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Risk characterisation from the presence of environmental contaminants and antibiotic residues in wild and farmed salmon from different FAO zones

Risk characterisation from the presence of environmental contaminants and antibiotic residues in wild and farmed salmon from different FAO zones

概要

鮭の消費量は年々増加している。サケの養殖は世界で最も急速に成長している食料生産システムであり、抗生物質や他の薬剤を混ぜた飼料を使用することが多い。また、飼料は、通常脂肪組織に蓄積する難分解性有機汚染物質や有機リン系殺虫剤のような環境汚染物質や、タンパク質組織に生物蓄積する代わりにパーフルオロアルキル物質（PFAS）のような新興汚染物質によって汚染される可能性がある。

そのため、抗生物質や環境汚染物質の存在を調査する必要があり、マルチクラスおよびマルチ残留物液体クロマトグラフィー高分解能質量分析法とガスクロマトグラフタンデム質量分析法を用いて、野生と養殖のサーモンを比較して幅広いスペクトルの残留物をモニターする必要がある。

養殖サケでは抗生物質のみ0.35-51.52 ng g-1,PFAS類0.19-34.51 ng g-1,（ポリ臭化ジフェニルエーテル）PBDE類0.26-9.01 ng g-1,有機塩素系殺虫剤0.19-5.91 ng g-1の濃度範囲で残留が認められたが、養殖魚ではより高い頻度と濃度で残留が認められた。

最後に、サケの摂取によるリスクは低く、PBDE 99 とパーフルオロオクタン酸のみが懸念されている。

序論

鮭の消費量は、野生と養殖の両方で世界レベルで一貫して増加している。サケ市場は2017年に360万トンの数量に達し、2023年には450万トンを超えると予想されている（IMARC Group 2018）。魚（特にサケ、鯛、スズキ）の需要拡大に対応するために採用された養殖の集中的な実践は、すでに数年前から、感染症の拡大を防ぐために抗生物質や他の動物用医薬品を混ぜた飼料での治療の証拠を示している（Dickson 2014）。この文脈では、食品は消費者が農薬や抗生物質にさらされる主な原因の一つである。これらの分子は、治療目的、予防目的、または違法目的で使用されたり、環境中に蓄積されたりすることで食物連鎖に入り込み、特に飼育の状況や養殖の場合は環境中に蓄積される。ヨーロッパでは、様々なクラスの抗生物質に対して最大残留限度（MRL）が設定されており（欧州委員会 1990)抗生物質の耐性がヒトの病原体に伝播する可能性があることから 1990年代以降、生育促進剤としての使用が禁止されている。

一方、食品、特に魚類は、通常脂肪組織に蓄積される難分解性有機汚染物質（POPs）や新たな環境汚染物質、パーフルオロアルキル物質（PFAS）などの環境汚染物質によって汚染される可能性があり、ウナギやムール貝を対象とした先行研究でも強調されている（Chiesa er al)。

1980年以降、産業界での使用が急速に増加したため、臭素系難燃剤にも注意を払わなければならない。これらの化合物は、大気、土壌、水域に長期間残留する傾向がある。これらの化合物は、生体内に蓄積する可能性があり、生物の脂肪組織で分離し、生体濃縮し、最終的には人間を含む高次栄養レベルの動物で生体拡散し、慢性的な暴露により、内分泌かく乱や癌の原因となる可能性がある（Wania and Mackay 1995）。2003,欧州委員会（EC）は、毒性学的リスクを理由に、これらの化合物の工業的使用に制限を設けた。そのため、欧州委員会は2014年に、消費者の暴露リスクをより明確にするために、食品中のこれらの化合物の存在についてのさらなるデータを収集するために、より多くの研究を実施することを示唆した（欧州委員会2014）。バイオアキュミュレーションは、難分解性化学物質が環境中に徐々に拡散することによって生じる長期的な低レベル汚染と、産業事故や廃棄物処理によって生じる比較的短期的な高レベル汚染の2つの形態で発生する可能性がある。食品中の異生物性物質の存在につながる源は数多くあり、私たちの日常環境から特定したり排除したりすることは困難である（Langenbach, 2013）。

特に、PFASはここ数年、特に公衆衛生への影響が懸念され、科学的に大きな関心を集めている。さらに、欧州食品安全局（EFSA）が述べているように、これらの化学物質をモニタリングすることの重要性は、食品の安全性だけでなく、適切で賢明な分析方法を設定し、検証するために多大な努力が払われなければならない。魚類はPFASへのヒトの曝露の重要な供給源であると考えられるが、データは比較的汚染された地域での研究結果に影響される可能性があり、一般的に消費される魚類からの曝露を過大評価する可能性がある(EFSA 2008)。

さらに、養殖魚と野生魚の両方の魚類に残留する汚染物質や抗生物質については、文献にはわずかな報告しかなく、部分的な報告しかない。これらの文献は、1種類の抗生物質や数種類の抗生物質や汚染物質の検出に焦点を当てており、特に魚介類に焦点を当てたものではない。表1は、食用サケのマトリックス中に含まれる分析対象となる分析物に関する文献の現状をまとめたものである。

上記の考察に基づき、本研究では、マルチクラスおよびマルチ残留物液体クロマトグラフィー高分解能質量分析法（HPLC-HRMS）およびガスクロマトグラフィータンデム質量分析法（GC-MS/MS）を開発し、幅広いスペクトルの残留物をモニターし、異なる地域の野生および養殖サケの外来生物の分布を評価することにより、抗生物質と環境汚染物質の存在を調査した。その目的は、消費者の食の安全性と魚の消費による汚染物質への曝露の可能性についての知識を深めることであった。

材料と方法

化学品・試薬

すべての溶媒、ギ酸（98〜100%)酢酸（99.9%)酢酸ナトリウム、25%アンモニア溶液、ギ酸アンモニウム、トリクロロ酢酸、およびリン酸水素二ナトリウム二水和物、クエン酸一水和物、およびEDTAを用いてEDTA-McIlvaine緩衝液（pH4）を調製するために、Merck KGaA、ダルムシュタット（ドイツ）から購入した。水はMilli-Qシステム（Millipore、Merck KGaA、ダルムシュタット、ドイツ）で精製した。抽出カートリッジOasis WAX 3 mL, 60 mg (PFASs用)およびOasis HLB 3 mL, 60 mg (抗生物質用)は、Waters (Milford, MA, USA)から提供された。POP抽出用のSupelTM QuEクエン酸塩（EN）チューブとクリーンアップステップ用のSupelTM QuE-ZSEP（EN）チューブはSupelco（Sigma-Aldrich, St.

非ダイオキシン様ポリ塩化ビフェニル（ndl-PCB）コンジェナー（PCB28;52;101;138;153および180）およびPBDEコンジェナー（PBDE28;33;47;99;100．153および154)PCBの内部標準（IS）であるPCB 209,および難燃剤のISである3-フルオロ-2,2,4,4,6-ペンタブロモジフェニルエーテル（FBDE）は、AccuStandard（ニューヘブン、米国）からのものであった。有機塩素系殺虫剤（OC）（アルドリン、α-1，2，3，4，5，6-ヘキサクロロシクロヘキサン（α-HCH）;ヘキサクロロベンゼン;β-1，2，3，4，5，6-ヘキサクロロシクロヘキサン（β-HCH）。1,1,1-ジクロロ-2,2-ビス（4-クロロフェニル）エテン（DDE）;1,1,1-トリクロロ-2,2-ビス［4-クロロフェニル］エタン（2,4-DDT）;1,1-ジクロロ-2,2-ビス［4-クロロフェニル］エタン（4,4-DDT）。エンドスルファンI;エンドスルファンII;エンドスルファン硫酸塩;エンドスルファン;エンドリン;ヘプタクロル;ヘプタクロルエポキシド;リンデン及びトランスクロルデン）及び4種の多環芳香族炭化水素（PAH）（クリセン、ベンズ（a）アントラセン、ベンゾ（b）フルオランテン及びベンゾ（a）ピレン）をRestek社（米国ペンシルベニア州ベルフォンテ）から購入した。クロルピリホスジアジノン、ジスルホトン、エトプロホス、フェンシオン、メビンホス、メチルパラチオンおよびホレートの有機リン系殺虫剤（OP）標準物質は、シグマ・アルドリッチ（Sigma-Aldrich, St Louis, Mo, USA）から購入した。フロリシル（100e200 96メッシュ）は、プロモケム（Wesel,Germany）から提供された。4-ノニルフェノール（OCおよびOPのためのIS）は、Merck（Sigma-Aldrich, Merck KGaA, Darmstadt, Germany）から購入した。

HPLC-HRMSシステムで分析したPFASは、スルホン酸塩とカルボン酸塩の両方であった。ペルフルオロブタン酸（PFBA)ペルフルオロペンタン酸（PFPeA)ペルフルオロヘキサン酸（PFHxA)ペルフルオロブタンスルホン酸（PFBS)ペルフルオロヘプタン酸（PFHpA)PFOA、ペルフルオロヘキサンスルホン酸（PFHxS)ペルフルオロノナン酸（PFNA）である。パーフルオロ-ドデカン酸（PFDA)PFOS、パーフルオロドデカン酸（PFDoA)パーフルオロウンデカン酸（PFUnDA)パーフルオロトリデカン酸（PFTrDA)パーフルオロテトラデカン酸（PFTeDA)パーフルオロヘキサデカン酸（PFHxDA）およびパーフルオロオクタデカン酸（PFODA）。これらの化合物および2つの13C標識ISであるパーフルオロ-[1,2,3,4,5-13C5]ノナン酸(MPFNA)およびパーフルオロ-[1,2,3,4-13C4]オクタン-スルホン酸(MPFOS)はすべて、Chemical Research 2000 Srl(ローマ、イタリア)から購入した。

HPLC-HRMSシステムで分析した抗菌剤。アモキシシリン、アンピシリン、ベンジルペニシリン、セフキノーム、セフチオフル、セファレキシン、シプロフロキサシン、クロラムフェニコール、クロルテトラサイクリン、クロキサシリン、ダノフロキサシン。ジクロキサシリン、ジメタゾール、ドキシサイクリン、エンロフロキサシン、フロルフェニコール、フロルフェニコールアミン、フルメキン、フララタドン、フラゾリドン、リンコマイシン、ロメフロキサシンマーボフロキサシン、ナリキシジン酸、ニトロフラゾン、オキソリン酸、オキシテトラサイクリン、ロニダゾール、スピラマイシン、スルファジアジン、スルファチアゾール、スルファジメトキシン、スルファジミジン。スルファメラジン、テトラサイクリン、チアムフェニコール、ティアムリン、ティルミコシン、チニダゾール、トリメトプリム、チロシン、エンロフロキサシン-d5をISとしてMerck社から購入した。

標準溶液

POPsの作業溶液は、-20℃で保存した原液(10 µg mL-1)から毎日ヘキサン中で調製した。抗生物質およびPFASsの使用溶液は、ストック溶液（1 µg mL-1）からメタノール中で毎日調製した。

サンプルの採取

サケの摂取による新たな汚染物質に対する人間の暴露を代表する調査を実施するために、イタリア（ミラノ）の最も輸入量の多い卸売魚市場で入手可能な魚種と種類のいくつかのサンプルを評価し、検討した。腸詰めされた魚を冷蔵コンテナに入れて実験室に運び、腹部（堆積脂肪が多い）と背側部（筋肉質の多い）をすぐに採取し、キッチンミキサーで均質化し、-20℃で保存した。5つの地理的地域と3つの異なるFAOゾーンから野生と養殖のサケの66サンプルを採取した（表2）。ノルウェー（FAO 27）の養殖サルモサラール25匹、スコットランド（FAO 27）の養殖サルモサラール17匹、スコットランド-北大西洋（FAO 27）の野生サルモサラール2匹、カナダ（FAO 67）の野生サルモサラール14匹、米国-太平洋（FAO 77）の野生サルモサラール5匹、野生サルモサラール2匹である。中型（平均体重5.20±0.57kg）と小型（平均体重3.11±0.34kg）の両方を考慮した。

抗生物質のサンプル抽出・精製プロトコル

サケの筋肉の1gサンプル中の抗生物質について実施したサンプル抽出および浄化手順は、我々の以前の研究で報告されたものと同じである(Chiesa er al 2017, 2018a, 2018b)。

PFASsのためのサンプル抽出および浄化プロトコル

PFASsのための2gサンプルの前処理および抽出は、以前の研究（Chiesa er al 2018c, 2018d）に記載されているものと同じであった。

農薬およびPAHのためのサンプル抽出

農薬および汚染物質の抽出は、Chiesa et al 2018d）に記載されているQuEChERS法を用いて、1gのサンプルに対して行った。

LC-HRMSオービトラップ分析

抗生物質とPFASの検出と定量には、加熱されたエレックトロスプレーイオン化源を備えたLC-Q-Exactive Orbitrapを使用した。HPLC分析はHPLCシステム（Surveyor MS四元ポンプ、Thermo Fisher Scientific、San Jose, CA, San Jose, USA）を使用して行った。Synergi Hydro-RP 逆相 HPLC カラム（150 × 2.0 mm、内径 4 µm）と C18 ガードカラム（4 × 3.0 mm; Phenomenex, Torrance, CA, USA）を使用した。抗生物質の分離に使用した移動相は、溶媒A（水性HCOOH 0.1%）とB（MeOH）の二元混合物からなり、PFASについては、B（MeOH）とC（水性NH4COOH 20 mM）を使用した。つの勾配およびMSパラメータは、以前の研究（Chiesa er al 2018a, 2018c）に記載されている。

フルスキャン取得は、データに依存しない取得戦略と組み合わせて、確認応答のためのMS2スペクトルを提供した。

分析物の検出は、プロトン化／脱プロトン化分子イオンのcalcu-lated正確な質量、および少なくとも1つの特異的で典型的なフラグメントに基づいていた。Xcalibur 3.0ソフトウェア（Thermo Fisher Scientific, San Jose, CA, USA）を使用してデータを取得し、精緻化した。

GC-MS/MS分析

電子衝撃モードのTSQ8000トリプル四重極質量検出器（Thermo Fisher Scientific, Palo Alto, CA, USA）に結合したGC Trace 1310クロマトグラフを、サケサンプル中の殺虫剤およびPOPsの検出および定量に使用した。溶融シリカキャピラリーカラムRt-5MS Crossbond-5%ジフェニル95%ジメチルポリシロキサン（35m×0.25mm内径,0.25μm膜厚、Restek、Bellefonte、PA、USA）を使用した。オーブン温度プログラムおよびすべてのオペレートパラメータは、前の研究（Chiesa er al 2018d）と同じであった。QqQ質量分析計は、分析物ごとに2-3の遷移を検出する選択された反応モニタリングモードで操作された。Xcalibur処理および装置制御ソフトウェアプログラムとデータ分析および報告のためのTrace Finder 3.0（Thermo Fisher Scientific）を使用した。

異なる残基に基づいたバリデーション

抗生物質のバリデーションは、欧州委員会決定ガイドライン657/2002/CE（欧州委員会2002）に従って実施した。PFASsおよびOPsを含むPOPsについては、欧州委員会健康および食品安全総局（2015）SANTE/2015ガイドラインに従ってバリデーションを実施した。すべてのバリデーションパラメータおよびバリデーションプロトコルの評価は、すでに我々の以前の著作（Chiesa er al 2018a, 2018d）に記載されている。

結果と議論

バリデーションパラメータ

これらの方法は高い特異性と選択性を示した。平均回収率は、我々の以前の研究（Chiesa er al 2018a, 2018d）で報告されたように、3つの抽出プロトコルの効率を示す、70%と120%の間の範囲であった。マトリックスバリデーション曲線は、すべての化合物について、良好な適合性（R2 > 0.99）を有する良好な直線性を示した。変動係数(CV%)として表される反復性は、すべての分析物について20%以下またはそれに等しいものであった。CCα（0.51～5.76 ng g-1 wet weight）とCCβ（0.65～-(ndl-PCBs, PBDEs, PAHsは0.50 ng g-1, PFASは5.00～20.00 pg g-1)で、LC-HRMSとGC-MS/MSの両方の分析において、選択された化合物について高い感度を示した。

方法の適用

採取したサケのサンプルから検出された化合物を表3に示す。野生のサケよりも養殖サケの方が殺虫剤が多く検出された（表 3）。

OPsは世界中で最も頻繁に使用されている殺虫剤群であるが、OPsとPAHは検出されなかった（Lavado and Schlenk 2011）。これらの殺虫剤はアセチルコリンエステラーゼを阻害するため、中毒に関与する最も一般的なクラスの一つであり、たとえそれらがOCよりも環境中での残留性が低いとしても、食物連鎖に到達する可能性があり、人の健康へのリスクを示す可能性がある（Lavado and Schlenk 2011）。

PAH にも同様の考慮事項が適用される。食品は、空気中、土壌中、または水中に存在する環境中の PAHs によって汚染される可能性があり、工業的な食品加工方法（加熱、乾燥、燻製工程など）や家庭での食品調理によっても汚染される可能性がある。サケに含まれることを示す文献報告はほとんどない（表1　）。

PCBについては、ノルウェーからの1つの養殖サンプルからPCB 101のみが検出されている（0.58 ng g-1）。これらの結果は、PCB がより高い頻度で検出された文献にある他の研究（Jiacobs, Covaci, and Schepens 2002; Hites ら 2004）とは異なるようである（表1
）。OCs については，全調査化合物中，4 種類の化合物（アルドリン，エンドスルファン II，エンドスルファン硫酸塩，ヘキサクロロベンゼン）のみが検出された（表 3）。これらの殺虫剤については，EUでMRLが規定されていなくても，規制(EC)396/2005（欧州議会2005）では0.01 mg kg-1という保守的な濃度がMRLがない場合のデフォルト値として設定されている。サケのサンプルはこの限界値を超えることはなかったが、この結果についてはいくつかの考慮が必要である。養殖サケは野生のサケよりも汚染度が高かった（表 3）。本研究ではDDDは検出されず、DDDとその近縁体が最も一般的な化合物として検出された文献（表1）とは異なる結果となった。野生のサケはそのライフサイクルの中で淡水と海水の間を移動している。産卵と幼魚の飼育は河川で行われ、主な成長は海で行われる。稚魚は淡水で 1～4 年を過ごし、海に移動して 1～3 度の冬を過ごした後、産卵のために生まれ故郷（親）の川や小川に戻る（Mills 1989）。このため、サケは泳ぎが得意で、環境汚染物質の恒常的な源にさらされることが少ない。養殖されたサケは、代わりに人間の管理下にある養殖場で生活し、海岸に近く、より汚染にさらされている。養殖サケは野生のサケよりも脂質含量が高く、Hamilton et al 2005）の研究で報告されているように、総脂質レベルが6.6%に対して16.6%であることから、POPsの生体蓄積にさらされていることを忘れてはならない。最も高い検出は、ヨーロッパ諸国（ノルウェーとスコットランド)次に太平洋諸国で発見されている。この結果は、サケの汚染物質のレベルが野生よりも養殖サケの方が高く、アメリカよりもヨーロッパの国の方が高いという結論を出したHites et al 2004）と部分的に一致している。

本研究では、PBDE類の検出頻度は野生よりも養殖の方が高かったが、最も再発率が高かったのはPBDE 99であり、その存在は養殖と野生で同程度であった（表3）。PBDEは肝臓、甲状腺、生殖器、神経系の毒性と関連している（EFSA 2011）。EFSAは、PBDE混合物の組成、環境中および食品中での発生量に基づき、食餌暴露が主な関心事である8種類のPBDEを考慮しており、そのうち、ヒト暴露に関する疫学的データやマウスの行動に関する研究から得られた有意な毒性データを示したのは-47,-99,-153のみである。ヒトとマウスの間で、これらの生物蓄積性化合物の体内負担に異なる動態のために、暴露のマージン（MOE）に基づいたアプローチが使用され、アニマルとヒトの間で2.5より大きいMOEは健康上の懸念がないことを示す可能性があると結論付けた。欧州の平均年齢の消費者の平均慢性食餌暴露量は、BDE-47が1.91 ng kg-1 b.w. day-1（最大上限)PBDE-99が0.65 ng kg-1 b.w. day-1,PBDE-153が0.42 ng kg-1 b.w. day-1であった。すべてのMOEは2.5より大きいため、リスク懸念はない（EFSA 2011）。欧州漁業・養殖市場観測所（EUMOFA）（欧州委員会 2017）が報告しているサケの一人当たりの年間消費量は2.17kgで、一日の摂取量5.95gに相当する。これらを考慮すると、70kgの平均的な消費者がサケを摂取することで、3種類のPBDEにさらされることになる。

140 × 0.00595/70 = 0.012 ng kg-1

440 × 0.00595/70 = 0.037 ng kg-1 day-1,40 × 0.00595/70 = 0.0034 ng kg-1 day-1。

PBDE-47の消化暴露に対する魚類の寄与度は約80%、PBDE-99の寄与度は約30%であり、その寄与度は特定されていない。

PBDE-153については（EFSA 2011）。サケは魚類の年間消費量の約9%を占めているため（欧州委員会、EUMOFA 2017)EFSAが安全と判断した値は、サケの寄与度に基づいて再計算される。再計算した安全値は、1.91×0.07=0.13 ng kg-1 day-1（PBDE 47）,0.65×0.03=0.02 ng kg-1 day-1（PBDE 99）となる。PBDE 47の安全値はサケの寄与度が高いが、PBDE 99は懸念される。

PFASsに関しては、PFBA、PFOA、PFOSのみが検出された。特にPFBAは養殖魚と野生魚の両方で検出され（図1)第2四分位と第3四分位で発生率が同じで、濃度も同程度であった（表3）。最も高い濃度（34.51 ng g-1）は、カナダからの小型（3.3 kg）の野生サンプル1匹に関連していた。短鎖PFASの存在は、最小のPFASを除去するための排水処理や飲料水処理場の非効率性のために、ガルダ湖のウナギ（Chiesa er al)。

PFOAは養殖サンプルで最も高い頻度で検出された化合物であり、野生サンプルよりもわずかに高い濃度で検出された（図1）。また、北大西洋スコットランド産の野生試料では、1.77 ng g-1の濃度でPFOSが検出されたのは1試料のみであった。この結果を文献と比較してみると、我々の分析限界値が他よりも低かったとしても、実際のサンプルからは3種類のPFASしか検出されなかった（表1）。Chang et al 2012）によると、PFOSのレベルと陽性率はPFOAよりも低かったが、これはPFOSの使用が最近制限され禁止されたことに起因すると考えられる（欧州委員会2007）。その代わり、PFOAの濃度は我々のものよりも高かった。PFOAとPFOSの私たちの濃度はまた、Kannan et al 2005）によって発見された、ミシガン海域（米国）からのチヌークサーモンの肝臓で発見されたものよりもかなり低かった。我々のPFOA濃度は、ヴェッテルン湖とバルト海のサケについてBerger et al 2009）の報告よりも高かった。

PFASsについては、欧州連合（EU）ではMRLsは定められていない。しかし、最近では閾値線量が劇的に低下している。2015,米国有害物質・疾病登録庁（ATSDR）は、PFOSについては30 ng kg bw-1 day-1,PFOAについては20 ng kg bw-1 day-1の「基準線量」（RfD）を推奨している。2017,オランダ国立公衆衛生環境研究所（RIVM）は、PFOAのTDIを12.5 ng kg bw-1 day-1としている（RIVM 2017）。RIVMからのTDIは、以前のEFSA PFOA TDI = 1.5 µg kg-1 b.w. day-1よりも120倍低く、ATSDR RfDと実質的に一致している。

上記の通り、サケの1日の摂取量は5.95gであり、1人当たりの魚介類総消費量の9%であるが、PFASs曝露への魚介類消費の寄与は閾値の10%である(RIVM 2017)。これは、サケだけで0.9%寄与していることを意味する。

慢性的な摂取を考慮し、保守的なアプローチで、平均値と中央値の間で最も高い値が検討された：PFOAの2.51 ng g-1は1日の摂取量14.93 ngであり、これは70kgの人では0.21 ng kg-1日-1である。この値はRIVM TDIよりもはるかに低いが、サケの寄与のみを考慮すれば、ヒトの毒性学的リスクに大きく寄与していることになる。

したがって、サケのPFOAに由来するヒト毒性リスク限度を評価するためには、RIVM TDIに0.009を乗じて評価すべきである。したがって、サケの品質基準は0.11 ng g-1とすべきであり、これは我々が検出した平均値よりも低い値であり、サケのPFOA曝露への寄与度は本来あるべき値よりも高いことを意味している。PFOSについて類似の計算を行い、ATSDRのRfDを考慮した場合（RIVM TDIがない場合)サケの食事を通じたPFOSの結果は0.15 ng kg-1 day-1であり、RfDへのサケの寄与は0.27 ng kg-1 day-1であり、PFOSに関しては懸念材料とはならない。

抗生物質に関しては、養殖サケからナリディキシン酸とドキシサイクリンがわずかに検出された。これらの少数の検出は、外洋での抗生物質の希釈の可能性に関する以前の声明を確認するものである（Chiesa er al)。

一方、駆虫剤フェンベンダゾールは、養殖サケのみでも（他の化合物と比較した場合）高い発生率と高い濃度で検出された（表3,図1）。この点、Kim et al 2017）は、本分子の知見が陸上・養殖場における医薬品の使用状況と関連していることを確認している。現在、フェンベンダゾールのMRLは、全反芻動物、豚、ウマ科で設定されており、鶏の組織では推奨されている。しかし、魚類に対する分析法の適用性に関する情報は得られておらず、魚類に対するMRLの外挿は推奨されていない（European Medicines Agency, 2013）。