さまざまな発生源から環境中に放出されたダイオキシンは、主に光によって分解され、一部は微生物分解を受ける。
光分解の基本的な分解機構は、ダイオキシンが光子不ルギーを吸収することによって分子中の塩素原子が活性化され、フリ上プシカルとなって離脱（解離）する、いわゆる脱塩素化による。
また液体に溶解しているときには、主に分子中の塩素が液体中の水素原子と置き換わり、脱塩素化される。
ダイオキシンは、ＴＣＤＤ異性体に代表されるように、三五〇ｍまでの波長の紫外線をよく吸収するので、太陽光線のうち、この波長領域の紫外線が主にダイオキシンを分解するものと考えられる。
このことは、ジオキサンに溶かしたＰＣＤＤのキセノンランプ照射実験で分解されやすいことをしめしている。
光によってダイオキシンが分解される速さは、環境媒体の種類や太陽光線の強さによって左右される。
北緯四〇度の中緯度地域においては、表層水中に存在するＰＣＤＤの半量が光分解される期間、すなわち半減期は季節によって異なる。
太陽光線が強い夏期で一五日ともっとも短く、春期二八日、秋期二八日、冬期四八日の順に長くなる。
夏期は冬期の約三倍も光分解が強くおこる。
光分解の速度は異性体の種類によって異なり、夏期では〇・三～四七・三日の範囲にある。
四塩化体はきわめて光分解されやすく、数日以内に半量が消失する。
しかし、七塩化体や八塩化体の分解速度は遅く、それらの半減期は四七日と一八日にもなる。
さらにこれらの異性体は冬期になると分解速度が遅くなり、半減期は一五六日と五一日も要する。
したがって、冬期よりもさらに温度が低く、太陽光線の照射強度が低い極地ではきわめて光分解が少なく、長期間安定して存在することが考えられる。
実際の環境中には多種類のＰＣＤＤとＰＣＤＦの異性体が混在しており、光分解で生じた脱塩化体が同一構造をもつ異性体の半減期に影響をおよぼすことが想定される。
したがって、実際の水環境中のＰＣＤＤとＰＣＤＦに類似した異性体組成をもつ、ごみ焼却施設の煤塵抽出物を利用し、デカン中における光分解による半減期が、スウェーデンのティスクルンド氏とラッペ氏により調べられた。
また、木よりもメタノール中で分解がおこりやすく、七時間の太陽光照射により二、三、七、八-ＴCＤＤはすべて分解する。
メタノールをはじめとするアルコールは、水素供与体としての性質が水よりも強いために、活性化したＰｃＤＤに水素イオンを与えやすいからである。
乳化した除草剤シルベつくス中の二、三、七、八－ＴＣＤＤは、メタノール中よりも分解速度が遅くなり、八日間で五〇％が分解される。
さらに水素供与能力が低い状態である穎粒状のシルベつくス中では、分解速度が低下し、一三・五日間とより長く照射を受けても同じ分解率にすぎない。
鉱物油や石油などのオイルもＯＣＤＤの光分解を助長する。
一六時間の太陽光照射下における分解率はオイルなしで二〇％、オイル中で六六％である。
水媒体中と異なり、土壌などの固体媒体上に落下したＰＣＤＤはきわめて光分解を受けにくい。
たとえば、土壌上の二、三、七、八-ＴＣＤＤは太陽光線下で四日間放置しても、まったく分解されない。
また、ガラスプレート上に置いた二、三、七、八-ＴＣＤＤの結晶は、一四日間の太陽光照射によってもまったく分解はおこらない。
同様なことは、ろ紙上のＯＣＤＤでもみとめられる。
したがって、固体媒体においてもＰＣＤＤが光分解されるためには、水素供与体になる物質に溶けていることが必須条件となる。
オレンジ剤は、枯葉剤の二、四、五－Ｔを油状の溶液に溶かしたものである。
植物の葉上や土壌上にオレンジ剤を散布した場合、オレンジ剤中に含まれる二、三、七、八‐ＴＣＤＤは、六時間の太陽光線下で、それぞれ七〇％と一〇％が光分解される。
さらに、イタリアのセベソ事故の汚染土壌をオリーブオイル水溶液またはオリーブオイルーシクロヘキセノン混液で処理したのち九日間太陽光線で照射すると二ごミ七八ｊＴＣＤＤの九〇％以上が分解するっまたその後の一九九〇年におこなわれたイソオクタンーオクタノール混液処理汚染土壌においても、七日間の太陽光照射で九〇％以上が分解することが確認されている。
このように、土壌表面上あるいは土壌中のダイオキシンは、水素供与体となる液状物質を処理することで、光分解が促進される。
しかし、ミラー氏の研究では、水素供与体の存在の有無にかかわらず、土壌表層から〇・一三皿以内に存在するＯＣＤＤのみ光分解を受けていた。
いいかえれば、太陽光線の紫外線は、土壌表層のわずか〇・一三皿しか透過できず、それよりも深部に存在するダイオキシンはまったく光分解されないことになる。
このようなことから、じっさいの環境中で光分解がおこるのは、限定された土壌表層、河川・海洋・湖沼の上層および大気などの、太陽光線中の紫外線が到達可能な限定された範囲であると考えられる。
り異なる。
液体媒体中では主として二、三、七および八位の塩素原子が脱離し、毒性の低い非二、三、七、八－塩素置換体の分解物が生成する。
しかし、ミラー氏らによるＯＣＤＤを添加した土壌の薄層に三一〇ｍの紫外線を昭射した実験では、五～二〇日間の昭射日数でＯＣＤＤから四ある。
二、三、七、八－塩素置換体の生成量は経時的に増加するために、二〇日後では当初よりも毒性等価濃度が二〇％程度増加する。
一方、小野光司氏らがＯＣＤＤを高濃度に含む水田土壌の薄層に夏期の太陽光線を照射した実験では、ＯＣＤＤは分解され、二、三、七、八塩素置換系列の脱塩素化体が生じたが、毒性等価濃度は一定であった。
以上のように、光分解後の毒性は不変かまたは増加傾向にあるので、比較的高い汚染土壌では注意を要する。
つぎに、微生物による分解について述べる。
これまでに微生物によるダイオキシンの生分解に関する多くの調査と研究が報告されている。
しかし、その大半は二、三、七、八―ＴＣＤＤが非常に毒性が高く、また枯葉剤の散布やその製造時にできる廃棄物の埋立てなどによる多くの汚染地域があるので、この異性体に集中している。
これらの研究成果を総括すると、二、三、七、八－ＴＣＤＤは微生物によってきわめて分解されにくい物質であるといえる。
アメリカのウィスコンシン湖で標識ダイオキシンを用いた調査では、水圏で微生物分解は確かにおこるが、その速度はきわめて遅く、底質を含めた湖水中での二、三、七、八―ＴＣＤＤの半減期は五五〇～五九〇日になる。
底質を含まない湖水中の半減期はさらに長くなる。
湖水にダイオキシンを投入した後の約一ヵ月間は、主に水中の微生物がダイオキシンを体内にとりこみ、代謝分解をするが、残りの大部分は湖底に沈下し、底質と結合する。
その後、底質の微生物によって徐に分解されると考えられている。
ウィスコンシン湖以外にも、数力所の湖から採取した底質と湖水の混合物を用いて、標識二、三、七、八－ＴＣＤＤの生分解が研究されている。
いずれの場合も生分解の半減期は約六〇〇日であり、ウィスコンシン湖の場合とほぼ同じである。
これらの湖にくらべると、屋外の池では二倍程度速い生分解がおこる。
分解率は三六〇日間で五〇・三％、七二〇日間で七〇・六％であり、半減期は約三六〇日になる。
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