CERI 有 害 性 評 価 書

アセトアルデヒド
Acetaldehyde

CAS 登録番号：75-07-0

http://www.cerij.or.jp

CERI 有害性評価書について
化学物質は、私たちの生活に欠かせないものですが、環境中への排出などに伴い、ヒトの健康のみならず、生態系や地球環境への有害な影響が懸念されています。有害な影響の程度は、有害性及び暴露量を把握することにより知ることができます。暴露量の把握には、実際にモニタリング調査を実施する他に、特定化学物質の環境への排出量の把握等及び管理の促進に関する法律 (化学物質排出把握管理促進法) に基づく化学物質の排出量情報の活用などが考えられます。
CERI 有害性評価書は、化学物質評価研究機構 (CERI) の責任において、原版である化学
物質有害性評価書を編集したものです。実際に化学物質を取り扱っている事業者等が、化学物質の有害性について、その全体像を把握する際に利用していただくことを目的としています。
予想することが困難な地球環境問題や新たな問題に対処していくためには、法律による一律の規制を課すだけでは十分な対応が期待できず、事業者自らが率先して化学物質を管理するという考え方が既に国際的に普及しています。こうした考え方の下では、化学物質の取り扱い事業者は、法令の遵守はもとより、法令に規定されていない事項であっても環境影響や健康被害を未然に防止するために必要な措置を自主的に講じることが求められ、自らが取り扱っている化学物質の有害性を正しく認識しておくことが必要になります。このようなときに、CERI 有害性評価書を活用いただければと考えています。
CERI 有害性評価書は、化学物質の有害性の全体像を把握していただく為に編集したものですので、さらに詳細な情報を必要とする場合には、化学物質有害性評価書を読み進まれることをお勧めいたします。また、文献一覧は原版と同じものを用意し、作成時点での重要文献を網羅的に示していますので、独自に調査を進める場合にもお役に立つものと思います。
なお、化学物質有害性評価書は、新エネルギー･産業技術総合開発機構 (NEDO) からの委
託事業である「化学物質総合評価管理プログラム」の中の「化学物質のリスク評価およびリスク評価手法の開発プロジェクト」において作成したものです。

財団法人化学物質評価研究機構
安全性評価技術研究所

ii

目

次

1． 化学物質の同定情報...................................................................................................................... 1
2． 我が国における法規制 .................................................................................................................. 1
3． 物理化学的性状.............................................................................................................................. 14． 製造輸入量・用途情報 .................................................................................................................. 2
5． 環境中運命 ..................................................................................................................................... 3
5.1 大気中での安定性....................................................................................................................... 3
5.2 水中での安定性........................................................................................................................... 3
5.2.1 非生物的分解性.................................................................................................................... 3
5.2.2 生分解性................................................................................................................................ 3
5.3 環境水中での動態....................................................................................................................... 3
5.4 生物濃縮性 .................................................................................................................................. 4
6． 環境中の生物への影響 .................................................................................................................. 4
6.1 水生生物に対する影響 ............................................................................................................... 4
6.1.1 藻類に対する毒性 ................................................................................................................ 4
6.1.2 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................... 4
6.1.3 魚類に対する毒性 ................................................................................................................ 5
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................... 6
7． ヒト健康への影響.......................................................................................................................... 7
7.1 生体内運命 .................................................................................................................................. 7
7.2 疫学調査及び事例....................................................................................................................... 7
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................... 9
7.3.1 急性毒性................................................................................................................................ 9
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 10
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 10
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 10
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 12
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 14
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 17
7.4 ヒト健康への影響
文

献(まとめ) .................................................................................................. 18........................................................................................................................................... 20

iii

1．化学物質の同定情報
物質名

化学物質排出把握管理促進法
化学物質審査規制法
CAS登録番号
構造式

アセトアルデヒド
エタナール、酢酸アルデヒド、エチ
ルアルデヒド
政令号番号 1-11
官報公示整理番号 2-485
75-07-0
H
H

分子式
分子量

C

C

H

H

O

C2H 4O
44.05

2．我が国における法規制
法 律 名
化学物質排出把握管理促進法
消防法
労働安全衛生法

船舶安全法
航空法
港則法
悪臭防止法

項
目
第一種指定化学物質
危険物第四類特殊引火物
危険物引火性の物
名称等を通知すべき有害物
変異原性が認められた既存化学物質
引火性液体類
引火性液体類
引火性液体類
特定悪臭物質、規制基準 0.05～0.5 ppm 注)
注：具体的な基準は、都道府県知事が地域の実情に応じて規制基準の範囲内で定める。

高圧ガス保安法
可燃性ガス、液化ガス
参考 食品衛生法：不許可物質
化学物質の室内濃度の指針値：0.03 ppm (厚生労働省)

3．物理化学的性状
項
外
融
沸
引
発

目

火
火

観
点
点
点
点

爆 発 限 界比

重

特 性 値
無色気体、無色液体-123.5℃
21℃-39℃ (密閉式)
185℃
175℃
4～57 vol% (空気中)4～60 vol% (空気中)0.788 (16℃/4℃)

出典
U.S. NLM:HSDB, 2002
Merck, 2001
Merck, 2001
NFPA, 2002
IPCS, 1999
NFPA, 2002
IPCS, 1999
NFPA, 2002
Merck, 20011

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蒸 気 密 度
蒸気圧
分 配 係 数解 離 定 数土壌吸着係数溶
解性
ヘンリー定数換 算 係 数
(気相、20℃)
その他

1.52 (空気 = 1)
99 kPa (20℃)
log Kow = -0.34 (測定値)、-0.17 (推定値)
pKa = 13.6 (25℃)
Koc = 1 (推定値)
水：6.35 mg/L (25℃)
アルコール：混和
6.76 Pa･m3/mol (25℃、測定値)
1 ppm = 1.83 mg/m3
1 mg/m3 = 0.546 ppm
空気と接触して爆発性の過酸化物を生じることがある。鉄などの金属が存在すると、水酸化ナトリウムなどの塩基性物質や酸の影響を受けて重合することがある。

4．製造輸入量・用途情報

計算値
IPCS, 1999
SRC:KowWin, 2002
SRC:PhysProp, 2002
SRC:PcKocWin, 2002
Merck, 2001
Merck, 2001
SRC:HenryWin, 2002
計算値
IPCS, 1999

(表 4-1、表 4-2)
表 4-1

製造・輸入量等 (トン)

年
1997
1998
1999
2000
製造量
435,835
414,099414,679
401,055
輸入量
0
0
0
1
輸出量
8
7
10
5
国内供給量
435,827
414,092
414,669
401,051
出典：通商産業省 (1998-2000)、経済産業省 (2001-2002)、財務省 (2003)

表 4-2

用途別使用量の割合
用途

酢酸エチルの合成原料
その他(酢酸などの合成原料、防かび剤、防虫剤、写真現像用薬品、医療用薬品、燃料配合剤、接着剤)
合計
出典：製品評価技術基盤機構 (2003)

2

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割合
(%)
62
38

100

2001
371,70101371,700

5．環境中運命
大気中での安定性5.1(表 5-1)
表 5-1

対 象
OH ラジカル
オゾン
硝酸ラジカル

対流圏大気中での反応性

反応速度定数 (cm3/分子/秒)
1.6×10-11 (25℃、測定値)
6.0×10-21 (25℃、測定値)
2.8×10-15 (25℃、測定値)

濃度 (分子/cm3)
5×105～1×106
7×1011
2.4×108～2.4×109

半減期0.5～1 日5年
2～20 日

出典：SRC, AopWin Estimation Software, ver. 1.90. (反応速度定数)

290 nm 以上の光を吸収する (U.S.NLM:HSDB, 2002) ので、大気環境中では直接光分解される可能性がある。
水中での安定性5.2
5.2.1

非生物的分解性加 水 分 解 を 受 け や す い 化 学 結 合 は な い の で 、 水 環 境 中 で は 加 水 分 解 さ れ な い (US.
NLM:HSDB, 2002)。環境水中での酸化が推定され (Environmental Canada, 2000)、生成物としては酢酸が推定される。

5.2.2

生分解性

a 好気的生分解性(表 5-2)

表 5-2

化学物質審査規制法に基づく生分解性試験結果

分解率の測定法
生物化学的酸素消費量 (BOD) 測定
ガスクロマトグラフ (GC) 測定
溶存有機炭素 (DOC) 測定

分解率 (%)
80
100
93

判定結果
良分解性

被験物質濃度：100 mg/L、活性汚泥濃度：30 mg/L、試 験 期 間 ： 4 週間
出典：通商産業省 (1980) 通商産業公報 (1980 年 12 月 25 日)

この他に、活性汚泥や下水中の微生物を用いた生分解性試験では、各種条件下で生分解されることが報告されている (Ludzack and Ettinger, 1960;, 1975; Speece, 1983; Thom and Agg)。
b 嫌気的生分解性
嫌気条件下でも生分解されることが報告されている (Chou and Speece, 1978)。

5.3

環境水中での動態
ヘンリー定数を基にした水中から大気中への揮散については、水深 1 m、流速 1 m/秒、風速

3 m/秒のモデル河川での半減期は 6.5 時間で、水深 1 m、流速 0.05 m/秒、風速 0.5 m/秒のモデ3

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ル湖水での半減期は 5.3 日と推算される (Lyman et al., 1990)。
また、環境水中での分解速度や揮散速度などは温度、風速、流速等の環境条件によって影響を受けるが、これらの要因全体を考慮した表流水中での半減期は 30～100 時間と推算されるとの報告もある (Mackay et al., 1995)。水に混和し、蒸気圧は 99 kPa (20℃) であり、ヘンリー定数は 6.76 Pa･m3/mol (25℃) である。
以上のことなどから、環境水中にアセトアルデヒドが排出された場合は、生分解により除去されると推定される。しかし、アセトアルデヒドの環境水からの揮散速度が大きくなるような状態では、揮散による除去も無視できないと推定される。

5.4

生物濃縮性

生物濃縮係数 (BCF) の測定値は、調査した範囲内では報告されていない。しかし、BCF はオ
クタノール/水分配係数 log Kow の値-0.34 から 3.2 と計算されており (SRC: BcfWin, 2002)、ア
セトアルデヒドの水生生物への濃縮性は低いと推測される。

6．環境中の生物への影響
6.1
6.1.1

水生生物に対する影響
藻類に対する毒性 (表 6-1)淡水緑藻のクラミドモナス及び海産珪藻のニッチアを用いた試験報告がある。クラミドモナ
スの光合成阻害を指標とした 2 時間 EC5 は 23 mg/L (Brack and Frank, 1998)、ニッチアの 120 時間の EC50 (生長阻害) は 237～249 mg/L (Patrick et al., 1968) であった。前者については通常の生長阻害試験とは異なるエンドポイントが用いられている。
調査した範囲では、淡水及び海産種での生長阻害に関する NOEC の報告はなかった。
表 6-1
生物種
淡水
Chlamydomonas
reinhardti(緑藻、ｸﾗﾐﾄﾞﾓﾅｽ)
海水
Nitzschia linearis(珪藻、ﾆｯﾁｱ)

アセトアルデヒドの藻類に対する毒性試験結果

試験法/
方式

温度
(℃)

止水
閉鎖系

20

止水

22

エンドポイント

2 時間 EC5

光合成阻害

120 時間 EC50

生長阻害

濃度
(mg/L)
23(n)

文献

Brack &
Frank, 1998

Patrick et al.,2371968249(n)(n): 設定濃度、閉鎖系: 試験容器や水槽にフタ等をしているが、ヘッドスペースはある状態

6.1.2

無脊椎動物に対する毒性 (表 6-2)無脊椎動物に対するアセトアルデヒドの急性毒性については、淡水種として甲殻類のオオミ
ジンコ、海水種として甲殻類のブラウンシュリンプとミシッドシュリンプを用いた試験報告がある。このうちオオミジンコの 48 時間 EC50 (遊泳阻害) は 48.3 mg/L (Randall and Knopp, 1980)、
4

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ミシッドシュリンプの 96 時間 LC50 は 27.4 mg/L (Carr, 1987) であった。なお、オオミジンコにおいて 4.7～7.0 mg/L の EC50 が報告されているが、これらの試験の詳細は不明である (Office ofPesticide Program, 2000)。
調査した範囲では、淡水及び海産種での長期毒性試験の報告はなかった。
表 6-2
生物種
淡水
Daphnia magna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

アセトアルデヒドの無脊椎動物に対する毒性試験結果

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

硬度
(mg CaCO3/L)

pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

生後
24 時間
以内

止水

22

89.5-180

7.08.2

48 時間 EC50
遊泳阻害

48.3
(n)

止水

ND

ND

ND

48 時間 EC50
遊泳阻害

4.7-7.0(n)Randall &Knopp,
1980
Office ofPesticide
Program,2000

海水
Crangon> 100
Portmann
15
ND
ND 48 時間 LC50
成体
半止水
crangon(n)& Wilson,
1971
(甲殻類、
ﾌﾞﾗｳﾝｼｭﾘﾝﾌﾟ、
ｴﾋﾞｼﾞｬｺ科)
Americamysis
20.5
7.98 96 時間 LC50
27.4
Carr, 1987
ASTM1)
塩分濃度:
生後
bahia
(n)
止水
32‰
48 時間
(甲殻類、
閉鎖系
以内
ﾐｼｯドｼｭﾘﾝﾌﾟ、
ｱﾐ科)
ND: データなし、(n): 設定濃度、閉鎖系: 試験容器や水槽にフタ等をしているが、ヘッドスペースはある状態
1) 米国材料試験協会 (American Society for Testing and Materials) テストガイドライン

6.1.3

魚類に対する毒性 (表 6-3)淡水魚としては、ファットヘッドミノー、ブルーギル、グッピー、ニジマス及びコイ科の一種 (Leuciscus idus) に関する急性毒性データ (96 時間) がある。アセトアルデヒドの揮発性を考慮した試験 (流水式あるいは半止水閉鎖系で試験用水中濃度を測定) において得られた信頼性の高い
LC50 のうち、最小値は試験液中の平均測定濃度で示したファットヘッドミノーに対する 30.8
mg/L であった (Brooke et al., 1984)。なお、ブルーギル及びニジマスにおいて 2.1～2.2 mg/L のLC50 が報告されているが、これらの試験の詳細は不明である (Office of Pesticide Program, 2000)。
海水魚に関する試験報告では、ピンフィッシュの 24 時間 LC50 が 70 mg/L の報告がある(Daugherty and Garrett, 1951)。
調査した範囲では、淡水及び海産種での長期毒性の報告はなかった。

5

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表 6-3
生物種
淡水Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

Poecilia
reticulata(ｸﾞｯﾋﾟｰ)
Lepomismacrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)

アセトアルデヒドの魚類に対する毒性試験結果

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

硬度
(mg CaCO3/L)

pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

17.5 mm0.554 g30 日齢17.5 mm0.078 g27-33 日齢
2-3 か月齢

流水

23.9

53.0

7.6

96 時間 LC50

30.8
(m)

Brooke etal., 1984

流水

21.6

46.6

7.1

96 時間 LC50

37.2
(m)

Geiger etal., 1990

半止水
閉鎖系

21-2
3

ND

ND

14 日間 LC50

35(m)

Deneer etal., 1988

53
(n)
2.1
(m)

Patrick etal., 1968
Office ofPesticide
Program,2000
Office ofPesticide
Program,
2000
Juhnke＆Luedemann
1978

5.3-7.2 cm
3.5-3.9 g
ND

止水

18

ND

ND

96 時間 LC50

止水

ND

ND

ND

96 時間 LC50

Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

ND

止水

ND

ND

ND

96 時間 LC50

2.2
(m)

Leuciscus idus
(ｺｲ科の一種)

ND

止水

ND

ND

ND

48 時間 LC50

124140(n)

海水
Lagodon57-113mm
13.7NDND 24 時間 LC50
70
Daugherty &止水rhomboides
20.4(n)Garrett, 1951
(ﾋﾟﾝﾌｨｯｼｭ、
ﾀｲ科)
ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度、閉鎖系: 試験容器や水槽にフタ等をしているが、ヘッドスペースはある状態

6.2

環境中の生物への影響 (まとめ)アセトアルデヒドの環境中の生物に対する毒性影響については、致死、遊泳阻害、生長阻害などを指標に検討が行われている。水生生物に対する長期毒性試験の報告は、調査した範囲では得られなかった。また、アセトアルデヒドは水中で分解されやすく、揮発性も高いが、魚類を除くと大部分の毒性試験報告は設定濃度によって算出されている。
藻類の生長阻害試験では、海産珪藻 (Nitzschia linearis) に対する 120 時間 EC50 (生長阻害) は、
237～249 mg/L であり、これらの値は GHS 急性毒性有害性区分に該当しない。
無脊椎動物に対する急性毒性では、オオミジンコの 48 時間 EC50 (遊泳阻害) は 48.3 mg/L、
ミシッドシュリンプの 96 時間 LC50 は 27.4 mg/L であり、これらの値は GHS 急性毒性有害性区
分 III に相当し、両種に対して有害性を示す。
魚類では、淡水魚のデータ (96 時間) のうちアセトアルデヒドの揮発性を考慮した試験で求めた信頼性の高い LC50 の最小値は、試験液中の平均測定濃度で示したファットヘッドミノーに対する 30.8 mg/L であり、GHS 急性毒性有害性区分 III に相当し、有害性を示す。

以上から、アセトアルデヒドの水生生物に対する急性毒性は、甲殻類及び魚類に対して
6

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GHS 急性毒性有害性区分 III に相当し、有害性を示す。
得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は、甲殻類であるミシッドシュリンプに対する 96 時間 LC50 の 27.4 mg/L である。

7．ヒト健康への影響
7.1

生体内運命

アセトアルデヒドは、体外から暴露される化学物質であるとともに、アルコールの代謝産物
として体内で生成される化学物質でもある。アセトアルデヒドは主に肺及び消化器を通して吸収されるが、その物理化学的性状から、経皮吸収の可能性も考えられる。吸収されたアセトア
ルデヒドは、血液、肝臓、腎臓、脾臓、心臓、筋肉などに分布するが、胎盤を介して胎児環境に入る可能性も示唆されている。アルデヒドの代謝は速く、肝臓、鼻粘膜に存在するニコチン
アミドアデニンジヌクレオチド (NAD) 依存性アセトアルデヒド脱水素酵素 (ALDH)エチルア
ルコールが肝臓のアルコール脱水素酵素 (ADH) によって分解されて酢酸になり、最終的には二酸化炭素と水に分解される。東洋人の約 40%はミトコンドリアの ALDH2 が不活性であり、このことはアルコール不耐症と関係する。ヒト肝臓ではミトコンドリアの ALDH のみが生理学的濃度でアセトアルデヒドを酸化するが、げっ歯類ではミトコンドリアと細胞質内の ALDH がアセトアルデヒドの代謝に関与する (IARC, 1999)。

7.2

疫学調査及び事例（表 7-1）

アセトアルデヒドは眼、喉及び鼻などの呼吸器に中等度の刺激性を示す。また、東洋系の被験者におけるパッチテストで皮膚の紅斑が認められているが、アセトアルデヒドの感作性を評価するには十分にデータがない。アセトアルデヒドの偶発的な暴露により、頭痛、昏睡、目、皮膚、呼吸器、喉の刺激、気管支炎、肺水腫、運動麻痺となり死亡したとの報告がある (U.S. NRC,
1981)。アセトアルデヒドにより食道がんなどの発生に重要な役割を果たすとの報告もある。アセトアルデヒドに暴露された一般人あるいは職業的に暴露された集団における生殖発生学的、神経学的及び免疫学的影響を評価するには十分なデータはない。
表 7-1
対象集団
性別・人数
ボランティ
ア 12 名ND

暴露状況

アセトアルデヒドの疫学調査及び事例

暴露量

結

果

文献

蒸気暴露

50 ppm(90 mg/m3)

眼に対する軽度の刺激

Silverman etal.,1946

15 分間

200 ppm(360mg/m3)
134 ppm(241mg/m3)

一過性の結膜炎

Proctor &Hughes,1978
Sim &Pattle,1957

男性 14 名(18-45 歳)
ND

30 分間

ND

ND

ND

偶発的な暴露36 分間まで、静脈内注射

軽度の呼吸器への刺激

5%水溶液、 心拍数、呼吸数、死腔の増加、肺胞気二酸化炭素レ
20.6-82.4
ベルの減少
mg/分
ND
アセトアルデヒド蒸気の知覚の閾値は 0.2μg/m3 未満ND
頭痛、昏睡、目、皮膚、呼吸器、喉の刺激、気管支7

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Asmussen
et al.,1948
Ruth, 1986
U.S. NRC,

対象集団
性別・人数

暴露状況

東洋系ボラ
ンティア
12 名
慢性アルコ
ール中毒患
者
男性
食道がん
40人
対照 55人パッチテスト

非慢性アル
コール中毒
患者
男性
食道がん
29人
対照 28人

症例対照研究②

症例対照研究
①

暴露量

75%溶液

結

果

文献

炎、肺水腫、運動麻痺、死亡
皮膚の刺激 (紅斑)ALDH遺伝子型と食道がんの関係解析
遺伝子型 ALDH2*1/*1 ALDH2*1/*2
対照
食道がん患者

48/55
19/40

1981
Willkin &Foetner,1985
オッズ比(*2/ *1)

Yokoyama
et al., 1996a

7/55
21/40
7.6
(95%信頼区間 2.8-20.7)

オッズ比は有意。

ALDH遺伝子型と食道がんの関係解析
遺伝子型

ALDH2*1/*1

対照
食道がん患者

23/28
8/29

ALDH2*1/*2

オッズ比(*2/ *1)

5/28
21/29
12.1
(95%信頼区間 3.4-42.8)

オッズ比は有意。

アルコール
中毒患者
1,000人:
がん患者(確定診断)
53人
非がん患者
655 人

症例対照研究結論: 研究①と②の結果、ALDH2*1/*2 アリルは食道がん発生の強いリスク因子。血中アセトアルデヒ
ドの高値が食道がん発生に関与を強く示唆。
ALDH2多型と食道がんの関係解析
がん患者
ALDH2*1/*2保有(人)(人)
食道扁平上皮がん
3619
食道がんと重複がん
8
7
胃腺がん
16
－
胃印環細胞がん1－
鼻咽頭喉頭扁平上皮がん 95十二指腸腺がん
1
－
非がん患者
655
80

Yokoyama
et al., 1996b

ALDH2*1/*2保有率は、食道がん、鼻咽頭喉頭がん、重複がんで有意。

アルコール
中毒患者:
がん患者
237人
非がん患者
487 人

症例対照研究結論: ALDH2*1/*2 アリルは食道がん、鼻咽頭喉頭
がん発生の強いリスク因子。解析結果から、他に喫煙、高濃度の酒もリスク因子と示唆。
ALDH2多型とがんの関係解析
がん患者
ALDH2*1/*2
オッズ比(人) 保有率(%) (95%信頼区間)
鼻咽頭喉頭がん 34
52.9
11.14(5.09-24.36)
食道がん
87
52.9
12.50(7.23-21.61)
胃がん
58
22.4
3.49 (1.64-7.44)
大腸がん
46
21.7
3.35 (1.51-7.45)
肝細胞がん
18
－
0.71
肺細胞がん
7
－
8.20(1.27-53.15)
重複がん19
78.6 54.20(11.51-255.23)
その他のがん9－－8

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Yokoyama
et al., 1998

対象集団
性別・人数

暴露状況

暴露量

結
非がん患者

－

果

文献

9

ALDH2*1/*2保有率は、食道がん、鼻咽頭喉頭がん、重複がんで有意。

肝細胞がん
患者: 102人
男性 85人女性 17人

症例対照研究結論: ALDH2*1/*2 アリルは食道がん、鼻咽頭喉頭
がん発生の強いリスク因子。解析結果から、他に喫煙、高濃度の酒もリスク因子と示唆。
ALDH2多型、飲酒、肝細胞がんの関係解析

Takeshita
et al., 2000

肝細胞がん患者
オッズ比 (95%信頼区間)
多累積飲酒(年齢/喫煙調整) 2.7 (1.3-5.5)
ALDH2多型
1.1 (0.6-2.1)
ALDH2多型
0.8 (0.5-1.5)

対照: 125人
男性 101人
女性 24 人結論: 肝細胞がん発生は ALDH2 多型と関連せず、
アルコール多飲との関与を示唆。

ND:データなし

7.3

実験動物に対する毒性

7.3.1

急性毒性（表 7-2）

経口投与による LD50 はマウスで 1,230 mg/kg、ラットで 660～1,930 mg/kg である。吸入暴露による LC50 はラットで 13,100 (4 時間) ～ 20,200 (0.5 時間) ppm である。主な一般症状として、中枢神経系の抑制、呼吸数の減少、心拍数の増加、血圧の上昇、肺浮腫及び蛋白尿がみられた(Environment Canada, Health Canada, 2000)。
表 7-2
マウス
経口LD50(mg/kg)
吸入LC50
(ppm)

1,230

ND

アセトアルデヒドの急性毒性試験結果
ラット
660
1,930
13,100(24,000 mg/m3)(4時間)
20,200(3,7000 mg/m3)(0.5時間)

ハムスター

ウサギ

イヌ

ND

ND

＞600

ND

ND

17,000(31,000 mg/m3)

経皮LD50
560
640
ND
ND
ND
(mg/kg)
静脈内LD50
165
ND
ND
ND
ND
(mg/kg)
腹腔内LD50
500
ND
ND
ND
ND
(mg/kg)
気管内LD50
ND
ND
96.1
ND
ND
(mg/kg)
ND: データなし
出典：Appelman et al., 1982; Booze and Oehme, 1986; Feron and De Jong, 1971; Kruysse et al., 1975; O’Shea andKaufman, 1979; Skog, 1950; Smyth et al., 1951; Sprince et al., 1974; Truitt and Walsh, 1971; U.S. NRC, 19819

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7.3.2

刺激性及び腐食性調査した範囲内では、実験動物での皮膚または眼に対する信頼できる刺激性試験の報告はない。詳細なデータは不明であるが、ウサギの皮膚に 0.5 mg を適用した場合に中等度の刺激性が、また、ウサギの眼に 0.04 mg を適用した場合に強度の刺激性を示したとの報告がある (Union
Carbide, 1963)。

7.3.3

感作性

調査した範囲内では、実験動物に対する感作性に関する報告はない。

7.3.4

反復投与毒性 (表 7-3)

アセトアルデヒドの反復投与毒性に関して、ラットに経口投与した試験での標的器官は前胃である。また、ラット及びハムスターへの吸入暴露での標的組織は上気道で、呼吸器系の上皮に対する傷害がみられた。以下に重要なデータを記載する。
雌雄 Wistar ラットにアセトアルデヒドを 0、25、125、675 mg/kg/日の用量で 4 週間経口投与 (飲水) した実験で、雌雄 675 mg/kg/日で軽度から中程度の前胃の限局性角化亢進がみられており、
NOAEL は 125 mg/kg/日としている (Til et al., 1988)。
雄 Wistar ラットに以下の条件で、アセトアルデヒドを 6 時間/日、5 日/週、4 週間吸入暴露した。暴露は、① 設定濃度として 0、150、500 ppm (0、270、900 mg/m3) の用量で、6 時間連続
暴露、② 同用量で 3 時間暴露+1.5 時間暴露休止+3 時間暴露、③ 0、110、500 ppm で 3 時間暴
露 +1.5 時間暴露休止+3 時間暴露、暴露時間中に各 4 回、計 8 回 5 分間の高濃度暴露 (設定濃度の 6 倍) を行った。その結果、①の条件下の 500 ppm で、上述した実験 (Appelman et al., 1982)の 400 ppm でみられたと同様な嗅上皮の変性がみられた。また、②の条件下でも 500 ppm で嗅上皮の変性がみられた。5 分間、8 回の高濃度暴露を伴った ③の条件下の 500 ppm では体重の増加抑制がみられた。著者らは①の実験から NOAEL を 150 ppm (270 mg/m3) としている(Appelman et al., 1986)。
よって、アセトアルデヒドの経口の NOAEL は、ラットにアセトアルデヒド 675 mg/kg/日を 4週間経口 (飲水) 投与した試験で、みられた前胃の角化亢進より、125 mg/kg/日である。また吸入暴露の NOAEL は、影響がみられる最低濃度は、ラットの 4 週間の吸入暴露試験でみられた呼吸器系の上皮に対する傷害より、150 ppm (270 mg/m3) である。

10

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表 7-3

アセトアルデヒドの反復投与毒性試験結果

動物種等 投与方法 投与期間
投与量
結
果
文献
ラット 経口投与
4週間 0、25、125、675 0 mg/kg/日
Til et al.,
(飲水)mg/kg/日相当
雄: 前胃の限局性角化亢進 (軽微, 3/20; 軽 1988
Wistar度, 1/20)雌雄雌: 前胃の限局性角化亢進 (軽微, 6/20)
25、125 mg/kg/日
雌雄とも異常なし
675 mg/kg/日
雄: 前胃の限局性角化亢進 (軽度から中等度, 8/10)
雌: 前胃の限局性角化亢進 (軽度から中等度, 8/10)LOAEL: 675 mg/kg/日
NOAEL: 125 mg/kg/日
ラット 経口投与 6か月間
0、0.05%0%Bankowski et(飲水)(0、40 mg/kg/日 異常なし
al., 1993相当)
0.05%
肝臓におけるコラーゲン合成量の増加
マウス 吸入暴露 5 日間
0、324 mg/m3 0 mg/m3
Aranyi
3 時間/日(0、180ppm)
異常なし
et al.,
ICR
4-5 週齢1986
324 mg/m3
各 17-18
肺胞マクロファージのバクテリア殺菌活匹/群性 11.2％減少
連鎖球菌感染による死亡率に変化なし
段階的に暴露濃度を上げたが死亡なし。
ラット 吸入暴露 22 日間
Lamboeuf
750-2,500
原因について代謝酵素の誘導が起こったた et al., 1987;
mg/m3
SD
めと著者は考察。
雄
Latge et al.,
週齢不明
1987
6 匹/群
0、400、1,000、 0 ppm
ラット 吸入暴露 4 週間
Appelman
6 時間/日 2,200、5,000
異常なし
et al., 1982
Wistarppm (0、720、 400 ppm
5 日/週
雌雄1,800、3,950、各 10 匹/群
鼻粘膜の変性9,000 mg/m3)
1,000 ppm
鼻粘膜の変性雄: 体重増加抑制
2,200 ppm
鼻粘膜の変性、過形成、異形成、死亡率の増加
雄: 体重増加抑制
5,000 ppm
鼻粘膜の変性、過形成、異形成、死亡率の増加
雄: 体重増加抑制、肺相対重量増加、肝臓
相対重量減少雌: 体重増加抑制、肝臓相対重量減少
LOAEL: 400 ppm (720 mg/m3)0、150、500 ppm ① 6 時間連続暴露/日ラット 吸入暴露 4 週間
500 ppm: 嗅上皮の変性
6 時間/日 (0 、 270 、 900
Wistarmg/m3)で5 日/週
雄① 6 時 間 連 続 NOAEL: 150 ppm (270 mg/m3)
10 匹/群暴露/日② 3 時 間 暴 露 ② 3 時間暴露+1.5 時間休止+3 時間暴露/日+1.5 時 間 暴 露
500 ppm: 嗅上皮の変性

11

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Appelmanet al., 1986

動物種等 投与方法 投与期間

投与量
結果
休 止 +3 時 間 暴③ 3 時間暴露+1.5 時間+3 時間暴露/日、暴露
露/日
0、110、500 ppm 時間中に各 4 回、計 8 回 5 分間の高濃度暴露(基底濃度の 6 倍)で500 ppm: 刺激､興奮、体重増加抑制③ 3 時間暴露+1.5 時 間 暴 露
休 止 +3 時 間 暴
露/日、暴露時間
中各 4 回、計 8
回
5 分間の高濃度
暴露 (基底濃度の 6 倍)
0、243 ppm (0、 0 ppm
ラット 吸入暴露 5 週間
8 時間/日異常なし
437 mg/m3)
Wistar5 日/週
雄243 ppm
12 匹/群
嗅上皮の過形成、鼻粘膜の炎症、肺機能検査における残気量、機能的残気量の増加、遠位気道の損傷
0、390、1,340、 0、390 ppm
シリアン 吸入暴露 13 週間
6 時間/日 4,560 ppm (0、
ハムスタ
異常なし
700、2,400、 1,340 ppm
5 日/週、ー
20 匹/群気管の限局性過形成、異形成
8,200 mg/m3)
4,560 ppm
体重の増加抑制、鼻炎、鼻滲出液、流涎、肺、心臓相対重量の増加、上皮下腺、鼻甲介の重度の変性、過形成、異形成、喉頭、気管、肺の限局性過形成、異形成

ラット

7.3.5

静脈内
投与

20 日間

24-26
mg/kg/日LOAEL: 1,340 ppm
NOAEL: 390 ppm
脳内のサルソリノール濃度の上昇

文献

Saldiva
et al., 1985

Kruysseet al., 1975

Myers et al.,
1985

生殖・発生毒性 (表 7-4)

アセトアルデヒドの生殖・発生毒性試験ではいずれの投与経路においても胎児への影響がみられ、マウスでは静脈内投与では31 mg/kg/日、腹腔内投与では320 mg/kgで胎児に奇形、ラット
では経口投与で200 mg/kg/日で胎児骨格に影響がみられ、腹腔内投与では50 mg/kg/日で奇形が
みられた。

12

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表 7-4

アセトアルデヒドの生殖・発生毒性試験結果

動物種等 投与方法 投与期間
投与量
ラット 経口投与 妊娠6-18日目 0、200 mg/kg/日
妊娠20日開
SD
腹
雌

結

果

F 0 :記載なし
F 1 :骨格に影響(具体的記載なし)

文献
Fadel &
Perasud, 1990

LOAEL：200 mg/kg/日 (本評価書の判断)
静 脈 内 投 妊娠7-9日目 0、1、2%(V/V)(約 F 0 :影響なし
O’Shea与10又は19日 31、62 mg/kg/日) NOAEL：62 mg/kg/日& Kaufman,
開腹F 1 :用量依存的吸収胚増加、体重減少
1979, 1981
2.0 %;神経管の閉鎖障害、奇形(頭部及び尾部)
F 0:記載なし
マウス 腹 腔 内 投 妊娠7、8、9 320 mg/kg
Webster
雌
与又は10日目et al., 1983
F1 :の1日
妊娠 7、8 日投与群；外脳症、下顎及び上C57BL/6J
18日開腹
顎の低形成
4-14匹
妊娠 9、10 日投与群；多肢、外反足F 0:記載なし
マウス 腹 腔 内 投 妊娠10日目 0.69%の 200
Blakley &mg/kg を 2 時間お F 1 :影響なし
与の1日
Scott, 1984a
ICR
18日開腹 きに 5 回
雌8匹
ラット 腹 腔 内 投 妊娠10、 0 、 50 、 75 、 100 F 0 :影響なし
Sreenathan
与11または12 mg/kg/日
NOAEL：50 mg/kg
et al., 1982
CF
日目の1日又雌は10-12日
対照群13
F1 :妊娠21開腹匹
10 日投与投与群5-1050 mg/kg 以上；吸収胚、胎児体重、胎匹
盤重量減少
100 mg/kg；合指、白内障
11 日投与50 mg/kg 以上；吸収胚, 胎児体重、胎盤
重量減少
75 mg/kg；水頭症、外脳症、合指、白内障
100 mg/kg；白内障
12 日投与50 mg/kg；合指、耳介低位、白内障
50 mg/kg 以上；吸収胚、胎児体重、胎盤重量減少
75 mg/kg；合指、耳介低位、小顎、出血、
水頭症, 白内障
100 mg/kg；合指、耳介低位、小顎、出血、水頭症、浮腫, 白内障
10-12 日投与
50 mg/kg/日；合指、耳介低位、小顎、小頭症、出血、浮腫, 白内障
50 mg/kg/日以上；吸収胚、胎児体重、
胎盤重量減少75 mg/kg；耳介低位、小頭症、出血、水頭症、白内障100 mg/kg/日；合指、白内障
マウス
CFLP
雌
7-11匹

13

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7.3.6遺伝毒性 (表 7-5)

in vitro で遺伝子突然変異、染色体異常、姉妹染色分体交換など多くの試験で陽性である。invivo 試験では、ハムスター及びマウスを用いた腹腔内投与試験で姉妹染色分体交換頻度の増加がみられ、小核試験で陽性の結果が得られている。従って、アセトアルデヒドは遺伝毒性を有すると判断する。
表 7-5

大腸菌 polA

ND

用量 a)(μg/mL)7,800

大腸菌 K-12
uvrB/recA

ND

16,317

ネズミチフス菌TA100、TA1535、TA1537、TA98
ネズミチフス菌TA100、TA1535、TA1537
TA98
大腸菌 WP2 uvrA

ND

5,000

ネズミチフス菌
TA104
ネズミチフス菌TA1535
ネズミチフス菌TA100、TA102
TA104
酵母

蒸気暴露
Aroclor1254 処理
ラット及びマウスの S9
記載なし

マウスリンフォー
マ L5178Y 細胞、

4 時間処理tk 座

ヒトリンパ球hprt 座試験材料

試験系
in vitro

DNA 損傷試験

復帰突然変異試験

前進突然変異試験
遺伝子突然変異染色体異常試験

アセトアルデヒドの遺伝毒性試験結果
処理条件

結果 b)
- S9
+S9
－
ND

文献

－

ND

－

－

Rosenkranz,
1977
Hellmer &Bolcsfoldi,
1992
Mortelmans
et al., 1986

0.5% (空気中)－－

JETOC,
1997

1% (空気中)0.5% (空気中)

－
－

－
－

ND

2,515

－

ND

ND

7,800

－

ND

0.1-1.0μg/plate－－

23,400W+

ND

ND

176-353

13

SD ラット初代皮
膚線維芽細胞ND

44.4

ヒトリンパ球ND

20-40

ヒトリンパ球ND

7.8

ヒトリンパ球

ND

15.6

14

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+
ND
用量相関性
あり
+
ND
用量相関性
あり
+
ND
用量相関性
あり
+
ND
用量相関性
あり
W+
ND
用量相関性
あり
－
ND

Marnett
et al., 1985
Rosenkranz,
1977I
Dillonet al.,1998

Bandas,1982
Wangenheim&Bolcsfoldi,
1988
He &
Lambert,1990
Bird et al.,
1982
Badr &
Hussain,1977
Obe et al.,1978
Obe et al.,
1979

試験系

染色体異常試験(染色体不分離)染色体異常(異数性検出)試験
小核試験

姉妹染色分体交換試験

ヒトリンパ球ND

用量 a)(μg/mL)
15.9

ヒト(ファンコー
ニ貧血)、リンパ球

ND

7.8-15

偽巣性コウジ菌

ND

200

チャイニーズハム
スター胚二倍体線
維芽細胞
SD ラット初代皮
膚線維芽細胞

ND

15.6

試験材料

処理条件

12 時間処理4.4-44

結果 b)
- S9
+S9
+
ND
用量相関性
あり
+
ND
用量相関性
あり
+
ND

+

ND

+
ND
用量相関性
あり
+

ヒトリンパ球ND

26.5

CHO 細胞

ND

1.9、3.9+

ND

CHO 細胞

ND

7.8

+

+

CHO 細胞ND

1.3-13+

ND

ヒトリンパ球

ND

7.8

+

ND

ヒトリンパ球ND

7.8

ヒトリンパ球ND

5.8

ヒトリンパ球90 時間処理4-8

ヒトリンパ球1-70 時間処理4.4-106

+
ND
用量相関性
あり
+
ND
用量相関性
あり
+
ND
用量相関性
あり
+
ND

ヒトリンパ球70 時間処理4.4-13+

ND

ヒトリンパ球ND

11、15.6+

ND

ヒトリンパ球

48 時間処理4.4-22+

ND

15

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文献
Bohlkeet al., 1983
Obe et al.,
1979
Crebelli
et al., 1989
Dulout &Furnus, 1988
Bird et al.,
1982
Migliore
et al., 1996
Obe &Listow, 1977
Obe et al.,1978
Obe & Beek,
1979
De Raat
et al., 1983
Brambilla
et al.,1986
Obe et al.,
1978
Ristow &Obe, 1978
Jansson,1982
Bohlkeet al., 1983
He＆Lambert,1985
Knadle,1985
Norppaet al., 1985
Sipi et al.,1992
Obe et al.,
1986
Helander &LindahlKiessling,
1991

試験材料

処理条件

トランスフォ
ーメーション
試験

C3H 10T1/2 マウ
ス細胞
ほ乳類細胞

ND

用量 a)
(μg/mL)10-100

3 時間処理

0.44

－

ND

DNA 鎖切断試
験

ヒト白血球

ND

441-882－

ND

6 時間処理44－

ND

Saladino
et al., 1985

ヒトリンパ球

ND

68.8

+

ND

DNA 架橋試験

ヒトリンパ球

ND

411

+

ND

Singh &
Khan, 1995
Lambertet al.,1985

DNA- タ ン パ
ク架橋試験

Fischer 344 ラット鼻粘膜細胞

牛胸腺ヒストン

4,410-44,100+

ND

Lam et al.,1986

ヒト気管支上皮細
胞

ND

44

－

ND

Saladino
et al., 1985

DNA 結合試験

子ウシ胸腺

ND

7,880-78,800 mg/kg+

ND

DNA - タ ン パ
ク架橋試験

Fischer344 ラット
鼻粘膜

吸入暴露、
6 時間/日、5 日

1,000 ppm+

Ristow &Obe, 1978
Fang &
Vaca, 1995
Vaca et al.,1995
Lam et al.,1986

姉妹染色分体交換試験

雄 C3A マウス骨髄細胞

腹腔内投与、1 回

0.4μg/匹+Obe et al.,
1979

チャイニーズハム
スター骨髄細胞

腹腔内投与、1 回

0.5 mg/kg+

Korte et al.,1981

キイロショウジョウバエ

経口投与 (給餌)25,000 ppm－

Woodruff
et al., 1985

キイロショウジョ
ウバエ

腹腔内投与、1 回+

Woodruff
et al., 1985

ラット骨髄

腹腔内投与

250 mg/kg+

ラット末梢血腹腔内投与

250 mg/kg+

Wakataet al., 1998

CD-1 雄マウス骨髄
C57BL/6J×
C3H/He マウス初期精子細胞
ヒトリンパ球

腹腔内投与

400 mg/kg+

腹腔内投与、1 回

375 mg/kg－

37℃、1 時間処理3-100 mM+

Blasiak
et al., 1999
Barilak &Kozachuk,
1983
Lahdetie,
1988

試験系

ヒト気管支上皮細胞

in vivo

伴性劣性致死
試験

小核試験

小核試験
小核試験

コメットアッ
セイ

結果 b)
- S9
+S9
－
ND

22,500 ppm

染色体異常試験

ラット胚細胞経羊膜投与(妊娠13 日目)、1 回

7,800 mg/kg+

精子形態異常試験

C57BL/6J×
C3H/He マウス、
初期精子細胞

腹腔内投与、5 回

250 mg/kg－

ND: データなしa) 単一用量の記載については、結果が陽性の場合は最低陽性濃度を、陰性の場合最高陰性濃度を示す。
b) －: 陰性, ＋: 陽性, W+: 弱い陽性

16

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文献
Abernathy
et al., 1982
Eker &
Sanner, 1986
Lambertet al., 1985

Morita et al.,1997
Lahdetie,
1988

7.3.7

発がん性 (表 7-6、7-7)

IARC は、グループ 2B (ヒトに対して発がん性がある可能性がある物質) に分類している。
表 7-6
機関/出典
IARC (2002)
ACGIH (2002)
日本産業衛生学会 (2002)
U.S.EPA (2002)
U.S. NTP (2002)

国際機関等でのアセトアルデヒドの発がん性評価
分 類
基 準グループ 2B ヒトに対して発がん性がある可能性がある。
ヒトへの関連性は不明であるが、実験動物で発がん性が確認されA3た物質。
人間に対しておそらく発がん性があると考えられる物質である。
第2群B
証拠が比較的十分でない物質。
おそらくヒト発がん性物質。動物での発がん性の十分な証拠があグループ B2
り、かつ、疫学研究から不十分な証拠、またはデータがない物質。
合理的にヒトに対して発がん性があることが予想される物質。
R

アセトアルデヒドの発がん性については、Wistar ラットでは 27 か月間の吸入暴露実験で、最低用量の 750 ppm (1,350 mg/m3) 以上で用量に依存した鼻部の腺がん及び扁平上皮がんの増加がみられた。この発がん過程にはアセトアルデヒドの刺激性が関与していることが示唆されている。ハムスターでは 52 週間の吸入暴露実験で、最低用量の 2,500 ppm (4,500 mg/m3) 以上で呼吸器系腫瘍 (主に喉頭がん、その他として喉頭ポリ－プ、鼻腔のがん腫、ポリ－プ) の有意な増加がみられた。従って、アセトアルデヒドは発がん性を有すると判断する。
また、アセトアルデヒドの呼吸器系腫瘍に対するプロモーション作用を示唆するデータも得られているが､データ数が少なく結論づけることはできない。
表 7-7

アセトアルデヒドの発がん性試験結果

動物種等
ラット
Wistar
雌雄
匹数不明

投与方法
吸入暴露

投与期間
27か月間
6時間/日
5 日/週

ラット
F344
雄
19-20 匹

中期肝発
がん(伊
東)モデ
ル
経口投与
(飲水)

イニシエー
タとして
DEN を腹腔内投与し、2
週間後から 4
週間アセト
アルデヒド
を投与

シリアンハ
ムスター
雌雄

吸入暴露
(全身)

52 週間
7 時間/日
5 日/週

投与量
結
果
0、750、1,500、 750 ppm以上
3,000-1,000 ppm 雌雄；鼻腔のがん腫 (上皮内がん、扁平上(0、1,350、2,700、 皮がん、腺がん)
5,400-1,800
mg/m3 相当、高用量については投与 20-52 週にかけて暴露濃度を 1,000 ppm まで減少させた)2.5、5% (1.66、 ジエチルニトロサミン腹腔内投与、その 2
2.75 mg/kg/日相 週間後から 4 週間アセトアルデヒド 2.5、5% (1.66、2.75 mg/kg/日相当)を経口投与
当)(飲水)、投与開始 1 週間後に 2/3 部分肝切
除文献
Woutersen
et al.,
1986;
Woutersen&
Appelman,
1984;
Woutersen
et al.,1985
Ikawa,
1986

肝臓の GST-P 陽性巣の増加なし

0、2,500-1,650
ppm(0、4,500-2,970

呼吸器系腫瘍を発生(主に喉頭がん、その他として喉頭ポリー
プ、鼻腔のがん腫、ポリープ)

17

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Feron,
1982

動物種等
6 週齢
雌雄とも 30
匹

シリアンハ
ムスター
雌雄
6 週齢
雌雄とも 30
匹

投与方法

吸入暴露
(全身)
+
ベンツピ
レン気管
内投与
または
ジエチル
ニトロサ
ミン皮下
投与

投与期間

52 週間
7 時間/日5 日/週
82 週で解剖ベンツピレ
ンは 1 回/週
ジエチルニ
トロサミン
は 1 回/3 週

投与量mg/m3)
投与群については、2,500 ppm から 1,650 ppm まで投与期間中に徐々に暴露濃度を減少させた。
0、2,500-1,650
ppm(0、4,500-2,970
mg/m3)
投与群については、2,500 ppm から 1,650 ppm まで投与期間中に徐々に暴露濃度を減少させた。
ベンツピレン
は、0.175、0.35%
を 0.2 ml/回(総量として 18.2、36.4 mg/匹)
ジエチルニトロ
サミンは0.0625%を 0.2
ml/回 (総量として 2.1μL/匹)

結
(ppm)
0
2,500-1,650

果
雄
0/30
8/29*

文献
雌
0/28
5/29*

*統計学的に有意呼吸器系腫瘍(乳頭腫、腺腫、扁平上皮がん、腺がん、上皮内がん等、部位特定なし)

Feron,
1982

アセトアルデヒド(AC)+ベンツピレン(BZ)(AC ppm + BZ %)雄雌0+ 0.175
4/29
3/27
2,500-1,650 + 0.175
12/29*
11/29*
0+ 0.352,500-1,650 + 0.35
16/29

19/30
22/27

7/24

アセトアルデヒド(AC)+ジエチルニト
ロサミン(DEN)(AC ppm + DEN %)雄雌0+ 0.0625
12/29
11/27
2,500-1,650 + 0.0625
11/30
8/20
*統計学的に有意(Fischer 正確確率検定、CERI 検定)

7.4

ヒト健康への影響(まとめ)

アセトアルデヒドは、体外から暴露される化学物質であるとともに、アルコールの代謝産物
として体内で生成される化学物質でもある。アセトアルデヒドは主に肺及び消化器を通して吸収されるが、その物理化学的性状から、経皮吸収の可能性も考えられる。吸収されたアセトア
ルデヒドは、血液、肝臓、腎臓、脾臓、心臓、筋肉などに分布するが、胎盤を介して胎児環境に入る可能性も示唆されている。肝臓、鼻粘膜に存在するニコチンアミドアデニンジヌクレオ
チド (NAD) 依存性アセトアルデヒド脱水素酵素 (ALDH)エチルアルコールが肝臓のアルコー
ル脱水素酵素 (ADH) によって分解されて酢酸になり、最終的には二酸化炭素と水に分解される。
アセトアルデヒドは眼、喉及び鼻などの呼吸器に中等度の刺激性を示す。また、東洋系の被験者におけるパッチテストで皮膚の紅斑が認められているが、アセトアルデヒドの感作性を評価するには十分にデータがない。アセトアルデヒドに暴露された一般人あるいは職業的に暴露された集団における生殖発生学的、神経学的及び免疫学的影響を評価するには十分なデータはない。
実験動物ではアセトアルデヒドの経口経路による急性毒性は吸入経路によるそれより低い。
18

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経口投与による LD50 はマウスで 1,230 mg/kg、ラットで 660～1,930 mg/kg である。吸入暴露による LC50 はラットで 13,100 (4 時間) ～ 20,200 (0.5 時間) ppm である。一般症状として、中枢神経系の抑制、呼吸数の減少、心拍数の増加、血圧の上昇、肺浮腫及び蛋白尿がみられている。
実験動物におけるアセトアルデヒドの眼及び皮膚刺激性に関しては、ウサギで眼に強度の刺激性、皮膚に軽度の刺激性を示すという報告がある。感作性に関しては、調査した範囲内では報告がない。
反復経口投与毒性については、経口の NOAEL は、ラットにアセトアルデヒド 675 mg/kg/日
を 4 週間経口 (飲水) 投与した試験で、みられた前胃の角化亢進より、125 mg/kg/日である。また吸入暴露の NOAEL は、影響がみられる最低濃度は、ラットの 4 週間の吸入暴露試験でみられた呼吸器系の上皮に対する傷害より、150 ppm (270 mg/m3) である。
生殖・発生毒性については、アセトアルデヒドはマウスでは静脈内投与で 31 mg/kg/日、腹腔内投与で 320 mg/kg で胎児に奇形がみられた。ラットでは経口投与で 200 mg/kg/日 (LOAEL; 本
評価の判断) で胎児骨格に影響がみられ、腹腔内投与では 50 mg/kg/日で奇形がみられた。
遺伝毒性については、アセトアルデヒドは in vitro で遺伝子突然変異、染色体異常、姉妹染色分体交換など多くの試験で陽性である。in vivo 試験では、ハムスター及びマウスを用いた腹腔内投与試験で姉妹染色分体交換頻度の増加がみられ、小核試験で陽性の結果が得られている。
従って、アセトアルデヒドは遺伝毒性を有すると判断する。
発がん性については、アセトアルデヒドのヒトに対する発がんに関する信頼できる疫学的データはないが、Wistar ラットでは 27 か月間の吸入暴露実験で、最低用量の 750 ppm (1,350 mg/m3)
以上で用量に依存した鼻部の腺がん及び扁平上皮がんの増加がみられた。この発がん過程には
アセトアルデヒドの刺激性が関与していることが示唆されている。また、ハムスターでは 52
週間の吸入暴露実験で、最低用量の 2,500 ppm (4,500 mg/m3) 以上で咽喉及び鼻部のがんの有意な増加がみられた。従って、アセトアルデヒドは発がん性を有すると判断する。また、アセト
アルデヒドの呼吸器系腫瘍に対するプロモーション作用を示唆するデータも得られているが､データ数が少なく結論づけることはできない。なお、発がん性に関して、IARC はアセトアルデ
ヒドをグループ 2B (ヒトに対して発がん性がある可能性がある物質) に分類している。

19

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1)

データベースの検索を 2002 年 4 月に実施し、発生源情報等で新たなデータを入手した際には文献を更新した。また、2004 年 4 月に国際機関等による新たなリスク評価書の公開の有無を調査し、キースタディとして採用すべき文献を入手した際には追加した。

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CERI 有害性評価書 アセトアルデヒド
平成 18 年 3 月 1 日
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