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水体堆積物重金属汚染リスク評価の研究の進展(その2)

2017年 3月29日

陳明:江西理工大学江西省砿冶環境汚染控制重点実験室 副教授

博士。主な研究テーマは水処理技術。

蔡青雲,徐慧,趙玲,趙永紅:江西理工大学江西省砿冶環境汚染控制重点実験室

その1よりつづき)

3 水体堆積物重金属汚染リスク評価の方法

 近年、国内外の多くの学者が堆積学の角度からさまざまな水体堆積物重金属汚染の評価方法を提起しており(陳豪ら、2014;楊輝ら、2013)、それぞれが合理性と限界を持っている。評価においては、評価方法の選択がきわめて重要となる。評価の目的と各評価方法の特性に基づいて選択する必要がある。またいくつかの評価方法を結合し、長所によって短所を補い、さらに正確で科学的、全面的な評価結果を得ることに成功している(邴海健ら、2010;JARA-MARTINら、2008;LOSKAおよびWIECHULA、2003;ACEVEDO-FIGUEROAら、2006;張海珍、2012)。

3.1 土壌蓄積指数法

 ドイツハイデルベルク大学堆積物研究所の科学者Müller(1969)が1969年に提起した土壌蓄積指数法は、重金属の全含有量とその地球化学的バックグラウンド値との関係を利用し、堆積物中の重金属の汚染度を定量評価するもので、その計算方法は式(1)の通りである。

 式中、Igeoは土壌蓄積指数である。CnとBnはそれぞれ、堆積物中の重金属元素nの実測含有量、地球化学的バックグラウンド値である。kは修正係数で、各地の岩石の差異によるバックグラウンド値の変動に基づいて確定される。

 この方法は、金属汚染を7つの等級に分け、等級区分にあたっては、世界の堆積頁岩中の重金属元素の平均含有量が基準とされた。この方法は、ある元素のあるサンプル採取地点における基準値超過の状況を直感的に把握することができるが、自然続成作用によって引き起こされるバックグラウンド値の変動によってもたらされる影響を考慮しなければならず、k値の正確な選択は困難で、単一の金属に重点を置いたものとなってしまう。

3.2 堆積物濃縮係数法

 1974年、Zollerらは、南極上空の大気の顆粒物中の化学元素が地殻を由来とするものか海洋を由来とするものかを研究するため、濃縮係数法を初めて提唱した。この方法は、地表過程において地球化学的性質の安定した元素を参照元素とし、金属元素の濃縮程度を判断し、人為汚染の状况を明らかにするものである。これを土台として、Buat-MenardとChesselet(1979)は1979年、堆積物濃縮係数法を提出し、堆積物の重金属汚染の程度の評価に用いた。その計算方法は式(2)の通りである。

 式中、CnとCrefはそれぞれ、堆積物中の重金属含有量と参考元素含有量である。BnとBrefはそれぞれ、汚染されていない堆積物中の重金属含有量と参考元素含有量、すなわち重金属のバックグラウンド値と参考元素のバックグラウンド値である。参考元素は一般的に、遷移過程において性質が比較的安定した元素のAIやLi、Fe、Scなどが選ばれる。濃縮係数値に基づき、汚染の程度は5つの等級に分けられる。

 参考元素の導入により、元素含有量の変化に対する堆積物の粒度の大きさと砿物の構成の介入を除去することができる(WUら、2007)。人為汚染の状况をより正確に判断できるだけでなく、年代学と結びつけることで、重金属の濃縮過程を明らかにし、重金属の由来を確定することもできる。だが参考元素の選択には規範化が待たれるほか、単一金属に偏り、全体の汚染水準を反映できないという短所もある。

3.3 堆積物クオリティ基凖法

 堆積物重金属クオリティ基凖(SQC)は、堆積物と接触する底生生物または上層水生物が重金属の危害を受けない臨界水準を指し、重金属元素と底生生物または上層水生物の間の用量—効果関係を示す。

 世界では現在、さまざまな堆積物基凖が構築されているが、構築原理に基づき、理論型基凖と経験型基凖に分けられる。前者には主に相平衡分配法、後者には主に生物効果データベース法がある(高博ら、2013)。英国やオランダ、米国、カナダ、オーストラリア、中国香港などの国・地域はすでに、堆積物重金属クオリティ基凖を構築している。中国はこの分野ではスタート段階にある。鄧保楽ら(2011)は2011年、相平衡分配法を応用し、太湖と遼河の堆積物中の4種の重金属Cu、Zn、Cd、Pbを研究し、この4種の重金属の堆積物クオリティ基凖を提案し、これに基づき、この両者の水体中の堆積物重金属の生態リスクを評価した。張婷ら(2012)は、淡水堆積物をターゲットとし、生物効果データベース法を利用し、5種の重金属元素Cu、Zn、Cd、Pb、Niのクオリティ基凖を構築した。呉斌ら(2011)は、堆積物クオリティ基凖の組み合わせによって単一的な堆積物クオリティ基凖を代替し、評価の正確性を高めるべきだと論じた(BAUDO、2008)。堆積物クオリティ基凖を構築するにあたっては、多様な方法を結合し、堆積物の化学分析や生物調査、毒性学試験などの手段を総合的に運用することが、今後の研究の重点と方向性となる見通しだ。

3.4 潜在生態リスク指数法

 1980年、スウェーデンの学者Lars Hakanson(1980)が、潜在生態リスク指数法を提唱した。この評価方法は現在、水体堆積物中の重金属汚染のリスク分析に幅広く応用されている。その計算方法は式(3)と式(4)の通りである。

 特定地域の単種重金属の潜在生態危害係数Eifは次の通りである。

 式中のTiとCi、C0iはそれぞれ、第i種の重金属の毒性応答パラメータ、実測濃度、バックグラウンド参照値である。

 特定地域の複数の重金属の潜在生態危害指数RIは次の通りである。

 式中のnは重金属の種類の数である。

 Hakansonは、EifとRIの値に基づき、堆積物重金属の潜在的な生態危害を低いものから高いものまで5等級に分けた。この方法は、重金属の毒性応答パラメータにかかわる。Hakansonは、堆積学の原理を利用し、「元素存在度の原則」と「元素の希釈度」に基づき、特定重金属の潜在的な毒性はその存在度と正比例をなしていると考えた。この方法は、重金属の生物毒性から出発し、重金属の毒性や濃度、遷移・転化法則、地域バックグラウンド値の影響を総合的に考慮したもので、堆積物中の単一重金属元素の環境影響を反映するだけでなく、多数の種類の重金属汚染物の総合的な影響をも反映したものとなる。だが多種類の金属の複合汚染における各金属間の加重や拮抗の働きを無視しており、毒性係数の確定にもさらなる研究が待たれる。

3.5 汚染負荷指数法

 Tomlinsonらは、重金属汚染水準の分級研究において、汚染負荷指数法を提唱し、計算された汚染負荷指数に基づき、汚染を4等級に分けた。その計算方法は式(5)~(7)に示した通りである。

 ある地点の金属iの高汚染係数Fiは次のように示される。

 式中のCiは金属iの実測含有量である。C0iは金属iの評価基準、バックグラウンド値である。

 ある地点の汚染負荷指数IPLは次のように示される。

 式中のmは、評価に加わる重金属の種類の数である。

 ある地域(流域)の汚染負荷指数IPLzoneは次のように示される。

 式中のnはサンプル採取地点の数である。

 この評価法は、ある地点の重金属汚染状况を評価できるだけでなく、ある地域(流域)の汚染状况も評価でき、各種重金属の汚染への貢献度、重金属の時空上の変化の動向を直感的に反映することができる。

3.6 ネメロー総合指数法

 ネメロー総合指数法は、単一因子の汚染指数評価を土台とした複数因子の総合評価方法で、その計算は式(8)のように行われる。

 式中のPは、ネメロー総合汚染指数である。nは堆積物中の重金属の種類の数である。Piは、堆積物中の重金属iの汚染指数である。Pi=Ci/Siで、CiとSiはそれぞれ、堆積物中の重金属iの実測濃度と評価基準である。Pmaxは、堆積物中の各重金属汚染指数の最大値である。

 ネメロー総合汚染指数は、汚染程度を4等級に分けている。この評価法は、単一因子の重金属の汚染状况を反映できるだけでなく、複数因子の重金属汚染の総合状况を反映することもでき、重金属汚染の平均値と最大濃度値の汚染程度に対する影響も総合的に考慮されている。だが時には、ある重金属因子の影響が誇張されるまたは引き下げられることがある。

3.7 二次相・原生相比較法

 堆積物地質学に基づき、残渣態金属を原生地球化学相とする。これは原生の砿物結晶格子に存在し、遷移はほとんど発生しない。交換可能態、炭酸結合態、水和鉄マンガン酸化物態、有機金属態を二次地球化学相とする。これは一定の外部環境の影響の下、転化が発生する(趙勝男ら、2013)。二次相と原生相における重金属の分配比率は一定程度、堆積物中の重金属の潜在的な生態危害の程度を反映する。二次相の占める割合が高いほど、環境に対する潜在的な生態危害は大きくなる。二次相と原生相の比P%は式(9)に基づいて計算される。

 式中、Msecは堆積物の二次相における重金属の含有量である。Mprimは堆積物の原生相における重金属の含有量である。P%<100は無汚染、100<P%<200は軽度汚染、200<P%<300は中度汚染、300<P%は重度汚染を示す。

 堆積物における重金属総量の高低は、その遷移能力と汚染リスクを完全に反映するものではなく、二次相・原生相比較法はこの不足を補うものとなる。この評価方法は、重金属の生物地球化学循環において、存在形態の違いによって産出される異なる生態リスクと生物毒性を考慮したもので、重金属汚染物の放出の可能性の評価に重きを置いたものである。

 上述の7種の評価方法は、常用されている堆積物重金属汚染リスク評価法であり、このうち土壌蓄積指数法と堆積物濃縮係数法、汚染負荷指数法、ネメロー総合指数法にはまだバイオアベイラビリティは取り入れられてない。潜在生態リスク指数法は、生物毒性学と生態学の内容を考慮したものだが、不足点も存在する。それぞれの評価法には重点と長所・短所がある。水体堆積物中の重金属汚染状况の正確な評価のため、実際の応用においては一般的に、いくつかの評価方法を結合して使用する。Rafieiら(2012)は、潜在生態リスク指数法と土壌蓄積指数法を結合して運用し、イラン北部のアンザリー潟の堆積物中の重金属汚染リスクを評価した。Shahら(2013)は、土壌蓄積指数法と濃縮因子法を用いて、インドのタピ川河口の堆積物の重金属の濃縮と汚染の程度を評価した。李蓮芳らは、堆積物濃縮係数と堆積物クオリティ基凖法、潜在生態リスク指数法を応用し、北京市温楡河の堆積物の重金属汚染のリスク評価を行い、80%以上のサンプル採取地点で重金属の濃縮があり、高毒元素のAsやCdの凝縮が深刻であることを発見した。SQR基準によると、重金属含有量は中度汚染の水準にある。北京市の土壤バックグラウンド値を基準とし、各重金属の生態リスクが「強い」から「非常に強い」であることがわかった(李蓮芳ら、2007)。賈英ら(2013)は、土壌蓄積指数法と潜在生態リスク指数法を応用し、上海の河川の堆積物の重金属汚染のリスク評価を行い、多数のサンプル採取地点でHgとCdが中度汚染と比較的重度汚染にあることを明らかにした。CdとHgは潜在生態リスク指数への貢献率が高く、評価された7種の金属は非常に強い生態リスクを示した。唐暁嬌ら(2012)は、ブラインドナンバー理論と土壌蓄積指数評価法を結合し、洞庭湖水系の堆積物の重金属汚染を評価し、PbとCdが主要な汚染因子であることを示し、各汚染程度への各重金属の所属の可能性を定量的に計算した。徐亜岩ら(2012)は、濃縮因子法と二次相・原生相比較法を応用し、渤海湾の表層堆積物の重金属リスクを分析して総合評価を行い、汚染の深刻な重金属はPbで、CuとZnには潜在的な汚染が存在し、VとCr、Coは基本的にクリーンであることを示した。

 堆積物の重金属リスク評価方法としてはこのほか、Excess after Regression Analysis(HILTONら、1985)、ファジィ集合理論(樊梦佳ら、2010)、フェースチャート法(CHEMOFF、1973)などがある。だがその欠点の存在から、応用は比較的少ない。例えばファジィ集合理論法は、大量の関数を構築しなければならず、演算が複雑で、最良の構成比の確定も困難である(金艶ら、2007)。

4 研究の展望

 水体堆積物の重金属リスク評価は、非常に複雑な作業であり、重金属の含有量や形態分布、生物蓄積可能性、バイオアベイラビリティなどにかかわる。水体堆積物の生態リスク評価の理論と技術に対する研究は、中国ではまだ比較的手薄である。評価においては評価基準の選択がカギとなる。中国はこれまでに、水体堆積物の重金属汚染評価基準の研究では一定の成果が上がっているものの、「海洋堆積物質量標準」を除けば、その他の水体の統一的な評価基準はなく、中国の水体堆積物環境基準はまだ形成されていない。水体堆積物重金属汚染リスク評価方法としては主に、土壌蓄積指数法や堆積物濃縮係数法、潜在生態リスク指数などがあるが、これらの方法にもそれぞれ欠点がある。評価の目的に基づき、複数の種類の方法を結合した総合評価を採用することが、全面的で正確な評価結果を得るための有効な方法となる。人体の健康に基づくリスク評価は人類の根本的な利益に合致するが、水体の堆積物中の重金属の毒害についての健康リスク評価は少なく、異なる毒性データの統一のための方法と原理にもさらなる研究が待たれている。

 このほかタングステンという新興重金属の水体堆積物中の汚染の特徴とリスク評価も十分な注目が求められている。関連する成果は、重金属汚染防止の研究分野を開拓し、関連する法律・法規の制定に参考を提供するものとなる。

(おわり)

参考文献

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※本稿は陳明,蔡青雲,徐慧,趙玲,趙永紅「水体沉積物重金属汚染風険評価研究進展」(『生態環境学報』第24卷第6期(2015年6月)、pp.1069-1074)を『生態環境学報』編集部の許可を得て日本語訳・転載したものである。記事提供:同方知網(北京)技術有限公司


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