Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
“Gas-particle concentrations of atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons at an urban and a residential site in Osaka, Japan—Effect of the formation of atmospherically stable layer on their temporal change”

15) Tang, N., et al.: Atmospheric Environment, 39, 5817–5826 (2005).

“Polycyclic aromatic hydrocarbons and nitro polycyclic aromatic hydrocarbons in urban air particulates and their relationship to emission sources in the Pan-Japan Sea countries”

16) Yunker, M.B., et al.: Organic Geochemistry, 33, 489–515 (2002).

“PAHs in the Fraser River basin: a critical appraisal of PAH ratios as indicators of PAH source and composition”

17) Matzner E.: Water, Air and Soil Pollution, 21, 425-434 (1984).

“Annual rates of deposition of polycyclic aromatic hydrocarbons in different forest ecosystems”

18) Horstmann, M., McLachlan, M.S.: Atmospheric Environment, 32, 1799-1809 (1998).

19) Schrimpff, E.: Fresenius Zeitschrift für Analytische Chemie, 319, 147-151 (1984).

20) Garban, B., et al.: Atmospheric Environment, 36, 5395-5403 (2002).

21) Motelay-Massei, A., et al.: Atmospheric Environment, 37, 3135-3146 (2003).

“Polycyclic aromatic hydrocarbons in bulk deposition at a suburban site: assessment by principal component analysis of the influence of meteorological parameters”

22) Fernandez, P., et al.: Environmental Science and Technology, 37, 3261-3267 (2003). "Factors governing the atmospheric deposition of polycyclic aromatic hydrocarbons to remote areas"

23) Brorström-Lundén, E., et al.: Atmospheric Environment, 22, 3605-3615 (1994).

“Concentrations and fluxes of organic compounds in the atmosphere of the Swedish west coast”

24) Brorström-Lundén, E., Löfgren, C.: Environmental Pollution, 102, 139-149 (1998).

“Atmospheric fluxes of persistent semivolatile organic pollutants to a forest ecological system at the Swedish west coast and accumulation in spruce needles”

25) Kiss, G., et al.: Environmental Pollution, 114, 55-61 (2001).

“The seasonal changes in the concentration of polycyclic aromatic hydrocarbons in precipitation and aerosol near Lake Balaton, Hungary”

26) Dickhut, R., Gustafson, K.: Marine Pollution Bulletin, 30, 385-396 (1995).

“Atmospheric inputs of selected polycyclic aromatic hydrocarbons and polychlorinated biphenyls to southern Chesapeake Bay”

27) Leister, D.L., Baker, J.E.: Atmospheric Environment, 28, 1499-1520 (1994). "Atmospheric deposition of organic contaminants to the Chesapeake Bay"

28) Buehler, S., et al., 1998. Atmospheric deposition of toxic substances to the Great Lakes. IADN results through 1998. Published by: environment Canada and the United States Environmental Protection Agency, ISBN: 0-662-31219-8, US EPA Report Number: 905-R-01-007.
29) Brun, G.L., et al.: Environmental Science and Technology, 38, 1941-1948 (2004).

“Atmospheric deposition of polycyclic aromatic hydrocarbons to atlantic Canada: geographic and temporal distributions and trends 1980-2001”

30) Gigliotti, C.L., et al.: Environmental Science and Technology, 39, 5550-5559 (2005).

“Atmospheric concentration and deposition of polycyclic aromatic hydrocarbons to the Mid-Atlantic East Coast region”

31) S. Xu, W. Liu, S. Tao: Environmental Science and Technology, 40, 702–708 (2006).

“Emission of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in China.”
（５）アジアの大気・水環境中のPAHsのリスク評価

東京大学環境安全研究センター

中島典之

平成21～23年度累計予算額：9,494千円（うち23年度予算額：3,250千円）

予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

[表旨] 本研究課題の目的は、他のサブテーマで得られたPAHsの実測値から、ヒト健康リスクと水生生物への影響を評価することである。人への影響としては、大気の吸引による発ガンリスクを想定した。文献値として得られる異なる2つのユニットリスクを用いて発ガンリスクを計算すると、case Aでは東京5.1×10⁻⁵、コルカタ1.0×10⁻³、北京1.8×10⁻³、ハノイ9.5×10⁻⁵、case Bでは東京6.4×10⁻⁷、コルカタ1.3×10⁻⁵、北京2.3×10⁻⁵、ハノイ1.2×10⁻⁶となった。各都市において試料は1地点でのみ採取しており、これを代表値とみなして都市全体の評価をすることはできないが、年間平均値において、北京やコルカタではリスクレベルが10⁻⁵を超えており、東京やハノイでも用いるユニットリスク値により超えることが分かった。また、東京では季節によらず、benzo(a)pyrene毒性等価換算濃度は一定であり、本研究で評価対象となっているPAHsのうちbenzo(a)pyreneのリスクへの寄与が年平均で65%（月別で63～67%）であった。水生生物への影響としては奇形リスクを想定し、さらにそれ以外の影響も含めて過去の知見を精査し、検討した。過去の知見が限られており、相当の仮定を置いた上での評価であることに留意する必要があるが、底層水での魚類奇形を引き起こす可能性のあるレベルを超える汚染地域が広く存在していることが本研究課題の結果から示唆された。過去の知見が不十分であることから、特にPAHsの生体移行性に着目し、イソゴカイを用いて汚染底質の室内曝露実験を行った。汚染底質から生物中へのPAHsの移行が示され、底質中とゴカイ中のPAHs成分組成は大きく異なることが明らかとなった。また、fluoranthene/(fluoranthene+pyrene)比を用いて起源を推定すると、ゴカイ中に油起源PAHsが移行しやすいことが示唆された。

[キーワード] 多環芳香族炭化水素類、リスク、底泥、イソゴカイ、生物移行性

### 1. はじめに

多環芳香族炭化水素(Polycyclic aromatic hydrocarbons，以下PAHs)は、発がん性や突然変異誘発性、内分泌かく乱性を持つ成分を含む2以上のベンゼン環を持つ有機物質の総称である $ ^{1)} $ 。PAHsは、大気中にガス態および粒子付着態として存在することで、ヒトへの健康影響が危惧されるだけでなく、汚濁物質の堆積しやすい海岸、感潮域、河口域の底質に蓄積していることから、水域生態系への影響も懸念されている。日本においてPAHsに関する大気環境基準や水域の基準（水質および底質）は設定されていない。

PAHsの都市大気中の存在状況については、これまでにも数多くの研究事例があるが、アジアの複数の都市で同時期に詳細な調査をした事例は稀であり、本研究課題の他サブテーマでの知見をヒト健康影響リスクという観点で整理することは、今後の規制や対策のあり方を考える上で重要
なことである。健康影響評価についての手法はある程度確立されてきているが、そこに用いる毒性に関する諸パラメータ値についてはコンセンサスが得られていないものや、不確実性を含んでいるものなどがある。それらを考慮し、一面的にならないような検討が求められるであろう。

水環境中の実態調査についても報告事例は少なくないが、その影響評価という観点での解釈は未だ手法としても確立されているとは言い難い。毒性評価の研究事例も様々な手法を用いて行われてきているが、体系的整理は不十分な状況と言える。本研究では、過去の知見の整理を、特に催奇形性とOMIC技術を用いた応答評価の2点から行い、前者のデータをもとにした影響評価を行う。

さらに、水環境中における実際の有害性や蓄積性を評価するには、環境中の存在量のうち生物へと移行する量が重要であると考えられることから、実験的検討も必要である。底質から生物への汚染物質の移行性は様々な要素が関連している。それぞれの生物が有する底質粒子の摂取（粒子サイズや底泥中の存在深度等）・消化（消化液の組成や消化管内滞留時間等）機構の差異だけではなく、底質粒子自体が有する汚染物質吸着特性と、それと密接に関連する汚染物質自体の発生源が重要な要素と考えられる。特に生物に移行しやすいPAHs起源があるのであれば、その発生抑制を図ることが効果的であると考えられる。本研究ではそのような視点に立ち、底質中PAHsの底生生物への移行性を実験的に評価する。

## 2 ．研究開発目的

本研究課題の目的は、他のサブテーマで得られたPAHsの実測値から、ヒト健康リスクと水生生物への影響を評価することである。人への影響としては、大気の吸引による発ガンリスクを想定した。水生生物への影響としては奇形リスクを想定し、さらにそれ以外の影響も含めて過去の知見を精査し、検討した。水生生物への影響に関しては、過去の知見が不十分であることから、特にPAHsの生体移行性に着目した実験研究もおこなった。具体的には、試験生物としてイソゴカイ（Perinereis nuntia）を用いて汚染底質の室内曝露実験を行い、生物中のPAHs濃度変化を測定した。さらに、底質中の総濃度と模擬消化管液抽出画分濃度の分析と、PAHs組成の底質・生物間の比較から、PAHs起源と生物移行性の関連性について考察を行った。さらに仮想的な環境変化としてエンジンオイルの水環境中への流入を想定し、その生物移行性変化への影響も検討した。

## 3 ．研究開発方法

（１）アジア４都市の大気環境中のPAHsのヒト健康リスク

本研究課題の他サブテーマから得られたアジアの大気環境中のPAHsのヒトへの健康リスク評価（吸入曝露による発ガン）を行うにあたり、過去の研究例や諸外国での事例等を参考にして、ユニットリスクや毒性等価係数を精査した。

リスク評価にあたり用いるユニットリスクとしては、2オーダー異なる2種類の値が利用可能であるが両者に不確実性があることから、本研究においては2つの計算結果を併記することとした。具体的には、benzo(a)pyreneに対する米国コークス炉労働者の疫学調査から推定された8.7×10^{-2}（μg/m^{3})^{-1}（case A）と、ハムスターの実験からヒトへの影響を推定した1.1×10^{-3}（μg/m^{3})^{-1}（case A）と、ハムスターの実験からヒトへの影響を推定した1.1×10^{-3}（μg/m^{3})^{-1}（case A）と、ハムスターの実験からヒトへの影響を推定した1.1×10^{-3}（μg/m^{3})^{-1}（case A）と、ハムスターの実験からヒトへの影響を推定した1.1×10^{-3}（μg/m^{3})^{-1}（case A）と、ハムスターの実験からヒ
$ g/m^{3})^{-1} $ (case B) である。case Aは環境省の初期リスク評価において、ヒトの結果を重視する観点から採用されている値 $ ^{2)} $ であり、コールタールピッチ揮発物の累積曝露量と肺がん過剰死亡率から計算されているが、曝露物質中のbenzo(a)pyreneの存在量を全く別の事例を引用して0.71％と仮定するとともに、他の成分との加算性を仮定して計算されている点に不確実性が残ると考えられる。一方、case Bの値は、カリフォルニア州EPA（OEHHA；Office of Environmental Health Hazard Assessment）等で採用されている $ ^{3)} $ ものであり、体表面積当り曝露量（mg/m²/day）による種間調整を行って導出しているが、ハムスターの結果をヒトに換算している点に大きな不確実性が残ると考えられる。

benzo(a)pyrene以外のPAHsに対する評価に関しては、データが限られており、ユニットリスクとして利用可能なものは、dibenzo(a,h)anthraceneのみである（1.2×10^{-3}（μg/m^{3})^{-1}；ただしマウスの飲料水曝露の結果をヒトの吸入曝露に換算） $ ^{3)} $ 。本研究では、この値をそのまま使わずに、同じリスク評価体系において用いられているbenzo(a)pyreneとの相対比として1.1（≡1.2×10^{-3}÷1.1×10^{-3}）を用いた。それ以外のPAHsについては、カリフォルニア州EPA（OEHHA（May 2009））が示している毒性等価係数Potency Equivalency Factor（PEF）値 $ ^{3)} $ （benzo(a)pyreneとの相対比）を用いた。これにより、評価対象PAHsはbenzo(a)anthrathene, chrysene, benzo(b)fluoranthene, benzo(k)fluoranthene, benzo(a)pyrene, indeno(1,2,3-cd)pyrene, dibenzo(a,h)anthraceneとなる。

## （２）底質中PAHsの水生生物への影響評価

## 1 ）過去の知見の整理

本課題の研究から得られたアジアの水環境（底質）中のPAHsの水生生物へのリスク評価を行うにあたっては、そもそもリスク評価に用いる手法や値についてもコンセンサスが得られているとは言いがたいため、最近の論文や各種報告を精査し、検討に有用な情報を抽出し、その結果自体を本研究の成果と捉え、結果及び考察として記載した。

## 2 ）底質中PAHsの底生生物への移行性

PAHs濃度の異なる4箇所の底泥中にて試験生物を10日間飼育し、一定期間後の体内PAHs濃度を測定し、PAHsの移行性を評価した。また、自動車用エンジンオイルが泥に接触することによってPAHsの移行性にどのような変化が生じるかを、エンジンオイルを異なる濃度で添加して調べた。なお、オイルには、PAHsの付加と底質マトリックスの改質の二つの影響があると想定した。

底泥は、2009年8月、12月に、東京都内の河川・運河（St. 1～4）において底質採泥器DIK-190A-A1（大起理化工業）を用いて表層5cm程度を採取した。採取した底泥は、保冷剤で低温に保ったまま実験室に持ち帰り、目開き2mmのステンレス製ふるいで夾雑物を取り除いてから試験に用いた。底質および疎水性汚染物質の付着状態の変化を最小限にするために、試験に供する前の保存時間はできるだけ短くし、保存の際は冷凍や乾燥はせず、暗所冷蔵保存とした。

試験生物は、釣り餌として養殖されているイソゴカイ (Perinereis nuntia) を購入した。同時期に孵化し、自然の海水を用いて半年～1年程度養殖後に出荷されたものを用いた。なお、個体乾燥重量は各試験系での曝露3日目の平均値で0.08～0.09gであった。

曝露試験は、次のような手順で行った。1 L トールビーカーに底泥400 mLを入れ、その上部に400 mL
の人工海水(塩分濃度30‰) $ ^{4)} $ を載せ2日間曝気した後、上澄水を交換し、20匹のイソゴカイを投入した。エンジンオイルの影響を調べる実験系では、まず、湿底泥400mLに対し5 mg/Lあるいは50 mg/Lのエンジンオイル（鉱物油ベース（Oil R）と合成油ベース（Oil V）の二種類）を添加した400mLの人工海水を混合し、23℃の室内で3日間振とうして、底泥とエンジンオイルとを十分に接触させた。その後、遠心分離により上澄みを取り除き、オイルを含まない清澄な人工海水に置き換えて、生物試験に供した。別途オイルを添加せずに同様の操作を行った対照系も用意した。

試験室温は約25℃で制御し、pH、DO、塩分濃度、水温のモニタリングを行い、異常でないことを確認した。塩分濃度のみ超純水を用いて適宜調整した。30分～10日間の曝露期間を設定し、それぞれの曝露期間ごとに3つのトールビーカーを準備した（イソゴカイの個体数として60匹）。曝露後にイソゴカイを取り出し、3日間人工海水中で体内に残留する泥を吐きださせた後、PAHsの抽出・分析を行った。

底質中PAHsの抽出には、ジクロロメタン(以下DCM)を溶媒とし超音波を照射することで全量を評価するDCM抽出と、sodium dodecyl sulfate（SDS）溶液を抽出液とし底生生物の消化管内で脱着する（=bioaccessibleな）量を模擬的に示すSDS抽出 $ ^{5)} $ との2種類の方法を適用した。生物試料中PAHsの抽出は、Ozretich and Schroeder $ ^{6)} $ の手法に準じた。凍結乾燥・粉砕し内標準液を添加した生物試料からアセトニトリル中で超音波抽出し、液相を回収・濃縮後、固相抽出カラム（Bond Elut C18およびBond Elut Aminopropyl（NH2））によりクリーンアップし、さらに超純水と10%イソオクタン含有へキサンを添加、振とうしたのち、溶媒相を回収し、Sep-pak Silicaカートリッジによるクリーンアップの後、濃縮して分析に供した。PAHsの検出・定量にはGC/MSを用い、重水素置換されたPAHs（SUPELCO社：Semivolatile Internal Standard Mix）による回収率補正を行った。以下の12種類のPAHsを対象とした。

phenanthrene, anthracene, fluoranthene, pyrene, benzo(a)anthracene, chrysene, benzo(b)fluoranthene, benzo(k)fluoranthene, benzo(a)pyrene, indeno(1,2,3-cd)pyrene, dibenzo(a,h)anthracene, benzo(ghi)perylene

## 4 ．結果及び考察

（１）アジア４都市の大気環境中のPAHsのヒト健康リスク

本課題の研究から得られたアジア 4 都市の大気環境中のPAHs濃度をPEFを用いて

benzo(a)pyrene毒性等価換算濃度とすると、年間の平均値は東京0.58 ng/m³、コルカタ11.6 ng/m³、北京20.5 ng/m³、ハノイ1.1 ng/m³となる（表(5)-1）。これをcase A, case Bの2つのユニットリスクを用いて発ガンリスクを計算すると、case Aでは東京5.1×10⁻⁵、コルカタ1.0×10⁻³、北京1.8×10⁻³、ハノイ9.5×10⁻⁵、case Bでは東京6.4×10⁻⁷、コルカタ1.3×10⁻⁵、北京2.3×10⁻⁵、ハノイ1.2×10⁻⁶となる（表(5)-1）。年間平均値において、北京やコルカタではリスクレベルが10⁻⁵を超えており、東京やハノイでも用いるユニットリスク値により超えることが分かる。ただし、各都市において試料は1地点でのみ採取しており、これを代表値とみなして都市全体の評価をすることはできない。
表(5)-1 各都市の大気中PAHs（年平均値）の吸引による生涯発ガンリスク

都市名	benzo(a)pyrene 毒性等価換算濃度	生涯発ガンリスク
ng/m³	Case A	Case B
東京	0.58	-5	-7
5.1×10	6.4×10
コルカタ	11.6	-3	-5
1.0×10	1.3×10
北京	20.5	-3	-5
1.8×10	2.3×10
ハノイ	1.1	-5	-6
9.5×10	1.2×10

* benzo(a)pyrene ニッドリスク [( $ \mu $ g/m $ ^{3} $ ) $ ^{-1} $ ]: Case A = 8.7 $ \times $ 10 $ ^{-2} $ 、Case B = 1.1 $ \times $ 10 $ ^{-3} $

図(5)-1には、各都市の月ごとのbenzo(a)pyrene毒性等価換算濃度の相対値（年平均を1とした）を示す。東京では季節によらず、benzo(a)pyrene毒性等価換算濃度は一定であり、本研究で評価対象となっているPAHsのうちbenzo(a)pyreneのリスクへの寄与が年平均で65%（月別で63～67%）であった。一方、コルカタや北京では11～2月の濃度上昇が明確であり、4～9月の濃度との比（benzo(a)pyrene毒性等価換算濃度として；つまりリスク値の比を意味する）を計算すると東京1.2、コルカタ9.4、北京16.8、ハノイ2.5となった。コルカタや北京では、冬季の発生源対策によりリスクを10分の1程度に下げられることが示唆される。本課題で行った起源解析によると石炭の使用が主要な起源とされており、それらの暖房や工業的使用に関する対策が効果的であると推定される。また、東京以外でもbenzo(a)pyreneのリスクへの寄与が高く、年平均でコルカタ57%（月別で49～62%）、北京58%（月別で43～84%）、ハノイ54%（月別で49～61%；ただし12月の試料は14％と特異的であり平均値の計算から除外した）であった。

図(5)-1 各都市の月ごとのbenzo(a)pyrene毒性等価換算濃度の相対値（各都市の年平均値を1として標準化した）

## （２）底質中PAHsの水生生物への影響評価
## 1 ）過去の知見の整理

PAHsの水環境中での水生生物への影響を評価するにあたり、まず過去の知見の整理を行った。現状では、PAHsに関する水生生物へのリスク評価の一般的なスキームは存在せず、ハザードの設定が最初の重要な検討課題となる。過去に提案されている底質ガイドライン値は、現場の底生生物数に基づくものや、端脚類（ヨコエビ）に対する致死毒性に基づくものなどさまざまなものがある $ ^{7} $ 。また、主として死亡、成長、繁殖といったエンドポイントに基づく個別化学物質のリスク評価としては、環境省の環境リスク初期評価において8つのPAHsについて情報がまとめられている。本研究では、水生生物の奇形の発生と、近年研究の進展が著しいOMIC技術による応答評価の二点に着目し、過去の知見の整理を行った。

まず、PAHsが与える水生生物の奇形に関する知見を表(5)-2にまとめた。最も低い濃度での影響を報告しているCarls et al.（1999)の事例 $ ^{8} $ では、初期総PAHs濃度0.7μg/Lで稚魚の奇形を確認している。この事例では、純品のPAHsではなく環境汚染を模擬して原油を用いて試験を行っており、どの成分が催奇形成に寄与しているかは明らかでないが、用いた原油中のPAHsの主要成分としてphenanthreneおよびその同族体があげられている。このデータを用いた奇形発生リスクについては後述する。

表(5)-2 PAHsによる水生生物の奇形に関する知見

試験生物種	PAH	曝露期間	投与量	影響	reference
ニシン卵(Clupea pallasii)	混合物(原油付着砂利によって海水を間接的に汚染)	16日	初期総PAHs濃度0.14～85.9μg/L	初期総PAHs濃度0.7μg/Lで稚魚の奇形や遊泳能力の低下※より風化した汚染砂利の毒性の方が高い	8) Carls et al. 1999
カラフトマス卵(Oncorhynchus gorbuscha)	混合物(原油付着砂利によって海水を間接的に汚染)	孵化まで	初期総PAHs濃度0.8～48.0μg/L	初期総PAHs濃度1.3μg/L以上で脊髓奇形(spinal deformities)が有意に増加	9) Heintz et al. 1999
ゼブラフィッシュ卵(Danio rerio)	混合物(中国・青岛市周边沿岸底泥のジクロロメタン抽出物;PAHs含有量は407.75～4032.62ng/g dry wt)	72時間	抽出物を元の底質重量換算で0~800mg/mL	被包(epiboly)の遅延、卵黄囊浮腫(yolk sac edema)の形成、頭部形成や体節分化異常、色素異常、尾部奇形等が観察された。最も汚染された底質の抽出物5mg/mL(20μgPAH/Lに相当)の曝露48時間で、45%に奇形、25%に致死影響が認められた。	10) Yang et al. 2010
ゼブラフィッシュ卵(Danio rerio)	fluoranthene benzo(a)pyrene	72時間	100,500μg/L10μg/L	benzo(a)pyrene10μg/Lのみあるいはfluorantheneのみでは心外膜液浸出(pericardial effusion)は認められなかったが、benzo(a)pyrene10μg/Lとfluoranthene 500μg/Lを共存させることで、また低酸素	11) Matson et al. 2008
条件下でfluoranthene 100μg/Lに曝露させることで有意な浸出が認められた。また、低酸素条件下でのfluoranthene曝露によって脊柱湾曲(lordosis)が認められた。
マミチヨグ(Fundulus heteroclitus)	Benzo(k)fluoranthene	120時間	300 μg/L	心臓奇形が観察された	12) Clark et al. 2010
ゼブラフィッシュ卵(Danio rerio)	naphthalene, fluorene, dibenzothiophene, phenanthrene, anthracene, pyrene, chrysene	96時間	10 mg/L	10mg/L のfluorene、 dibenzothiophene、 phenanthrene はそれぞれ体幹や尾部の背側への湾曲や、頭部発達の低下が認められ、心膜の浮腫も確認された。pyrene 1mg/Lでは若干の浮腫と湾曲が認められた。10mg/L のnaphthalene、 anthracene、およびchrysene 2mg/Lでは異常は認められなかった。	13) Incardona et al. 2004
カミツキガメ卵(Chelydra sperpentina)	原油benzo(a)pyreneおよび7,12-dimethyl benz(a)anthracene	胚発生の第9段階に卵殻表面に投与	1~10 μL投与または砂に0.12%混合して投与0.02%~1.0%（植物油に溶解し10μL投与）	奇形発生は卵の採取地によって異なった。原油およびPAHsへの最低濃度での曝露系でも奇形が観察された試料があった。	14) Van Meter et al. 2006

次に、近年研究が進んでいるがガイドライン等に反映するに至っていないOMIC技術（ゲノミクス、プロテオミクス、メタボロミクス）を用いたPAHsによる水生生物の応答評価に関する研究について特に調査を行った。合計で21の事例 $ ^{15\sim30)} $ が得られたが、その多くは魚類に対する試験であり、それ以外の生物群に対する情報は極めて限定されていた（6例・3文献 $ ^{23,24,30} $ ・それぞれ生物種は芝海老、蚊（幼虫）、オオミジンコ）。また、多くの事例が比較的短期間の曝露によってCYPといった従来から認識されている解毒系の応答を検出していた中で、長期間（7週）の曝露により遺伝子の変異や組織レベルの形態変化、免疫系や呼吸器系、繁殖といった幅広い生物活動に関する遺伝子発現の変化が認められた事例 $ ^{20)} $ もあった。PAHsの曝露による影響は多岐に渡ることが示され、その中でどれがもっとも感度が高く、かつ個体群に与える影響が大きいかは、さらなる知見が必要である。また、現時点で得られているものはすべて液相系の曝露であり、また底生魚以外の底生生物を用いた事例はなく、底質汚染と結びつけるためには、未だ十分な知見が蓄積されているとは言い難いことも確認された。
## 2 ）底質中PAHsの底生生物への移行性

本サブテーマの主目的はリスク評価であるが、水生生物への影響に関する知見が不足していることから、実験的に影響評価に資する知見を得るべく、底質中PAHsの底生生物への移行性に関する室内実験も行った。

底泥中の12種類のPAHsの合計濃度を表(5)-3に示す．用いた堆積物中のPAHsは1.41～

26.9mg/kg-dryであり、その模擬消化管液抽出画分の濃度は0.23～2.55mg/kg-dryであった。Sahaら $ ^{5)} $ がまとめている各国の底質中14PAH合計濃度と比較しても、今回の試験底泥はやや汚染度の高いものと考えられる。一方、bioaccessibility（=SDS抽出量/DCM抽出量）では、St.1,3,4は16～18%と採取地点付近の底泥としては平均的 $ ^{5)} $ な値であったのに対し、St.2は6%とやや低い結果となった。

生物試料中の12 PAHs濃度の経日変化（St.1～3）を図(5)-2に示す。曝露前のゴカイ中のPAHs濃度は0.053mg/kg-dryであったのに対し、曝露期間中にほぼ10倍まで上昇したことから、汚染底質から生物中への移行が示された。なお図中のDay0は30分間曝露（+3日間の泥抜き）後の生物試料であり、この時点でも濃度の上昇が見られることから、底泥の摂食による吸収だけではなく、接触による生物表面への吸着もある程度あることが示唆される。また、生物試料中のPAHs濃度は曝露数日後に最大値を示し、その後低下した。今回の生物試料回収の頻度（曝露期間設定）は粗すぎるため、真のピーク値は捉えられていないと考えられるが、観測範囲内でのピーク時の12PAHs濃度（mg/kg-dry）はSt.1～4でそれぞれ、0.608、0.413、0.546、0.803となり、底泥中PAHs濃度ほどの差異は認められなかった。10日目にはDay0と同等までPAHs濃度が低下している場合もあり（St.2および3）、排泄や代謝による消失も大きいことが示唆された。

各試料のPAHsの組成を図(5)-3（St.1～3）に示す．底泥DCM抽出物に関しては，全体の20％を超える成分が存在しなかった（St.4も同様）。底泥のSDS抽出画分については，DCM抽出画分との組成の類似性は見られるものの、St.3および4においてpyreneの組成比が29％、34％と顕著に増加している。一方，生物試料では，4地点に共通してpyreneの寄与が全体の約半分を占める結果となった（St.1～4の曝露10日後の試料でそれぞれ61、43、44、47%）。Pyreneとphenanthrene，fluoranthene，benzo(a)anthracene，benzo(b)fluoranthene，benzo(a)pyreneにより約90％が構成されており，イソゴカイ体内ではこれら6成分が選択的に残存していることが示された．0日目と10日目では特にbenzo(a)anthracene，benzo(b)fluoranthene，benzo(a)pyreneの組成比に差異が認められ，周辺の底泥による影響が認められた．

表(5)-3 試験底泥および生物試料（10日曝露後）中のPAHs濃度（n=3）

St. 1	St. 2	St. 3	St. 4
強熱減量 (%)	12.2	11.5	11.7	10.0
底泥中12PAHs (DCM抽出) (mg/kg-dry)	1.41	26.9	6.09	15.3
底泥中bioaccessible 12PAHs (1%SDS抽出) (mg/kg-dry)	0.230	1.49	1.10	2.55
Bioaccessibility (SDS/DCM)	0.16	0.06	0.18	0.17
イソゴカイ中12PAHs (10日曝露後) (mg/kg-dry)	0.418	0.252	0.214	0.363
図5−2 生物試料中PAHs濃度の経日変化

図5−3 各試料中のPAHs組成（St.1～3）

各グラフ右肩の記号は試料名を示す。最初の数字が底泥採取地点（St番号）、次のアルファベットは試料種類（a：底泥DCM抽出、b：底泥SDS抽出、c0：イソゴカイ30分曝露後、c10：イソゴカイ10日曝露後）。横軸の略号は以下の通り。Ph: phenanthrene, An: anthracene, Ft: fluoranthene, Py: pyrene, Ba: benzo(a)anthracene, C: chrysene, B(b)f: benzo(b)fluoranthene, B(k)f: benzo(k)fluoranthene, B(a): benzo(a)pyrene, In: indeno(1,2,3-cd)pyrene, Di: dibenz(a,h)anthracene, Be: benzo(ghi)perylene

表(5)-4 試験底泥および生物試料（10日曝露後）中のfluoranthene/(fluoranthene+pyrene)比

St. 1	St. 2	St. 3	St. 4
底泥（DCM抽出）	0.48	0.50	0.43	0.41
底泥 1% SDS 抽出画分	0.44	0.33	0.22	0.35
インゴカイ（10日曝露後）	0.18	0.10	0.10	0.21
上述のように、pyreneの存在比の変化が大きく、かつ存在量が多かったことから分子量202のPAHであるfluorantheneとの比（=fluoranthene/(fluoranthene+pyrene)）を計算した。この比は、PAHsの起源を示すマーカーとして過去の研究でもしばしば用いられており、例えばYunkerら $ ^{31)} $ はその目安として0.5以上をバイオマスおよび石炭燃焼、0.4～0.5を石油燃焼、0.4以下を油起源、としている。本研究での試料についての計算結果を表(5)-4に示す。試験に用いた底泥は0.41～0.50と燃焼起源が卓越することを示唆する値であったものが、SDS抽出画分では0.22～0.44と低い値を示し、さらにイソゴカイ中では0.21以下となった。この結果の一つの可能な解釈として、イソゴカイによる選択的な摂取（起源による移行性の差異）がある。つまり、底質に含まれるPAHsのうち油起源のものが生物への移行性が高く、それらが生体内で底泥粒子から脱着し生体内に吸収・蓄積されたとする解釈である。この解釈を支持する知見として、MP/P比（methylphenanthrene/phenanthrene比）から油起源PAHsを多く含むと示唆される底泥で、SDS抽出画分（bioaccessibleな画分）の比率が高いという結果が示されている $ ^{5)} $ 。別の解釈としては、吸収後に、成分ごとに異なる代謝・排泄特性があり、その結果としてこのような生物試料中組成が得られた、とする考え方である。後者の解釈について検討すべく、過去の研究例を精査したが、当該生物種に関してはPAHs代謝に関連する既報が存在せず、同属他種であるPerinereis rullieriについてPAHs分解に寄与する解毒酵素系を有している $ ^{32)} $ という情報があるのみであり、fluorantheneとpyreneの分解の程度に差があるかどうかまでは報告がなかった。他の属まで含めた多毛類全般についてもCYPを中心とした分解系についての報告はあるが、種によって多様であり、代謝の結果としてfluoranthene/(fluoranthene+pyrene)比が向上することを文献調査から否定あるいは肯定するには至らなかった。

なお、今回の結果ではSDS抽出画分のfluoranthene/(fluoranthene+pyrene)比は底泥全体よりは低いものの、生物試料よりは明らかに高い値となっている。本研究で用いた1%SDS溶液は、底質中のbioaccessibleな画分を捉えるという目的で、模擬消化管液としては界面活性をやや高めに設定してあり、現実の底生生物は1%SDS溶液よりも界面活性の低い消化管液を持つものが多いと考えられる。なお、本分担研究者の過去の調査データ（未発表）において、同じ底泥に対して1%と0.1%のSDSを用いて抽出量を比較したものがある。その結果では、5試料中4試料においてfluoranthene/(fluoranthene+pyrene)比は0.1%SDS抽出画分で顕著に低い値となっている。油起源のPAHsの生物移行性が高いことはこの未発表データからも支持され、同時に界面活性を適切に変更することで様々な底生生物にとってのPAHs移行性を再現することが可能となると思われる。

さらに上記の底泥のうち1つ（St.4）を選び、仮想的な環境変化として油分による水域～底質の汚染を想定し、PAHsの移行性の変化への影響を検討した。用いた堆積物中のPAHs（12種の合計）の各系列の初期値は14.6～16.7 mg/kg-dryであり、その模擬消化管液抽出画分の濃度は3.8～4.3 mg/kg-dryであった。オイルを50mg/L添加した系のみ、3日間のオイル接触期間後にPAHs濃度の上昇が認められた（14.6→16.2 mg/kg-dry）。一方で10日間の生物曝露期間中にはすべての系で総PAHs濃度の低減が認められた。対照系では計13日間で2.2 mg/kg-dryの低減が認められた。オイルの添加により、模擬消化管液抽出画分が増加することが期待されたが、オイル添加の有無によらず低減した。3日間の振とう中に底質から液相に移行したと考えられるが、同時に模擬消化管液の界面活性がPAHsではなく油分そのものの抽出に寄与してしまい、抽出効率が下がった可能性もある。生物試料中のPAHs濃度は曝露開始時、3日後、10日後に測定したが、3日後に最大値を示した。オイルを添加した系の中では高濃度のオイルに接触した系が最も生物試料中濃度が高かった。しかし、
対照系との有意な差はなかった。この実験でも、オイル非添加系の結果（表(5)-4）と同様に生物試料中のfluoranthene/(fluoranthene+pyrene)比が底質よりも低い結果が得られた。曝露後の生物中fluoranthene/(fluoranthene+pyrene)比はオイルを高濃度に添加した系で0.204と最も低く、また、この系におけるオイル接触期間中のPAHs増分のfluoranthene/(fluoranthene+pyrene)比は0.14と油由来を示唆していた。この比の違いの解釈については前述したとおり、現段階では確実なことを言えるだけの知見が不足しており、今後の代謝に関する基礎的検討が必要である。

## 3 ）底質中PAHsの水生生物への影響評価

本研究では、PAHsの水生生物への影響評価を実施するにあたり、過去の知見を整理し、またPAHsの移行性に関する実験的検討も行った。しかしながら、以下のような観点で未だ十分な知見があるとは言い難い。

・個体の致死・成長阻害だけではなく、奇形も含め種の継続性に関する影響の評価

・魚類以外の生物に対する影響

• PAHsの、底質から生物への移行性、および食物連鎖による生物間の移行性

今回は、後述のとおり大胆な過程のもとに計算を行ったが、今後さらなる検討、知見の蓄積が必要であろう。

表(5)-1にまとめたように、最も低い濃度での影響を報告している事例 $ ^{8)} $ を援用し、仮に全PAHsの分配係数 $ \log K_{0C} $ をphenanthreneの値4.31に等しいとし、有機炭素含量10%の底質との分配平衡を仮定すると、液相PAHs濃度0.7 μg/Lに対する底質PAHs濃度は1.4mg/kgとなる。これを奇形発生濃度下限値と仮定して、本研究課題の成果として報告した各地の底質の汚染レベル $ ^{33)} $ と比較した場合、この濃度レベルを超える汚染地域は広く存在している。実際には、産卵域での汚染状況と、水への溶解性や希釈、存在するPAHsの組成等を考える必要があり、この仮想的な計算は毒性を過大に評価している可能性が高いが、今後の検討が必要と考えられる。

図(5)-4 アジアを中心とした各国の底質中PAHs濃度（Saha et al., 2009）と奇形発生濃度下限値（図中赤線：本文参照）との比較
## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

本研究において、生物を用いた試験により PAHs 汚染底泥からの PAHs の底生生物への移行性を確認するとともに、PAHs 組成という観点からその起源との関連付けを行った。燃焼生成起源の PAHs よりも油汚染由来の PAHs の方が生物への移行性が高いことが示唆された。今後の代謝に関する知見の集積が求められる。

## （２）環境政策への貢献

本研究課題で得られたPAHsに関するデータから人および水生生物への影響を評価した。どちらも毒性影響に用いることが可能な知見が不足していることが指摘され、今後の毒性評価に関する研究の必要性を示した。信頼性に限界がある状況での検討結果からは、PAHsの汚染状況は無影響と結論できる状況ではないことが示された。また、底質の状態および発生源の評価・管理において、『環境中に存在するがほぼ影響のない状態で存在するもの』のリスクを過大に評価することがないように、生物への移行性という視点を加えることでより合理的かつ効率的な対策が可能になると考えられる。また、近年研究が進んでいるOMIC技術による生物応答の知見も整理することで、リスク評価における視点を広げることに寄与すると考えられる。

## 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）野口愛、中島典之、山本和夫：第19回環境化学討論会（2010）

「イソゴカイ (Perinereis nuntia) を用いた江東内部河川底泥中多環芳香族炭化水素の移行性評価」

2) C. Chu, F. Nakajima, K. Yamamoto, H. Takada, H. Kumata : Water and Environment Technology Conference 2012 (WET2012), Tokyo, Japan, 2012

“Effect of oil addition on mobility of PAHs in sediments and Road dust.”（アブストラクト提出済み）
## （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) Clemons J.H., Allan L.M., Marvin C.H., Wu Z., McCarry B.E., Bryant D.W., Zacharewski T.R. (1998) Evidence of estrogen- and TCDD-like activities in crude and fractionated extracts of $ PM_{10} $ air particulate material using in vitro gene expression assays. Environmental Science and Technology, 32(12), 1853-1860

2）環境省（2006）環境リスク初期評価第5巻，平成18年12月.

3) California Environmental Protection Agency, Technical Support Document for Cancer Potency Factors: Methodologies for derivation, listing of available values, and adjustments to allow for early life stage exposures. May 2009.

4) U. S. Environmental Protection Agency, EPA 160014-911003, Section 7 Dilution Water, pp. 27-31, 1994.

5) 斉藤夏恵，中島典之，古米弘明，高田秀重，東後綾子（2006）底泥中PAHsのbioaccessibilityと石油起源指標MP/P比の関係について. 第15回環境化学討論会講演要旨集, 222-223

6) Özretich R.J., Schroeder W.P. (1986) Determination of selected neutral priority organic pollutants in marine sediment, tissue, and reference materials utilizing bonded-phase sorbents. Analytical Chemistry, 58(9), 2041-2048

7) Swartz, R.C. (1999) Consensus sediment quality guidelines for polycyclic aromatic hydrocarbon mixtures, Environmental Toxicology and Chemistry, 18(4), 780-787

8) Carls MG, Rice SD, Hose JE (1999) Sensitivity of fish embryos to weathered crude oil: Part I. Low-level exposure during incubation causes malformations, genetic damage, and mortality in larval Pacific herring (Clupea pallasii). Environmental Toxicology and Chemistry 18, 481-493