Microsoft Word - 油TPHfin.doc

Size: px

Start display at page:

Download "Microsoft Word - 油TPHfin.doc"

えみごみぶち
5 years ago
Views:

1 地圏環境リスク評価システムによる油汚染土壌の暴露リスク評価 BTEX および脂肪族 TPH の懸念レベルの推定川辺能成 1 原淳子 2 坂本靖英 3 4 駒井武 1 ( 独 ) 産業技術総合研究所地圏資源環境研究部門 ( 茨城県つくば市小野川 16-1) y-kawabe@aist.go.jp 2 ( 独 ) 産業技術総合研究所地圏資源環境研究部門 ( 茨城県つくば市小野川 16-1) j.hara@aist.go.jp 3 ( 独 ) 産業技術総合研究所メタンハイドレート研究ラボ ( 茨城県つくば市小野川 16-1) sakamoto-yasuhide@aist.go.jp 4 ( 独 ) 産業技術総合研究所地圏資源環境研究部門 ( 茨城県つくば市小野川 16-1) takeshi-komai@aist.go.jp 本研究では油分としてベンゼン, トルエン, エチルベンゼン, キシレンおよび脂肪族 TPH を対象として, 著者らが開発した地圏環境リスク評価システム (GERAS-1) を用いて暴露リスク評価を行った. 油分中の各化学物質の暴露経路は異なっており, ベンゼンなど揮発性の高いものでは大気経由, 炭素数の大きい TPH など, 土壌への残留性が高い物質では土壌摂食というように, 各化学物質で異なっていた. 懸念レベル値としては, ベンゼン 0.03 mg/dm 3, トルエン 1 mg/dm 3, キシレン 1 mg/dm 3, エチルベンゼン 0.4 mg/dm 3 と算出された. 一方, 脂肪族 TPH の懸念レベル値としては,TPH(C6-C16) mg/kg 程度, TPH(C16-C34) で mg/kg と算出された. Key Words : soil, risk assessment model, BTEX, aliphatic TPH, exposure, risk 1. はじめに近年, 産業活動に起因した土壌地下水汚染の事例が増加している 1). また, 重金属類のように自然起源の有害物質が土壌や地下水中に多量に存在し, バックグラウンドとしての濃度レベルが高い地域もみられる. 一方, 揮発性有機化合物 (VOC), 多環芳香族炭化水素 (PAHs) および油分のような有機化合物による汚染は, 自然起源はほとんどなく, むしろ産業活動に起因した人為的な要素が大きい. これらの環境問題を客観的に評価するための手法として, 暴露をもとにしたリスク評価のアプローチが重要である 1). すなわち, 土壌や地下水環境の目標リスクを設定できることや, 浄化修復技術によるリスク低減効果を定量的に評価することができる. この際利用されるのが暴露評価モデルであり, 著者らは, 重金属類 2) および有機化合物 3) を評価できるスクリーニングモデルを開発し, 有害化学物質の暴露評価を行った 2)-4). 一方, 鉱物油を主体とする油成分 ( 以下, これを油分という ) による土壌汚染は, ガソリン貯蔵タンクの老朽化に伴う漏洩や不法投棄など非常に多くの事例がある. わが国の油分による土壌環境規制は, 油臭や油膜といった生活環境項目に限定されている. また, 現在のところ油分に対する環境基準値はベンゼンのみに設定されており, トルエンやキシレンなどのベンゼン化合物や多環式芳香族炭化水素類 (PAHs) などの物質に対しては規制がなされていない. また, 油分についてはTPH( 全石油系炭化水素量 ) として評価する場合があるが, これらについても現在のところヒトや生態系への評価がほとんどなされていない. 一方, これらの物質には, 発ガン性などヒトに対する健康影響に害を及ぼす物質もあり, ヒトや生態系への影響評価や対策が必要であると考えられる. そこで, 本研究では油分としてBTEX( ベンゼン, トルエン, エチルベンゼン, キシレン ) および脂肪族 TPHを対象として, 著者らが開発した地圏環境評価システムの中のスクリーニングモデル (GERAS-1:Geo-environment Risk Assessment System, Tier1) 4) を用いて暴露評価を行い, 一般的な環境条件下でその許容濃度レベルについて検討した. 87

2. 油汚染土壌の暴露評価方法 (1) 地圏環境評価システム (GERAS-1) GERAS-1(Geo-environmental Risk Assessment System, Tier1) ( 図 -1) は, 独立行政法人産業技術総合研究所で開発された, WINDOWS 上で動作するスクリーニング評価モデルであり,

初期条件として居住地域における土壌からの有害化学物質の土壌含有量あるいは溶出値を与えることにより, 土壌空気および土壌間隙水中の化学物質の濃度を算出する. この計算では土壌中の有機炭素量やpHおよび吸着などのファクターによりそれぞれの化学物質に対して異なった値が得られる.

2 2. 油汚染土壌の暴露評価方法 (1) 地圏環境評価システム (GERAS-1) GERAS-1(Geo-environmental Risk Assessment System, Tier1) ( 図 -1) は, 独立行政法人産業技術総合研究所で開発された, WINDOWS 上で動作するスクリーニング評価モデルであり, 重金属類や有機化合物あるいはTPHといった化学物質のヒトへの暴露量やそのリスクおよび許容濃度レベルを推定することができる. 本モデルでは, はじめに土壌における固体, 液体 ( 間隙水 ) および気体 ( 土壌空気 ) を対象として化学物質のフガシティー容量の計算を行う. 初期条件として居住地域における土壌からの有害化学物質の土壌含有量あるいは溶出値を与えることにより, 土壌空気および土壌間隙水中の化学物質の濃度を算出する. この計算では土壌中の有機炭素量やpHおよび吸着などのファクターによりそれぞれの化学物質に対して異なった値が得られる. 次に土壌の各相から大気や地下水への移動過程の計算を行い, そして, 各種暴露媒体中 ( 大気, 作物, 地下水など ) の濃度が決定される. 最後にヒトの行動パターンや生活環境 ( 例えば, 飲用水として地下水を利用しているなど ) の暴露シナリオに基づいて, 各媒体からヒトへの暴露量が算出される.GERAS-1において考慮した暴露経路は, 土壌の直接摂食, 飲用水や農作物を摂取する経口暴露, 土壌から大気へ蒸発した化学物質や飛散した土壌粒子を呼吸する吸入暴露および土壌との接触や飲用水との接触による皮膚吸収暴露となっている. なお, 計算パラメータや計算式の詳細については, 既報 2),3) を参考されたい. 過去の文献などを詳細に調査することにより,TPHの毒性値を検討している. それによるとTPHは脂肪族あるいは芳香族で毒性が異なるほか, 同族であっても炭素数により毒性が異なり, 脂肪族 TPHでは,C5-C6 で神経系への影響,C8-C16で肝変化および血液学的変化,C16-C35で肝肉芽腫があると報告されている.GERAS-1における目標暴露量は,TDIの10% となる暴露量, 暴露経路毎 ( 経口, 経気道, 経皮 ) のRfDが10% となる暴露量および暴露経路毎の発ガンリスクが10-5 以下となる条件とした. 土壌地下水に関するパラメータは, 既報 2-4) と同様に関東ロームおよび砂質土のものを用いた. また, 暴露に関するパラメータについても既報 2)-4) と同様の値を用いた. 本研究で用いたパラメータの一覧を表 -2 2),3) に示す. (2) 使用パラメータ本研究では, 油分としてBTEXおよび脂肪族 TPHを対象として暴露リスク評価を行った. なお, 油分に含まれる他の物質, 主にPAHsについては, 次報で述べる予定である. 表 -1にGERAS-1で評価した化学物質の毒性パラメータを示す. ベンゼンはThe International Agency for Research on Cancer (IARC) によると最も発ガン性 ( 白血病 ) の高いグループ1に属しており, 経口, 経気道および経皮の発ガンスロープファクターおよび発ガンユニットリスクが設定されている. また,WHOによる耐容一日摂取量(TDI) の設定はないものの, 経口の参照用量 (Reference Dose: RfD) および経気道の参照濃度 (Reference Concentration: RfC) が存在する 5). トルエン, エチルベンゼンおよびキシレンについては, 発ガン性はないものの, 慢性中毒として皮膚や中枢神経系に影響を及ぼすことが知られている.WHO 6) ではTDI を設定しているほか, 米国環境保護庁 (U.S.EPA) では RfD,RfCを設定している 5). また,TPHについては, 炭化水素化合物の集合体であり, 一概に毒性を定めることは困難であるが,EPAのTPHワーキンググループ 7)-11) では, 図 -1 GERAS-1 の起動および評価画面 88

3 表 -1 鉱物油の毒性パラメータ化学物質 TDI RfD [mg/kg/d] スロープファクター [1/(mg/kg/d)] [mg/kg/d] 経口吸入経皮経口吸入経皮ベンゼントルエンキシレンエチルベンゼン TPH(C5-C6) TPH(C6-C8) TPH(C8-C10) TPH(C10-C12) TPH(C12-C16) TPH(C16-C21) TPH(C21-C34) 結果および考察 (1) 油汚染土壌の暴露量および暴露経路表 -3に油汚染土壌の代表的な物質として,BTEXおよび脂肪族 TPHが土壌に1mg/kg 存在する場合における暴露量および暴露経路を示す. 関東ロームと砂質土とで比較してみると, 砂質土の場合の全暴露量は, 関東ロームの場合よりも倍大きくなった. 詳細を見てみると, 土壌の直接摂食, 土壌吸入および皮膚吸収による暴露は, 関東ロームの場合の方が大きくなっているものの, 主要暴露経路である室内大気や地下水摂取による暴露が砂質土の場合よりも低くなっている. すなわち, 関東ロームの場合では, 有機炭素含有率が砂質土よりも大きく, 土壌から土壌空気や土壌間隙水への移行が砂質土と比較すると少なくなるため, このような結果が得られるといえる. このように土壌の違いにより暴露量やその暴露割合は異なってくる. したがって, 各汚染サイトにおける土壌の性質を把握することが重要となってくる. 暴露経路ではベンゼンの場合, 大気経由の暴露割合が最も高く, ついで, 地下水経由, 作物経由となっている. 土壌の直接摂食や土壌粒子の吸入による暴露は全体の 0.2% 程度であり, ほとんど寄与しないものと考えられる. 他の物質においても, 共通して大気吸入による暴露が主となっており, ついで, 地下水経由および作物経由となっていることが分かる. したがって, これらの物質で汚染されているサイトにおいては, 大気経由の暴露および地下水や作物経由からの暴露を遮断することがリスクを削減する上で重要であるといえる. なお, 図には示さないがこの大気経由の暴露は室内における暴露がほとんどとなっている. 子供と大人の期間におけるBTEXの暴露について比較してみると, 暴露経路の割合は, 子供と大人とでそれほど変わりがなかった. また, 全暴露量は子供の方が大人よりも 1.4( エチルベンゼン )~1.5 倍 ( ベンゼン, トルエン, キシレン ) 多くなっていた. ただし, 重金属の場合 2) ほど大人と子供の差は大きくならなかった. 重金属の場合では, 主要経路が土壌の直接摂食となっていることが多い 3). 表 -2の暴露パラメータをみると, 一日あたり表 -2 鉱物油の暴露リスク評価に用いたパラメータ (A) 土壌パラメータ ( 関東ローム ) パラメータ値関東ローム砂質土土壌空気の体積分率 [-] 間隙水の体積分率 [-] 土壌粒子の体積分率 [-] 土壌密度 [g/cm 3 ] 有機炭素含有率 [-] ph 6 7 粘土分率 [-] 年齢 [year] (B) ヒトに関するパラメータ体重 [kg] 土壌摂取量 [mg/d] 呼吸量 [m 3 /d] 地下水摂取量 [dm 3 /d] 小人 (0-6) 大人 (7 ) の土壌摂取量は大人が100mg/dに対して子供の場合では 200mg/dと 2 倍の差がある. さらに, 体重も子供の方が小さいため重金属の場合 2) では暴露量の差が大きくなる. 一方,BTEXの場合では, 土壌の直接摂食は主要暴露経路でなく, 室内大気や地下水摂取が主要暴露経路となっている. これらの暴露パラメータである一日あたりの呼吸量や飲料水摂取量は大人の方が大きいため, それほど差が大きくならないといえる. 一方, 脂肪族のTPHについて見てみると,TPH(C5-C6) では, 関東ローム99.3% および砂質土 99.4% とほとんど全ての暴露経路が大気経由の暴露であるのに対し, TPH(C21-C34) では関東ローム24.4% および砂質土 43.0% となっており, 代わりに土壌の直接摂食による暴露割合が大きくなってくる. すなわち, 炭素数が少ないものほど大気経由の暴露割合が多くなり, 炭素数が多くなると土壌の直接摂食による暴露割合が多くなる傾向があった. これは, 炭素数が少ないものほど揮発しやすく大気への移行が多くなるためである. 炭素数が多くなると揮発しにくいため, 土壌に留まりやすくなり土壌の直接摂食による暴露量が多くなる. また, 脂肪族のTPHについては, 土壌から水への移行は少ないものの, 根菜類への取り込みが多くなるため, 地下水よりも農作物からの暴露割合 89

4 が多くなることが明らかになった. 子供と大人の期間におけるTPHの暴露について比較してみると,BTEXの場合と同様に, 暴露経路の割合は, 子供と大人とでそれほど変わりがなかった. 一方, 全暴露量はTPHの炭素数の増加に伴い, 子供の方が大人よりも多くなっていた. 詳細をみてみると,TPH(C5-C12) では, 約倍,TPH(C12-C34) では約倍子供の暴露量が大人よりも多くなっていた. これは, 炭素数が小さいTPHでは,BTEXと同様に, 土壌の直接摂食は主要暴露経路でなく, 室内大気や地下水および作物摂取が主要暴露経路となっているため, それほど小人と大人の差が大きくならないと考えられる. 炭素数が大きくなると重金属類の場合 2) と同様に,1 日あたりの土壌摂取量が2 倍多くなり, また, 体重も約 3.3 倍大人の方が大きくなるため, 暴露量の差異が大きくなる. (2) 油汚染土壌の生涯暴露とそのリスクこれまで油汚染土壌のヒトへの暴露経路および暴露量について検討したが, 生涯においてヒトがこのような暴露を受けたとき, ヒトに対してどのような健康影響を及ぼすかを知る必要がある. そこで, 土壌中の油分がどの程度の濃度まで許容できるか検討した. 暴露シナリオとしては, 土質として関東ロームおよび砂質土を, 暴露経路はワーストケースを想定し, すべての暴露経路を考慮した. また, 生涯暴露期間を子供 6 年, 大人 64 年の合計 70 年間として生涯暴露量を算出した. 懸念レベル値としては前述したように,TDIの 10% となる暴露量, 暴露経路毎 ( 経口, 経気道, 経皮 ) のRfDが10% となる暴露量および暴露経路毎の発ガンリスクが10-5 以下となる条件とした. 表 -4にBTEXおよびTPHのそれぞれの目標リスクに対する懸念レベル値を示す. ベンゼンでは, 大気吸入による発ガンリスクを目標リスクとした場合における土壌含有量および溶出値が最も小さくなった. 一方, トルエン, キシレンおよびエチルベンゼンでは,TDIの 10% を目標リスクとした場合における土壌含有量および溶出値が懸念レベル値となった. ベンゼンの場合では, 現行の土壌の溶出基準値 0.01 mg/dm 3 に対して,GERAS-1では0.02( 砂質土 )-0.03( 関東ローム ) mg/dm 3 と算出された.BTEXのベンゼン以外の物質については, 現在のところわが国では基準が設けられていない. 一方,WHOのガイドラインでは飲用水中の濃度として, トルエン0.7 mg/dm 3, キシレン0.5 mg/dm 3, エチルベンゼン0.3 mg/dm 3 を設定している. 今回のGERAS-1による計算結果はトルエンで1 mg/dm 3, キシレ表 -3 鉱物油含有化学物質の暴露量および暴露経路 (A) 関東ローム化学物質暴露量 [mg/kg/d] 土壌摂取土壌吸入大気吸入皮膚吸収地下水摂取農作物摂取全暴露量ベンゼン (0.2%) (0.0%) (64.9%) (0.0%) (28.6%) (6.3%) トルエン (0.4%) (0.0%) (64.7%) (0.0%) (24.6%) (10.3%) キシレン (0.8%) (0.0%) (53.8%) (0.0%) (31.1%) (14.2%) エチルベンゼン (0.8%) (0.0%) (60.4%) (0.0%) (21.2%) (17.6%) TPH(C5-C6) (0.0%) (0.0%) (99.3%) (0.0%) (0.3%) (0.3%) TPH(C6-C8) (0.1%) (0.0%) (99.0%) (0.0%) (0.2%) (0.6%) TPH(C8-C10) (0.6%) (0.0%) (97.3%) (0.0%) (0.2%) (1.9%) TPH(C10-C12) (2.9%) (0.0%) (90.7%) (0.1%) (0.1%) (6.1%) TPH(C12-C16) (12.5%) (0.0%) (73.4%) (0.6%) (0.0%) (13.4%) TPH(C16-C21) (55.4%) (0.2%) (20.9%) (2.7%) (0.0%) (20.8%) TPH(C21-C34) (53.0%) (0.2%) (24.4%) (2.6%) (0.0%) (19.9%) (B) 砂質土化学物質暴露量 [mg/kg/d] 土壌摂取土壌吸入大気吸入皮膚吸収地下水摂取農作物摂取全暴露量ベンゼン (0.1%) (0.0%) (68.9%) (0.0%) (25.3%) (5.5%) トルエン (0.1%) (0.0%) (70.9%) (0.0%) (21.7%) (9.1%) キシレン (0.3%) (0.0%) (68.0%) (0.0%) (18.9%) (15.7%) エチルベンゼン (0.3%) (0.0%) (56.4%) (0.0%) (28.2%) (12.9%) TPH(C5-C6) (0.0%) (0.0%) (99.4%) (0.0%) (0.3%) (0.3%) TPH(C6-C8) (0.0%) (0.0%) (99.2%) (0.0%) (0.2%) (0.5%) TPH(C8-C10) (0.2%) (0.0%) (98.1%) (0.0%) (0.1%) (1.6%) TPH(C10-C12) (1.0%) (0.0%) (93.6%) (0.1%) (0.1%) (5.2%) TPH(C12-C16) (4.5%) (0.0%) (83.4%) (0.2%) (0.0%) (12.4%) TPH(C16-C21) (31.3%) (0.1%) (36.9%) (1.5%) (0.0%) (29.8%) TPH(C21-C34) (29.0%) (0.1%) (43.0%) (1.4%) (0.0%) (27.6%)

5 ンで1 mg/dm 3, エチルベンゼンで0.4 mg/dm 3 となり,WHO のガイドライン値よりも多少大きくなったが, 大幅な違いはなくほぼ妥当な値であるといえる. したがって, それぞれの物質に対する濃度が表 -4に示した懸念レベル値より小さければヒトへの健康リスクは大きくないと考えられる.WHOによるガイドライン値は飲用水中の基準であり, ヒトが1 日に2 dm 3 の飲用水を摂取するものとして暴露量を計算し,TDIの 10% 値を許容できる暴露量として算出している. 一方, 今回のGERAS-1の計算では地下水経由による暴露として, 土壌から溶出したものがある程度地下水により濃度が希釈され, その後ヒトが井戸水などを通して飲用するという仮定で計算を行っており, 地下水濃度が溶出値と等しくなっていない. したがって, 評価された値は,WHOのガイドライン値よりも多少大きくなるが, 土壌の直接摂食や作物経由, 大気経由などさまざまな暴露経路を考慮しているため, 極端に値が大きくならないといえる. なお, ある化学物質の暴露経路が 100% 地下水経由とすれば,WHOのガイドライン値と等しくなる. 脂肪族のTPHについては,TPH(C5-C10) の場合では吸入による参照容量の10% 値, それ以上の炭素数 (C10-C34) では経口による参照容量の10% 値を目標リスクとした場合における土壌含有量および溶出値が懸念レベル値となった. 懸念レベル値としては, 有効数字 2 桁目を切り捨てるとTPH(C5-C6) およびTPH(C8-C10) で土壌含有量 200( 砂質土 )-600( 関東ローム )mg/kg,tph(c6-c8) で700( 砂質土 )-2000( 関東ローム ) mg/kg,tph(c10-c16) で500( 砂質土 )-1000 ( 関東ローム )mg/kg,tph(c16-c34) で30000( 砂質土 )-40000( 関東ローム ) mg/kgと算出された.tphについては, わが国では土壌に関する基準値は設定されていない. また, 欧米諸国においてもさまざまな研究機関で検討がなされており, 推奨値などは各地域について設定されている場合があるものの, 土壌中のTPHについての明らかな基準値は設定されていない. これは, これらの物質がさまざまな有機化合物の混合物であり, 毒性や物性などのパラメータが完全に整備されていないためと考えられる. したがって, これらの物質のデータ整備をしていく必要があるといえる. また,TPHについては, ガソリンや軽油, 重油などの種類の違いにより, 含まれる物質も異なっているほか, 主要となる炭素数も異なっている. さらに, 毒性が高いとされるナフタレンやベンゾ (a) ピレンなどの芳香族炭素類 (PAHs) も多く含まれている場合がある. 例えば, ガソリンでは脂肪族炭化水素が全体の47%, BTEXが19%, その他の芳香族炭素が15% 含まれているという報告 8) がある. したがって, 今回評価したBTEXや脂肪族 TPHだけでなくナフタレンやベンゾ (a) ピレンなどの PAHsやそれらのTPHについても評価を行うことが油汚染の評価には必要であるといえる. これらの物質については, 現在検討を行っており, それらを加味して総合的に油分による土壌汚染の評価を行う予定である. 一方, 今回のリスク評価はスクリーニング評価であるため, 個々の土壌汚染のリスクを過小評価するものであってはならない. 本モデルではヒトの個体差などによる不確実性の大きいパラメータ ( 例えば化学物質のヒトへの吸収率,1 日あたりの土壌摂取量, 呼吸量など ) を安全サイドで評価しており, 安全サイドの評価結果となっている. したがって, 暴露量や懸念レベルが過小評価されることはなく, 実用性に問題はないと考えられる. 一方, 鉱物油などによる土壌汚染は, 各サイト毎にその性質が異なっている. 例えば住宅地, 工業地など土地の利用形態や地下水利用などそこに居住するヒトの生活パターンあるいは土壌の性質などは千差万別である. したがって, リスク評価における結果は単一のものではなく, 各汚染サイトにより結果が異なってくるといえる. そして, それらの評価結果が懸念レベルを超過した場合は, 米国の RBCA (Risk Based Corrective Action) モデル 12) や著者らが開発したGERAS-2 13) などのサイトモデルを用いてリスク評価する必要がある. 4. 結論本研究では油分としてBTEXおよび脂肪族 TPHを対象として, 著者らが開発した地圏環境評価システム (GERAS-1) を用いて暴露リスク評価を行い, 以下に示すような結果が得られた. (1) 砂質土の暴露量は, 関東ロームの場合と比較すると倍大きくなった. これは, 主要暴露経路である室内大気や地下水摂取による暴露が関東ロームの場合よりも大きくなるためである. (2) BTEXの暴露経路は, 共通して大気経由の暴露割合が最も高く, ついで地下水経由, 作物経由となっていた. また, 土壌の直接摂食や土壌粒子の吸入による暴露は, ほとんど寄与していないものと考えられた. したがって, これらの物質で汚染されているサイトにおいては, 大気経由の暴露および地下水や作物経由からの暴露を遮断す表 -4 鉱物油含有化学物質の懸念レベル化学物質単位懸念レベル関東ローム砂質土ベンゼン [mg/dm 3 ] トルエン [mg/dm 3 ] キシレン [mg/dm 3 ] エチルベンゼン [mg/dm 3 ] TPH(C5-C6) [mg/kg] TPH(C6-C8) [mg/kg] TPH(C8-C10) [mg/kg] TPH(C10-C12) [mg/kg] TPH(C12-C16) [mg/kg] TPH(C16-C21) [mg/kg] TPH(C21-C34) [mg/kg]

6 ることがリスクを削減する上で重要であると考えられた. また, 暴露経路の割合は, 子供と大人とでそれほど変わりがなかったが, 全暴露量は子供の方が大人よりも1.5 倍程度大きくなった. (3) 脂肪族のTPH 暴露経路は, 炭素数が少ないものほど大気経由の暴露割合が多くなり, 炭素数が多くなると土壌の直接摂食による暴露割合が多くなる傾向があった. また, 脂肪族のTPHについては, 土壌から水への移行は少ないものの, 根菜類への取り込みが多くなるため, 地下水よりも農作物からの暴露割合が多くなることが明らかになった. 暴露経路の割合は, 子供と大人とでそれほど変わりがなかったが, 全暴露量はTPHの炭素数の増加に伴い, 子供の方が大人よりも多くなる傾向が認められた. (4) BTEXの懸念レベル値を検討したところ, ベンゼンでは, 大気吸入による発ガンリスクを目標リスクとした場合における土壌含有量および溶出値が最も小さくなった. 一方, トルエン, キシレンおよびエチルベンゼンでは, TDI の10% を目標リスクとした場合における土壌含有量および溶出値が懸念レベル値となった. 懸念レベル値としては, ベンゼン mg/dm 3, トルエン1 mg/dm 3, キシレン1 mg/dm 3, エチルベンゼン0.4 mg/dm 3 と算出された. (5) 脂肪族のTPHの懸念レベル値を検討したところ, TPH(C5-C10) の場合では吸入による参照容量の10% 値, それ以上の炭素数 (C10-34) では経口による参照容量の10% 値を目標リスクとした場合における土壌含有量および溶出値が懸念レベル値となった. 懸念レベル値としては, TPH(C6-C16) mg/kg 程度,TPH(C16-C34) で mg/kgと算出された. 謝辞 : 本研究を進めるにあたって,( 独 ) 産業技術総合研究所地圏資源環境研究部門地圏環境評価研究グループテクニカルスタッフの小川桂子氏, 高田貞江氏には文献調査やデータ解析など多大なる協力をいただいた. ここに謝意を表す. 参考文献 1) 駒井武 : 土壌汚染のリスクマネジメント, ケミカルエンジニヤリング,Vol.69, No.5, pp , 2004.J 2) 川辺能成, 坂本靖英, 駒井武 : わが国における土壌中重金属類の暴露量推定 - 地圏環境評価システムの開発に関する研究 -, 資源と素材,Vol.119, No.6, 7, pp , ) 川辺能成, 坂本靖英, 駒井武 : わが国における土壌中有機化合物の暴露量推定 - 地圏環境評価システムの開発に関する研究 -, 資源と素材,Vol.121, No1, pp.19-27, ) 川辺能成, 坂本靖英, 駒井武 : わが国における砒素を含む土壌地下水からの暴露とリスクの推定, 資源と素材,Vol.119, No.8, pp , ) U.S. Environmental Protection Agency: Human Health Risk Assessment Risk-Based Concentration Table October 2005 Update, ) World Health Organization: Guideline for Drinking-water Quality Third Edition, ) Wade, W.: Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group Series Volume 1, Analysis of Petroleum Hydrocarbons in Environmental Media, ) Potter, L.T.and Simmons, E.K.:Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group Series Volume 2, Composition of Petroleum Mixtures, ) Gustafson, J. and Tell, J.G.:Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group Series Volume 3, Selection of Representative TPH Fractions Based on Fate and Transport Considerations, ) Edwards, D.A., Andriot, M.D., Amoruso, M.A., Tummey, A.C., Bevan, C.J., Tveit, A., Hayes, L.A., Youngren, S.H. and Nakles, D.V.: Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group Series Volume 4, Development of Fraction Specific Reference Doses (RfDs) and Reference Concentration (RfCs) for Total Petroleum Hydrocarbons (TPH), ) Vorhees, D., Gustafson, J. and Weisman, W.: Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group Series Volume 5, Human Health Risk-Based Evaluation of Petroleum Contaminated Sites: Implementation of the Working Group Approach, ) American Society for Testing and Materials: ASTM PS-104, Philadelphia, PA, ) 川辺能成, 原淳子, 駒井武 : 地圏環境評価システム (GERAS-2) の開発, 第 12 回地下水土壌汚染とその防止対策に関する研究集会講演集, pp , ( 受付 ) EXPOSURE AND RISK ASSESSMENT OF BTEX AND ALIPHATIC TPH BY GEO-ENVIRONMENTAL RISK ASSESSMENT SYSTEM (GERAS-1) Yoshishige KAWABE, Junko HARA, Yasuhide SAKAMOTO and Takeshi KOMAI The exposure rates, the distribution of exposure paths and the risk level of BTEX and aliphatic TPH have been evaluated by using Geo-environmental Risk Assessment System. The major exposure paths to the human are different due to the kind of the oil contents. The human are mainly exposed to BTEX from inhalation of indoor air, groundwater intake and crops intake, whereas they are mainly exposed to TPH (C5-12) from inhalation of indoor air. On the other hand, the main exposure paths of TPH (C12-34) are direct ingestion of soil, inhalation of indoor air and crops intake. The leaching concentrations of exposure limit are estimated at 0.03 mg/dm 3 for benzene,1 mg/dm 3 for toluene, 1.3 mg/dm 3 for xylene and 0.4 mg/dm 3 for ethylbenzene. In the case of aliphatic TPH, the soil contents of the exposure limit are calculated at mg/kg. 92

資料３　　農薬の気中濃度評価値の設定について（案）

資料３　　農薬の気中濃度評価値の設定について（案）資料 3 農薬の気中濃度評価値の設定について ( 案 ) 1. 気中濃度評価値の定義及び算出方法 1.1. 本事業における定義気中濃度評価値とは人の健康を保護する観点から街路樹や公園などで使用される農薬による人の健康への影響を評価する際の目安として吸入毒性試験成績を基に適切な安全幅を見込んで設定する一般に気中濃度評価値以下の濃度であれば人の健康に好ましくない影響が起きることはないと考えられる