 5500)を用いた。分析カラムは、Asentis express C18 column (2.1 × 100 mm, particle size 2.7 μm, Supelco)を用いた。対象物質の同定は、試料中の保持時間およびピーク面積比(確認イオン/定量イオン)が標準物質と比較して、それぞれ± 0.02 min (ピーク幅の±5%)、±20%以内を許容誤差範囲とした。

## (5) 微量元素・重金属等の分析

魚介類試料は、凍結乾燥・ホモジナイズし、マイクロ波加熱分解装置(Ethos D, Milestone General)で酸分解した後、ICP質量分析計(7500cx, Agilent Technology)でLi, Mg, V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, As, Se, Rb, Sr, Mo, Ag, Cd, In, Sn, Sb, Cs, Ba, Tl, Pb, Biの25元素を定量した。また、Hg濃度を還元気化原子吸光法(Hg-450, Hiranuma)で定量した。認証物質Oyster Tissue SRM1566a (NIST, USA)を用いた各元素の回収率91-111％と概ね良好であった。

### 4. 結果及び考察

## (1) 污染実態

本研究課題で分析した既存POPs、新規POPsおよびPOPs候補物質の検出濃度を付表(表S1～S5)にまとめて記載した。PCBsは分析したすべての魚介類・動物プランクトン・堆積物試料から検出された。PBDEs・HBCDsもほとんどの試料から有意に検出されたが、PBDEsは1割程度の試料で、HBCDsは2割程度の試料で検出下限未満であった(図(1)-6)。PCBsは気仙沼(8.4－8300 ng/g lipid weight)、相馬(15－1700 ng/g lipid weight)、志津川(38－530 ng/g lipid weight)、八戸(66－580 ng/g lipid weight)、PBDEsは気仙沼(<0.01－490 ng/g lipid weight)、相馬(<0.01－29 ng/g lipid weight)、志津川(<0.01－31 ng/g lipid weight)、八戸(1.3－46 ng/g lipid weight)、HBCDsは気仙沼(<0.01－650 ng/g lipid weight)、相馬(<0.01－310 ng/g lipid weight)。
図(1)-6. 気仙沼・相馬・志津川・八戸で採取した魚介類のPCBs・PBDEs・HBCDs濃度範囲

lipid weight)、志津川(<0.01 - 110 ng/g lipid weight)、八戸(<0.01 - 320 ng/g lipid weight)の濃度範囲でそれぞれ検出された。検出濃度範囲は、PCBsについては志津川で他地域に比べ高値を示し(p < 0.01)、PBDEsは相馬・八戸でやや低値だったが、分析対象とした魚種が異なったためと考えられる。検出された汚染物質の濃度順位はPCBs > HBCDs > PBDEsであり、これは日本周辺の環境・生物試料で報告されている順位と同様だった。PCBsは、過去に大量使用されたこと高い生物蓄積性のために他の化合物に比べ高値を示したと考えられる。魚介類中のPCBs残留レベルは、日本近海のカツオ(150 - 190 ng/g lipid weight) $ ^{36)} $ や日本近海の魚類 $ ^{37)} $ など既存の報告値とほぼ同程度であった。気仙沼のヨシキリザメで高レベルのPCBs (8300 ng/g lipid weight)が検出されたのは、この種が栄養段階高次に位置することに加え体長も大きかったことによると考えられるが、今回は1検体しか得られなかったため今後検体数を増やして検証する必要がある。PBDEsについても、日本近海のカツオ(7.7 ng/g lipid weight) $ ^{19)} $ や瀬戸内海のマダイ・マアジ・ブリ $ ^{38)} $ と同程度であり、残留レベルはPCBsに比べて1-3桁低値を示した。国内のPBDEs総需要量はPCBsの2倍程度あったことが報告されているが、業界団体による生産・使用の自主規制の時期が比較的早かったことや、PCBsに比べて残留性・生物蓄積性が低いことなどのために、魚介類中PBDEsが低値となったと考えられる。HBCDsについては報告例が少ないが、日本近海のカツオと同程度であった(6.5 - 45 ng/g lipid weight) $ ^{39)} $ 。また、PBDEsに比べHBCDsが高値を示し、PCBsと同程度で検出される検体も認められた。これは、わが国におけるHBCDs需要量が比較的多い(2011年の需要量2800t)ことや、寒冷な東北地方においてHBCDsを含む難燃剤の使用量が多いと考えられることなどが原因と考えられる。
■ 八戸志津川石巻相馬

図1-7. PCBs異性体組成

図1-8. PBDEs異性体組成

## (2) 異性体組成

魚介類から検出されたPCBs異性体のうち、CB-153, -138, -101, -118, -110, -99, -149が総PCBsの大部分(42～88%)を占めた(図(1)-7)。既存の報告のほとんどで、生物体内にはPenta-とHexa-PCBsが優占して蓄積すると報告されており、本研究もこれと一致した $ ^{40} $ 。PBDEsの異性体組成は、BDE-47が優占しており(17～100%)、次いでBDE-154、BDE-155、BDE-100、BDE-28、BDE-99、BDE-49の割合が高かった(図(1)-8)。魚類においてBDE-47が優占し、BDE-154やBDE-100の割合が高くなる傾向は日本近海性の魚類でも報告されている $ ^{19,38} $ 。HBCDsはほとんどがα-HBCDで占められており(84～100%)、γ-HBCD、β-HBCDは検出頻度、割合ともに低かった。この傾向は、これまでに報告されている日本近海のカツオ(α-HBCD:
図(1)–9. 八戸・志津川・石巻・相馬で採取されたアイナメ中の(A)HBCDs、(B)PBDEs、(C)PCBs、(D)BHCs, HCB, CHLs, DDTs濃度（平均値±標準偏差）

77-94%)や、他地域の魚類やエビ類などの水棲生物 $ ^{41-42)} $ の報告と一致していた。

## (3) アイナメを生物指標とした地域比較

汚染レベルの地域差を比較するには、調査対象の全域で広範囲に生息し、且つ沿岸に生息して回遊性の低い魚種を用いるのが適当である。本研究では、すべての調査地で採取されたアイナメを対象として、PCBs・PBDEs・HBCDsおよび有機塩素系農薬(BHCs, HCB, CHLs, DDTs)濃度の地域差について検討した。アイナメは岩礁域に広く生息する底生魚であり、日本全国の沿岸で漁獲される。将来的に本研究課題で確立した調査アプローチを全国規模に展開する際にも、本種を生物指標として用いた広域モニタリングが可能である。比較の結果、調査した4地域のなかで、HBCDs濃度については相馬、PCBs・PBDEs濃度については志津川で、それぞれ他の地域と比べて有意に高値を示した(マンホイットニー:p < 0.05; 図
図(1)-10. 気仙沼・相馬・志津川で採取した魚介類のPCBs・PBDEs・HBCDsのハザード比(HQ)

(1)-9A-C)。今回の調査からこの要因について明らかにすることはできなかったが、志津川でPCBs・PBDEsを含む製品・廃棄物等の流出量が多かったか、あるいは元々の蓄積レベルが高かった可能性が考えられる。有機塩素系農薬(BHCs, HCB, CHLs, DDTs)濃度についても志津川で他の地域と比べてやや高い傾向が認められており(図(1)-9D)、過去の使用量や以前の汚染レベルを反映した可能性がある。今後、全国規模でこの種の調査を実施することで、平常時の地理的分布についてバックグラウンドデータを蓄積して事故や災害時の変化を見落とすことのないような体制の構築が求められる。

## (4) 暴露リスク評価

化学物質による有害性リスクは、毒性・有害性と暴露量の両方を用いて評価する必要がある。本研究課題では、分析した魚介類試料を食品として摂取した際のヒトの暴露リスクの評価に、以下の式で算出したハザード比(HQ)を用いた。

$$ 八崋一 崋比 (HQ)=( 化学物質濃度 (ng/g wet wt.)\times 摂取量 (kg)/ 体重 (kg))/RfD(\mu g/kg) $$

ここで、化学物質濃度には湿重量あたりの各物質濃度の平均値を、摂取量は日本人の1日あたりの平均魚介類摂取量の82.2 g $ ^{43)} $ を、体重には日本人女性の平均体重51.7 kg $ ^{44)} $ を、それぞれ用いた。参照容量(RfD)値は、USEPA、USATSDR、Health Canadaから提唱されている値を用いた(BDE-47: 0.1 μg/kg bw/day (USEPA), HBCDs: 0.2 μg/kg bw/day (USATSDR), PCBs: 1 μg/kg bw/day (Health Canada))。本研
究課題で算出したHQは、魚類中濃度と平均摂取量・平均体重から算出した推定暴露量を、参照容量と比較した比として定義し、この比が1を上回った場合はリスクの生じる可能性がある、1を下回った場合はリスクを考慮する必要は低いと考えた。耐容一日摂取量(TDI)を用いて算出されるHQとは異なるが、暴露リスクの有無を概観する上で問題は生じない。また、PBDEsについては、今回の調査で有意に検出された異性体が少なかったため、主要異性体のBDE-47のみを用いてHQを評価した。その結果、PCBs・PBDEs・HBCDsのHQは気仙沼、相馬、志津川のいずれの地域でも $ 10^{-2}\sim10^{-4} $ と1を2～4桁程度下回り、早急な対策は不要であることが明らかとなった(図(1)-10)。また、将来的に生物濃縮によって高次生物の蓄積レベルが1～2桁上昇したとしても(後述)、この比が1を超えることは考えにくく、食品として直ちに安全性を懸念するレベルではないと考えられる。

## (5) 安定同位体比を用いた食物網の解析 (気仙沼)

気仙沼で採取した魚介類試料についてδ¹³Cとδ¹⁵Nを測定し、食物網構造を解析した(図(1)-11)。その結果、2007年に採取した試料のうち魚類6種29検体、2012年に採取した試料のうち魚類7種25検体、2013年に採取した試料のうち魚類13種36検体が同一食物網に属すると考えられた。2012年採取試料と2013年採取試料では、δ¹³C値の範囲はほぼ同じであったのに対し、δ¹⁵N値は2012年と比べて2013年の試料で低値を示した。両年で採取時期(9～11月)や採取場所、採取対象魚種を揃えたにもかかわらず、δ¹⁵N値に差が生じた要因については、本研究課題では具体的な根拠を見いだすことはできなかったが、動物プランクトンのδ¹⁵N値が変化していることから、どちらかの年(おそらく2012年)に陸域(または他の海域)から高いδ¹⁵N値を含む物質の流入があったと考えられる。実際に、2007年のδ¹⁵N値は2013年に近い値を示しており、測定法や機器の誤差ではなく、2012年にδ¹⁵N値を変化させる何らかの現象が起きたと考えるのが妥当である。

図(1)-11. 気仙沼で採取した魚介類の炭素・窒素安定同位体比( $ \delta^{15}N $ , $ \delta^{13}C $ )
のように、$\delta^{15}\mathrm{N}$ 値を栄養段階の絶対評価軸として用いるのは危険であり、これ以降の章では動物プランクトンと魚介類(捕食者)の$\delta^{15}\mathrm{N}$ 値を用いて次式から算出した栄養段階と各物質の蓄積濃度の関係を解析し、分析対象物質の生物濃縮について考察する。

$$ 栄養 段階 (TL)\quad=2+(\delta^{15}N_{ 捕食者 }-\delta^{15}N_{ 動物プランクトン })/3.4 $$

ここで、栄養段階(TL)は植物プランクトンから始まる食物連鎖で動物プランクトンの栄養段階を2とした場合に、栄養段階が1上昇するごとにδ^{15}N値が3.4増加することが報告されていることから、本研究で分析した魚類試料のδ^{15}N値と動物プランクトンのδ^{15}N値の差を3.4で割って2を加えた値をその魚類試料のTLと定義した。

## (6) PCBs・PBDEs・HBCDsの蓄積レベルの経年変化

震災の影響を検証するため、震災前の2007年に気仙沼で採取した動物プランクトン・魚類10種42検体（カタクチイワシ(n=2)、カツオ(n=5)、キハダ(n=5)、サケ(n=4)、サンマ(n=2)、シイラ(n=5)、シマガツオ(n=5)、マイワシ(n=4)、マサバ(n=5)、ブリ(n=5)）の分析結果と、前述の食物網解析の結果同一食物網に属すると判断された2012年の動物プランクトン・魚類10種33検体（カツオ(n=3)、キハダ(n=1)、ゴマサバ(n=5)、サケ(n=3)、サンマ(n=4)、シイラ(n=4)、スズキ(n=2)、ブリ(n=5)、マカジキ(n=1)、マンボウ(n=1)、メカジキ(n=1)、ヨシキリザメ(n=1)）、および2013年の動物プランクトン・魚類14種39検体（アイナメ(n=3)、ウルメイワシ(n=3)、カ

図(1)-12. 2007年・2012年・2013年に気仙沼で採取した魚介類のPCBs・PBDEs・HBCDs濃度範
タクチイワシ(n=3)、カツオ(n=3)、ゴマサバ(n=3)、サケ(n=3)、サワラ(n=3；5月採取)、サンマ(n=3)、シイラ(n=4)、ビンナガ(n=1)、ブリ(n=5)、マイワシ(n=3)、マサバ(n=3)、メバチ(n=1)の分析結果を比較した。化学分析の結果、2013年のすべての試料(n=39)からPCBs・PBDEsが検出され、大半の試料（36検体）からHBCDsが検出された。

検出濃度範囲は、PCBsが16 - 800 ng/g lipid wt (中央値: 90 ng/g lipid wt)、PBDEsが0.3 - 31 ng/g lipid wt (中央値: 4.5 ng/g lipid wt)、HBCDsがN.D. - 630 ng/g lipid wt (中央値: 9.2 ng/g lipid wt)であり、2007年、2012年、2013年の濃度範囲と有意な差は認められなかった (図(1)-12)。HBCDs濃度は2007年に比べ2012年の濃度が低値を示した (p < 0.05)が、2013年の試料との間には有意差は認められず、この変化の要因に

図(1)-13. 2007年・2012年に気仙沼で採取した同一魚種のPCBs・PBDEs・HBCDs濃度

図(1)-14. 2007年・2012年に気仙沼で採取した同一魚種のPCBs・PBDEs・HBCDs濃度の比(2012/2007)
ついても明らかにすることはできなかった。研究開始当初は、震災に伴うPCBs・PBDEs・HBCDs等の化学物質の濃度上昇を予想していたが、今回の結果では濃度上昇を示した物質はなかった。この原因として、2007年、2012年、2013年に採取・分析した魚種が一致しておらず、栄養段階や食性・体サイズの異なる検体を濃度範囲のみで比較したことが影響したと考えられる。

そこで、2007年と2012年の両年で

採取した魚種のうち、同一魚種(サンマ・カツオ・サバ・キハダ・ブリ・サケ・キハダ)7魚種を選定し、それぞれの

PCBs・PBDEs・HBCDs蓄積レベルを比較した(図(1)-13)。その結果、魚種によっては両年の蓄積レベルに差異が認められた。PCBsについては、2007年に比べ2012年の検体が高値を示す魚種が多く、PBDEs・HBCDsについては逆の傾向が認められた。これをより明瞭に示すため、2007年の濃度に対する2012年の濃度の比を求めると、いくつかの魚種については比が1以上を示し、2007年に比べ2012年の検体で濃度上昇が認められた(図(1)-14)。すなわち、PCBsでは半数以上の4種(サンマ・カツオ・サバ・サケ)、PBDEs・HBCDsでは2種(PBDEs:カツオ・サバ、HBCDs:サンマ・カツオ)で蓄積レベルが上昇した可能性を示唆している。

さらに、各魚種の栄養段階とPCBs・PBDEs・HBCDs濃度の関係を経年的に比較した（図(1)-15）。その結果、2007年の魚類中有機化合物濃度とTLは有意な正の相関関係を示し（PCBs: p<0.01, PBDEs: p<0.01, HBCDs: p<0.05、スピアマン順位相関検定）、これらの物質が高次栄養段階の生物に濃縮したことを確認した。一方、2012年の魚類試料ではその関係は不明瞭であり（PCBs: p=0.30, PBDEs: p<0.05, HBCDs: p=0.161）、2013年の魚類試料では再

図(1)-15. 気仙沼で採取した魚介類のPCBs・PBDEs・HBCDs 濃度と栄養段階の関係
図(1)-16. サバ(Mackerel)およびカツオ(Skipjack tuna)のPCBs異性体組成の比較

び有意な正の相関関係を示したが、2007年に比べて緩やかな近似直線であった(PCBs: p < 0.05, PBDEs: p < 0.01, HBCDs: p < 0.01)。昨年度の報告では、栄養段階(TL)2.5以下の低次栄養段階の魚種で2007年の検体に比べて2012年の検体のPCBsおよびPBDEs蓄積レベルがやや高い傾向を指摘し、これらの魚種で震災後に蓄積レベルの上昇が推察された。今年度の調査結果から、昨年度よりはやや栄養段階が高いTL 2.5から3前後の魚種で、2007年・2012年の検体に比べて濃度が高い傾向を示した。つまり、2012年の検体は低次栄養段階の魚類にPCBs・PBDEs曝露の影響が現れていたのに対し、2013年の検体ではそれらを餌とする魚類の濃度が上昇したと考えられる。さらに、2007年の検体から得られた近似式の95%信頼区間を算出したところ、2007年の検体はすべてこの信頼区間内で検出された。それに対し、2012年2013年の検体のうち低次栄養段階の魚種の一部からこの範囲を超えるPCBs・PBDEsが検出され、これらの魚種では震災後に蓄積レベルの上昇が疑われた。また、カツオ・サバのPCBs異性体組成を各採取年で比較した（図(1)-16）。その結果、震災前の2007年に比べ、震災後の2012年では2種のPCBs異性体のうちPCBs製剤のKC-600に含まれる主要異性体の占める割合(CB-138, -149, -153, -187, -170, -180)が増加し、震災後にKC-600製剤由来の汚染が拡大したことを示唆した $ ^{45)} $ 。これらの魚種を餌とする高次栄養段階の魚種では、将来的に生物濃縮が進行することで蓄積レベルも上昇することが予想される。先行研究では、タイセイヨウサケに餌経由でPCDD/FおよびDL-PCBsを暴露したところ、約20-21ヶ月後に体内レベルが平衡に達したという結果が得られており $ ^{46)} $ 、高次栄養段階の魚種への化学物質の移行には、少なくとも数年の期間がかかると考えられる。したがって、海洋生態系の有機ハロゲン化合物蓄積レベルに対する震災の影響を正しく理解するためには、中長期的なモニタリング調査が不可欠である。
(7) リン酸エステル系難燃剤(PFRs)およびベンゾトリアゾール系UV吸收剤(BUVSs)による海洋生態系汚染とその経時変化

リン酸エステル系難燃剤(PFRs)は、BFRsの代替品として使用量の増加が予想される $ ^{47)} $ が、様々な毒性も指摘されている $ ^{48-50)} $ 。また、ベンゾトリアゾール系UV吸收剤(BUVSs)も樹脂の劣化や変色を防ぐ目的で日用品や工業製品に添加されるが、毒性が指摘されたため $ ^{51)} $ 、一部の物質が化審法に登録され使用が規制されている。昨年度は分析法を検討し、精度や信頼性について確認した。今年度は確立した分析法を魚類試料に適用し、2007年と2012年に採取した魚介類を分析した。その結果、すべての魚試料(n=67)でPFRsが検出され、2007年の34%（35検体中12検体）、2012年の91%（32検体中29検体）の魚試料でBUVSsが検出され、

図(1)−17. 2007年・2012年に気仙沼で採取した魚介類のPFRs・BUVSs濃度範囲

出された。今回検出されたPFRsおよびBUVSsの総濃度は、いずれの物質も2007年の検体に比べ2012年の検体で有意に高値を示した(図(1)-17)。また、PCBs・PBDEs・HBCDs・PFRs・BUVSsの検出濃度順位を比較したところ、2007年の検体ではPFRs・PCBs濃度が高く、次いでHBCDs、PBDEs、BUVSsの順であったが、2012年の検体ではPFRs・PCBsに続いてBUVSsが高値を示し、次いでHBCDs、PBDEsの順で検出された。つまり、2007年と2012年の間にBUVSsの汚染レベルが相対的に上昇したと考えられる。PFRsについて各化合物の濃度を比較したところ、TnBP(p<0.05)・TPeP・TPrP・EHDPP・TCP(p<0.01)の濃度は2007年の検体に比べ2012年の検体で有意に高値を示した。これらのPFRsはすべてノンハロゲンPFRsであり、1990年代後半以降の使用量増加を反映したと考えられる $ ^{47} $ 。BUVSsの検出頻度は2007年に比べ2012年で増加したが、製造量・使用量に関する情報が得られないため、使用量の増加と環境負荷の増加のどちらを反映しているか結論づけることはできなかった。ただし、BUVSsについて各化合物の濃度を比較したところ、UV-9・UV-234・UV-320(p<0.05)は2007年の検体に比べ2012年の検体で有意に高値を示した。とくに、UV-320は2007年に化学物質の審査及び製造等の規制に関する法律の第一種特定化学物質に指定され、輸入・製造・使用が禁止されている $ ^{52} $ 。つまり、震災後にこの物質の使用量が増加した可能性は極めて小さい。すなわち、UV-320を含む日用品や漁具などが津波で流出し、海水中に溶け出して魚類体内に蓄積したと考えられる。
図(1)−18. 2007年・2012年のPFRs濃度比較

最後に、魚介類の摂取によるヒトの暴露リスクを評価した。魚類中のPFRs・BUVSs濃度と、日本人の1日平均魚介類摂取量 $ ^{43} $ 、および日本人女性の平均体重 $ ^{44} $ を用いて、1日あたりの暴露量を算出した。その結果、すべての化合物で、過去に報告されているRfD値 $ ^{27,53} $ に比べ2-3桁程度低値を示し、魚類摂取による暴露リスクは低いと考えられた。

## （8） 生物試料中に残留する低脂溶性PPCPsの新規一斉分析法開発および東北沖魚類の汚染実態解明

## 1 ）生物試料中低脂溶性PPCPsの一斉分析法の開発

東日本大震災に伴い発生した津波よって、家屋・工場・事業所等から化学物質の沿岸周辺域への流出・拡散に伴う環境汚染が危惧されている。医薬品類やパーソナルケア製品に含まれる化学物質(PPCPs)も多量に沿岸域へ流出したことが予想されるが、その汚染実態については明らかとなっていない。本章では、これまで高次生物への残留性が検討されていない低脂溶性PPCPsの汚染に着目し、東北沿岸域で採取された魚類の汚染実態を明らかにするとともに、生物種、生息域、食性の違いが及ぼす汚染レベルの差異について検証することを目的とした。これまでに報告されている鳥類や魚類の肝臓・腎臓などの生体組織を対象としたPPCPsの分析法では、包括的モニタリングを実施するための十分な定量下限値(LOD)を達成していないため $ ^{54,55} $ 、今年度は、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。
図(1)-19. 2007年・2012年のBUVSs濃度比較

## 2 ）抽出法の最適化

生体試料に残留するPPCPsは、抱合体あるいはタンパク質結合体としての存在が予想される。その結合を解離する方法として、これまで塩酸を用いた酸処理、水酸化アンモニウムを用いたアルカリ処理、β-glucuronidase/sulfataseを用いた酵素分解等が、家畜筋組織に残留するNSAIDs分析において報告されている。その一方で、加水分解による一部の対象物質の分解・回収率の低下が懸念されている。本研究でリン酸/アセトニトリル(1:80, v/v)による弱酸処理とβ-glucuronidase/sulfataseによる酵素分解法を比較検討した結果、リン酸/アセトニトリル(1:80, v/v)による抽出では、塩基性の医薬品(抗うつ剤、抗ヒスタミン剤)に対して著しい回収率の低下が確認された。一方で、β-glucuronidase/sulfataseによる酵素分解では多少の回収率低下は認められたものの、全化合物に対して良好な回収率(70-108%)が得られた。カワウの肝臓を用いて培養時間を検討した結果、検出されたMethylparaben濃度は12-16 hで最大、24 hでは減少を示したことから、培養時間を12 hとした。また粗抽出液は5 % NaCl水溶液で希釈し、酢酸エチルまたはmethyl-butyl ether (MTBE)による液々分配を検討した結果、酸性および中性の対象化合物は、酸性条件下で、塩基性の対象化合物は、塩基性条件下でMTBEに分配されることが示された。

## 3 ）抽出および精製方法の最適化

### a. シリカゲルクロマトグラフィー

精製法としてシリカゲルカラムを選定し、溶出溶媒の極性を段階的に変えることで、脂質除去(脱脂)と対
図(1)-20. 肝臓試料への添加回収試験により得られた対象物質およびサロゲート物質の相対Area比(実測値/理論値)

a: ethyl paraben, b: ethenzamide, c: fenofibric acid, d: crotamiton, e: mefenamic acid, f: diphenhydramine; 点線は誤差±20%の範囲を示す。

物質の分画を試みた。標準物質およびCorn oilの添加回収試験により、Corn oil溶出画分と対象物質の画分とを比較し、脱脂効果を評価した。その結果、Dichloromethaneを溶出溶媒とした場合、Corn oilの約89％が溶出し対象物質の溶出はみられなかった。しかしながらdichloromethaneのみでは残りのCorn oilを完全には溶出させることができなかったため、つづいてdichloromethane /acetone (95:5, v/v)を溶出溶媒として対象物質と脂質の完全除去を試みた。その結果、Corn oilを完全に溶出させることはできたが、対象物質であるTriclocarbanも溶出したため、シリカゲルクロマトグラフィーによる脂質の完全除去はできなかった。

### b. ゲル浸透クロマトグラフィー

生体高分子(脂質やタンパク質)を除去する方法としてgel permeation chromatography (GPC)を検討した。充填剤はBio-Beads® SX-3 (Bio-Rad)、移動相はdichloromethane/n-hexane (1:1, v/v)とcyclohexane/ethyl acetate (3:1, v/v)の2種類検討した。標準物質およびCorn oilの添加回収試験により脱脂効果、分取範囲、回収率を評価した。移動相をdichloromethane/n-hexane (1:1, v/v)とcyclohexane/ethyl acetate (3:1, v/v)の2種類検討した結果、dichloromethane/n-hexane (1:1, v/v)を移動相として用いた場合では、corn oilと対象物質の分離はできなかったのに対し、cyclohexane/ethyl acetate (3:1, v/v)を用いた場合では、corn oilの溶出画分は<105 mL、対象物質の溶出画分は110～240 mLとなり、脂質と対象物質は100%分離可能であった。しかしながら、高極性の対象化合物に対して、担体との相互作用(吸着など)が原因と考えられる回収率の低下(18-58%)がみられた。そこで、シリカゲルクロマトグラフィーによる分画の利用を試みた。除去できなかった脂質の溶出画分とGPCでの回収率が低値を示す高極性物
図(1)-21 肝臓および腎臓試料におけるマトリクス効果 (n=3)

（灰色丸：肝臓の絶対Matrix効果，灰色四角：腎臓の絶対Matrix効果；青丸：肝臓の相対Matrix効果，青四角：腎臓の相対Matrix効果）

質の溶出画分とを別々に分取し、前者のみGPCによるクリーンナップを検討した。極性の異なる様々な溶媒を用いて、混合溶媒の組み合わせや比率を検討した結果、シリカゲルクロマトグラフィーによる分画をF1:dichloromethane 50 mL、F2:dichloromethane/acetone (70:30, v/v) 40 mL、F3:acetone 20 mL、F4:acetone/methanol (60:40, v/v) 30 mLと決定した。F1は廃棄(脂質を89％除去)し、F2はGPCによるクリーンナップ(残りの脂質を除去)後、F3およびF4と合わせることで、試料から脂質の完全除去が可能となった。

### c. 固相抽出

固相抽出カートリッジを用いた逆相クロマトグラフィーによるタンパク質や水溶性夾雑物の除去を試みた。カートリッジは、汎用性が高くPPCPs分析で多用されるOasis $ ^{\circledR} $ HLB (60 mg, Oasis)を選定し、カートリッジの洗浄溶媒；Milli-Q水/methanolの混合比率を検討した。カートリッジに対象物質を保持させた後の洗浄溶媒として、Methanol/Milli-Q水の混合比率を最適化した。対象物質が溶出せずmethanol含有率が最大である20%methanol含有Milli-Q水を洗浄溶媒として決定した。また、溶出溶媒として5種の有機溶媒(methanol、acetonitrile、ethyl acetate、acetone、MTBE)を検討した結果、F1:methanol 2mL、F2:MTBE 2mLとした。

## 4 ）分析法の検証

新規分析法の生体試料への適用および検証には、愛媛大学es-BANKに冷凍保存されている魚食性鳥類としてカワウ3検体、アオサギ1検体、トビ1検体、非魚食性鳥類としてクマタカ1検体の肝臓および腎臓を供試し、また魚類試料への適用として、熊本県の下水処理水放流域で採取されたフナ4検体の肝臓を供試した。対象物質の同定は、試料中の保持時間およびピーク面積比(確認イオン/定量イオン)が標準物質と比較して、それぞれ±0.02 min (ピーク幅の±5%)、±20%以内を許容誤差範囲とした。