新潟県内の河川底質中の臭素系難燃剤のスクリーニング
茨木 剛，中澤 剛*1，山口 晃*2，鈴木美智子，田辺顕子*3，大関正春
Screening of Brominated Flame Retardants in River Sediments of Niigata Prefecture.
Tsuyoshi Ibaraki, Tsuyoshi Nakazawa*1, Akira Yamaguchi* 2, Michiko Suzuki, Akiko Tanabe*3, Masaharu Oseki Keywords：臭素系難燃剤，テトラブロモビスフェノール A，ポリ臭素化ジフェニルエーテル 1 は じ め に プラスチック製品及び電気電子機器等に用いられている 臭素系難燃剤については，生物への蓄積や毒性影響の恐れ が指摘されており，環境中における濃度レベルの把握が重 要である． 臭素系難燃剤のうち，日本を含むアジア地域ではテトラ ブロモビスフェノールA（TBBPA，図１）の使用量が多い （表１）1)．TBBPA は，難燃性の ABS，エポキシ樹脂及び ポリカーボネート樹脂の製造における反応剤及び添加剤と して多用されている 2)．一般に毒性は低いといわれている が，その毒性を指摘している例3)もあり，環境中濃度の把 握が必要と考えられる．TBBPA による環境汚染は以前か ら知られている．Watanabe ら 4)は，大阪の河川底質から TBBPA を 22-140µg/kg-dry，TBBPA の微生物分解物である TBBPA-Me（TBBPA のメチル化物）を最高で 1.8µg/kg-dry 検出している．またWatanabe ら5)はムラサキイガイ（Mytilus edulis）についても分析を行っており，TBBPA は検出され なかったものの，TBBPA-Me が約 5µg/kg-wet 検出されたこ とを報告している．環境省の化学物質環境汚染実態調査に おいては全国的な調査が実施されている 6,7)．この調査で は，新潟県内については1988 年度に信濃川河口及び新潟東 港の底質について，2003 年度には信濃川下流の底質につい てTBBPA の調査が行われている．全国的には 1988 年度の 調査において比較的多くの地点の底質からTBBPA が検出 されている．新潟県内では検出されなかったものの，限ら れた地点のみでの調査のため，県内全域における TBBPA の存在状況については明らかではない． ポリ臭素化ジフェニルエーテル（PBDEs）は図１に示す 構造式で，ダイオキシンや甲状腺ホルモン類似の化学構造 を有する難分解性化合物である．近年では内分泌かく乱化 学物質として疑われていること，生物への蓄積が数多く報 表１ 臭素系難燃剤の需要（2001 年）1) 物質名 南北アメリカ ヨーロッパ アジア その他 合計 TBBPA 18,000 11,600 89,400 600 119,700 Deca-BDE 24,500 7,600 23,000 1,050 56,100 Octa-BDE 1,500 610 1,500 180 3,790 Penta-BDE 7,100 150 150 100 7,500 単位：トン ──────────────────────────────────────────────────── *1 現在 新潟県上越地域振興局, *2 現在 新潟県佐渡地域振興局，*3 現在 新潟薬科大学薬学部 C OH HO Br Br Br Br CH3 CH3 C OCH3 CH3O Br Br Br Br CH3 CH3 TBBPA TBBPA-Me Brn Brm O PBDEs 図１ 調査対象物質
38ﾟN 37ﾟN 138ﾟE 139ﾟE 1 3 21 5 17 18 19 2 16 15 20 13 11 9 8 7 6 14 4 12 10 地点No. 河川名 地点名 1 三面川 瀬波橋 2 胎内川 胎内大橋 3 加治川 次第浜橋 4 都辺田川 南郷大橋 5 常浪川 城山橋 6 加茂川 保明大橋 7 五十嵐川 嵐川橋 8 刈谷田川 中西橋 9 猿橋川 宮村橋 10 黒川 星殿橋 11 渋海川 飯塚橋 12 新島崎川 初君橋 13 島崎川 避溢橋上流 14 鯖石川 安政橋 15 鵜川 八坂橋 16 柿崎川 柿崎橋 17 飯田川 千福橋 18 矢代川 新箱井橋 19 渋江川 中川新道橋 20 青海川 町道青海川橋 21 国府川 国府橋 図２ 調査地点 告されていること等から関心が集まっている8)．PBDEs は， ポリ塩素化ビフェニル（PCBs）と同様に 209 種の異性体を 有する．工業的には，主にPenta-，Octa-及び Deca-BDE の ３種が生産されている．しかしながら，PBDEs は生物への 高蓄積性及び毒性等が問題とされたことから，欧州連合 （EU）においては RoHS 指令により，鉛，水銀，カドミウ ム，六価クロム及び難燃剤のポリ臭素化ビフェニル（PBBs） と共に電気電子機器に対して非含有とすることが定められ た1)．なお，RoHS 指令においては，現在のところ Deca-BDE については規制除外となっている．アメリカにおいてはカ リフォルニア州等いくつかの州で規制されている 1)ほか， Penta-及びOcta-BDEについてはメーカーが自主的に製造を 取りやめている9)． PBDEs については，ヨーロッパにおいて高濃度で検出さ れている事例が多い10,11)．一方，アジア地域ではPBDEs の 使用量が比較的少ないものの，Mai ら12)が中国の河川底質 及び海底質から0.04-94.7µg/kg-dry の PBDEs（9 種の異性体 の合計）を検出している．また，Wurl ら13)はシンガポール の海底質からTeBDEsの異性体のひとつ（2,2’,4,4’-TeBDE ， #47）が 3.4-13.8µg/kg-dry と比較的高濃度検出されたことを 報告している．日本国内においても，Watanabe ら14)によっ て河川底質から46µg/kg-dry の PBDEs（Te-HxBDEs の合計） の検出が報告されているほか，Choi ら15)により，工業地域 の海底質から，最高で2.394µg/kg-dry のPBDEs（Tri-HpBDEs の合計）が検出されている．新潟県内においては，昭和63 年度の化学物質環境汚染実態調査 6)において信濃川河口及 び新潟東港の底質，魚類についてPBDEs の分析が行われて いる（結果は不検出）ものの，県内全域における状況につ いては不明であるため，TBBPA，TBBPA-Me 及び PBDEs について新潟県内の河川底質における存在状況のスクリー ニングを行うこととした． 臭素系難燃剤のうち，特にPBDEs については，ダイオキ シン類と同様な高分解能GC/MS による定量が一般的に行 われているが，今回はより簡便に分析が行える低分解能 GC/MS によるスクリーニングを試みた．低分解能 GC/MS による測定として，電子イオン化（EI）によるもの13)，負 イオン化学イオン化（NCI）によるもの12,16)，及びMS/MS による方法17,18)等が報告されている．このうち，NCI 及び MS/MS による方法については，高分解能 GC/MS と概ね同 程度の感度が期待されるものの，測定条件の設定などいく ぶん難しい面がある．一方，EI は通常の分析で汎用的に用 いられており分析が容易という利点を持つ．そこで今回は 低分解能EI-MS を用いて，河川底質の PBDEs による汚染 の有無をスクリーニングすることとした． 本報では，TBBPA-Me 及び PBDEs のスクリーニングを 実施するための分析方法の検討結果，及び新潟県内の底質 試料についてTBBPA，TBBPA-Me 及び PBDEs のスクリー ニングを実施した結果について報告する． ２ 方 法 ２．１ 試料採取 平成18 年６月に新潟県内の21 河川21 地点において底質 試料を採取した．調査地点を図２に示す． ２．２ 試薬 アセトン，ヘキサン，メタノール，ジクロロメタンは和 光純薬製残留農薬試験用を用いた．塩化ナトリウム及び硫 酸ナトリウムは関東化学製残留農薬試験用を用いた．ジエ 新潟県保健環境科学研究所年報 第23巻 2008 91
チル硫酸は和光純薬製一級試薬を用いた．シリカゲルカー
トリッジは Varian 製メガボンドエルートシリカゲル
（5g/20ml）を用いた．
TBBPA は Aldrich 製を用い，アセトンに溶解して 1mg/ml
としたものを標準原液として使用した．TBBPA-Me は CIL
製，PBDEs は Accu Standard 製の標準溶液を使用した．な
お，PBDEs については，文献等を参照し，主に調査されて いる異性体である 2,4,4’-TriBDE（#28），2,2’,4,4’-TeBDE （#47），2,2’,4,4’,5-PeBDE（#99），2,2’,4,4’,6-PeBDE（#100）， 2,2’,4,4’,5,5’-HxBDE（#153）及び 2,2’,4,4’,5,6’-HxBDE（#154） の６種を測定対象とした．なお，これらの異性体について は，工業的に用いられたPBDEs 製品に比較的高い割合で含 まれていることが知られており19,20)，環境中から検出され る可能性が高いと考えられる．なお，DeBDE（#209）につ いては分子量が大きいため低分解能EI-MSにおいては十分 な感度が得られないこと，通常用いられる30m のカラムで は熱分解を起こすこと20)等の理由から，今回のスクリーニ ングの対象からは除外した． ２．３ 分析方法 TBBPA の定量は既報21)によった．すなわち，試料（湿 泥）20g を 100ml 遠沈管にとり，メタノール 50ml で 10 分 間振とう抽出後，3000rpm で遠心分離を行い，メタノール 抽出液を分取した．同様の抽出操作を繰り返し，抽出液を あわせて300ml 分液漏斗に入れ，メタノール飽和ヘキサン 50ml を加え振とうした．メタノール層をあらかじめ 5%塩 化ナトリウム水溶液500ml を入れた 1L 分液漏斗に入れ， ジクロロメタン 50ml で２回抽出した．抽出液を無水硫酸 ナトリウムで乾燥し，ロータリーエバポレーターで濃縮後， 10ml 共栓付試験管（目盛付）に移し入れ，更に窒素ガスを 吹き付け乾固した．乾固した試料に1mol/l KOH/エタノー ル溶液0.5ml とジエチル硫酸 0.2ml を加え，密栓をして軽 く振り，室温で30 分間放置しエチル化した．反応終了後， 1mol/l KOH/エタノール溶液を 5ml の標線まで加え，密栓を して70℃の湯浴に入れ 1 時間放置した．水を 8ml の標線ま で加え，ヘキサン 1ml 及び内標準溶液（クリセン-d12 10µg/ml）10µl を加えた後，密栓をして激しく振とうした． 静置後，ヘキサン層を分取し，少量の無水硫酸ナトリウム を加え水分を除去したものをGC/MS で測定した．TBBPA の標準溶液のクロマトグラム例を図３に示す．なお，本法 の検出下限値は5.5µg/kg-dry である． TBBPA-Me 及び PBDEs の定量は以下に示す方法によっ た．すなわち，試料（湿泥）20g を 100ml 遠沈管にとり， アセトン50ml で 10 分間振とう抽出後，3000rpm で遠心分 離を行い，アセトン抽出液を分取した．同様の抽出操作を 繰り返し，抽出液をあらかじめ5%塩化ナトリウム水溶液 500ml を入れた 1L 分液漏斗に移しヘキサン 50ml で 2 回抽 出した．抽出液をあわせ，無水硫酸ナトリウムで乾燥した． ロータリーエバポレーターで濃縮し，約2ml としたものを シリカゲルカートリッジに負荷した．ヘキサン20ml 及び 5%アセトン/ヘキサン 40ml で溶出し，それぞれエバポレー ター及び窒素ガス吹き付けにより1ml に定容し，内標準溶 液（クリセン-d12 10µg/ml）10µl を添加したものを GC/MS で測定した． GC/MS は島津製作所製 GCMS-QP5050A を用いた．カ ラムはDB-5MS（長さ 30m，内径 0.25mm，膜厚 0.25µm， J&W 製）を用いた．GC カラム温度は 50℃(1min)－20℃/min －250℃－10℃/min－300℃（10min），注入口温度 280℃， インターフェース温度280℃，キャリアーガスはヘリウム
を用い1.5ml/min とした．PBDEs 及び TBBPA-Me の標準溶
液のクロマトグラム例を図４に示す．標準溶液を測定した 結果，0.01µg/ml まで十分測定可能であった．更に低濃度で あっても測定可能ではあったものの，後述するように測定 #28 #47 #100 #99 #154 #153 TBBPA-Me 図４ PBDEs 及び TBBPA-Me の標準溶液の クロマトグラム例（各0.1µg/ml） 図３ TBBPA の標準溶液の クロマトグラム例（0.1µg/ml）
の妨害となるピーク等の影響が見られたため，今回のスク リーニングでは1µg/kg-dry まで定量を行うこととした． ３ 結 果 と 考 察 ３．１ スクリーニング方法の検討 PBDEs 及び TBBPA-Me について，分析法の確認を行っ た．最初に，シリカゲルカートリッジの分画条件の確認を 行った．シリカゲルカートリッジに標準溶液（各0.1µg/ml） 1ml を添加し，ヘキサン 20ml（Fr.1）及び 5%アセトン/ヘ キサン各20ml（Fr.2～Fr.5）で溶出し定量した．結果を図 ５に示す．TBBPA-Me は 5%アセトン/ヘキサン分画で溶出 した．一方，PBDES は概ね 5%アセトン/ヘキサン分画で溶 出したものの，臭素数の比較的高いPBDEs についてはヘキ サン分画及び5%アセトン/ヘキサン分画にまたがって溶出 した．これらの分画をあわせて測定することも可能ではあ るが，妨害の影響を軽減するためにそれぞれの分画を測定 し，両分画にまたがるPBDEs については定量値を合算する こととした． 今回用いた方法による添加回収試験を行った結果，表２ に示すようにいずれの物質についても概ね良好な回収率が 得られた． ３．２ 底質試料の分析結果 新潟県内の底質試料の分析を行った結果を表３に示す． いずれの試料からもTBBPA 及びTBBPA-Me は検出されな かった． PBDEs については地点 6 で#28 の保持時間付近に，地点 11 及び 13 において#100 の保持時間付近にそれぞれピーク が認められた（図６）．しかしながら，#28 については確 認イオン（m/z=406）が全く認められなかったため妨害ピ ークと考えられた．一方，#100 については確認イオン （m/z=566）の存在が認められたものの，定量イオン （m/z=406）との強度比が全く異なっている，またはピー クトップの位置がずれている等の理由から#100 のピーク とは認められなかった．以上のことから，今回のスクリー ニングにおいては，新潟県内の河川底質からのPBDEs の検 出は認められなかった． ４ ま と め 臭素系難燃剤のTBBPA，TBBPA-Me 及び PBDEs につい て，新潟県内の河川底質における存在状況についてスクリ ーニングを行った．今回のスクリーニングでは底質試料か らの検出は認められず，高濃度の汚染はないものと考えら れた．なお，今回の測定では夾雑物の影響が見られたため， より効果の高いクリーンアップ法の検討，及びNCI ないし はMS/MS 等のより選択性のある検出法を検討することに より，より精度及び感度の高いスクリーニング法を検討す る必要があるものと考えられた． 本報告は平成19 年６月20 日に第16 回環境化学討論会で 発表したものである． 0% 20% 40% 60% 80% 100% Fr1 Fr2 Fr3 Fr4 Fr5 PBDE#28 PBDE#47 PBDE#99 PBDE#100 PBDE#153 PBDE#154 TBBPA-Me 図５ シリカゲルカートリッジによる PBDEs 及び TBBPA-Me の溶出パターン 表２ 添加回収試験の結果（n=3） 回収率(%) RSD(%) PBDE#28 81 1.0 PBDE#47 79 3.7 PBDE#99 81 9.3 PBDE#100 78 9.1 PBDE#153 81 8.5 PBDE#154 79 8.4 TBBPA-Me 72 10.8 (a) #28の保持時間 (b) #100の保持時間 図６ 底質のクロマトグラムの例 (a) 地点６，(b)地点 13 新潟県保健環境科学研究所年報 第23巻 2008 93
文 献
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表３ 臭素系難燃剤のスクリーニング結果
地点No. TBBPA TBBPA-Me PBDE#28 PBDE#47 PBDE#99 PBDE#100 PBDE#153 PBDE#154
1 ND ND ND ND ND ND ND ND 2 ND ND ND ND ND ND ND ND 3 ND ND ND ND ND ND ND ND 4 ND ND ND ND ND ND ND ND 5 ND ND ND ND ND ND ND ND 6 ND ND ND ND ND ND ND ND 7 ND ND ND ND ND ND ND ND 8 ND ND ND ND ND ND ND ND 9 ND ND ND ND ND ND ND ND 10 ND ND ND ND ND ND ND ND 11 ND ND ND ND ND ND ND ND 12 ND ND ND ND ND ND ND ND 13 ND ND ND ND ND ND ND ND 14 ND ND ND ND ND ND ND ND 15 ND ND ND ND ND ND ND ND 16 ND ND ND ND ND ND ND ND 17 ND ND ND ND ND ND ND ND 18 ND ND ND ND ND ND ND ND 19 ND ND ND ND ND ND ND ND 20 ND ND ND ND ND ND ND ND 21 ND ND ND ND ND ND ND ND
