CERI 有 害 性 評 価 書

アニリン
AnilineCAS 登録番号：62-53-3

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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 (http://www.safe.nite.go.jp/data/sougou/pk_list.html?table_name=hyoka) 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 ..................................................................................................................................... 2
5.1 大気中での安定性....................................................................................................................... 2
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....................................................................................................................... 4
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 .................................................................................................... 5
6.1.3 魚類に対する毒性 ................................................................................................................ 7
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................... 9
7． ヒト健康への影響.........................................................................................................................10
7.1 生体内運命 ................................................................................................................................ 107.2 疫学調査及び事例..................................................................................................................... 12
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................. 15
7.3.1 急性毒性.............................................................................................................................. 15
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 15
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 16
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 16
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 21
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 22
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 24
7.4 ヒト健康への影響
文(まとめ) .................................................................................................. 26

献 ................................................................................................................................................28iii

1．化学物質の同定情報
物質名

アニリン
ベンゼンアミン、アミノベンゼン、
フェニルアミン
政令号番号 1-15
官報公示整理番号 3-105
62-53-3

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

NH 2

分子式
分子量

C6H 7N
93.13

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
毒劇物取締法
労働基準法
労働安全衛生法
海洋汚染防止法
船舶安全法
航空法
港則法

項
目
第一種指定化学物質
危険物第四類第三石油類
劇物
疾病化学物質名称等を通知すべき有害物
有害液体物質 C 類
毒物類
毒物
毒物類

3．物理化学的性状
項
目
外
観
融
点
沸
点
引
火
点
発
火
点
爆 発 限 界比重
蒸 気 密 度
蒸
気
圧

特

性

値

出
典
Merck, 2001
Merck, 2001
Merck, 2001
Merck, 2001
IPCS, 2001
IPCS, 2001
Merck, 2001
計算値
IPCS, 2001

無色液体
-6℃ (凝固点)
184～186℃
76℃ (密閉式)
615℃
1.2～11vol% (空気中)1.022 (20℃/20℃)
3.21 (空気 = 1)
40 Pa (20℃)

1

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項
目
分 配 係 数解 離 定 数土壌吸着係数溶
解性

特 性 値
log Kow = 0.90 (測定値)、1.08 (推定値)
pKa = 4.60 (25℃)
Koc = 45 (非解離状態での推定値)
水：36 g/L (25℃)
アルコール、ベンゼン、クロロホルムなどの有機溶媒：混和
0.205 Pa･m3/mol (25℃、測定値)
1 ppm = 3.87 mg/m3
1 mg/m3 = 0.258 ppm

ヘンリー定数換 算 係 数
(気相、20℃)

4．製造輸入量・用途情報

出典
SRC:KowWin, 2003
Dean, 1999
SRC:PcKocWin, 2003
SRC: PhysProp, 2002
Merck, 2001
SRC:PhysProp, 2002
計算値

(表 4-1)
表 4-1

製造・輸入量等 (トン)

年
1999
2000
製造量
213,826
205,768
輸入量
9,772
16,249輸出量
39,55424,502
注)
国内供給量182,742
205,834
注：国内供給量 = 製造量 + 輸入量 - 輸出量
出典：経済産業省 (2004)、財務省 (2005)

2001
212,525
16,265
情報なし
情報なし

2002
237,436
16,198
情報なし
情報なし

2003
259,842
16,378
情報なし
情報なし

アニリンは、主にウレタン原料のメチレンジフェニルジイソシアナート (MDI) の中間体である 4,4’-メチレンジアニリン (MDA) の合成原料として使用される。その他、染料、ゴム薬品、
医薬品、農薬等の合成原料として使用される (製品評価技術基盤機構, 2003)。

5．環境中運命
5.1

大気中での安定性(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)
1.1×10-10 (25℃、測定値)
1.1×10-18 (25℃、測定値)
5.8×10-16 (25℃、測定値)

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

半減期
2～4 時間10 日
0.8～8 か月

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

アニリンは 290 nm 以上の光を吸収するので、大気中では直接光分解される。直接光分解の速度定数は 0.32 日-1 であり、半減期は 2.1 日である (U.S. NLM:HSDB, 2003)。
大気中での光分解生成物としては、ヒドラゾベンゼン、4-アミノジフェニルアミン、2-アミ
2

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ノジフェニルアミン、ベンジジン及びアゾベンゼンが報告されている (Gangolli, 1999)。

5.2
5.2.1

水中での安定性
非生物的分解性

アニリンは、加水分解を受けやすい化学結合がないので、水環境中では加水分解されない。
アニリンの光分解半減期は、1×10-5 mol/L (9.3 mg/L) の蒸留水溶液に 5 月の太陽光を照射した場合には 1 週間であるが、フミン酸を添加した場合や蒸留水の替わりに河川水を用いた場合には半減期は 4～8 時間に短縮されるとの報告がある (Zepp, 1981)。

5.2.2

生分解性

アニリンは、好気的条件下では容易に生分解され、嫌気的条件下では速度は遅いが生分解されると推定される。
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

分解率 (%)
85
100

判定結果
良分解性

99
全有機炭素 (TOC) 測定
被験物質濃度：100 mg/L、活性汚泥濃度：30 mg/L、試 験 期 間 ：2 週間
出典：通商産業省 (1993) 通商産業公報 (1993 年 12 月 28 日)

アニリンは生分解性試験において微生物の活性度の指標として用いられており、OECD の生分解試験法に指定されている幾つかの試験においても、いずれも易分解性を示す結果が得られている (GDCh BUA, 1995; Gerike and Fischer, 1979)。
また、河川水を微生物源として用いた生分解性試験においては、河川の違いにより分解性に差がみられ、清澄な水域より汚濁が進行した水域の方が生分解が速いと報告されている (BayerAG, 1992; Takubo et al., 1990; 近藤ら, 1988a,b)。
ｂ 嫌気的生分解性(表 5-3)

表 5-3 嫌気的生分解性試験結果
試験方法
被試験物質濃度 試験期間
都市下水及び工場排水を処理する 不明
不明
下水処理場の一次消化汚泥を用い(60 日以上
た生分解性試験の誘導期
間)下水を微生物源とした試験
不明
53 日
(誘導期間
は 28 日)注：生分解生成物は、アセトアニリドと 2-メチルキノリン

3

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分解率
6%
(CH4、
CO2 の
合計量)
10%注)

出
典
Battersby &Wilson, 1989

Hallas &Alexander, 1983

環境水中での動態

5.3

アニリンは、水に対する溶解度が 36 g/L (25℃)、蒸気圧が 40 Pa (20℃)、ヘンリー定数が 0.205
Pa･m3/mol (25℃) である (3 章参照)。ヘンリー定数を基にした水中から大気中へのアニリンの揮散による消失半減期は、水深 1 m、流速 1 m/秒、風速 3 m/秒のモデル河川では 12 日、水深 1 m、
流速 0.05 m/秒、風速 0.5 m/秒のモデル湖水では 131 日と推算される (Lyman et al., 1990)。
非解離状態でのアニリンの土壌吸着係数 (Koc) の値は 45 (3 章参照) であるが、解離定数 pKa
が 4.60 (3 章参照) であることから、酸性に傾いた環境水中では部分的にプロトン付加体の状態で存在するので、懸濁物質及び底質汚泥には吸着されやすいと推定される。
以上のこと及び 5.2 の結果から、環境水中にアニリンが排出された場合、主に生分解により水中から除去され、大気中への揮散による除去は小さいと推定される。なお、日射量が多い場
合には、表層水中での光分解による除去の可能性もある。
生物濃縮性

5.4

(表 5-4)

アニリンの水生生物への濃縮性は低いと推定される。

生物種
コ イ 科 の 一 種(Leuciscus idus)
ゼブラフィッシュ

表 5-4

濃縮性試験結果

濃度(μg/L)
55

試験期間
(日)
不明

生物濃縮係数(BCF)
10 以下

Freitag et al., 1982

0.2

不明

2.6

Zok et al., 1991

出典

6．環境中の生物への影響
6.1

水生生物に対する影響

6.1.1

藻類に対する毒性(表 6-1)

アニリンの藻類に対する毒性のうち、48～96 時間の EC50 (生長阻害) は 19～750 mg/L 超の範囲であった。このうち公定法で実施されて信頼できる値は、セレナストラム対する 72 時間 EC50の 40.8 mg/L (バイオマス)、102 mg/L (生長速度)、セレナストラムに対する 96 時間 EC50 の 19 mg/L
(バイオマス)、クロレラに対する 72 時間 EC50 の 175 mg/L (バイオマス) などである (Calamari,1980; Ramos et al., 1999; 環境庁, 1997a)。このうち最小値としてはセレナストラムに対する 72
時間 EC50 の 102 mg/L (生長速度) を採用する。
また、生長阻害を指標とした NOEC については、セレナストラム試験での 72 時間 NOEC が11.1 mg/L (バイオマス及び生長速度)、96 時間 NOEC が 2 mg/L (バイオマス)、クロレラ試験での 72 時間 NOEC が 90 mg/L であった (Calamari, 1980; Ramos et al., 1999; 環境庁, 1997a)。このうち最小値としてはセレナストラムに対する 72 時間 NOEC の 11.1 mg/L (生長速度) を採用する。
調査した範囲内では、アニリンの海産種に関する試験報告は得られていない。

4

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表 6-1
生物種
淡水
Selenastrum
capricornutum1)(緑藻、ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)

アニリンの藻類に対する毒性試験結果

試験法/
方式

温度
(℃)

OECD
201
GLP
止水

22.323.7

止水

エンドポイント

72 時間 EC50
24-48 時間 EC50
24-72 時間 EC50
0-72 時間 EC502)
72 時間 NOEC
24-48 時間 NOEC
24-72 時間 NOEC
0-72 時間 NOEC2)

22
7 日間 NOEC

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
生長速度
生長速度

ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
生長速度
生長速度

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度

Scenedesmus
subspicatus(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)

U.S. EPA
止水

ND

DIN3)
38412-9止水

24

96 時間 EC50
96 時間 NOEC

48 時間 EC10
48 時間 EC50
48 時間 EC10
48 時間 EC5022

生長阻害ﾊﾞｲｵﾏｽ

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
生長速度

濃度
(mg/L)

40.8
63.0
66.8
102
11.1
11.1
11.1
11.1
(a, n)
5
10
(n)
19
2
(n)
22
68
48
> 750
(n)

文献
環境庁,
1997a

Adams etal.,1985

Calamari etal., 1980

Kuhn &
Pattard, 1990

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ

Ramos et al.,
1999
175
90
(n)
ND: データなし、(a, n): 被験物質の測定濃度が設定値の±20%以内であったので設定濃度により表示、(n): 設定濃度
1) 現学名: Pseudokirchneriella subcapitata、2) 文献をもとに再計算した値、3) ドイツ規格協会(Deutsches Institut fur Normung) テストガイドライン
Chlorellapyrenoidosa(緑藻､ｸﾛﾚﾗ)

6.1.2

OECD
201
止水

無脊椎動物に対する毒性

72 時間 EC50
72 時間 NOEC

(表 6-2)

アニリンの無脊椎動物に対する急性毒性については、特にオオミジンコは最も影響を受けやすく、48 時間 LC50 は 0.17～0.250 mg/L、EC50 (遊泳阻害) は 0.16～0.316 mg/L の範囲であった。
長期毒性としては、オオミジンコとネコゼミジンコを用いた繁殖試験の報告があり、7～21
日間での NOEC は 0.004～0.339 mg/L の範囲であった。これらの NOEC は測定濃度に基づいて算出されており、信頼性は高い。このうち最小値は、オオミジンコでの 21 日間 NOEC の 0.004
mg/L であった (Kuhn et al., 1989b)。
海水種として甲殻類のベイシュリンプでの報告があり、96 時間閾値 (0％死亡最高濃度と100％死亡最低濃度の幾何平均値) は 29.4 mg/L であった (McLeese et al., 1979)。

5

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表 6-2生物種
急性毒性 淡水
Daphnia magna(甲殻類、ｵｵﾐｼﾞ
ﾝｺ)

Gammarus
fasciatus(甲殻類、ﾖｺｴﾋﾞ科)

アニリン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)

生後
24 時間
以内

OECD
202
GLP
止水
止水

20.420.5

ND

急性毒性 海水6.4-8.3cm
Crangon
2.4-4.5 g
septemspinosa(甲殻類、ﾍﾞｲｼｭﾘﾝﾌﾟ、ｴﾋﾞｼﾞｬ
ｺ科)
長期毒性 淡水
生後
Daphnia magna
24 時間(甲殻類、ｵｵﾐｼﾞ
以内
ﾝｺ)

pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

ND

7.67.848 時間 EC50
遊泳阻害

0.316
(a, n)

環境庁,
1997b

19.420.2

77

7.77.948 時間 LC50

0.17
(n)

流水

17.2±
0.5

40.8-47.6

6.87.848 時間 LC50

0.250
(m)

DIN1)
38412-2止水
半止水

20

2.4 mmol/L

8.0±
0.2

48 時間 EC50
遊泳阻害

0.3
(n)

Gersich &Mayes,
1986
Holcombe
et al.,
1987
Kuhn etal., 1989a

20

250

8.08.1

48 時間 EC50
遊泳阻害

0.16
(m)

流水

18.018.4

ND

7.4

96 時間 EC50

2.3
(m)

Pedersen
et al.,
1998
Boeri,
1989

半止水
助剤 2)

10

塩分濃度:
30‰

ND

96 時間閾値 3)

29.4
(m)

McLeeseet al.1979

OECD
202
GLP
半止水
半止水

20.220.7

ND

7.3
7.7

21 日間 NOEC
繁殖

0.00625(a, n)

環境庁,
1997c

19.020.0

ND

7.88.121 日間 NOEC
繁殖

0.339
(m)

UBA4)
半止水
閉鎖系
半止水

20

ND

8.0±
0.2

21 日間 NOEC
繁殖

0.004
(m)

Gersich &Milazzo,
1988
Kuhn etal., 1989b

23.024.5

ND

8.08.214 日間 NOEC
繁殖
14 日間 NOEC致死
7 日間 NOEC
繁殖

0.208
0.102
(m)
0.0081(m)Gersich &Milazzo,
1990

半止水
25.2
42.8
7.8
生後
Ceriodaphnia
Spehar,
6 時間
dubia
1987
以内
(甲殻類、ﾈｺｾﾞ
ﾐｼﾞﾝｺ属)ND: データなし、(a, n): 被験物質の測定濃度が設定値の±20%以内であったので設定濃度により表示、(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
1) ドイツ規格協会 (Deutsches Institut für Normung) テストガイドライン、2) エタノールあるいはジメチルス
ルホキシド、3) 0％死亡最高濃度と 100％死亡最低濃度の幾何平均値、4) ドイツ環境庁 (Umweltbundesamt) テ

6

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ストガイドライン

6.1.3

魚類に対する毒性(表 6-3)

アニリンの魚類に対する急性毒性のうち、96 時間 LC50 は 10.6～115 mg/L の範囲にあった。
その中の最小値は、試験液中のアニリンの平均測定濃度で示したニジマスに対する 10.6 mg/L
である (Abram and Sims, 1982)。
長期毒性としては、初期生活段階毒性試験においてゼブラフィッシュのふ化率、生存、成長を指標にした 28 日間 NOEC が 1.8 mg/L、ファットヘッドミノーのふ化率、生存、成長を指標にした 32 日間 NOEC が 0.39 mg/L、ニジマスの成長を指標とした 90 日間 NOEC が 4.0 mg/L であった (Russom and Broderius, 1991; Spehar, 1987; van Leeuwen et al., 1990)。また、メダカの 0～
2 日齢を用い、成長を指標とした 28 日間 NOEC が 4.61 mg/L であったとの報告もある (Holcombe
et al., 1995）。
その他、オオクチバス、キンギョ及びアメリカナマズを用いて受精卵からふ化 4 日目まで胚ふ化仔魚期における LC50 を異なる硬度の希釈水 (50 及び 200 mg CaCO3/L) で調べた報告がある。いずれの硬度でも毒性値に差はなく、オオクチバス、キンギョ及びアメリカナマズのふ化
4 日目の LC50 は、それぞれ 7.1～11.8、4.6～5.5 及び 5.0～6.2 mg/L であった (Birge et al., 1979)。
アニリンの海水魚に関する試験報告としては、ヨーロピアンシーバスに対する 15 日間 LC50
が 20 mg/L 超であった (Roche and Boge, 1996)。
表 6-3

アニリンの魚類に対する毒性試験結果

生物種

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

急性毒性 淡水
Danio rerio(ｾﾞﾌﾞﾗﾌｨｯｼｭ)

ND

止水

ND

3 か月
200-350
mg
ふ化後
24 時間
以内

半止水

Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)Oryziaslatipes(ﾒﾀﾞｶ)

濃度(mg/L)

文献

32-33
(n)
57.5
(m)

Wellens,
1982
Zok et al.,
1991

68.6
60.2
15.7
(m)
77.9
(m)
27.2
(a, n)Marchini etal., 1992

Holcombe etal., 1987
環境庁,
1997d

14 日間 NOEC
致死

1.88
(a,n)

環境庁,
1997e

96 時間 LC50

115
(m)

Ramos et al.,
1998

pH

エンドポイント

ND

ND

96 時間 LC50

26.5±
1

ND

8.6±
0.3

96 時間 LC50

U.S. EPA
流水25±1

45.5±1

7.65
±0.6

0.3 g

流水

40.8-47.6

約 0.2 gOECD
203 GLP流水
OECD
204 GLP
流水
OECD
203
半止水

17.2±
0.5
23.824.7

6.87.87.07.896 時間 LC50
7 日間 LC50
7 日間 NOEC
致死、成長
96 時間 LC50

23.224.0

ND

7.27.520-25

ND

7.18.2

約 0.2 g

Poecilia
reticulata(ｸﾞｯﾋﾟｰ)硬度

2-3 か月齢
1.8 cm
69 mg

ND

7

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96 時間 LC50

生物種
Lepomismacrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)
Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

急性毒性 海水
Dicentrarchus
labrax(ﾖｰﾛﾋﾟｱﾝｼｰﾊﾞ
ｽ、ﾓﾛﾈ科)
長期毒性 淡水
Danio rerio(ｾﾞﾌﾞﾗﾌｨｯｼｭ)Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)Oryziaslatipes(ﾒﾀﾞｶ)

大きさ/
成長段階
1.1 g

試験法/
方式
流水

温度
(℃)
17.2±
0.5

0.25 g29±3 mm

流水1.2-3.8 g
4.6-6.4 cm
0.9 g

流水

80 g

半止水

15±1

受精卵

半止水

24 時間
以内の
受精卵
0-2 日齢Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

受精卵

Micropterus
salmoides(ｵｵｸﾁﾊﾞｽ)

産卵後
1-2 時間
以内の卵

硬度

pH

エンドポイント

40.8-47.6

6.87.896 時間 LC5015

240-260

7.17.7

96 時間 LC50
7 日間 LC50

14.116.5
17.2±
0.5

86

7.68.2
6.87.896 時間 LC50

塩分濃度:
0.5%

ND

24±2

210

7.48.5

流水

24.5

45.5

7.93

流水

25

45.8

7.88

流水

流水

流水
閉鎖系

10

18.225.8(mg CaCO3/L)

40.8-47.6ND

46.9±3.4

195.3±14.3

Carassius
auratus(ｷﾝｷﾞｮ)産卵後
1-2 時間
以内の卵

流水
閉鎖系

18.225.846.9±3.4

195.3±14.3

Ictalurus
punctatus(ｱﾒﾘｶﾅﾏｽﾞ)

産卵後
1-2 時間
以内の卵

流水
閉鎖系

25.929.6

46.9±3.4

7.74

7.7
±0.1

7.7
±0.1

7.7
±0.1

7.7
±0.1

7.7
±0.1

8

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濃度(mg/L)49.0(m)

文献
Holcombe etal., 1987

10.6
8.2
(m)
36.2
(m)
40.5
(m)

Abram &
Sims, 1982

15 日間 LC50

> 20
(n)

Roche &
Boge, 1996

28 日間 NOEC
ふ化、生存、
成長
32 日間 NOEC
ふ化、生存、
成長

1.8(m)

van Leeuwen
et al., 1990

0.39
(m)

Russom &Broderius,
1991

4.61

Holcombe etal., 1995

96 時間 LC50

28 日間 NOEC致死
28 日間 NOEC
成長
90 日間 NOEC
成長
90 日間 NOEC
致死
3.5 日間 LC50
(ふ化 0 日目)
7.5 日間 LC50
(ふ化 4 日目)
3.5 日間 LC50
(ふ化 0 日目)
7.5 日間 LC50
(ふ化 4 日目)
4 日間 LC50(ふ化 0 日目)
8 日間 LC50(ふ化 4 日目)
4 日間 LC50(ふ化 0 日目)
8 日間 LC50(ふ化 4 日目)
4.5 日間 LC50
(ふ化 0 日目)
8.5 日間 LC50
(ふ化 4 日目)

< 4.61
(m)
4.0
7.8
(m)
32.7
11.8
(m)
29.9
7.1
(m)
9.3
5.5
(m)
7.6
4.6
(m)
5.5
5.0
(m)

Hodson etal., 1984
Holcombe etal., 1987

Spehar, 1987

Birge et al.,
1979

生物種

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)
6.3

文献

4.5 日間 LC50
(ふ化 0 日目)
6.2
8.5 日間 LC50(m)
(ふ化 4 日目)
ND: データなし、(a, n): 被験物質の測定濃度が設定値の±20%以内であったので設定濃度により表示、(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
195.3±14.3

6.2

7.7
±0.1

環境中の生物への影響 (まとめ)アニリンの環境中の生物に対する毒性影響については、多くのデータがあり、致死、遊泳阻
害、生長 (成長) 阻害、繁殖などを指標に検討が行われている。
藻類の生長阻害試験では、セレナストラムに対する 72 時間 EC50 が 40.8 mg/L (バイオマス)、
102 mg/L (生長速度)であり、生長速度による値は GHS 急性毒性有害性区分に該当しない。また、
長期毒性とされる生長阻害に関する NOEC のうち最小値は、セレナストラムの 72 時間 NOECの 11.1 mg/L (生長速度) であった。
無脊椎動物では、オオミジンコに対する毒性値は GHS 急性毒性有害性区分 I に相当し、極めて強い有害性を示す。長期毒性としては、オオミジンコとネコゼミジンコを用いた繁殖試験の報告があり、7～21 日間での NOEC は 0.004～0.339 mg/L の範囲であった。このうち最小値は、オオミジンコでの 21 日間 NOEC の 0.004 mg/L であった。海水種として甲殻類のベイシュリン
プでの 96 時間閾値 (0％死亡最高濃度と 100％死亡最低濃度の幾何平均値) が 29.4 mg/L であったという報告がある。
魚類では、ゼブラフィッシュ、ファットヘッドミノー、メダカ、ブルーギル、グッピー及びニジマスに関する急性毒性データがある。その 96 時間 LC50 は 10.6～115 mg/L の範囲にあり、GHS 急性毒性有害性区分 III に相当し、有害性を示す。
長期毒性としては、ファットヘッドミノー、ニジマスなどを用いた初期生活段階毒性試験において致死、成長、ふ化等を指標にして調べられている。このうち最小値は、ファットヘッド
ミノーを用いてふ化率、生存、成長を指標にした 32 日間 NOEC が 0.39 mg/L であった。
さらにオオクチバス、キンギョ及びアメリカナマズを用いて受精卵からふ化 4 日目まで胚ふ化仔魚期における LC50 を異なる硬度の希釈水 (50 及び 200 mg CaCO3/L) で調べた報告がある。いずれの硬度でも毒性値に差はなく、オオクチバス、キンギョ及びアメリカナマズのふ化
4 日目の LC50 はそれぞれ 7.1～11.8、4.6～5.5 及び 5.0～6.2 mg/L であった。海水魚に関する試
験報告は、ヨーロピアンシーバスに対する 15 日間 LC50 が 20 mg/L 超であった。
以上から、アニリンの水生生物に対する急性毒性は、甲殻類に対し GHS 急性毒性有害性区

分 I に相当し、極めて強い有害性を示す。長期毒性の NOEC は、藻類では 11.1 mg/L、甲殻類では 0.004 mg/L、魚類では 0.39 mg/L である。
得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は、甲殻類であるオオミジンコの繁殖を指標とした 21 日間 NOEC の 0.004 mg/L である。
9

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7．ヒト健康への影響
7.1

生体内運命

(表 7-1、図 7-1）

アニリンは、気道、皮膚及び消化管から速やかに吸収される。吸収されたアニリンはほぼ全身に分布する。妊娠ラットを用いた実験から、胎盤通過性及び胎児移行性が示唆されている。
代謝は、N-アセチル化、芳香環の水酸化、N-水酸化と抱合又はこれらの競合経路により行われ、肝臓中の N-アセチル転移酵素及びシトクロム P-450 により触媒される。主な代謝物は p-アミノ
フェノールであり、一部は更にグルクロン酸あるいは硫酸抱合を受け、大部分が尿中に排泄される。ヒトに経皮暴露した実験では、尿中に p-アミノフェノールが排泄された。アニリンの半減期は約 3.5 時間と報告されている。代謝物及び反応性については、若干の種差がみられる。
アニリン毒性影響の一つとしてメトヘモグロビン生成があげられ、代謝物であるフェニルヒド
ロキシルアミンのニトロソベンゼンへの酸化に伴って、ヘモグロビンのヘム鉄 (2 価) が酸化(3 価となる) されて、メトヘモグロビンを生成する。

NH2

HO

酸化

NH 2

(肝臓)

酸化

O

抱合
(肝臓)

CH3
N C
H
(アセチル抱合、硫酸抱合、メルカプツール酸抱合)

還元(ヒドロキシルアミンレダクターゼ)

転移グルコース-6-P

NADP+

N
H

6-Pグルクロン酸

NADPH

NO

2+

OH

Hb･Fe ... O3

3+

Hb･ Fe ...(OH)(Met-Hb)

2GSH

NADPH

GSSG

Met-Hb レダクターゼ

ジアホラーゼグルコース－6－りん酸デヒドロゲナーゼ

図 7-1

NADP+

酸化

グルタチオン レダクターゼ

アニリンの代謝経路図（出典：Lewalter and Korallus, 1985）10

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表 7-1
動物種等
ラット

投与条件
単回経口

ラット
雄

単回吸入
8,12 時間/日

100 ppm

妊娠ラット SD

単回皮下

3

ボランティア

蒸気暴露
（全身）

ND

経皮

ラット
F344
雄

経口
1,10 日間

ラット
F344
マウス
B6C3F1

反復経口
7 日間

ラット (妊娠)皮下投与

ラット
5-6 週齢ヒツジ
2-3 月齢ブタ
2-3 月齢

単回経口

アニリン製造工

ND

投与量
C-アニリ
ン塩酸塩
10、30、100
mg/kg

14

H-アニリ
ン 1.3
mg/kg
5-30 mg/m3

アニリンの生体内運命

結
果0.5、1、2 時間で最大となり、投与 24 時間で最高濃度の 2%以下に減少
分布: すべての用量において高い濃度が腎臓で続いて肝臓、血漿、肺、心臓、
脾臓そして脳の順であった
排泄: 投与 48 時間後、尿中に 10、30、100 mg/kg 用量で、それぞれ 96、91、77%
吸収:
メトヘモグロビン濃度は 8 時間までに定常状態に達した。半減期は 75 分と推定された。血液及び脂肪中のアニリン濃度は暴露期間が 12
時間に延長されても増加しなかった。
吸収: 1、2、4 時間後、胎児の血漿濃度が母動物よりわずかに高かった。半減期は 1.5 時間。脳及び心臓、肝臓に認められた。
吸収: 肺からの吸収が 2-11mg/時間、皮膚からの吸収が 3-11 mg/時間
吸収:

液体アニ
リン
アニリン
水溶液
14
C-アニリ
ン塩酸塩
100 mg/kg

吸収:

吸収速度に大きな差はなし

分布:1) 反復経口投与;
50、100mg/kg

分布:1 日投与では、赤血球に 25.2μg/mL、血漿、脾
臓、腎臓、肝臓、肺、心臓、脳に 0.4-4.0μg/mL
であった
10 日間反復投与後の脾臓では 12.3 倍増加、他の組織は 1.8-3.8 倍
100 mg/kg/日を投与したラットで、腎臓、大腸及び脾臓において 14C で標識された DNA が
高濃度検出
ラット
24 時間以内に 89% の放射能(14C-アニリン使用)尿中に排泄マウス
24 時間以内に 72% の放射能(14C-アニリン使用)尿中に排泄

排泄:2) 体内動態試験
ラット; 50又は 250mg/kg
マウス;
100 又は500 mg/kg
3
H-アニリン
1.3 mg/kg
14
C-アニリ
ン
50 mg/kg

8 mg/m3 以

分布:文献
Bus et al.,
1978

Kim &
Carlson,1986
Maickel &Snodgrass,
1973
Dutkiewicz&
Piotrowski,
1961
Baranowsk
a-Dutkiewicz, 1982
Bus & Sun,
1979; Sun
& Bus,
1980
McCarthyet al., 1985

投与 1、2、4 時間後において、胎児血漿の放 Maickel &射能が母動物血漿より高い。胎児の脳、心臓、 Snodgrass,1973
肝臓にも放射能が認められた。
代謝: ヒツジ、ブタの主要な代謝物は N-アセチル-p- Kao et al.,1978
アミノフェノールグルクロン酸抱合体でヒツ
ジで 60%、ブタで 66%。ラットは N-アセチル-pアミノフェニル硫酸塩で 56%であった。他に o及び p-アミノフェノール約 20%、アセトアニリ
ド約 3%、N-アセチル-p-アミノフェノール約10%検出
排泄: ラットで 24 時間以内に尿中に 96%、ヒツジで80%、ブタで 56%、糞中に約 2%
Fast acetylator
Lewalter &11

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動物種等
場のヨーロッパ
人従業員、14 人(7 人： slow
acetylator、
7 人：fast
acetylator)

投与条件

投与量
下

ヒト

経皮暴露

ND

ウサギ

単回経口

14

単回
経口

2)

マウス・雄
ラット･雄雌ウサギ･雌モルモット･雌ゴールデンハム
スター･雌
イヌ･雌
ネコ･雌
ニワトリ･雌フェレット･雌
アレチネズミ･雌C–アニ
リン 160、200、250､500 mg/kg

結果
メトヘモグロビン: 0.9%
尿中アセトアニリド: 340μg/g クレアチニン
遊離型アニリン:10μg/L
Slow acetylator
メトヘモグロビン: 1.4%
尿中アセトアニリド: 30μg/g クレアチニン
遊離型アニリン:123μg/L
排泄: p-アミノフェノールが排泄された。ヒトにおける半減期は 3.5 時間
排泄: 160-500 mg/kg のいずれの投与量においても 3-8 日の間に尿中に平均 70％が p-アミノフェ
ノールとして排泄され、糞中に 0.7-1.5%、呼気中に 0.2%未満、体内に 3-7%残留
代謝: o-アミノフェノール 25%、p-アミノフェノール
11%、アニリン抱合体 5%。o-及び p-アミノフ
ェノールの比はアレチネズミで 15 モルモット
11、ゴールデンハムスター10、ウサギ 6.0、ラット(雄)6.0、ラット(雌)2.5、ニワトリ 4、マウス 3、フェレット 1、イヌ 0.5、ネコ 0.4 となり動物種によって異なることが認められた
排泄: イヌでアニリンの約 20%が 16 時間以内に、約50%が 2 日以内に尿中に排泄

文献
Korallus,
1985

Piotrowski,
1972
Parke,
1960

Parke,
19602)

175、200 mg/kg: イヌ
250 mg/kg: アレチネズミ、モルモット、ゴールデンハ
ムスター、ラット、マウス、フェレット
200 mg/kg: ネコ
50 mg/kg: ニワトリ
160-500 mg/kg: ウサギ

ND:データなし

7.2

疫学調査及び事例(表 7-2）

ヒトに対する主な影響は、メトヘモグロビンの生成が原因と考えられ、ボランティアに 3 日間経口投与した臨床実験では、25 mg/人よりメトヘモグロビンの生成が報告されている。チア
ノーゼ、貧血のほか、頭痛、めまい、意識障害 (錯乱、昏睡)、痙れん、呼吸困難などの症状が血中のメトヘモグロビン量に依存してみられる。また、マキシマイゼーションテストあるいはパッチテストで皮膚感作性が認められている。発がん性については、アニリンとの関連性は不明確であるが、膀胱がんを誘発する可能性については否定されていない。

12

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表 7-2
対象集団
性別・人数
男子学生
(19 歳)

アニリンの疫学調査及び事例

暴露状況

暴露量

結

果

文献

単回経口

5-20 mL(ニ
トロベンゼ
ン含む)

インド染料工場男性従業員(21、45 歳)

単回吸入

自殺者、1 人

単回経口

ボランティア20 人(男性：17人、女性：3 人)

経 口 投 与 (3
日間)

ND

ND

アニリン製造
工場従業員

ND

ND

経皮(期間
等は 一 切不明)

Jain et al., 1975
21 歳男性：
めまい、昏睡、瞳孔収縮、チアノーゼ
45 歳男性：
めまい、錯乱、蒼白、チアノーゼ
Janik-Kurylcio
60 mL
4 日目に死亡
et al., 1973
メトヘモグロビンの形成
事故当時：85%、死亡時：27%
p-アミノフェノールの平均排泄量：8.4 mg/時
病理解剖時の所見;
心筋、肝臓及び腎臓の変性、肺及び脳の浮腫、延髄の出血
Jenkins et al.,5、15、25、 25 mg/人以上:メトヘモグロビンの増加
1972
35、45、55、 65 mg/人:投与 2 時間以内にメトヘモグロビ
ンが最高値を示し(投与 3 時間後には正常
65 mg/人値)、他の投与量においては投与 4 時間後以内に最高値
各投与量におけるメトヘモグロビンの最高値:
25 mg/人： 2.46%35 mg/人： 3.68%
45 mg/人： 7.08%
55 mg/人： 5.17%65 mg/人： 16.1%
投与 24 時間後に実施した検査では 45、65 mg/
人で血清ビリルビンの軽度の増加がみられたが、他の血液学、血液化学、尿検査では変化はみられなかった
ND
軽度-中等度のチアノーゼ、ハインツ小体を伴 Fairhall, 1957
う貧血、衰弱、頭痛、錯乱、痙れん、呼吸困難
Smyth, 1931
ND
従業員の多くにチアノーゼのほか以下の症
状
頭痛、めまい、嚥下困難、悪心、嘔吐、胸部及び腹部の痛み又は痙れん、脱力、動悸、不整呼吸、瞳孔収縮(光に対する反応性あり)、
体温異常、呼気及び汗のアニリン臭、暗色尿。
重症時には肺浮腫、尿及び便の失禁
National
アニリンを含む染料で染色された靴を履いアニリンてアニリンに接触した事例では、重度のメト Network of(10-25%)のVigilance,
ほか以下の ヘモグロビン血症
Control and
化学物質をSanction of
含む石油ベ
Chemical
ンジン
Products, 1999
(50-100%)、
エチルアル
コール
(25-50%)

実験中、誤飲により意識消失、瞳孔散大、蒼 Harrison, 1977
白、動悸、呼気のアーモンド臭、呼吸困難、動脈血酸素ガス分圧の低下、メトヘモグロビ
ン量の増加(65％以上)

ND

13

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対象集団
性別・人数
ボランティア25 人(18-50 歳)
下肢の潰瘍及び皮膚炎を 6か月以上罹患（200 人）ローマの皮膚
科の患者
1956-1959
年:781 人1959-1962
年:868 人1962-1965
年:1,438 人
芳香族アミン
化合物に対し感作性を示す人、181 人
うっ血性皮膚
炎を示す患者
306 人(男性：
187 人、女性：
119 人)
染料又はゴム製品製造工場の従業員

アニリン及びo- ト ル イ ジ ン
を取り扱う工場 の 従 業 員
1,749 人 (1957年より調査を実施)

暴露状況
パッ チ テスト
パッ チ テス
ト

暴露量

結

果

文献

10%

マキシマイゼーションテストで陽性反応

Kligman, 1966

5%(ワセリン基剤)

8 人で陽性反応

Ebner &
Lindemayer,
1977

パッ チ テス
ト

10%

各調査年度で陽性反応のみられた事例は以下のとおり
1956-1959 年: 102/781 人(13%)
1959-1962 年: 94/886 人(10.6%)
1962-1965 年: 73/1,438 人(5.1%)

Scarpa &Ferrea, 1966

パッ チ テスト

1% (軟膏を
基剤、軟膏
の組成不
明)
5% (ワセリン基剤)

24 人で陽性反応

Dungemann &Borelli, 1966

8.8%で陽性反応

Angelini et al.,1975;
Dungemann &Borelli, 1966

ND

膀胱がんの増加Goldblatt,1949;
Kuchenbecker,
1920; Muller,
1949;

ND

1.暴露が明らかな従業員：708/1,749 人
膀胱がん発生件数：7/708 人
膀胱がんの発生率：1.08a)
2.暴露の可能性のある従業員：288/1,749 人
膀胱がん発生件数：4/288 人
膀胱がんの発生率：1.09a)
3.暴露の可能性のない従業員：753/1,749 人
膀胱がん発生件数：2/753 人a)ニューヨーク州における膀胱がんの発生率に対する比率

Ruder et al.,
1992; U.S.
NIOSH Alert,
1990; Ward etal., 1991

パッ チ テスト

ND( ア ニ リ
ンの ほ か他の芳 香 族アミン 化 合物を含 む 混合物に暴露)
アニ リ ンのほかに o-ト
ルイ ジ ンにも暴 露 された

イ ギ リ ス の 化 ND
学工場で 6 ヵ
月以上働いている男性従業員、4,622 人(調査期
間
1910-1952 年)
イ タ リ ア の 染 ND
料工場従業員、619 人(調査期
間 1931-1948

ND

ND

暴露が明らかな従業員のうち喫煙歴のある
従業員では、膀胱がんの発生率は 6 倍以上
アニリン(ベンジジン、1-or 2-ナフチルアミ
ン、マジエンタ、オーラミンは含まれず) に暴露された従業員 1,233 人中、膀胱がんによる死亡が 1 例報告

膀胱がん(乳頭腫)が 1 例

14

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Case &
Pearson, 1954;
Case et al.,1954

Vigliani &Barsotti, 1962

対象集団
暴露状況
性別・人数
年)
芳 香 族 ア ミ ン ND
染料(アニリンを材料とする)を製造する 2つの工場の従業員、各 139、48 人 ( 調 査 は
1940-1975 年に実施)
ND: データなし

暴露量

結

果

文献

膀胱がんによる死亡はみられなかった

ND

Ott & Langner,
1983

実験動物に対する毒性

7.3
7.3.1

急性毒性

(表 7-3)

経口投与での LD50 は、ラットで 440～930 mg/kg、ネコで 51.1 mg/kg、吸入暴露での LC50 (4時間) は、ラットで 968～3,247 mg/m3 (250～839 ppm)、経皮投与での LD50 は、ウサギで 820～1,540 mg/kg、モルモットで 1,290～2,150 mg/kg、ネコで 254 mg/kg であった。
主な毒性症状は血液中におけるメトヘモグロビンの生成に起因するものであり、チアノーゼ、
振戦、流涙、呼吸器障害などを生じる。
表 7-3

アニリンの急性毒性試験結果

ラット
440-930
全 身 暴 露 :968-1,850/4
時間 (250-478 ppm)
吸入 LC50 (mg/m3)1）
ND
鼻部暴露:3,247/4 時間(839 ppm)
経皮 LD50 (mg/kg)
ND
ND
ND:データなし、1）1 ppm=3.87 mg/m3 で計算
出典：BASF AG, 1971; Bayer AG, 1984
経口 LD50 (mg/kg)

7.3.2

マウス
ND

刺激性及び腐食性

ウサギ
ND

モルモット
ND

ネコ
51.1

ND

ND

ND

820-1,540

1,290-2,150254(表 7-4)

皮膚及び眼に中等度又は強度の刺激性がみられる。
表 7-4
動物種等
ウサギ

試験法
投与方法
皮膚一次
刺激性
眼一次刺
激性

アニリンの刺激性及び腐食性試験結果

投与期間

投与量

結

24 時間

20 mg

中等度の皮膚刺激性

Marhold, 1986

ND

50 mg

強度の角膜混濁、強度の結膜発赤及び浮腫。これらの眼一次刺激性
反応は 8 日後までには回復しなかった。また、8 日後に血管新生。

BASF,
1972

15

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果

文献

動物種等

試験法
投与方法

投与期間

投与量

ND

102 mg

24 時間
ND

20 mg
102 mg

結果結膜の刺激性反応は 2 日後までにピークに達し、96 時間後までには回復しなかった。一方、角膜混濁は 48 時間までに回復。
中等度の眼刺激性
強度の眼刺激性

文献
Sziza & Podhragyai,
1957

Marhold, 1986
Bio Fax Industrial
Bio-Test
Laboratories, 1969b

ND：データなし

7.3.3

感作性

モルモットを用いた実験において、マキシマイゼーションテストでは 10 例中 1 例に陽性反応が認められ、単回注射アジュバントテストでは再惹起を行った際に 10 例中 5 例に反応がみられたとの報告がある (Goodwin et al., 1981)。しかし、ドレイズの変法 (皮内感作濃度 2.5%、皮内惹起濃度 1%) では皮膚感作性は陰性であったとされている (Goodwin et al., 1981; Sziza andPodhragyai, 1957)。

7.3.4

反復投与毒性(表 7-5)

アニリンの反復投与毒性については、マウス、ラットを用いた経口投与試験、ラットを用いた吸入暴露試験、皮下投与試験が行われている。
経口投与毒性に関しては、雌雄 F344 ラットにアニリン塩酸塩 0、10、30、100 mg/kg/日 (アニリン 0、7、22、72 mg/kg/日に相当) を 104 週間混餌投与した実験で、10 mg/kg/日以上で 52
週目以降に脾臓のヘモジデリン沈着、髄外造血亢進、30 mg/kg/日以上で脾臓の重量増加、髄外
造血亢進、100 mg/kg/日で死亡率の増加のほか、26 週目以降に脾臓の腫大、退色、慢性的被膜炎、104 週目に脾臓で間質の過形成及び線維化、リンパ球減少、骨髄の造血亢進、腸間膜リン
パ節、副腎及び肝臓のヘモジデリン沈着、肝臓の重量増加、卵巣の相対重量減少がみられ、ラット経口投与 (混餌) における LOAEL は 10 mg/kg/日 (アニリン 7 mg/kg/日に相当) とされ(CIIT, 1982)、この値を経口投与による LOAEL と判断する。
吸入暴露毒性に関しては、雄 SD ラットにアニリン 0、17、45、87 ppm (0、65.8、174.2、336.7
mg/m3) を 6 時間/日、5 日/週、2 週間吸入暴露 (鼻部) した実験では、17 ppm 以上で脾臓の腫大、ヘモジデリン沈着、髄外造血亢進、45 ppm 以上でメトヘモグロビン量、網状赤血球数、平均赤血球容積の増加、赤血球数、ヘモグロビン濃度、ヘマトクリット値、平均赤血球ヘモグロ
ビン濃度、赤芽球系骨髄細胞の減少、87 ppm で平均赤血球ヘモグロビン量 (MCH)、尿量、リンパ球の増加、分節核好中球、血小板数の減少、肝臓の髄外造血亢進がみられ、ラットにおける 2 週間鼻部暴露時の LOAEL は 17 ppm (65.8 mg/m3)と報告され、 (U.S. EPA, 1981) この値を吸入暴露による LOAEL と判断する。

16

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表 7-5動物種等
マウス
B6C3F1
雌雄

試験法
投与方法
経口投与
(混餌)

投与期間
8 週間

マウス
B6C3F1
雌雄

経口投与
(混餌)

103 週間

ラット
SD
雄

経口投与
(飲水)

4 日間

ラット
F344
雄

経口投与
(強制)

5、10、20
日間ラット
Coworth
Wistar

経口投与
(混餌)

13 日間

ラット
SD
雄

経口投与
(強制)

14 日間

アニリンの反復投与毒性試験結果
投与量

結

果

0、0.01、0.03、 0.03% (32.4 mg/kg/日)以上:
脾臓の腫大、黒色化
0.3、1%1) (0、10.8、32.4、324、
1,080 mg/kg/日
相当)
アニリン塩酸塩使用
0.6%以上:胆管の炎症
0.6、1.2％
1.2％:体重増加抑制(雄:737、1,510
mg/kg/日、
雌:733、1,560
mg/kg/日相当)
アニリン塩酸塩使用(アニリンのみに換算すると、
雄:534、1,093
mg/kg/日 、
雌:531、1,129
mg/kg/日に相当)
0.25、0.5、1、2 0.5 mmol/kg (46 mg/kg/日) 以上:
過酸化脂質、脾臓中の鉄含量の増加、mmol/kg (23、脾臓における赤脾髄の腫大
46、93、186
1 mmol/kg (93 mg/kg/日) 以上:
mg/kg/日相当)
ヘモグロビン濃度、ヘマトクリット値
アニリン塩酸の減少、脾臓の絶対・相対重量増加、塩使用(アニリ
うっ血、食細胞内の鉄沈着の増加、髄ンのみに換算外造血亢進すると、16.7、
33.3、67.3、134.7 2 mmol/kg (186 mg/kg):
メトヘモグロビン、白血球数の増加、mg/kg/日に相赤血球数の減少
当)NOAEL;0.25 mmol/kg(23 mg/kg/日)
LOAEL;0.5 mmol/kg(46 mg/kg/日)
0、110 mg/kg/日 110 mg/kg:
投与 5 日目以前に 4/22 例、投与 5-10
日目までに 2/22 例、投与 10-20 日目までに 2/22 例が死亡。投与後にチアノー
ゼ、5 日目に体重増加抑制、20 日目に脾臓の重量増加、中等度のうっ血、重度のヘモジデリン沈着、中等度-重度の髄外造血亢進、腎臓で軽度のヘモジデ
リン沈着、骨髄で中等度-重度の造血亢進。
0、0.093% (0、 0.093% (65.1 mg/kg/日):
脾臓で重量増加、髄外造血亢進、類洞65.1 mg/kg/日相のうっ血、ヘモジデリン沈着、肝臓で当)
軽度の髄外造血亢進
0、0.7 mmol/kg/ 0.7 mmol/kg (65 mg/kg):
投与 1 日目にメトヘモグロビン、白血
日 (65 mg/kg/
球数、IgA の増加、7 日目に AST、ALT
日)の減少がみられたほか、脾臓において

17

http://www.cerij.or.jp

文献
NCI, 1978

NCI, 1978

Khan et al.,1997

Short et al,
1983

Jenkins etal., 1972

Khan et al.,
1995b

動物種等

試験法
投与方法

投与期間

ラット
F344
雄

経口投与
(混餌)

7、28 日間両期間とも投与開始 28-29 日
目に検査
を実施

ラット
F344
雌雄

経口投与
(混餌)

30 日間

投与量

0、6、17、57
mg/kg/日
アニリン塩酸塩使用(アニリンのみに換算すると、
0、4、12、41
mg/kg/日に相
当)

結

果

文献

投与 1、7 日目に相対重量の増加、投与
1 日目にうっ血、ヘモジデリン沈着、
全検査ポイント (詳細不明) で絶対重量の増加、鉄含量の高値
BASF AG,
7 日間投与2001
6 mg/kg 以上:
ハインツ小体、ヘモグロビン付加体の増加
17 mg/kg 以上:
血小板数、ハインツ小体、血清鉄の増加、ヘモグロビン濃度、平均赤血球ヘ
モグロビン濃度の減少がみられたほか、脾臓において絶対・相対重量の増
加、軽度のうっ血57 mg/kg:
網状赤血球数、メトヘモグロビン、トランスフェリン、総鉄結合能の増加、赤血球数の減少、赤血球の大小不同性、多染性、低色素性のほか、脾臓の腫大
28 日間投与6 mg/kg 以上:
ハインツ小体、ヘモグロビン付加物の増加のほか、脾臓において血管のうっ血17 mg/kg 以上:
網状赤血球数、ハインツ小体、血清鉄、平均赤血球容積、平均赤血球ヘモグロ
ビン量の増加、赤血球数、ヘモグロビ
ン濃度の減少、赤血球数の低色素性のほか、脾臓の絶対・相対重量の増加
57 mg/kg:
メトヘモグロビン、トランスフェリン、
総鉄結合能、白血球数、赤芽球数の増加、ヘマトクリット値、平均赤血球ヘ
モグロビン濃度の減少、赤血球の多染性のほか、脾臓において腫大、軽-中等度 の多発性脾周囲炎、軽度の髄外造血
亢進、軽度のヘモジデリン沈着

CIIT, 1977
0、30、100、300、 30 mg/kg 以上:
メトヘモグロビン、ハインツ小体、網1,000 mg/kg/日
状赤血球数の増加
アニリン塩酸塩使用 (アニリ 100 mg/kg 以上:
脾臓及び肝臓の腫大、脾臓及び腎臓のンのみに換算退色
すると、0、21.7、
72.4、217.2、724 300 mg/kg 以上:
チアノーゼ
mg/kg/日に相1,000 mg/kg:
当)
死亡が 10/20 例みられたほか、投与24-27 日目に屠殺した生存例の雌では、体重増加抑制、摂餌量の減少、腎皮質の黒色化、腸間膜リンパ節の腫大

18

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動物種等
ラット
F344
雌雄

試験法
投与方法
経口投与
(混餌)

投与期間
8 週間

ラット
SD
雄

経口投与
(飲水)

30、60、90
日間

ラット
F344
雌雄

経口投与
(混餌)

1 年間以上ラット
Wistar
雄

経口投与
(飲水)

80 週間

ラット
F344

経口投与
(混餌)

103 週間投与量

結

果0、0.01、0.03、 0.03% (15 mg/kg/日) 以上:
脾臓の腫大、黒色化
0.3、1% (0、5、
1% (504 mg/kg/日):
15、151、504
体重増加抑制mg/kg/日相当)
アニリン塩酸塩使用 (アニリ
ンのみに換算すると、0、3.6、10.9、109.3、364.9 mg/kg/日に相当)
0、600 ppm (0、 600 ppm (43 mg/kg/日):
全投与期間においてメトヘモグロビ
43 mg/kg/日相
ン、脾臓の相対重量の増加、赤血球数当)の減少。その他、30 日間投与では、白アニリン塩酸
血球数の増加、ヘモグロビン濃度、塩使用 (アニリ
AST、肝臓の相対重量の減少、60 日間
ンのみに換算投与では、平均赤血球容積、IgA、肝臓すると、0、31.1の相対重量の増加、AST の減少、90 日
mg/kg/日に相間投与では、平均赤血球ヘモグロビン
当)量、IgA の増加、ヘマトクリット値、
CD4+/CD8-ヘルパーT 細胞の減少。また、投与期間の長さに相関して、類洞内皮及び線維芽細胞の増殖による赤脾
髄の腫大、マクロファージ内のヘモジ
デリン沈着の増加、赤脾髄周囲の線維化10 mg/kg:
10、30、100、毒性影響が軽度と報告されているが詳
300、1,000
細不明
mg/kg/日
30 mg/kg 以上:
アニリン塩酸
メトヘモグロビン、ハインツ小体、網塩使用 (アニリ
状赤血球数、赤血球数の増加、赤芽球
ンのみに換算系骨髄細胞の過形成、脾臓の腫大、皮すると、7.2、
膜の肥厚、白脾髄の線維化、髄外造血21.7、72.4、
亢進
217.2、724
mg/kg/日に相当)0、0.03、0.06、 0.03%以上:
赤血球数、ヘモグロビン濃度の減少、0.12％
胆管の軽度-中等度 の増殖
アニリン塩酸塩使用
0.3％ (174.4 mg/kg/日) 以上:
0.3、0.6％
脾臓で皮膜の線維化、脂肪変性、腎臓(174.4、350.5で尿細管のヘモジデリン沈着
mg/kg/日相当)
0.6％ (350.5 mg/kg/日):
アニリン塩酸
肝臓でクッパー細胞のヘモジデリン沈
塩使用 (アニリ
着ンのみに換算すると、126.3、253.8 mg/kg/日
に相当)

19

http://www.cerij.or.jp

文献
NCI, 1978

Khan et al.,
1993

Gralla et al.,
1979

Hagiwara etal., 1980

NCI, 1978

動物種等
ラット
F344
雌雄

試験法
投与方法
経口投与
(混餌)

投与期間
104 週間

ラット
SD
雄

吸入暴露

4 日間
12 時間/日

ラット
SD
雄

吸入暴露

5 日間
8 時間/日

ラット
雄

吸入暴露

ラット
SD
雄

吸入暴露
(鼻部)

2 週間
3、6、12
時間/日
5 日/週
回復期間
14 日間
2 週間
6 時間/日
5 日/週
回復期間
13 日間

ラット
Wistar
雄

吸入暴露

26 週間
6 時間/日
5 日/週

投与量

結

果

文献

CIIT, 1982
0、10、30、100 10 mg/kg/日以上:
52 週目以降に脾臓でヘモジデリン沈
mg/kg/日
着、髄外造血亢進
アニリン塩酸30 mg/kg/日以上:
塩使用(アニリ
脾臓重量の増加、髄外造血亢進。
ンのみに換算すると 0、7、22、 100 mg/kg/日:
死亡率の増加のほか、26 週目以降に脾
72 mg/kg/日に臓の腫大、退色、慢性被膜炎、104 週
相当)
目に脾臓で間質の過形成及び線維化、リンパ球減少、骨髄の造血亢進、腸間膜リンパ節、副腎及び肝臓のヘモジデ
リン沈着、肝臓重量増加、卵巣の相対重量減少
LOAEL： 10 mg/kg/日(アニリン 7 mg/kgに相当)
10、30、50、150 30 ppm (116.1 mg/m3) 以上:
Kim &ppm (38.7、
メトヘモグロビンの増加、ヘマトクリ Carlson,
116.1、193.5、
1986
ット値の減少580.5 mg/m3)
10、30、50、150 30 ppm (116.1 mg/m3) 以上:
Kim &ppm (38.7、
メトヘモグロビンの増加、ヘマトクリ Carlson,
116.1、193.5、
1986
ット値の減少580.5 mg/m3)
0、10、30、90
Burgess et
30 ppm (116.1 mg/m3) 以上:
ppm (0、38.7、
メトヘモグロビン、平均赤血球容積、 al., 1984a,b
116.1、348.3
平均赤血球ヘモグロビン量の増加、脾
mg/m3)
臓のうっ血及びヘモジデリン沈着
90 ppm の平均赤血球容積、平均赤血球ヘ
モグロビン量は、回復性なし
0、17、45、87
U.S.EPA,
17 ppm (65.8 mg/m3) 以上:
ppm (0、65.8、
脾臓において腫大、ヘモジデリン沈着、 1981
174.2、336.7
髄外造血亢進、ヘモジデリン沈着につ
mg/m3)
いては回復性なし
45 ppm (174.2 mg/m3) 以上:
メトヘモグロビン量、網状赤血球数、
平均赤血球容積の増加、赤血球数、ヘモグロビン濃度、ヘマトクリット値、
平均赤血球ヘモグロビン濃度、赤芽球
系骨髄細胞の減少。平均赤血球容積、
平均赤血球ヘモグロビン濃度の回復性なし。また、メトヘモグロビンは暴露
5 日目に最高値を示す。
87 ppm (336.7 mg/m3):
平均赤血球ヘモグロビン量、尿量、リンパ球の増加、分節核好中球、血小板数の減少、肝臓の髄外造血亢進、赤血
球数、赤芽球系骨髄細胞、血小板数の減少については、回復性なし
LOAEL： 17 ppm (65.8 mg/m3)
5 ppm (19.35
mg/m3)

5 ppm (19.35 mg/m3):
メトヘモグロビンの軽度-中等度の増加、チアノーゼ

20

http://www.cerij.or.jp

Oberst et al.,
1956

動物種等
ラット
SD
雌

試験法
投与方法
皮下投与

投与期間

投与量

7 日間

50 mg/匹/日

結

果

文献

ステロイド生成の減少、黄体及び副腎への脂肪蓄積

Hatakeyama
et al., 1971;
Horvath etal., 1971;
Kovacs etal., 1971

1)餌中に含まれるアニリンまたはアニリン塩酸塩のパーセンテージを示す。

7.3.5

生殖・発生毒性(表 7-6)

アニリンの生殖・発生毒性については、マウス、ラットを用いた経口投与試験が行われている。雌 F344 ラットにアニリン塩酸塩 10、30、100 mg/kg/日 (アニリン 7、21、70 mg/kg/日) を
妊娠 7～20 日目に強制経口投与した実験で、10 mg/kg/日以上の F0 動物で脾臓の相対重量増加、100 mg/kg/日の F0 動物でメトヘモグロビンの増加、赤血球数減少、網状赤血球数増加等がみられている。100 mg/kg/日の F1 胎児及び出生児では肝臓の相対重量増加、平均赤血球容積の増加がみられている。しかしながら 100 mg/kg/日で生殖及び発生毒性はみられていない (Price et al.,1985)。
表 7-6
動物種等
マウス
ICR

ラット
F344
雌

アニリンの生殖・発生毒性試験結果

試験法
投与方法
経口投与
(強制)

投与期間

投与量

結

妊娠 6-13日目

560 mg/kg/
日F0: 母動物死亡、体重減少
F1: 体重減少、増体重減少

経口投与
(強制)

妊娠 7-20日目

10、30、100
mg/kg/日
アニリン塩
酸塩使用
(アニリン
に換算する
と 7、 21、
70 mg/kg/日に相当)

妊娠 20 日目 (帝王切開群)
F0 :10 mg/kg/日以上:
脾臓の相対重量増加
100 mg/kg/日:
絶対体重増加量減少、メトヘモグ
ロビン増加、赤血球数減少、白血
球数増加、網状赤血球数増加、平均赤血球容積増加

果F1 :
10 、30mg/kg/日:影響なし
100 mg/kg/日:
肝臓の相対重量増加、平均赤血球
容積増加
分娩後 30 日目 (解剖群)F0 :
10 、30mg/kg/日:
影響なし
100 mg/kg/日:
脾臓の相対重量増加、メトヘモグ

21

http://www.cerij.or.jp

文献
Hardin etal.,1987;
Piccirillo
et al.,1983
Price etal., 1985

動物種等

試験法
投与方法

投与期間

投与量

結

果

文献

ロビン増加、平均赤血球容積増加
F1 出生児:10、30 mg/kg/日:
影響なし
100 mg/kg/日:
生後 0 日目の平均赤血球容積の増
加、生後 2 日目の雌の体重減少

7.3.6

遺伝毒性

(表 7-7)

微生物を用いた復帰変異などは陰性であるが、哺乳動物での in vitro 及び in vivo 系で陽性が多くみられており、アニリンが遺伝毒性を有する可能性は高い。
なお、アニリンの主要な代謝物の p-アミノフェノールは、マウスを用いた in vivo 小核試験で、骨髄細胞、肝細胞及び脾細胞に小核を誘発することが報告されており (Benning et al., 1994; Cliet
et al., 1989; Wild et al., 1980)、アニリンの in vivo 系や代謝活性化系での陽性結果がアニリン代謝物による可能性が指摘されている (EU, 2004)。
表 7-7

アニリンの遺伝毒性試験結果
結果 a), b)
-S9
+S9
－
－
－
－
－
－
－
－

Haworth etal., 1983

用量不記載

－

Jung, 1992

S9+: 0.5-5 (mM/L )＋(0.0001<P ≦0.001)＋(0.001<P ≦0.01),(0.0001<P ≦0.001)＋＋(用量依存性あり)

Wangenheim& Bolcsfoldi,
1988

試験方法

試験系

試験材料

処理条件

用量

in vitro

復帰突然
変異試験

ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1535
TA1537
ネズミチフス菌
TA102

ラット及びシリアンハムスターの S9100、333、1,000、3,333、6,666(μg/plate)

Aroclor 1254
誘導 SD ラット肝 S9
10% S9mix
Aroclor 1254
誘導 SD ラッ
ト肝 S9

マウスリ
ンフォー
マ試験

L5178YTK+/- マ
ウスリンフォー
マ

L5178YTK+/- マ
ウスリンフォー
マ

L5178YTK+/- マ
ウスリンフォー
マ

Aroclor 1254
誘導 F344 雄
ラット肝 S9。
S9-、S9+とも試験を 2 回繰り返した。
Aroclor 1254
誘導 F344 雄
ラット肝 S9

S9-:2.5-15.1(mM/L )

S9-: 0.63-2.4(μl/mL)
S9+: 0.04-0.8(μl/mL)

S9-: 125-2400(μg/mL)
S9+: 62.5-2000(μg/mL)22

http://www.cerij.or.jp＋＋(用量依存性あり)

文献

Mitchell et al.,1988

McGregor etal., 1991

試験方法

試験系

染色体異
常試験

umu test

SCE 試験

用量

L5178YTK+/- マ
ウスリンフォー
マ

Aroclor 1254
誘導 SD ラット肝 S9
3 時間処理1.18-11.83(mM)

CHO 細胞－＋(5000μg/mL)－

CHL 細胞－ネズミチフス菌TA1535/pSK1002
ヒト正常二倍体
線維芽細胞－

S9+: 500、1,600、5,000 (μg/mL)
S9-: 160、500、1,600(μg/mL)
1,000、2,000(μg/mL)～2100 (μg/mL)－

Nakamura,
1987

アニリン塩酸 0.05、0.5、5、10 (mM)
塩で実施。
シトクロム
P-450
、
NADPH- シ ト
ク ロ ム P-450
リダクターゼ非存在下50-500①長時間の曝(μg/mL)露（26 時間）
4,000-5,000②短時間の曝(μg/mL)露 (2 時間)－
0.01、0.1、1 (mM)＋
(有意差は認められたが、
わずかな増加)Wilmer et al.,1981

初代ヒト肝細胞初代ラット肝細胞

DNA 鎖切断in vivo

小核試験

文献

処理条件

CHO 細胞

不 定 期
DNA 合成結果 a), b)-S9+S9+(P<0.01 で 有意差あり、弱い陽性)

試験材料

マウスリンフォーマ

マウスリンフォーマ
CBA 雄マウス
骨髄細胞

CRH 雄マウス
骨髄細胞

雄マウス
骨髄細胞

アニリン、
アニリン塩酸塩を使用。
－－
腹腔内２回投与(投与 6, 24, 48
時間後にサンプリング)
腹腔内 1 回投与(投与 24 時間
後にサンプリング)
経口 1 回投与(投与 24-48 時
間後にサンプリング)

0.001、0.01、0.1、1
(mM)

＋

＋

＋

380 (mg/kg)

400-1,000 (mg/kg)

23

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Galloway etal., 1987

Ishidate, 1988

Galloway etal., 1987
＋
－
－
－

＋
S9-: 1.07、7.47、14、(21.5
21.5 (mM/L)
mM/L)
S9+: 1.07、7.47、－
10.7、21.5 (mM/L)－－
100-380 (mg/kg)

Amacher etal., 1980+(380 mg/kg、投与 24 時間
後サンプリン
グ)+(380 mg/kg、P<0.05)+(1,000 mg/kg、P<0.05、投与
24 時間後サンプリング)

Butterworth etal., 1989
Yoshimi et al.,
1988
Garberg et al.,1988

Kozumbo etal., 1992
Ashby et al.,1991

Westmoreland& Gatehouse,
1991

試験方法

試験系

試験材料

処理条件

用量

雌雄マウス
骨髄細胞

経口 1 回投与(投与 24、48、
72 時間後にサンプリング)投与
経口 1 回投与(投与 24 時間
後にサンプリング)
経口 1 回投与(投与 48 時間
後にサンプリング)
経口投与

610 (mg/kg)

雄ラット
骨髄細胞

マウス
骨髄細胞
マウス
(肝細胞)

腹腔内 1 回投与マウス
(脾臓細胞)

経口投与

染色体異
常試験

マウス骨髄細胞DNA 鎖切断
DNA 結合試験

マウス

腹腔内 2 回投与(投与 16、20、24 時間後にサンプリング)
腹腔内投与結果 a), b)
-S9
+S9
－

215-500 (mg/kg)+(287 mg/kg)

215-500 (mg/kg)+(400 mg/kg)

p-アミノフェノール
109-436(mg/kg)
p-アミノフェノール
107-214(mg/kg)
p-アミノフェノー
ル
53-214(mg/kg)
220、300、
380(mg/kg)+(109-436
mg/kg)+(107-214mg/k
g)+(53-214mg/kg)－

300 (mg/kg)

雄ラット

腹腔内 1 回投与。肝、腎、
脾臓で調べた。

87 (mg/kg)

B6C3F1 マウス
及び F344 ラッ
ト

1 回投与

250 (mg/kg)

文献
BG-Chemie,
1985

George et al.,1990

Wild et al.,
1980
Cliet et al.,
1989
Benning et al.,
1994
Bayer
AG,2001b

腎で陽性
Cesarone et
肝で陰性al., 1982
DNA、rRNA、 Roberts &タンパクとの Warwick,1966
結合性がわず
かに認められた。
ラット腎・脾 McCarthy et
臓・腸で陽性、 al., 1985
肝・マウス組織で陰性+: 陽性、－: 陰性a) SCE 試験: 姉妹染色分体交換試験、
CHO 細胞: チャイニーズハムスター卵巣細胞、CHL 細胞: チャイニーズハムスター肺細胞、b) カッコ内は陽性反応が観察された用量

7.3.7

発がん性

(表 7-8、表 7-9)

アニリンの発がん性については、マウス、ラットを用いた経口投与試験が行われている。
NCI で実施された雌雄 F344 ラットにアニリンの塩酸塩を 0、0.3、0.6% (アニリン 0、174.4、360.5 mg/kg/日に相当) で 103 週間混餌投与した実験では、雄の全投与群で脾臓又は体腔内の複数の器官での血管肉腫の発生率が有意に増加した。また、高用量群の脾臓又は体腔内の複数の24

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器官での線維肉腫あるいは肉腫 NOS (分類不能肉腫) の発生率が雄では有意に、雌では有意差はないものの増加しており、これらは稀な腫瘍であることから、投与に関連した腫瘍発生と考えられた (NCI, 1978)。
米国化学工業毒性研究所 (Chemical Industry Institute of Toxicology, CIIT) で実施された雌雄F344 ラットにアニリンの塩酸塩を 0、10、30、100 mg/kg/日 (アニリン 0、7、22、72 mg/kg/日に相当) で 104 週間経口投与(混餌)した実験では、統計処理は行われていないが、雄の高用量群で脾臓の肉腫 (間葉系肉腫、血管肉腫、線維肉腫) の発生率増加が観察された (CIIT, 1982)。
IARC では、アニリンをグループ 3 (ヒトに対する発がん性については分類できない物質) に分類している。
表 7-8
動物種
等
マウス
B6C3F1
雌雄

試験法
投与方法
経口投与
(混餌)

投与期
間
103 週
間

ラット
F344
雌雄

経口投与
(混餌)

103 週
間

アニリンの発がん性試験結果

投与量

結

果

0.6%以上:アニリン塩酸雌雄: 影響なし
塩0、0.6、1.2%1）(雄：アニリン0、737、1,510
mg/kg/日、
雌：アニリン
0、733、1,560
mg/kg/日に相当)
アニリン塩酸0.3%:
塩
雄: 脾臓及び体腔内の複数の器官で血管肉腫の発生
0、0.3、0.6%1)
率が有意に増加
雌: 影響なし(0、225、550
0.6%:
mg/kg/日)
雄: 脾臓及び体腔内の複数の器官で血管肉腫、線維(アニリン 0、肉腫又は肉腫 NOS の発生率が有意に増加
174.4、360.5
雌:脾臓及び体腔内の複数の器官で線維肉腫又はmg/kg/日に相肉腫 NOS の発生率が増加(統計学的な有意差な
当)
し)
雄
(%)
0
0.3
0.6
脾臓の血管肉腫
0/25 19/50* 20/46*
体腔内器官の血管
0/25
0/50
1/48
肉腫
脾臓の線維肉腫又
0/25
7/50
9/46*
は肉腫 NOS
体腔内器官の線維
0/25
2/50
9/48*
肉腫又は肉腫 NOS
脾臓又は体腔内器
官の血管肉腫0/25 19/50* 21/48*
脾臓又は体腔内器
官の線維肉腫又は
0/25
5/50
18/48*
肉腫 NOS
雌
(%)
0
0.3
0.6

25

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文献
NCI,
1978

NCI,
1978

動物種
等

ラット
F344
雌雄
4-5 週
齢

試験法
投与方法

投与期
間

経口投与
(混餌)

104 週
間

投与量

結

アニリン塩酸塩
0、10、30、100
mg/kg/日(アニリン
0、7、22、72
mg/kg/日に相当)果脾臓の血管肉腫
0/23
1/50
2/50
体腔内器官の血管
0/24
0/50
0/50
肉腫
脾臓の線維肉腫又
0/23
0/50
3/50
は肉腫 NOS
体腔内器官の線維
0/24
1/50
4/50
肉腫又は肉腫 NOS
脾臓又は体腔内器
官の線維肉腫肉腫
0/24
1/50
7/50
NOS
*P＜0.05 で対照群と有意差あり(Fisher exact test)
10、30 mg/kg/日:
雌雄: 影響なし
100 mg/kg/日:
雄: 脾臓の肉腫(間葉系肉腫、血管肉腫、線維肉腫)の発生率が増加
雌: 影響なし

雄 (mg/kg/日)
010
脾臓の線維肉腫
0/123 0/129
脾臓の血管肉腫
0/123 0/129
脾臓の間葉系肉0/123 0/129
腫
雌 (mg/kg/日)
010
脾臓の線維肉腫
0/129 0/129
脾臓の血管肉腫
0/129 0/129
脾臓の間葉系肉0/129 0/129
腫1)餌中に含まれるアニリンまたはアニリン塩酸塩のパーセンテージを示す。

表 7-9
機関/出典
IARC (2005)

A3

日本産業衛生学会 (2005)―

U.S. EPA (2005)

グループ B2

U.S.NTP (2005)―

ヒト健康への影響

30
0/128
0/128
1/128

100
3/130
6/130
21/130

30
0/130
0/130
0/130

100
0/130
1/130
0/130

CIIT,
1982

国際機関等でのアニリンの発がん性評価

分 類グループ 3

ACGIH (2005)

7.4

文献

分 類 基 準ヒトに対する発がん性については分類できない
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た物質
発がん性について評価されていない
恐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
発がん性について評価されていない(まとめ)

アニリンは、気道、皮膚及び消化管から速やかに吸収される。吸収されたアニリンはほぼ全身に分布する。妊娠ラットを用いた実験から、胎盤通過性及び胎児移行性が示唆されている。
代謝は、N-アセチル化、芳香環の水酸化、N-水酸化と抱合又はこれらの競合経路により行われ、肝臓中の N-アセチル転移酵素及びシトクロム P-450 により触媒される。主な代謝物は p-アミノ
26

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フェノールで尿中に排泄されるが、代謝物及び反応性については若干の種差がみられる。
ヒトに対する主な影響は、メトヘモグロビンの生成が原因と考えられ、貧血、チアノーゼ、
頭痛、めまい、意識障害 (錯乱、昏睡)、痙れん、呼吸困難などの症状が血中のメトヘモグロビ
ン量に依存してみられる。また、マキシマイゼーションテストあるいはパッチテストで皮膚感作性が認められている。
発がん性の疫学調査では、評価に値する報告例が少なく現在までのところ実証することは困難であるが、膀胱がんとの関連性が疑われている。
実験動物に対する主な毒性症状は、血液中におけるメトヘモグロビンの生成に起因するものであり、チアノーゼ、振戦、流涙、呼吸器障害などを生じる。経口投与での LD50 は、ラットで440～930 mg/kg、ネコで 51.1 mg/kg、吸入暴露での LC50 (4 時間) は、ラットで 968～3,247 mg/m3(250～839 ppm)、経皮投与での LD50 は、ウサギで 820～1,540 mg/kg、モルモットで 1,290～2,150
mg/kg、ネコで 254 mg/kg である。
実験動物に対する刺激性では、皮膚及び眼に中等度又は強度の刺激性がみられており、感作性についてもマキシマイゼーションテスト及び単回注射アジュバントテストで陽性反応が得られている。
反復投与毒性試験では、溶血性貧血を示唆する所見と共に、器質的変化として脾臓の重量増
加、うっ血、ヘモジデリン沈着、黒色化、被膜炎、間質の過形成及び線維化、肝臓及び腎臓でヘモジデリン沈着がみられている。経口投与における NOAEL を求めることはできなかった。
LOAEL は、ラットの 104 週間混餌投与試験より 7 mg/kg/日である。吸入暴露についても NOAEL
を求めることはできなかった。LOAEL は、ラットの 2 週間吸入暴露試験より 17 ppm (65.8
mg/m3 ) である。
生殖・発生毒性試験では、妊娠ラットに強制経口投与した実験で母動物に溶血性貧血がみられているが、生殖毒性あるいは発生毒性はみられていない。
遺伝毒性では、in vitro 及び in vivo 試験の多くで陽性結果が得られており、染色体への障害を主体とする遺伝毒性を示すものと考えられる。また、マウスを用いた小核試験では p-アミノフ
ェノールに対する陽性結果が得られており、遺伝毒性における代謝物の関与が指摘されている。
発がん性については、混餌で投与したマウスで発がんの証拠はなかったが、ラットでは血管肉腫等の増加が報告されている。ヒトの場合、アニリンとの関連性は不明確であるが、膀胱がんを誘発する可能性については否定されておらず、証拠が不十分であるため、IARC は、アニリ
ンをグループ 3 (ヒトに対する発がん性については分類できない物質) に分類している。

27

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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、2005 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 アニリン
平成 18 年 3 月 1 日
編集

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