CERI 有 害 性 評 価 書

亜鉛の水溶性化合物
Zinc compounds (water-soluble)

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 (http://www.safe.nite.go.jp/data/sougou/pk_list.html?table_name=hyoka_risk)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． 一般情報 ......................................................................................................................................... 2
3． 物理化学的性状.............................................................................................................................. 3
4． 発生源情報 ..................................................................................................................................... 4
5． 環境中運命 ................................................................................................................................... 12
5.1 土壌中での動態......................................................................................................................... 13
5.2 大気中での動態......................................................................................................................... 13
5.3 水中での動態............................................................................................................................. 14
5.4 環境中での変換及び分解 ......................................................................................................... 14
5.5 下水処理及び浄水処理による除去 ......................................................................................... 15
5.6 生物濃縮性 ................................................................................................................................ 15
6． 環境中の生物への影響 ................................................................................................................ 16
6.1 水生生物に対する影響 ............................................................................................................. 16
6.1.1 藻類及び水生植物に対する毒性 ...................................................................................... 16
6.1.2 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................. 17
6.1.3 魚類に対する毒性 .............................................................................................................. 20
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................. 24
7． ヒト健康への影響........................................................................................................................ 25
7.1 生体内運命 ................................................................................................................................ 25
7.2 疫学調査及び事例..................................................................................................................... 25
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................. 32
7.3.1 急性毒性.............................................................................................................................. 32
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 34
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 35
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 35
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 39
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 42
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 45
7.4 ヒト健康への影響 (まとめ) .................................................................................................... 46
文

献 ............................................................................................................................................... 49

iii

1．化学物質の同定情報
亜鉛は周期律表 12 族に属する金属元素で、古代から知られていた元素の一つである。亜鉛の英名 Zinc という名称は、白い鉱床を意味するラテン語に由来するという説がある (阪上・日吉,
1994)。
亜鉛及び亜鉛化合物は、環境中では種々の形態で存在し、これらを区別することは難しい場合がある。そこで、本評価書では、必要に応じて、単体状態の亜鉛を「金属亜鉛」、化合物形態の亜鉛を「亜鉛化合物」、金属亜鉛及び亜鉛化合物について両者の区分が不明確な場合及び両者を区分しない場合には「亜鉛」とそれぞれ表記する。
亜鉛化合物は、化学物質排出把握管理促進法では「亜鉛の水溶性化合物注）」 (政令号番号 1-1)
として指定されているが、本評価書では、製造・輸入量及び用途並びに環境中の生物への影響
及びヒト健康への影響に関する情報に基づき、以下の代表的な金属亜鉛及び亜鉛化合物を採り上げる。
注）

化学物質排出把握管理促進法においては、亜鉛化合物のうち、常温で 1% (質量比) 以上溶

解する物質を水溶性化合物としている。
1.1 化学物質審査規制法官報公示
整理番号1.2 化学物質排出把握管理促進法
政令号番号
1.3 物質名

－

1-561

－

－

金属亜鉛

酸化亜鉛

1-264

1-542

1-491

1-1
亜鉛の水溶性化合物
塩化亜鉛

硫酸亜鉛

硝酸亜鉛

1.4

CAS登録番号

7440-66-6

1314-13-2

7646-85-7

7733-02-0(無水物)､7446-20-0(七水和物)

7779-88-6(無水物)､
10196-18-6(六水和物)

1.5

化学式

Zn

ZnO

ZnCl2

ZnSO4
(無水物)､ZnSO4･7H2O(七水和物)

Zn(NO3)2、Zn(NO3)2･
6H2O(六水和物)

161.45(無水物)､
287.55(七水和物)

189.40(無水物)､
297.49(六水和物)1.6

分子量2-3129

65.39
(原子量)

81.39

136.291

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ｸﾞﾙｺﾝ酸亜鉛
4468-02-4(無水物)､
12389-19-4(三水和物)
Zn(C6H11O7)2(無水物)､Zn(C6H11O7)2･3H2O(三水和物)
455.73(無水物)､
509.79(三水和物)

2．一般情報
物質名
項目

金属亜鉛

酸化亜鉛

塩化亜鉛

2.1

別名

なし

亜鉛華、亜鉛
白

ｸﾛﾛ亜鉛

2.2

純度

99.2%以上

99.8%以上

98%以上

2.3

不純物

2.4

添加剤または安定剤

鉛、ｶﾄﾞﾐｳﾑ、 鉛、ｶﾄﾞﾐｳﾑ、 酸 化 亜 鉛 、鉄
鉄
塩化ｱﾝﾓﾆｳ
ﾑ、硫酸塩、
鉛
無添加
無添加
無添加

亜鉛の水溶性化合物
硫酸亜鉛
硝酸亜鉛
皓礬(こうばん )( 七 水 和
物)
99%以上
(無水物)

なし

酸化亜鉛
(無水物)

ｱﾝﾓﾆｳﾑ塩、硫酸塩、鉛(六水和物)

無添加
(無水物)

無添加
(六水和物)

95.0%以上(六水和物)

ｸﾞﾙｺﾝ酸亜鉛
ﾋﾞｽ(D-ｸﾞﾙｺﾝ
酸)亜鉛
(無水物)
97.0%以上(無水物と三
水和物の混合物、無水物
換算)
ﾌﾞﾄﾞｳ糖(無
水物と三水
和物の混合
物)
無添加(無水物と三水和物の混合物)(化学物質評価研究機構, 2005)

2.5 現在の我が国における法規制 注)
法律名
化学物質排出把握管理促進法
消防法

法律区分名
第一種指定化学物質

毒劇物取締法

危険物第一類酸化性固体
危険物第二類可燃性固体
貯蔵等の届出を要する物質
劇物

薬事法

劇薬

労働基準法

日本薬局方
指定医薬品
疾病化学物質労働安全衛生法
環境基本法

水道法
下水道法
水質汚濁防止法
船舶安全法

名称等を通知すべき危険物及び有害物
危険物発火性の物
水生生物の保全に係る水質環境基準：
淡水域 0.03 mg Zn /L 以下、
海域 0.02 mg Zn /L 以下、
海域特別域 0.01 mg Zn /L 以下
水質基準 1.0 mg Zn /L
水質基準 2 mg Zn /L
一般項目：排水基準 2 mg Zn /L
水反応可燃性物質2

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該当物質
亜鉛の水溶性化合物
硝酸亜鉛
金属粉
塩化亜鉛、硫酸亜鉛
無機亜鉛塩類(炭酸亜鉛は除く)
亜鉛の無機酸塩類(炭酸亜鉛は除く）酸化亜鉛、硫酸亜鉛
硫酸亜鉛
亜鉛等の金属ﾌｭｰﾑ、塩
化亜鉛
塩化亜鉛、酸化亜鉛
金属粉
全亜鉛

亜鉛及びその化合物
亜鉛及びその化合物
亜鉛含有量
亜鉛灰、亜鉛ﾄﾞﾛｽ、亜鉛残渣、亜鉛滓、亜鉛
粉末(自然発火性を有しないもの)

法律名

法律区分名
自然発火性物質
腐食性物質
酸化性物質
水反応可燃性物質

航空法

輸送禁止
腐食性物質
酸化性物質
水反応可燃性物質

港則法

自然発火性物質
腐食性物質
酸化性物質
登録農薬(殺菌剤)
指定添加物
亜鉛塩類の使用基準：母乳代替食品許容使用量
6.0 mg Zn /L 以下(標準調乳濃度において)ｸﾞﾙｺﾝ酸亜鉛の保健機能食品としての摂取目安量
15 mg Zn /日以下
器具・容器包装の規格基準：ｺﾞﾑの溶出基準
15 mg Zn /L 以下(ほ乳器具以外)、
1 mg Zn /L 以下(ほ乳器具)
水質基準 1.0 mg Zn /L

農薬取締法
食品衛生法

建築物衛生法該当物質
亜鉛粉末(自然発火性のもの)
塩化亜鉛(無水物、水溶液)
硝酸亜鉛
亜鉛灰、亜鉛ﾄﾞﾛｽ、亜
鉛残さ、亜鉛滓、亜鉛
粉末(自然発火性を有しないもの)
亜鉛粉末(自然発火性のもの)
塩化亜鉛(無水物、水溶液)
硝酸亜鉛
亜鉛粉末(自然発火性を有しないもの
亜鉛粉末(自然発火性のもの)
塩化亜鉛(無水物、水
溶液
硝酸亜鉛
硫酸亜鉛
亜鉛塩類(ｸﾞﾙｺﾝ酸亜
鉛、硫酸亜鉛)
ｸﾞﾙｺﾝ酸亜鉛
亜鉛

亜鉛及びその化合物

注）：1 章で採り上げた物質を調査した。

3．物理化学的性状
物質名

亜鉛の水溶性化合物
金属亜鉛

酸化亜鉛

外観

金属固体 1)

結晶系

六方晶系 2)

塩化亜鉛

硫酸亜鉛

硝酸亜鉛

白色固体 2)白色固体 1)

無色固体(無水物)2)､(七水和物)2)

六方晶系 2)六方晶系 4)斜方晶系(無水物)2)、(七水和物)2)

白色固体(無水物)2)､無色固体(六水和物)2)
正方晶系(六水和物)4)

項目

3

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ｸﾞﾙｺﾝ酸亜鉛
白色固体(無水物と三水和物の混合物)3)
ﾃﾞｰﾀなし物質名

亜鉛の水溶性化合物
金属亜鉛

酸化亜鉛

融点

419.5℃2)

沸点

塩化亜鉛

硫酸亜鉛

硝酸亜鉛

1,974℃2)

290℃ 2)680℃(分解)(無水物)2)、100℃(七水和物)5)

907℃ 2)

ﾃﾞｰﾀなし732℃ 2)密度(g/cm3)

7.14(25℃)2)

5.6(25℃)2)

2.907(25℃)2)

280℃で無水物に変化(七水和物)8)3.8(25℃)(無水物)2)、
1.97(25℃)(七水和物)2)

36.4℃(六水和物)6)、
131℃で無水物に変化(六水和物)7)
ﾃﾞｰﾀなし溶解性

水：不溶 6)、
亜鉛粉末は
水と反応し
て水素を発
生 9)

水：不溶 2)、
1.6mg/L(29℃)1)

水：4,320g/kg(25℃)5)

希酢酸:可溶 1)、
酸:可溶(水素を発生)6)、
ｱﾝﾓﾆｱ水:可溶
5)、ｱﾙｶﾘ水溶液:
可溶(水素を発
生)6)

1.000

項目

185℃(分解)(無水物と三水和物の混合物)3)
ﾃﾞｰﾀなし2.065(14℃)(六水和物)6)

約 0.9(室温)(無水物と三
水和物の混合物)3)

水：577g/kg(25℃)(無水物)2)、
水：540g/L(20℃)(七水和物)9)

水：1,200g/kg(25℃)(六水和物)2)

水：93g/kg(20℃)(無水物と三水和物の混合物)3)

希酢酸:可溶 1)、
酸:可溶 5)、
ｱﾝﾓﾆｱ水:可溶 5)、
ｱﾙｶﾘ水溶液:
可溶 8)
ｴﾀﾉｰﾙ:不溶 1)

酸：可溶 6)、ｴﾀﾉｰﾙ：不溶
希塩酸:可溶 5)(七水和物)2)
ｴﾀﾉｰﾙ：可溶 2)、ｱｾﾄﾝ：可溶 2)ｴﾀﾉｰﾙ：可溶(六水和物)2)

なし

0.803

0.480

0.405(無水
0.345(無水物)、 0.227
物)、 0.220(七水和物)(六水和物)
ﾓｰｽ硬度 ：
水溶液の pH水溶液の pHその他
は約 45)、
は約 4.52.55)、 空気中で加熱する
潮解性 2)(七水和物)5)、
4)
と燃焼する
七水和物は
錯体
[Zn(H2O)6]
SO4･H2O8)
注）：純分換算比率＝(亜鉛の原子量×亜鉛化合物中の亜鉛の数)/亜鉛化合物の分子量6）：IPCS, 2001
1）：ATSDR, 2003
7）：Dean, 1999
2）：Lide, 2003
8）：理化学辞典：久保ら, 1987
3）：化学物質評価研究機構, 2005
9）：IPCS, 2004
4）：化学便覧：日本化学会, 1993
5）：Merck, 2001
純分換算比
率注)

ｸﾞﾙｺﾝ酸亜鉛

0.143(無水物)、 0.128(三水和物)

4．発生源情報
4.1

製造・輸入量等 (図 4-1)

亜鉛の製造は、亜鉛精鉱を焙焼した後、硫酸に溶解し電解採取して亜鉛地金を得る一次精錬と、メッキ工場等から発生するドロスや滓類、亜鉛屑を溶融して再生亜鉛地金を得る二次精錬がある。
酸化亜鉛は、亜鉛地金を溶融・酸化することによって得る方法と、亜鉛鉱石から亜鉛地金を精錬する過程で電気炉ダストから直接回収する方法がある。また、硫酸亜鉛は、亜鉛電解精錬
4

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時に硫酸浸出液を結晶化することによって得られる。塩化亜鉛は、亜鉛滓等を塩酸溶液で溶解し、溶解液を濃縮することによって得られる (化学工業日報, 2005; 石油天然ガス・金属鉱物資源機構, 2005)。

亜鉛精鉱

亜鉛滓等

焙焼・
浸出・
電解

硫酸浸出液
の結晶化

硫酸亜鉛

亜鉛地金

溶融・
分離

塩酸溶解後、溶解液を濃縮再生亜鉛地金

塩化亜鉛

溶融・
酸化

酸化亜鉛

図 4-1

亜鉛及び亜鉛化合物の精錬・製造プロセス(化学工業日報, 2005; 石油天然ガス・金属鉱物資源機構, 2005 より作成)

以下に亜鉛精鉱、亜鉛地金及び亜鉛化合物の製造・輸入量等を示す。
a. 亜鉛精鉱 (表 4-1)
表 4-1

亜鉛精鉱の製造・輸入量等 (トン)

年
1999
2000
2001
2002
製造量
64,26363,601
44,51942,851
輸入量
564,467
531,030
574,826
558,624594,631
国内供給量 1)
628,730
619,345
601,475(製造量: 経済産業省; 2004、輸入量: 金属鉱山会・日本鉱業協会, 2004)
製造量、輸入量、国内供給量は亜鉛純分に換算した値
1) 国内供給量 = 製造量 ＋ 輸入量 とした。

2003
44,574544,330
588,904b. 亜鉛地金 (再生亜鉛地金を含む) (表 4-2)
表 4-2

亜鉛地金の製造・輸入量等 (トン)

年
1999
製造量
636,131
輸入量
63,800
輸出量
75,133624,798
国内供給量(金属鉱山会・日本鉱業協会, 2004)

2000
652,232
77,24444,562684,914

2001
648,255
54,83083,307619,7785

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2002
639,868
27,11788,597578,3882003
643,562
38,80260,973621,391

c. 酸化亜鉛 (表 4-3)酸化亜鉛の 2001 年度の製造・輸入量は 10,000～100,000 トン (亜鉛換算; 8,000～80,000 トン)の範囲となっている (経済産業省, 2003)。
表中の値は、酸化亜鉛の亜鉛純分換算比率を 0.80 (3.参照) として算出した。
表 4-3

酸化亜鉛の製造・輸入量等 (トン)

年
1999
製造量
60,982
輸入量13,545輸出量
1274,515
国内供給量(日本無機薬品協会, 2004)
酸化亜鉛の亜鉛純分換算比率: 0.80

2000
62,234
15,41052
77,592

2001
56,8239,862
117
66,568

2002
58,985
13,82533
72,777

2003
60,262
14,38934
74,617d. 塩化亜鉛 (表 4-4)塩化亜鉛の 2001 年度の製造・輸入量は 10,000～100,000 トン (亜鉛換算; 4,800～48,000 トン)の範囲となっている (経済産業省, 2003)。
表中の値は塩化亜鉛の亜鉛純分換算比率を 0.48 (3.参照) として算出した。
表 4-4

塩化亜鉛の製造・輸入量等 (トン)

年
1999
2000
2001
製造量
5,805
5,280
4,775
輸入量
1
<0.5
3
輸出量
718
888
433
国内供給量 1)
5,088
4,392
4,345
(製造量: 日本無機薬品協会, 2003,2004、輸出入量: 財務省, 2005)
1) 国内供給量 = 製造量 ＋ 輸入量－ 輸出量 とした。
塩化亜鉛の亜鉛純分換算比率: 0.48
<0.5: 0.5 トン未満

2002
4,803
<0.5
472
4,331

2003
5,116
10
359
4,767

e. 硫酸亜鉛 (表 4-5)
硫酸亜鉛の 2001 年度の製造･輸入量は 100～1,000 トンの範囲となっている (経済産業省,
2003)。国内で製造される硫酸亜鉛のほとんどが硫酸亜鉛七水和物 (ZnSO4・7H2O) であることから (SRI International, 2003)、硫酸亜鉛の亜鉛純分換算比率を 0.23 (3.参照) として亜鉛に換算すると 23～230 トンの範囲となる。

6

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表 4-5

硫酸亜鉛の製造・輸入量等 (トン)

年
1999
2000
2001
製造量
2,001
1,817
1,656
輸入量
257
225
264
輸出量
85
104
83
国内供給量 1)
2,173
1,938
1,837
(製造量; SRI International, 2003, 輸出入量; 財務省, 2005)
1) 国内供給量 = 製造量 + 輸入量 － 輸出量 とした。
硫酸亜鉛の亜鉛純分換算比率: 0.23

2002
1,656
320
118
1,858

f. その他の亜鉛化合物
硝酸亜鉛、グルコン酸亜鉛の製造・輸入量等については、調査した範囲内では得られなかった。
以上、亜鉛精鉱、亜鉛地金、酸化亜鉛、塩化亜鉛及び硫酸亜鉛の製造・輸入量等については、
1999 年から 2003 年までの 5 年間ではほぼ一定の水準で推移している。

4.2

用途情報

亜鉛地金、酸化亜鉛、塩化亜鉛、硫酸亜鉛、硝酸亜鉛、グルコン酸亜鉛の用途及び使用割合を以下に述べる。
a. 亜鉛地金 (表 4-6)
亜鉛地金の約半分は亜鉛メッキ鋼板に使用され、その他の用途としては、亜鉛メッキ鋼板以外の亜鉛メッキ、伸銅品、亜鉛ダイカスト、無機薬品などがある (金属鉱山会・日本鉱業協会,
2004)。
表 4-6

亜鉛地金の用途別使用量の割合

用途

使用割合
(%)

詳細

亜鉛メッキ鋼板51

溶融亜鉛メッキ鋼板 (鋼管、建築材、道路用、電力用)
電気亜鉛メッキ鋼板 (自動車、家電、電気機器)
塗装亜鉛メッキ鋼板 (建築材、自動車、家電)

18
その他のメッキ
13
伸銅品
黄銅製品 (機械部品、ネジ、シャフト、継手)
10
亜鉛ダイカスト
自動車、二輪自動車、一般機械等の部品
4
無機薬品
酸化亜鉛、塩化亜鉛、硫酸亜鉛、他
4
その他
亜鉛板、ほか100
合計(金属鉱山会・日本鉱業協会, 2004)

b. 酸化亜鉛 (表 4-7)
酸化亜鉛は亜鉛華または亜鉛白とも呼ばれる。酸化亜鉛の主な用途は、ゴムの加硫促進助剤
7

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としての用途である。その他の用途としては、電子部品用のフェライト、バリスター1)、塗料、
ガラスの添加剤、陶磁器の釉薬などがある (日本無機薬品協会, 2004)。
表 4-7
用途

酸化亜鉛の用途別使用量の割合

使用割合
(%)
61

ゴム
フェライト、
8
バリスター
3
塗料
3
ガラス
1
陶磁器
24
その他
100
合計
(日本無機薬品協会, 2004)

詳細
加硫促進助剤
電子部品 (家電製品、電子機器)
塗膜強化剤
硬質ガラスの低融剤
釉薬
医薬、顔料、電線の被膜ゴム、電池、他

c. 塩化亜鉛 (表 4-8)
塩化亜鉛は主として溶融亜鉛メッキのフラックス剤 2)として用いられている。そのほか、マンガン乾電池の電解液に使用されているが、近年マンガン乾電池の製造量の減少に伴い、この用途への塩化亜鉛の使用量は減少傾向にある。また、医薬品、染料、農薬などの合成原料、活性炭、はんだ、塩化ビニルモノマー製造用触媒、汚水処理、金属石けんなどに使用される (SRIInternational, 2003;日本無機薬品協会, 2004)。
表 4-8

塩化亜鉛の用途別使用量の割合

用途使用割合(%)
詳細32
亜鉛メッキ
フラックス剤16
有機合成原料
医薬などの脱水剤、染料、農薬などの合成用
11乾電池
マンガン乾電池
10
活性炭
活性炭の賦活用30
その他
はんだ、塩ビ触媒、汚水処理、金属石けん
100
合計(SRI International, 2003;日本無機薬品協会, 2004)

d. 硫酸亜鉛 (表 4-9)
1970 年代には、硫酸亜鉛の大半が、レーヨン製造時の凝固液に用いられていたが、国内のレーヨン製造量の減少に伴い、この用途における硫酸亜鉛の使用量は減少している。現在の主要な用途としては、農薬、肥料、飼料等の農業用途の他、紙加工、医薬品、試薬、メッキ、汚水処理等がある (SRI International, 2003; 化学工業日報社, 2005;日本無機薬品協会, 2004)。

1)

温度や電圧などの外部環境の変化に対し、抵抗値が変化する非線形抵抗素子
酸洗浄後のメッキ素材のさびの発生を抑え、メッキ素材と溶融亜鉛の合金化反応を促進させるため、加湿したフラックス液 (塩化亜鉛アンモニウム液)に浸せきし、フラックス皮膜を形成するためのもの。
2)8

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表 4-9
用途
農業用
レーヨン製造紙加工

硫酸亜鉛の用途別使用量の割合

使用割合(%)
28
9
6
57

その他

詳細
農薬、肥料、飼料
レーヨン凝固液
塗工紙
医薬品 (点眼、催吐、腐食性収れん薬）、
分析用試薬、メッキ、汚水処理

100
合計(SRI International, 2003; 化学工業日報社, 2005; 日本無機薬品協会, 2004)

e. その他の亜鉛化合物
硝酸亜鉛は、医薬品、媒染剤、樹脂加工触媒、金属表面処理剤に使用されている (化学工業
日報社, 2005)。
グルコン酸亜鉛は、亜鉛欠乏防止のための食品添加物として母乳代替食品及び栄養機能食品(サプリメントなど) に用いられているが、その使用については食品衛生法で使用基準が定められている (2.参照)。
排出源情報

4.3
4.3.1

化学物質排出把握管理促進法に基づく排出源

化学物質排出把握管理促進法に基づく「平成 15 年度届出排出量及び移動量並びに届出外排出量の集計結果」(経済産業省, 環境省, 2005a) (以下、2003 年度 PRTR データ) を整理する。亜鉛の水溶性化合物の排出量及び移動量は、亜鉛純分に換算して届出または推計することとなっており、2003 年度には亜鉛純分に換算して 1 年間に全国合計で届出事業者から大気へ 66 トン、
公共用水域へ 625 トン、土壌へ 3 kg 排出され、事業所において 1,537 トンが埋め立てられ、廃棄物として 5,337 トン、下水道に 31 トン移動している。また届出外排出量としては対象業種の届出外事業者から 17 トン、非対象業種から 23 トンの排出量が推計されている。家庭、移動体からの排出量は推計されていない。

a.

届出対象業種からの排出量と移動量 (表 4-10)
届出対象業種からの亜鉛の水溶性化合物の公共用水域への排出のうち、下水道業からの排出が 7 割以上を占める。これは下水処理施設で処理後、公共用水域へ排出される亜鉛の量である。
また、全体的に環境中への排出量より、廃棄物としての移動量のほうが多い。
なお、排出量及び移動量は亜鉛の水溶性化合物について算出し、届け出ることになっているが、「亜鉛及びその化合物」について測定項目を定める下水道法や水質汚濁防止法に基づく分析
結果を使用して排出量及び移動量を算出する場合があり、その場合には水溶性亜鉛化合物以外の亜鉛が排出量及び移動量に含まれている可能性がある。

9

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表 4-10亜鉛の水溶性化合物の届出対象業種別の排出量及び移動量(2003 年度実績) (トン/年)
届出

業種名
大気

排出量
公共用
水域

届出外
移動量

土壌

廃棄物

下水道

排出量 3)(推計)

届出と届出外の排出量合計
排出計 2),,3)

割合 3)
(%)

下水道業

＜0.5

454

0

20

3

0

454

64

化学工業

3

50

0

1,751

10

6

59

8

金属製品製造業

29

22

＜0.5

2,375

4

2

53

8

非鉄金属製造業

16

26

0

428

1

＜0.5

42

6

0

20

0

48

＜0.5

＜0.5

20

3

16

1

0

42

1

＜0.5

18

3

1

13

0

178

＜0.5

＜0.5

15

2

0

10

0

2

0

2

13

2

＜0.5

8

0

334

6

1

9

1

＜0.5

21

＜0.5

159

7

4

25

3

66

625

＜0.5

5,337

31

17

707

100

パルプ・紙・紙加工品製造業
電気機械器具
製造業
鉄鋼業
石油製品・石炭製品製造業
輸送用機械器具製造業
その他 1)
合計

2)(経済産業省, 環境省, 2005a,b)1)「その他」には、上記以外の届出対象業種の合計排出量を示した。
2) 四捨五入のため、表記上、合計があっていない場合がある。
3) 埋立による排出量は含んでいない。

b.

非対象業種、家庭及び移動体からの排出量
亜鉛の水溶性化合物のうち、非対象業種の事業者から、果樹園における農薬 (硫酸亜鉛、他)の使用により 1 年間に 23 トンの排出があると推計されている (経済産業省, 環境省, 2005b)。また、家庭及び移動体からの排出について、亜鉛の水溶性化合物は推計対象となっていない (経済産業省, 環境省, 2005b)。

4.3.2

その他の排出源

環境中に排出される亜鉛は、水溶性化合物以外に種々の化学形態で存在するが、区別が困難
なため、ここでは亜鉛一般について 2003 年度 PRTR データで推計対象としている以外の排出源について記述する。
亜鉛の排出源として自然発生源及び人為発生源がある。
a. 自然発生源
亜鉛は地殻中に遍在する元素で、土壌や岩石には 10～100 mg Zn/kg 程度含まれ、土壌粒子の10

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巻き上げ、火山活動、森林火災、生物活動や海塩粒子の巻き上げ等によって、全世界で約 45,000
トン/年の亜鉛が大気中へ排出されると報告されている。
土壌粒子や河川、湖沼等の底質中に存在する亜鉛は、風化・浸食作用により環境水中に溶出する。このような浸食作用による亜鉛の溶出は、全世界で 915,000 トン/年と報告と推定されている。また、中央海嶺の熱水活動により、681,000 トン/年の亜鉛が海水中へ噴出すると報告されている (IPCS, 2001)。
b. 人為発生源
亜鉛の人為発生源として以下のような報告がある (IPCS, 2001; Merian et al., 2004) 。
亜鉛は石油及び石炭にそれぞれ平均 0.25 mg Zn/kg、50 mg Zn/kg 含まれる。石油及び石炭の燃焼に伴い、1983 年には全世界でそれぞれ 2,570～19,630 トン/年、532～3,786 トン/年の亜鉛が大気中へ排出されたと推定されている。ごみ焼却炉からは、2,950～3,786 トン/年の亜鉛が大気中へ排出されたと推定されている。自動車等のタイヤには、酸化亜鉛が加硫促進助剤として使用されており、タイヤの摩耗に伴い、亜鉛が大気中へ排出される。
このように大気中へ排出された亜鉛は、主として酸化物の形態の粒子として存在するが、粒子の粒径は発生源によって異なり、ごみ焼却炉で発生するものは粒径が小さく、タイヤの摩耗によるものは粒子径が大きい。全体でみると、52～70%の粒子が直径 5μm 未満である。
亜鉛 (メッキ) 製品は、大気中の二酸化硫黄、窒素酸化物、塩化物によって表面が腐食し、水溶性化合物を生じ、雨水の作用などにより徐々に水域等へ移行する。特に二酸化硫黄濃度と亜鉛の腐食率については相関関係があることが報告されている。欧州における亜鉛製品の腐食率の調査によると、農村部では 1 年間に 8 g Zn/m2/年、都市部では 8～16 g Zn/m2/年、工業地域
では 16～28 g Zn/m2/年である。また、船のプロペラ等に電蝕防止用に取りつけられた亜鉛板 (アノード) から、海水中へ亜鉛が溶け出す。
硫酸亜鉛等の亜鉛化合物は、肥料や飼料の添加物として用いられており (4.2 参照)、土壌に直接または家畜の排泄物等を介して土壌に排出される可能性がある。
また、亜鉛は生活排水等によっても環境水中に排出される。これらは、飲料水や食物に含まれる亜鉛が起源となっていると考えられる。また、亜鉛メッキした水道管や化粧品、医薬品等からの排出がある。
c. 食物、飲料水
亜鉛はヒトにとって必須元素であり、ほとんどの食物中に含まれている。肉類 (牛肉、豚肉、鶏肉等) は野菜、果物より亜鉛を多く含む。肉類及び魚類中の平均亜鉛濃度が 24.5 mg Zn/kg であるのに対し、穀類及びその製品では 8 mg Zn/kg、芋類では 6 mg Zn/kg である (ATSDR, 2003)。
飲料水中にも数十μg Zn/L～数百μg Zn/L の亜鉛が含まれる (IPCS, 2001)。

4.4

環境媒体別排出量の推定 (表 4-11)

2003 年度 PRTR データに基づく届出対象業種の届出外事業者からの排出量については、届出
データにおける業種ごとの大気、公共用水域、土壌への排出割合を用いて、その環境媒体別の11

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排出量を推定した。また、非対象業種からの排出量については、農薬の使用による排出である
ことから、すべて土壌への排出と仮定した。
4.3.2 で述べた 2003 年度 PRTR データの対象としている以外の排出源については、定量的なデータが不足していることなどから、ここでは考慮しなかった。
以上のことから、亜鉛の水溶性化合物由来の亜鉛は、1 年間に全国で、大気へ 68 トン、公共用水域へ 639 トン、土壌へ 24 トン排出されると推定した。
表 4-11亜鉛の水溶性化合物の環境媒体別排出量 (2003 年度実績) (トン/年)

排出区分
大気
公共用水域
土壌
対象業種届出66625<0.5
対象業種届出外 1)
2
14
<0.5
農薬
非対象業種 2)
0
0
23
合計
68
639
24
(製品評価技術基盤機構, 2006)
1) 大気、公共用水域、土壌への排出量は、業種ごとの届出排出量の排出割合と同じと仮定し推定した。
2) 大気、公共用水域、土壌への排出量は、物理化学的性状及び用途から推定した。
環境媒体別排出量は亜鉛純分に換算した値である。
0.5 トン未満の排出量はすべて「＜0.5」と表記した。
埋立による排出量は含んでいない。

また、公共用水域へ排出される届出排出量 625 トンのうち、排水の放流先が河川と届け出られている排出は 428 トンであった (経済産業省, 2005)。届出以外の公共用水域への排出についてはすべて河川への排出と仮定すると、河川への排出量は 432 トンとなる。

4.5

排出シナリオ亜鉛の水溶性化合物の発生源には、自然発生源と人為発生源がある。
地殻中の亜鉛は、土壌粒子の巻き上げ、火山活動、森林火災、生物活動などにより大気中へ排出され、最終的には水域や土壌に移行し、遍在して分布する。
亜鉛の水溶性化合物の人為発生源からの水域への排出経路は、化学工業、非鉄金属製造業、金属製品製造業などの各種工業からの排水、下水道処理施設から公共用水域への排出と考えられる。亜鉛メッキ製品などが大気中の硫黄酸化物によって腐食された結果、亜鉛の水溶性化合物が溶出し公共用水域へ流出する。また大気への排出経路は、金属製品製造業や非鉄金属製造
業からの排出、化石燃料の燃焼、ゴムタイヤの摩耗などであり、主として酸化物として排出されると考えられる。

5．環境中運命
亜鉛は、自然界に存在する元素で、クラーク数 (地下 16 km までの岩石圏に水圏と気圏を加えた範囲における元素の存在度) は約 0.004%、全元素中 31 番目である (Clarke, 1924)。亜鉛は、5 つの安定な同位元素 64Zn、66Zn、67Zn、68Zn、70Zn の混合物で、通常 Zn (Ⅱ) の酸化状態を示
12

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す。亜鉛は、玄武岩などの火成岩及び頁岩などの堆積岩中に存在し、地殻の含有量は平均 70 mg
Zn/kg である (山根, 1986)。
自然界及び人為発生源から亜鉛は環境中に発生するが、環境中への放出量は人為発生源からのほうが多いとの報告がある (ATSDR, 2003)。

5.1

土壌中での動態

土壌中の亜鉛は、主にせん亜鉛鉱、ウルツ鉱などの硫化亜鉛鉱物から発生し、土壌の亜鉛含
有量は、亜鉛含有鉱物に富んだ地域ほど高濃度である (GSC, 1995)。日本の未耕地土壌では、亜鉛濃度は 10～300 mg Zn/kg、平均 80 mg Zn/kg である。また、亜鉛の石炭及び泥炭における濃度は、植物による亜鉛蓄積の結果、地殻における濃度のそれぞれ 10 倍、4.2 倍であったとの報告がある (山県, 1977)。
土壌中の亜鉛は、次の 5 つの存在形態がある。(1) 土壌溶液 (土壌中の水分) 中に溶解、(2) 土
壌粒子に吸着、(3) 有機配位子 (フミン酸、フルボ酸等) と錯体を形成、(4) 粘土鉱物、金属酸
化物、金属水酸化物に吸着、(5) 主要な鉱物中に存在する (Brummer, 1986）。
亜鉛は、土壌中で沈殿 / 溶解、吸着 / 脱着、錯体生成 / 解離を含む反応を受けるが、これらの反応は、pH、土壌の酸化還元電位、土壌溶液中での亜鉛イオンと他のイオンの濃度、有機錯体を生成する配位子の濃度等によって変化する (Kiekens, 1995)。pH の減少は、土壌溶液中の亜鉛の割合を増加させる。一方、pH が 6.5 以上の条件下では、亜鉛と有機物配位子との錯体生成が優勢になる。土壌溶液中の亜鉛の 60～75%がフルボ酸との錯体を生成し、亜鉛のフルボ酸錯体は、水溶性のため土壌中で容易に移動する (Geering and Hodgson, 1969)。さらに、亜鉛は塩
化物、リン酸塩、硝酸塩、硫酸塩を生成し、塩基性の条件下では、リン酸塩、炭酸塩の生成で、亜鉛が土壌中に保持される (Brummer, 1986; Kiekens, 1995; Misra and Tiwari, 1966)。粘土質または有機物の多い土壌は、有機物が少ない砂質土壌よりも亜鉛を吸着しやすい (Pedroli et al.,1990)。また、嫌気的条件下では不溶性の亜鉛硫化物が優勢であるため、亜鉛の移動度は低いとの報告がある (Kalbasi et al., 1978; Perwak et al., 1980)。

5.2

大気中での動態

亜鉛は、自然発生源 (火山爆発、森林火災、海水の蒸発等) 及び、人為発生源 (自動車のタ
イヤの磨耗、真鍮の生産、化石燃料の燃焼等) から大気中に放出される (Nriagu, 1989; U.S. EPA,
1980)。
一般に、都市及び工業地域の大気中の亜鉛濃度は農村地域より高く (Henkin, 1979)、亜鉛は
大気中では主に酸化亜鉛粒子として存在し (Nriagu and Davidson, 1980)、粒子の大きさは排出源に依存している (Sohn et al., 1989)。自動車のタイヤの接地面ゴムには、加硫促進助剤として約
1 重量％の酸化亜鉛が含まれ、走行距離 1 km に対し亜鉛約 5 mg が大気中に放出され、その平均粒子径は、約 10～20μm であるとの報告がある (Terry et al.,2004)。
大気中の亜鉛粒子は、湿性沈着 (雨などによる降下) と乾性沈着 (重力による降下) によって土壌と水域に移行する。また、粒子径が小さく、密度の低い粒子は、発生源から遠い地域まで輸送されるが (Pacyna et al., 1989)、亜鉛粒子の 60～90%は、湿性沈着で大気中から除去される
13

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との報告がある (Galloway, 1982; Pattenden et al., 1982)。大気中の亜鉛粒子の滞留時間は、不明
であるが、亜鉛が大気中を長距離移動する事実から少なくとも数日であるとの報告がある(ATSDR, 2003)。
アリゾナの採鉱、製錬場近傍における、大気中亜鉛粒子の調査では、硫化亜鉛、リン化亜鉛、
塩化亜鉛、金属亜鉛等が検出された (Anderson et al., 1988)。さらに、大気中で硫化亜鉛は酸化され、水溶性の高い硫酸亜鉛に変化するとの報告がある (Aten et al., 1983)。

5.3

水中での動態

亜鉛は、主に亜鉛を含む地殻の風化や土壌粒子の浸食などによって水圏に入り (NAS, 1977)、
河川中の亜鉛濃度は流域の亜鉛含有量に依存するとの報告がある (Van Assche et al., 1996)。
環境水中では、亜鉛は、主に水和物[Zn(H2O)6]2+の形態で存在するが (Merck, 2001)、有機物 (フミン酸、フルボ酸等) や無機物との錯体、無機化合物も存在する。亜鉛のフミン酸錯体は、pH5.5 では約 50%が解離している。さらに、pH の低下で解離し、水中の亜鉛イオンの濃度は、沈殿物からの亜鉛の解離、溶解により増加するとの報告がある (Guy and Chakrabarti, 1976)。
さらに、亜鉛は、水中で水酸化鉄、硫化物、シリカ、アルミナ、粘土鉱物 (カオリナイト、
モンモリロナイト等) に吸着する。粘土鉱物に対する吸着は、pH 3.5～6.5 で増加し (Farrah andPickering, 1976)、その他の吸着は pH が 7 以上において増加する。河口域では、塩分濃度が増加するため、アルカリ金属イオン及びアルカリ土類金属イオンが、吸着された亜鉛イオンと置換し、亜鉛の脱着が起こるとの報告がある (Helz et al., 1975; U.S. EPA, 1979)。

5.4

環境中での変換及び分解

金属亜鉛は、湿った空気中では、室温で酸化され、二酸化炭素によって、塩基性炭酸亜鉛
ZnCO3･3Zn(OH)2 を形成する。この炭酸塩は淡灰色薄膜を形成し、金属亜鉛がそれ以上腐食するのを防止する (山根, 1986)。
亜鉛は、両性元素であるため、金属亜鉛、酸化亜鉛は、酸性及び塩基性水溶液に溶解する。
pH が 9 未満ではアコ錯体である水和物[Zn(H2O)6]2＋を形成し、pH が 10.5 以上では、ヒドロキ
シ錯体の亜鉛酸陰イオン[Zn(OH)3]-、[Zn(OH)4]2-、[Zn(OH)4(H2O)2]2-等を形成して溶解するが、pH が 9 以上、10.5 未満では、水酸化亜鉛 Zn(OH)2 として沈殿する (Merck, 2001)。
亜鉛の生物的メチル化は確認されていない。この原因はメチル亜鉛化合物が水と酸素に対して不安定であるため、環境中ではメチル亜鉛化合物が検出され難いためである。しかし、嫌気的条件下で生成したメチル亜鉛化合物は、キレート化によって安定化された場合、低濃度で検出される可能性があるとの報告がある (Thayer, 2002)。
菌類やバクテリアは、土壌中で硫化亜鉛を酸化し、水溶性の硫酸亜鉛に変換するとの報告がある (Ilyaletdinov et al., 1977)。
植物体内に存在する亜鉛の化学形態は、まだ十分には判明していないが、葉にある可溶性形
態の亜鉛は低分子化合物である (Kosicyn and Igosina, 1964)。一方、ミトコンドリアと葉緑体では、大部分の亜鉛は、タンパク質と結合した高分子化合物であるとの報告がある (Kosicyn andIgosina, 1970)。
14

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5.5

下水処理及び浄水処理による除去

東京都に 20 か所ある下水処理場の下水処理の状況に関する東京都下水道局の報告があり、亜鉛については、2001～2004 年度における流入水及び処理水の濃度は、共に 0.1 未満～0.2 mg Zn/L (24 時間平均値) であった (東京都下水道局, 2005)。
下水の処理工程で、亜鉛は沈降し下水汚泥に取り込まれ、汚泥中の亜鉛含有量が増加するとの報告がある (Chaney et al., 1984)。
2004 年 4 月～2005 年 3 月までの東京都の代表的な河川である多摩川、荒川、江戸川から取水している小作浄水場 (羽村市) 、三園浄水場 (板橋区) 、金町浄水場 (葛飾区) における亜鉛及びその化合物濃度は、3 つの浄水場の入口、出口で共に定量限界値 (5μg Zn /L) 未満であった(東京都水道局, 2005)。
上水道の場合、亜鉛は、通常の浄水方法 (凝集沈殿＋ろ過) やイオン交換による除去性があり、膜ろ過により除去できるとの報告がある (日本環境管理学会, 2004)。
亜鉛めっき工場の排水中の亜鉛を水酸化物として回収する場合、中和剤として水酸化ナトリ
ウムを用いた場合、pH約9.5～10.5の範囲で、回収率はほぼ100%であったとの報告がある (大塚ら, 2000)。

5.6

生物濃縮性

化学物質審査規制法に基づくコイを用いた濃縮性試験が、次の 5 種類の亜鉛化合物について報告されている。
酸化亜鉛は、8 週間の濃縮性試験で、水中濃度が 2.5 mg Zn/L、0.25 mg Zn/L における亜鉛としての濃縮倍率は、それぞれ 19～110、172 未満～217 であり、高濃縮性ではないと判定されている (通商産業省, 1995)。
硫化亜鉛は、8 週間の濃縮性試験で、水中濃度が 3.0 mg Zn/L、0.30 mg Zn/L における亜鉛としての濃縮倍率は、それぞれ 17～61、95 未満～217 であり、高濃縮性ではないと判定されている (通商産業省, 1996)。
塩化亜鉛は、10 週間の濃縮性試験で、水中濃度が 1 mg Zn/L、0.5 mg Zn/L、0.2 mg Zn/L、0.05
mg Zn/L における亜鉛としての濃縮倍率は、それぞれ 58～116、103～178、72～149、(230)～457
であり、濃縮性がないまたは低いと判定されている (通商産業省, 1982)。
硫酸亜鉛は、8 週間の濃縮性試験で、水中濃度が 1.0 mg Zn/L、0.1 mg Zn/L における亜鉛としての濃縮倍率は、それぞれ 59～112、94～242 であり、濃縮性がないまたは低いと判定されている (通商産業省, 1981)。
硝酸亜鉛六水和物は、8 週間の濃縮性試験で、水中濃度が 10 mg Zn/L、1.0 mg Zn/L における亜鉛としての濃縮倍率は、それぞれ 19 未満～60、210 未満であり、高濃縮性ではないと判定されている (通商産業省, 1996)。
水生生物に対する定常状態の亜鉛の生物濃縮係数 (BCF) は、藻類のヒバマタでは水中濃度が 5.2～11.9μg Zn/L のとき 1,027～10,768、貝類のシジミでは水中濃度が 218～835μg Zn/L のとき 71.6～126.2、魚類のグッピーでは水中濃度が 173～607μg Zn/L のとき 466.3～492.8 との報告
15

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がある (U.S. EPA, 1987)。一方、米国ルイジアナ州カルカス川とカルカス湖での水生生物の亜鉛の濃度は、着生藻類では 264μg Zn/g (乾燥重量)、動物プランクトンでは 330μg Zn/g (乾燥重量)、ホワイトシュリンプとブラウンシュリンプでは 50μg Zn/g (乾燥重量)、Atlantic croakers (ニベ科の一種) などの魚類では 29μg Zn/g (乾燥重量) であり、亜鉛は、食物連鎖を通して順次高濃度になる Biomagnification が認められないとの報告がある (Ramelow et al., 1989)。
カキ中には非常に高濃度 (100～2,000 ppm) の亜鉛が含まれている。カキは、周辺の海水濃度よりも 100,000 倍以上に亜鉛を濃縮する。この濃縮係数と海水中亜鉛濃度との間には逆相関関係があるので、カキは調節機能を有するものと考えられ、亜鉛の吸着メカニズムを推定させる(Chipman et al., 1958; Wolfe, 1970)。しかし、カキは低濃度亜鉛水に移すと速やかに亜鉛を失い、
約 1,000 ppm から約 100 ppm に至る直線的減少が 4 か月の観察から得られたとの報告がある(Ikuta, 1968)。

6．環境中の生物への影響
6.1

水生生物に対する影響

本評価書は化学物質排出把握管理促進法において指定されている「亜鉛の水溶性化合物」を対象として作成されることが原則であるが、亜鉛化合物の環境中の生物への影響に関しては金
属亜鉛、酸化亜鉛等の物質についても有用な情報があるため、本章ではそれらの物質もあわせて評価することとし、表のタイトル等についても「亜鉛及びその化合物」と記載した。
水生生物に対する毒性試験は、1 章の同定情報にある亜鉛粉末、酸化亜鉛、塩化亜鉛、硫酸
亜鉛、硝酸亜鉛の他リン酸亜鉛、酢酸亜鉛について調査した。いずれも亜鉛及び亜鉛化合物を使用しており、これらは水中で解離するため、水中濃度はすべて亜鉛としての値であり、単位を mg Zn/L で表示する。

6.1.1

藻類及び水生植物に対する毒性 (表 6-1)

塩化亜鉛を用いた試験については、海産種珪藻のニッチアの試験報告があり、生長阻害を指標とした 96 時間 EC50 は 0.065 mg Zn/L であった (Stauber and Florence, 1990)。
硫酸亜鉛を用いた試験では、生長阻害を指標としたクロレラに対する 96 時間 EC50 は 2.40 mg
Zn/L であった (Rachlin and Farran, 1974)。
以上から、調査した亜鉛及びその化合物の藻類生長阻害試験のうち信頼性のある最小値は塩化亜鉛を用いた試験で、珪藻のニッチアの生長阻害を指標とした 96 時間 EC50 の 0.065 mg Zn/Lであった (Stauber and Florence, 1990)。NOEC については、信頼性の確認できたデータは得られ
なかった。

16

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表 6-1

亜鉛及びその化合物の藻類及び水生植物に対する毒性試験結果

生物種

試験法/
方式
海水 塩化亜鉛 ZnCl2
止水
Nitzschia closteium(珪藻、ﾆｯﾁｱ ｻｻﾉﾊ
ｹｲｿｳ科)
淡水 硫酸亜鉛 ZnSO4
Chlorella vulgaris
止水(緑藻、ｸﾛﾚﾗ)

海水 硫酸亜鉛 ZnSO4
止水
Nitzschia closteium(珪藻、ﾆｯﾁｱ ｻｻﾉﾊ
ｹｲｿｳ科)
Cricosphaera
carterae(ﾊﾌﾟﾄ藻、石灰藻の一種)(n): 設定濃度

6.1.2

止水

温度
(℃)

エンドポイント21

96 時間 EC50

生長阻害

15.5±
0.5

96 時間 EC50

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ

15.5
96 時間 EC50

1796 時間 EC50

生長阻害
(ｷﾚｰﾄ剤入
り)
生長阻害
生長速度
(ｷﾚｰﾄ剤入り)

濃度(mg Zn/L)
0.065
(n)

2.40
(n)

0.271
0.360
(n)

文献

Stauber &Florence, 1990

Rachlin &Farran, 1974

Rosko &
Rachiin, 1975

Stillwell, 1977
0.0767(n)

無脊椎動物に対する毒性 (表 6-2)

酸化亜鉛を用いた急性毒性については、甲殻類のオオミジンコを用いた試験報告があり、48
時間 LC50 は 0.098 mg Zn/L であった (Gale et al., 1992)。
塩化亜鉛を用いた急性毒性について、最小値はネコゼミジンコ属の一種 (Ceriodaphnia dubia)に対する 48 時間 LC50 で 0.032 mg Zn/L であった (Carlson and Roush, 1985)。長期毒性について、最小値はオオミジンコの繁殖を指標とした 21 日間 EC50 の 0.102 mg Zn/L であった (Biesinger
and Christensen, 1972)。
硫酸亜鉛を用いた急性毒性について、最小値はミシッドシュリンプに対する 7 日間 LC50 の0.046 mg Zn/L であった (Martin et al., 1989)。長期毒性については、エルモンヒラタカゲロウの羽化遅滞を指標とした 4 週間 NOEC が 0.030 mg Zn/L、ムラサキウニ胚の成長を指標とした 96
時間 EC50 が平均 0.0972 mg Zn/L であった (Hatakeyama, 1989; Phillips et al., 1998)。また、海産種
ではヨコエビ科の一種 (Allorchestes compressa) について致死を指標とした 28 日間の LOEC は
0.148 mg Zn/L であった (Ahsanullah and Williams, 1991)。
以上から、調査した亜鉛及びその化合物の急性毒性値 (LC50、EC50) の最小値は塩化亜鉛を用いたネコゼミジンコ属の一種 (Ceriodaphnia dubia) に対する 48 時間 LC50 で 0.032 mg Zn/L であった (Carlson and Roush, 1985)。甲殻類での長期毒性の最小値は、塩化亜鉛を用いて、オオミ
ジンコの繁殖を指標とした 21 日間 EC50 の 0.102 mg Zn/L であった (Biesinger and Christensen,1972)。また、化合物間で同一生物種 (オオミジンコ) での毒性を比較したところ、同程度の毒性を示しており、化合物間での毒性の相違は無いと考えられる。
17

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表 6-2

亜鉛及びその化合物の無脊椎動物に対する毒性試験結果
pH

エンドポイ
ント

濃度
(mg Zn/L)

文献

ND

7.59.1

48 時間 LC50

0.098
(m)

Gale et al.,
1992

20

130

6.95

48 時間 LC50

0.7989(m)

Attar &
Maly, 1982

止水

19.5

54

7.6

48 時間 LC50

0.334
(m)

Chapmanet al., 1980

止水

18

45.3

7.74

48 時間 LC50

0.100
(m)

生後
4 時間
以内
生後
6 時間
以内
ND

半止水

22-28

36

7.5

7 日間 LC50

0.145
(m)

Biesinger &Christensen,
1972
Carlson etal., 1986

止水

23-25

45

ND

48 時間 LC50

0.032
(m)

止水

20

30

7.8

96 時間 LC50

6.3
(n)

Carlson &Roush,
1985
Bailey &Liu, 1980

成体

流水

15

36

6.9

96 時間 LC50

1.274
(m)

Nebeker etal., 1986

Dreissena
1.6-2.2
polymorpha
cm(貝類、ｾﾞﾌﾞﾗｶﾞ
ｲ、二枚貝)
海水 塩化亜鉛 ZnCl2
Americamysis
生後bahia)
24 時間(甲殻類、ﾐｼｯﾄﾞ
以内
ｼｭﾘﾝﾌﾟ、ｱﾐ科)
Paracalanus成体parvus(甲殻類、ｶｲｱｼ
類の一種)

止水

15

150
(CaO)

7.9

3 週間 LC50

1.0654.293
(m)

Kraak
et
al., 1994

流水

21±1

塩分濃度:
30‰

ND

96 時間 LC50

0.499
(m)

Lussier etal., 1985

止水

17

塩分濃度:
34.5-35.5‰

ND

24 時間 LC50

1.38
(m)

Arnott &Ahsanullah,
1979

幼生
ｿﾞｴｱ

止水

8.5

塩分濃度:
20‰

8.1

96 時間 EC50
活動停止

0.586
(m)

Dinnel etal., 1983

0.28 g

半止水

19

塩分濃度:
35.5‰

7.8

96 時間 EC50
活動停止

9.50
(m)

Ahsanullah,
1976

259.5 mm
7.60 g
成体
胚

止水

20

塩分濃度:
20‰

7.8

止水

ND

塩分濃度:
25‰

ND

96 時間 LC50
168 時 間LC50
48 時間 LC50

8.1
2.6
(n)
0.195
(n)

Eisler &Hennekey,
1977
Calabrese& Nelson,
1974

生物種

大きさ/
成長段階

急性毒性
淡水 酸化亜鉛 ZnO
Daphnia magna
生後(甲殻類、ｵｵﾐｼﾞ
24 時間
ﾝｺ)
以内
淡水 塩化亜鉛 ZnCl2
Daphnia magna
幼生(甲殻類、ｵｵﾐｼﾞ
ﾝｺ)
生後
24 時間
以内

Ceriodaphnia
dubia(甲殻類、ﾈｺｾﾞ
ﾐｼﾞﾝｺ属の一種)
Lumbriculus
variegates(貧毛類、ｵﾖｷﾞ
ﾐﾐｽﾞの一種)
Physa gyrina(貝類、ｻｶﾏｷｶﾞｲ科の一種)

Cancermagister(甲殻類、ｱﾒﾘｶ
ｲﾁｮｳｶﾞﾆ)
Palaemon sp.
(甲殻類、ﾃﾅｶﾞｴﾋﾞ科の一種)
Nereis virens(多毛類、ｺﾞｶｲ類)
Mercenaria
mercenaria(貝類 ﾊﾏｸﾞﾘ)

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

硬度

U.S.EPA
止水

20±1

流水

18

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生物種

大きさ/
成長段階
0.32 gエンドポイ
ント
96 時間 EC50
活動停止

濃度(mg Zn/L)
2.50(m)

Ahsanullah,
1976

7.2

48 時間 LC50

0.121
(m)

Brata et al.,1998

280-300

8.30
8.65

48 時間 LC50

0.095
(m)

SchubauerBerigan etal., 1993

20.5

152

6.56.896 時間 LC50

8.375
(m)

Bosnak &Morgan,
1981

止水

25

280-300

96 時間 LC50

0.290
(m)

3-6 mm

止水

10.6

20

7.94
8.00
7.3

96 時間 LC50

0.303
(n)

SchubauerBerigan etal., 1993
Wurtz,
1962

10-21
mm

止水

ND

64

7.7

96 時間 EC50
行動(閉殻)

6.04(m)Rodgers et
al.,
1980

Anodonta
1-2 日齢
imbecillis
幼生(貝類、ｲｼｶﾞｲ科の一種、二枚貝)
海水 硫酸亜鉛 ZnSO4Acanthomysis
3 日齢costata
幼生(甲殻類、ﾐｼｯﾄﾞ
ｼｭﾘﾝﾌﾟ、ｱﾐ科)
9 日齢幼生
Corophium
成体
volutator(甲殻類、ﾄﾞﾛｸ
ﾀﾞﾑｼ科の一種)
Neanthes
幼生
arenaceodentat
a(多毛類、ｺﾞｶｲ
類)
長期毒性

止水

23±3

39

ND

96 時間 LC50

0.268
(m)

Keller &Zam, 1991

止水13.016.0

塩分濃度:
34-38‰

7.75-7.90

96 時間 LC50

0.097
(m)

Martin, etal., 1989

半止水

塩分濃度:
35-36‰
塩分濃度:
5‰

7.75
-7.95
ND

7 日間 LC50

0.046
(n)

止水

15.016.0
5

96 時間 LC50

1.00
(n)

Bryant etal., 1985

止水

ND

塩分濃度:
ND

7.8

96 時間 LC50
28 日間 LC50

0.900
(n)

Reish et al.,
1976

半止水

18

45.3

7.74

21 日間 LC50
21 日間 EC50
繁殖

0.158
0.102
(m)

Biesinger &Christensen,
1972

Mytilus edulis
planulatus(貝類、ﾑﾗｻｷｲｶﾞ
ｲ)
淡水 硫酸亜鉛 ZnSO4Daphnia magna
新生仔
(甲殻類、
ｸﾛｰﾝ A
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)
Ceriodaphnia
生後
dubia
48 時間
(甲殻類、ﾈｺｾﾞ
以内
ﾐｼﾞﾝｺ属の一種)
Lirceus
3-7 mmalabamae(甲殻類、ﾜﾗｼﾞ
ﾑｼの一種)
Hyalella azteca 7-14 日齢(甲殻類、ﾖｺｴﾋﾞ
科の一種)
Physa
heterostropha(貝類、ｻｶﾏｷｶﾞ
ｲの一種)
Corbiculafluminea(貝類、ｼｼﾞﾐ)

淡水 塩化亜鉛 ZnCl2
Daphnia magna
生後
(甲殻類、
12 時間
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)
以内

硬度

pH

試験法/
方式
半止水

温度
(℃)
21

(mg CaCO3/L)

塩分濃度:
34‰

ND

止水

20

46.1

止水

25

流水

19

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文献

生物種
Chironomus
tentans(昆虫類、ﾕｽﾘｶ科の一種)
Physa gyrina(貝類、ｻｶﾏｷｶﾞ
ｲの一種)

大きさ/
成長段階
新生幼虫

試験法/
方式
土壌入
半止水

温度
(℃)
23±
0.5

成体

流水

海水 塩化亜鉛 ZnCl2
Americamysis
生後bahia)
24 時間(甲殻類、ﾐｼｯﾄﾞ
以内
ｼｭﾘﾝﾌﾟ、ｱﾐ科)
淡水 硫酸亜鉛 ZnSO4
Epeorus5.75±0.45
latifolium
mm(昆虫類、ｴﾙﾓﾝ
幼虫
ﾋﾗﾀｶｹﾞﾛｳ)
海水 硫酸亜鉛 ZnSO4Allorchestes
1 齢幼生
compressa(甲殻類、ﾖｺｴﾋﾞ
科の一種)

硬度

pH

(mg CaCO3/L)

濃度(mg Zn/L)
0.750
(m)

文献

ND

ND

15

36

6.9

30 日間 LC50
30
日 間
NOEC
致死

0.771
0.570
(m)

Nebeker etal., 1986

流水

21±1

塩分濃度:
30‰

ND

36
日 間
NOEC
致死、初産日の遅滞、産出
幼体数

0.120
(m)

Lussier etal., 1985

流水

15.5

83±1

7.98.0

4 週間 NOEC
羽化の遅滞

0.030
(n)

Hatakeyama,
1989

流水

19

塩分濃度:
31‰

8.0

28
日
LOEC
致死

0.148
(m)

Ahsanullah&
Williams,
1991
Phillips etal., 1998

Strongylocen野外採取 ASTM1)
15
ND
ND
trotusの胚
purpuratus(ｳﾆ類、ﾑﾗｻｷｳﾆ)
ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度
1) 米国材料試験協会 (American Society for testing and methods)

6.1.3

エンドポイ
ント
20 日間 LC50

間

96 時間 EC50
成長0.0972±0.0192(n)Sibleyetal., 1996

魚類に対する毒性 (表 6-3)

塩化亜鉛を用いた急性毒性試験では、最小値はニジマスに対する 96 時間及び 168 時間 LC50
で 0.066 mg Zn/L であった (Cusimano et al., 1986)。長期毒性では、ニジマスを用いた試験の致死を指標とした 72 日間 NOEC で 0.444 mg Zn/L (Cairns et al., 1982)、28 日間 LC50 は 1.06 mg Zn/Lであった (Birge, 1978)。
硫酸亜鉛を用いた急性毒性試験について、最小値はマスノスケに対する 96 時間 LC50 で 0.084
mg Zn/L であった (Finlayson and Verrue, 1982)。長期毒性では、最小値はアメリカンフラグフィ
ッシュのメスの成長を指標とした 100 日間 NOEC で 0.026 mg Zn/L であった (Spehar, 1976)。
硝酸亜鉛を用いた急性毒性試験について、最小値はヨーロッパミノーに対する 96 時間 LC50
で 3.2 mg Zn/L であった (Bengtsson, 1974)。
酢酸亜鉛を用いた急性毒性試験では、最小値はファットヘッドミノーに対する 8 日間 LC50
で 0.140 mg Zn/L であった (Popken, 1990)。
亜鉛に汚染された自然水を使用して実施されたカワマスについての試験報告があり、14 日間
LC50 は 0.96 mg Zn/L であった (Nehring and Goettl, 1974)。
20

http://www.cerij.or.jp

以上から、調査した亜鉛及びその化合物の急性毒性値 (LC50) の最小値は塩化亜鉛を用いたニジマスに対する 96 時間及び 168 時間 LC50 の 0.066 mg Zn/L であった (Cusimano et al., 1986)。
長期毒性の最小値は、硫酸亜鉛を用いたアメリカンフラグフィッシュのメスの成長を指標とした 100 日間 NOEC の 0.026 mg Zn/L であった (Spehar, 1976)。また、化合物間で同一生物種 (ニジマス、ブルーギル、ファットヘッドミノー等) での毒性比較を行ったが、明確な結論は得られなかった。
表 6-3

亜鉛及びその化合物の魚類に対する毒性試験結果
pH

エンドポイント

濃度(mg Zn/L)

137

7.8±
0.2

48 時間 LC50

0.670
(m)

O’Rear,
1972

23-25

45

ND

96 時間 LC50

0.393
(m)

止水

22-28

52

7.2

96 時間 LC50

0.551
(m)

Carlson &Roush,
1985
Carison etal., 1986

3.2 cm
幼魚

半止水

15

ND

ND

96 時間 LC50

0.450
(n)

Alam &
Maughan,1
992

Poecilia(Lebistes)
reticulate(ｸﾞｯﾋﾟｰ)

0.1 g
成魚

流水

ND

124

7.0

96 時間 LC50

3.25
(m)

Lepomismacrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)

5.3-7.2mm
2.5-3.9 g
1-6 g
仔魚Alevin 期
仔魚
Swim-up0.17 g
幼魚

止水

18-30

45

96 時間 LC50

流水

9.2

流水

14.517.0
12.2

6.82
-8.3
5
7.0

23

7.1

96 時間 LC50
168 時間 LC50
96 時間 LC50

流水

12.2

23

7.1

96 時間 LC50

流水

12.2

23

7.1

96 時間 LC50

2.863.78
(m)
0.066
(m)
0.815
(m)
0.093
(m)
0.136
(m)
2.54
(m)

Anderson& Weber,
1975(2137)
Cairns &Scheier,
1957
Cusimano
et al., 1986
Chapman,
1978b

生物種

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

APHA1)ND

半止水＜24 hrCyprinus carpio
(ｺｲ)

急性毒性
淡水 酸化亜鉛 ZnO
Morone
ふ化直後
saxatilisの幼生(ｽﾄﾗｲﾌﾟﾄﾊﾞｽ、
ﾊﾀ科)
淡水 塩化亜鉛 ZnCl2
Pimephales
24 時間
promelas
以内齢(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

硬度

文献

Carssius
auratus(ｷﾝｷﾞｮ)Ptychocheilus
oregonesis(ﾉｰｻﾞﾝﾊﾟｲｸﾐﾉ
ｰ、ｺｲ科)

卵

半止水

22.0

195

7.4

7 日間 LC50

幼魚

流水

ND

20-30

7.1

96 時間 LC50

3.50
(m)

Andros &Garton,1980

Catostomus
commersoni(ﾎﾜｲﾄｻｯｶｰ)

17.7 g
121 mm

流水

12.1

18

6.37

96 時間 LC50

2.2
(m)

Duncan &Klaverkamp, 198321

http://www.cerij.or.jp

Birge, 1978

生物種

pH

エンドポイント

濃度(mg Zn/L)

文献

25±2

7.40
±
0.28

96 時間 LC50

0.905
(m)

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

硬度

海水 塩化亜鉛 ZnCl2
Oncorhynchus
2.7 kgkisutch
成魚(雄)(ｷﾞﾝｻﾞｹ)流水

13.7

Oncorhynchus
nerka(ﾍﾞﾆｻﾞｹ)

9 ヶ月齢
幼魚

流水

12

22

7.3

96 時間 LC50

0.749
(m)

Chapman&
Stevens,
1978
Chapman,
1978aOncorhynchus
tschawytscha(ﾏｽﾉｽｹ)

0.23 g
ふ化仔魚

流水

12±2

23±1

7.1

96 時間 LC50

0.097
(m)

Chapman,1978bMorone63 dsaxatilis(ｽﾄﾗｲﾌﾟﾄﾊﾞｽ、
ﾊﾀ科)
淡水 硫酸亜鉛 ZnSO4
Pimephales
24 時間
promelas
以内齢(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

止水

20

285

ND

96 時間 LC50

0.120
(m)

Palawski etal., 1985

止水25

280-300

7.89
-8.0
0

96 時間 LC50

0.500
(m)

SchubauerBerigan etal., 1993

4 週齢

U.S.EPA
流水

25±1

46

7-8

96 時間 LC50

0.600
(m)

24 時間
以内齢

流水

20

174-198

7.57.896 時間 LC50
7 日間 LC50

0.870
(m)

Benoit &Holcombe,
1978
Pickering& Vigor,
1965

Cyprinus carpio
(ｺｲ)

4-5cm

APHA1)
半止水

27

108

7.5

96 時間 LC50

0.150
(n)

Rao et al.,
1975

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

5 日齢
仔魚

止水

25

30

ND

96 時間 LC50

1.74
(m)

Pierson,
1981

ND

流水

7

46

ND

96 時間 LC50

9.9
(m)

Cairns etal., 1972

Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

3.9 g
稚魚

流水

14.9

46.8

7.63

96 時間 LC50

0.370
(m)

Anguillajaponica(ｳﾅｷﾞ)

77 g

止水

25

ND

ND

96 時間 LC50

11.0
(m)

Holcombe& Andrew,
1978
Cruz &
Muroga,1985

3.9-6.8cm
稚魚56.5 mm1.59 g
稚魚

流水

11-13

20-22

7.07.396 時間 LC50

0.084
(m)

半止水

14.3

ND
(ｱﾙｶﾘ度:
23.9)

6.67.696 時間 LC50

0.09
(m)

流水

14.9
15.5

46.8
47.0

7.63
7.70

96 時間 LC50
96 時間 LC50

1.44
1.55
(m)

Oncorhynchus
tschawytscha(ﾏｽﾉｽｹ)
Oncorhynchus
clarki(ｶｯﾄｽﾛｰﾄﾄﾗｳﾄ)
Salvelinus
fontinalis(ｶﾜﾏｽ)

3.0 g
稚魚

22

http://www.cerij.or.jp

Finlayson& Verrue,
1982
Rabe &
Sappington,
1970
Holcombe& Andrew,
1978

生物種

pH

エンドポイント

濃度(mg Zn/L)

文献

ND

ND

9 日間 LC50

3.90
(m)

Skidmore&
Firth, 1983

29.1

67

7.4

7.00
0.320
(m)

Sharma &Sharma,
1995

止水

27

16.5

7.2

96 時間 LC50
96
時 間
MATC2)
成長
96 時間 LC50

0.600
(m)

Baker &
Walden,
1984

APHA1)
流水

25

44

7.17.896 時間 LC50

1.50
(m)

Spehar,1976

半止水14.017.0

塩分濃度:35-36‰

8.20
-8.6
5

10 日間 NOEC
生存

0.605
(m)

Hunt et al,.
1989

APHA1)
止水
APHA1)
止水

17

53

7.8

96 時間 LC50

17

53

7.8

96 時間 LC50

7.8
(m)
14.3
(m)

Rehwoldt
et al., 1971
Rehwoldt
et al., 1971

流水

11.9

70

7.6

96 時間 LC50

3.2
(m)

Bengtsson,
1974

APHA1)
止水

17

53

7.8

96 時間 LC50

6.7
(m)

Rehwoidt
et al., 1971

流水

12±1

塩分濃度:
34.62±0.2‰

7.7±
0.8

96 時間 LC50

21.5
(m)

Taylor etal., 1985

7-9

46

7.8

96 時間 LC0

1.30
(m)

Cairns etal., 1972

22.5

63.5

8.21

8 日間 LC50

0.140

Popken,1990

APHA1)
流水

ND

ND

6.48.396 時間 LC50

0.550
(n)

Hale, 1977

流水

8.612.0

ND

7.3

14 日間 LC50

0.96
(m)

Nehring &Goettl,
1974

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

Ambassis sp.
(ﾀｶｻｺﾞｲｼﾓﾁの一種)

840 mg流水

25

Cirrhius
mrigala(ｼｬｰｸﾌｨｯｼｭ、ｺ
ｲ科)

仔魚

ND

Crateroceohalus
stercusmuscaru(ﾄｳｺﾞﾛｳｲﾜｼ科)

19.9 mm0.07 g

海水 硫酸亜鉛 ZnSO4
Jordanella
4-5 週齢floridae
稚魚(ｱﾒﾘｶﾝﾌﾗｸﾞﾌｨｯ
ｼｭ、ﾒﾀﾞｶ科)
Atherinops
7 日齢
affinis仔魚(ﾄｳｺﾞﾛｳｲﾜｼ)
淡水 硝酸亜鉛 Zn(NO3)2
Cyprinus carpio<20 cm(ｺｲ)
Morone<20 cmamericama(ﾎﾜｲﾄﾊﾟｰﾁ)
Phoxinus
56-86
phoxinusmm(ﾖｰﾛｯﾊﾟﾐﾉｰ、ｺ
成魚
ｲ科)
Morone<20 cmsaxatilis
稚魚(ｽﾄﾗｲﾌﾟﾄﾊﾞｽ、
ﾊﾀ科 )海水 硝酸亜鉛 Zn(NO3)2
Chelon
3.6 cmlabrosus
0.87 g(ﾎﾞﾗ科の一種)

淡水 リン酸亜鉛 Zn3(PO4)2
Lepomis127 mm止水
macrochirus
37 g(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)
淡水 酢酸亜鉛 Zn(CH3COO)2
Pimephales
14 時間
半止水
promelas
以内齢(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
51-76
mm
2 か月齢
淡水 Zn(汚染水での試験)
Salvelinus
8.9 cmfontinalis(ｶﾜﾏｽ)
Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

硬度

23

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生物種

pH

エンドポイント

濃度(mg Zn/L)

文献

25

6.97.172 日間 NOEC
致死

0.444
(m)

Cairns etal., 1982

13.0

104

7.4

28 日間 LC50

1.06
(m)

Birge, 1978

流水

ND

46

7-8

8 週間 NOEC
成長

0.106
(m)

Benoit &Holcombe,
1978

発眼卵

流水

12.7±
3.40

26±3.7

NOEC
致死

0.140
(m)

Sinley etal., 1974

1 日齢の
ふ化仔魚

U.S.EPA
流水

25±2

44

6.80
±
0.17
7.17.830 日間 NOEC
致死
100 日間 NOEC
成長 (ﾒｽ)

0.051

Spehar,
1976

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

硬度

長期毒性
淡水 塩化亜鉛 ZnCl2
Oncorhynchus
受精卵
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)
受精卵

流水

12

半止水

淡水 硫酸亜鉛 ZnSO4
Pimephales
受精卵
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)Jordanella
floridae(ｱﾒﾘｶﾝﾌﾗｸﾞﾌｨｯ
ｼｭ、ﾒﾀﾞｶ科)

0.026
(m)

淡水 硝酸亜鉛 Zn(NO3)2
Phoxinus
流水
12.1
70
7.6
90 日間 LC100
16-25
0.330
phoxinusmm(m)(ﾖｰﾛｯﾊﾟﾐﾉｰ、
1歳
ｺｲ科)
未満魚
ND: データなし、(n): 設定濃度、(m): 測定濃度1) 米国公衆衛生協会 (American Public Health Association)、2) NOEC と LOEC の幾何平均値

6.2

Bengtsson,
1974

環境中の生物への影響 (まとめ)

亜鉛及びその化合物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 (成長) 阻害、繁殖などを指標に検討が行われている。
藻類及び水生植物の生長阻害試験で、信頼性のある最小値はニッチアに対する 96 時間 EC50
で 0.065 mg Zn/L であった。
無脊椎動物に対する急性毒性について、最小値はネコゼミジンコ属の一種 (Ceriodaphnia
dubia) に対する 48 時間 LC50 で 0.032 mg Zn/L であった。長期毒性の最小値は、エルモンヒラ
タカゲロウに対する 4 週間 NOEC の 0.030 mg Zn/L であった。また、甲殻類についての長期毒性の最小値は、オオミジンコに対する 21 日間 EC50 で 0.102 mg Zn/L であった。
魚類の急性毒性について、最小値はニジマスに対する 96 時間及び 168 時間 LC50 の 0.066 mg
Zn/L であった。長期毒性の最小値は、アメリカンフラグフィッシュのメスの成長を指標とした100 日間 NOEC の 0.026 mg Zn/L であった。
以上から、亜鉛及びその化合物の水生生物に対する急性毒性は、藻類、甲殻類及び魚類に対して化合物濃度として示した場合、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 については、甲殻類では 0.102 mg Zn/L、魚類では 0.026 mg Zn/L である。
24

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得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は、硫酸亜鉛を用いて、魚類であるアメ
リカンフラグフィッシュのメスの成長を指標とした 100 日間 NOEC の 0.026 mg Zn/L である。

7．ヒト健康への影響
本評価書は化学物質排出把握管理促進法において指定されている「亜鉛の水溶性化合物」を対象として作成されることが原則であるが、亜鉛化合物のヒト健康への影響に関しては金属亜
鉛、酸化亜鉛等の物質についても有用な情報が多いため、本章ではそれらの物質もあわせて評価することとし、表のタイトル等についても「亜鉛及びその化合物」と記載した。

7.1

生体内運命

亜鉛及びその化合物は、摂取後亜鉛イオンとなり、この陽イオンが亜鉛化合物の生物活性を決定すると考えられる。ほ乳類は、限度はあるが、低あるいは高濃度の亜鉛を含む食物の摂取に拘わらず、体内の亜鉛含量を生理的に必要なレベルに維持できる。しかし、体全体での亜鉛のホメオスタシスにも拘わらず、器官間の亜鉛の交換に限度があることから、生理的に必要なレベルの維持には定期的な外的供給が必要である。経口経路で摂取による亜鉛の吸収は、食物中のリガンドや亜鉛の状態などの要素により影響される。十分な栄養条件下では、ヒトは 20～
30%、動物は 40～50%の亜鉛を吸収する。しかし、亜鉛欠乏下での吸収はこれより多く、過剰亜鉛下ではこれより少ない。吸入経路では、定量的なデータは得られていないが、ヒト及び実験動物の報告で肺において酸化亜鉛が保持され、一部は体内への吸収される可能性を示している。経皮経路では、ヒトへの適用により水疱の発生がみられ、体内への吸収については不明である。動物試験によると、無傷の皮膚において皮膚組織への移行はみられるものの、体内への吸収率はあまり高くないと考えられる。亜鉛は、胃腸管から吸収された後血漿中のアルブミンと結合し、肝臓に移送され、全身に分布する。亜鉛の主な貯蔵器官は筋肉及び骨である。亜鉛は、血中では拡散性の形態及び非拡散性の形態をとっている。拡散性の形態では、約 2/3 の血漿中亜鉛は自由に変化することができ、アルブミンやアミノ酸と緩やかに結合している。非拡散性の形態では、少量の亜鉛が血漿中でα2 マクログロブリンと強固に結合している。ラットでは、亜鉛の胆汁への排泄はグルタチオンに依存していることが示唆されている。ヒトでは、摂取した全亜鉛の約 70～80%は大便中、約 10%が尿中に排泄される。その他、唾液、毛髪、母乳、汗等に排泄されることがある。

7.2

疫学調査及び事例 (表 7-1)亜鉛はヒトに対して必須微量元素であり、亜鉛が欠乏すると、ヒトでは皮膚炎や味覚障害などが起きる。一方、亜鉛を過剰に摂取すると、経口経路では、急性影響として吐き気、胃上部の不快感、無気力などがみられ、長期にわたって高用量摂取した場合、銅欠乏による貧血がみられている。食事における亜鉛量を調整して亜鉛や銅の摂取量に対する影響を検討した報告では、50 mg Zn/日程度の亜鉛摂取で血清中の単核白血球 5’ヌクレオチターゼ、血漿スーパーオキ
シドジスムターゼ等の酵素活性が増加し、ESOD 活性、赤血球銅等が低下したが、貧血を示す
25

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ような赤血球機能の明確な障害はみられていない。なお、日本人の 1 日推定平均必要量は、成人
男性 8 mg/日、成人女性 6 mg/日であり、推奨摂取量は、それぞれ、9、7 mg/日である。厚生労働省 (2004)
では、日本人の亜鉛摂取上限量を男女ともに 30 mg/日としている。吸入暴露ではフュームの吸入により鼻、喉、胸部の刺激、チアノーゼ、肺炎を含む気道の急性炎症、急性呼吸不全などがみられ、特に酸化亜鉛では超微細なフュームの吸入により喉の乾燥と痛み、発熱、咳、呼吸困難、筋肉痛、頭痛などの症状を呈するフューム熱が生じる。その他、亜鉛化合物が明確な皮膚刺激性を示すとする報告は得られていないが、高濃度の塩化亜鉛が眼に入った事故では角膜の永久的な損傷例も報告されている。また、妊娠中に血液中の亜鉛濃度が低値になると出生児の低体重がみられるとの症例は複数あるが、亜鉛の過剰摂取と生殖・発生毒性とを関連付けるデータは得られていない。亜鉛等の製錬所の作業者や亜鉛鉱山付近の住民に対するコホート研究や亜鉛の栄養補助食品摂取と前立腺がんとの関係を調査した報告はあるが、いずれも不十分なものであり、発がん性に関する結論を出すことはできない。
表 7-1
対象集団性別・人数
急性影響
経口経路＜塩化亜鉛＞
16 か月男児、24 歳男性＜硫酸亜鉛＞
15 歳女子20-27 歳の健常な男女
12 人＜金属亜鉛＞
16 歳男子亜鉛及びその化合物の疫学調査及び事例
暴露状況/暴露量

結

果

文

献

16 か月児: スプーン 1 杯を摂取
24 歳: 約 3 オンスの液 (はんだ融剤) を誤飲

吐き気、嘔吐、腹痛、 Chobanian, 1981;
過アミラーゼ症、無 McKinney et al., 1995
気力

220 mg の 錠 剤 を 2 回 / 日(440 mg ZnSO4 、 2.6 mg
Zn/kg/日相当 EU 換算) 摂取(ざ瘡治療目的)胃上部の不快感、1 週
間後貧血を伴った胃腸管出血

Moore, 1978

12 時間絶食後に 25、37.5、50 mg を脱イオン水に溶解した水溶液 20 mL 経口投与
(対照として 14 人に生理食
塩水 20mL)

血漿中コルチゾール
濃度の低下

Brandao-Neto et al.,1990

総量 12 g を 2 日に分けて摂取 (1 日目: 114 mg/kg、2 日
目: 57 mg/kg) (裂傷の早期治癒を目的)

よろめき歩行、無気
力、摂取 8 日後血清リパーゼとアミラー
ゼの増加

Murphy, 1970

0.07-0.4 mg ZnCl2/m3 のフュームを 30 分間吸入
平均 4.8 mg ZnCl2/m3 の 30
分間以上の吸入0.07-0.4 mg/m3: 知覚に影響
平均 4.8 mg/m3: 一過性の気道の刺激性

Ferry, 1966, 1974

吸入経路
＜塩化亜鉛＞
工場作業者

26

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対象集団性別・人数
ND

暴露状況/暴露量80 mg ZnCl2/m3、2 分間の吸入120 mg ZnCl2/m3、2 分間の吸入4,800 mg ZnCl2/m3、30 分間の吸入

ND

フュームの事故暴露

ND

フュームの事故暴露
4,075 mg ZnCl2/m3(1,955 mg Zn/m3)＜酸化亜鉛＞
ND

トタン板の切断や溶接のよ
うな非常に高温操作で生じる粒径<0.1μm の酸化亜鉛を含むフュームの暴露

ND

超微細なフューム暴露4人

超 微 細 な 酸 化 亜 鉛 5 mg
ZnO/m3 を 2 時間暴露

溶接作業者 11 人
溶接作業に従事せず間接的に暴露された者 10 人
対照者 17 人

溶接作業中に発生した酸化亜鉛を 6-8 時間暴露
溶接作業者: 0.034
mg ZnO/m3
間接暴露者: 0.019
mg ZnO/m3
対照者: 0.004 mg ZnO/m3(いずれも幾何平均暴露濃度)
フュームを 15-30 分間暴露
( 平 均 暴 露 量 : 77-153 mg
ZnO/m3)15-30 分間溶接作業により
フ ュ ー ム を 20-170 mg Zn/m3 (25-212 mg ZnO/m3) 暴
露溶接作業者 14 人

ボランティア 26 人
対照群 17 人

結 果
文 献
80 mg/m3、2 分間: 吐 Cullumbine, 1957;
き気と咳
Lewis, 1992
120 mg/m3 、 2 分 間 :鼻、喉、胸部で刺激性
4,800 mg/m3、30 分間:
肺 へ の 影 響 (詳 細 不明)中毒（浅呼吸、喉の Evans, 1945; Hjortso et
痛み、肺炎を含む気 al., 1988; Homma et al.,
道の急性炎症、チア 1992, Jhonson &ノーゼ、咳、痰、胸 Stonehill, 1961;
部の痛みと締め付け Macaulay & Mant, 1964;
感、吐き気、嘔吐、 Matarese & Matthews,
頭痛、肺水腫及び線 1986; Milliken et al.,
維症、急性呼吸不全） 1963; Pare & Sandler,
1954; Schenker et al.,
暴露後 1、2 時間で減 1981
弱するケースもあるが、死に至る場合もあり
咳、呼吸困難、喉の Johnson & Stonehill,
痛み、化学性肺炎
1961

喉の乾燥と痛み、発熱、咳、呼吸困難、筋肉痛、頭痛などの症状を呈するフュー
ム熱を惹起
上記の症状に加え、胃腸管障害全員が暴露後 4-8 時
間 で フ ュ ー ム 熱 (発熱、悪寒、喉の乾燥と痛み、胸部の圧迫感、頭痛) を発症、24時間後には消失作業前 5 日前と作業
後 5 日目の肺活量に異常なし、フューム熱の発症もなし

Gordon et al., 1992;
Heydon & Kagan, 1990;
Mueller & Seger, 1985

U.S.NIOSH, 1975
Gordon et al., 1992

Marquart et al., 1989

顆粒球数の増加

Blanc et al., 1991

TNF、インターロイキ
ン-6 (IL-6)、インター
ロ イ キ ン -8 (IL-8) などのサイトカインが採取時間依存的に増加Blanc et al., 199327

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対象集団性別・人数
ボランティア 14 人

その他
＜硫酸亜鉛＞
男性
10 人

暴露状況/暴露量15-120 分 間 フ ュ ー ム を
2.76-37 mg Zn/m3 (3.4-46 mg
ZnO/m3) 暴露

結 果顆粒球数、TNF、IL-8が増加

文 献
Kuschner et al., 1995

in vitro 系
採取した精子に 0、100 μg/mL (22.8μg Zn/mL)、 300
μg/mL (68.3μg Zn /mL)になるように培養液に添加して添加 24 時間までの精子の運動性について検討

用量依存的に精子の運動性低下

山田ら, 2002

刺激性なし

Agren, 1990

1/6 で適用の 24 時間
で発赤、小膿庖
刺激性なし

Derry et al., 1983

1 人は左右の眼、1 人は片方の眼に高濃度の塩酸亜鉛が入った事故

角膜に浮腫、角膜の永久的な損傷Houle & Grant, 1973

60 %の酸化亜鉛と 40%のゴ
マ油の軟膏をパッチテスト

11 人でアレルギー反応
ゴマ油のみの適用でも患者 81 人中 14 人
で陽性反応

Malten & Kuiper, 1974

硫酸亜鉛 80 mg を含むビタ
ミ ン 剤 と 硫 酸 亜鉛 440-660
mg/ 日 (110-165 mg Zn/ 日 )を 10 か月間服用

胃腸管からの出血はないにもかかわらず
ヘモグロビン濃度低下、MCV 低値
その他、白血球数減
少、血清中フェリチ
ン濃度、銅濃度の低下、血清中セルロプ
ラ ス ミ ン 濃 度 0
mg/dL

Hoffman et al., 1988

七水和物
刺激性
＜酸化亜鉛＞ND
患者 (疾患不明) 6 人
ボランティア 6 人＜塩化亜鉛＞
2人

感作性＜酸化亜鉛＞
足に潰瘍のある患者
100 人

慢性影響
事例・症例
35 才白人女性

2.9 mg Zn/cm2 相当を皮膚に24 時間閉塞適用
40%の軟膏 (150 cm2 に 15 g)の皮膚への閉塞適用
40%の軟膏 (150 cm2 に 100g) の皮膚への閉塞適用

塩化銅溶液を静脈内注射し、酢酸銅 2 mg/
日の服用により、半
年程で回復

28

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対象集団性別・人数
59 才女性

暴露状況/暴露量
硫酸亜鉛 660 mg/日を 1 年以
上服用

結 果
ヘモグロビン濃度低下、好中球減少を伴う白血球数減少、血清中鉄濃度及び銅濃度の低下

文 献Porter et al., 1977

硫酸銅 4 mg/日の服用により、4 週間で回復
26 才黒人男性

57 才白人女性

鎌状赤血球貧血の治療目的
で硫酸亜鉛または酢酸亜鉛
200-660 mg/日 (150-200 mg
Zn/日) を 2 年以上服用

硫酸亜鉛 450 mg/日を 2 年間
服 用 ( 他 に ビ タ ミ ン
B122,000μg/日を 5 週間服用)

ヘモグロビン濃度及びヘマトクリット値の低下、好中球減少を伴う白血球数減
少、MCV 低値、MCHC
低値、血清中銅濃度の低下
硫酸銅 1 mg/日の服用により 1 か月程度で回復
ヘモグロビン濃度の低下、血清中銅濃度の低下

Prasad et al., 1978

Patterson et al., 1985

服用中止 83 日後には回復
58 才白人女性

36 才女性

アミノ酸キレート亜鉛 810
mgZn/日を 18 か月以上服用

硫酸亜鉛 600 mg/日を健康食品として 3 年間服用

ヘモグロビン濃度の
低 下 、 MCV 低 値 、MCH 低値、血清中銅濃度、セルロプラス
ミン濃度及びフェリ
チン濃度の低下
服用中止 4 週間後に回復
ヘモグロビン濃度の低下、重度の好中球減少を伴う白血球数
減少、血清中銅濃度の低下
いずれも服用中止 4
か月以内に回復

29

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Gyorffy et al., 1992

Ramadurai et al., 1993

対象集団性別・人数
暴露状況/暴露量調査研究＜硫酸亜鉛＞
220 mg を含むカプセルを 3
健常なボランティア 47 人
(女性 26 人：平均年齢 28 歳、 回/日、6 週間食物と一緒に男性 21 人：平均年齢 27 歳) 摂取 (150 mg Zn/日、男性
2.0、女性 2.4 mg Zn/kg/日相
当、著者換算)

健常な男性
12 人

440 mg/日 (2.3 mg Zn/kg/日
相当、EU 及び ATSDR 換算)を含むカプセルを 35 日間食
物と一緒に摂取

成人男性
11 人

300 (150×2) mg Zn/日 (4.3mg Zn/kg/日相当、EU 及び
ATSDR 換算) を 6 週間摂取18 人

220 mg/回 (約 150 mg Zn)
を 3 回/日、16-26 週間摂取

＜酢酸亜鉛＞
健常な女性
32 人＜グルコン酸亜鉛＞
健常な男性ボランティア
白人
31 人

健常な女性ボランティア
18 人

結

果

献

女性の 84%、男性の Samman & Roberts,
18%で頭痛、吐き気、 1987, 1988
嘔吐、食欲不振、腹部けいれん、体重減
少、亜鉛濃度は男性
で 36%、女性で 57%
増加、女性では、LDL、
セルロプラスミンが減少し、ESOD 活性が低下
HDL が 7 週目に減少 Hooper et al., 1980
したが、16 週目には回復、総コレステロール、トリグリセリ
ド、LDL について変化なし
摂取 4、6 週目に血清 Chandra, 1984
亜鉛濃度と LDL が増加、HDL が減少、PHAへのリンパ球の刺激反応が低下
血液毒性、肝毒性、 Greaves & Skillen, 1970
腎毒性を示す変化なし

0、15、50、100 mg/日(0、0.25、 血清中の亜鉛濃度は0.83、1.7 mg Zn/kg/日相当 用量依存的に増加、EU 換算) を 60 日間摂取 (栄 100 mg 群 で 血 漿
養補助食品)
HDL が一過性に有意に減少
13 人: 50 mg Zn/日（0.71 mg
Zn/kg/日相当、EU 換算)9 人: 75 mg Zn/日（1.1 mg
Zn/kg/日相当、EU 換算)9 人: 偽薬 (対照群)
いずれも 12 週間摂取
9 人: 50 mg Zn/日 (0.83 mg
Zn/kg/ 日 相 当 、 EU 及 び
ATSDR 換算)
他の 9 人: 50 mg Zn/日及び硫酸鉄 (FeSO4 ・H2O) (50
mg Fe2+相当)
2 回/日、10 週間摂取文

Freeland-Graves et al.,1982

血 清 コ レ ス テ ロ ー Black et al., 1988
ル、トリグリセリド、
LDL、VLDL に変化なし両群で ESOD 活性が低下
亜鉛のみの摂取群ではヘマトクリット
値、血清フェリチン
濃度が減少、ヘモグ
ロビン濃度は変化なし、亜鉛及び鉄摂取群では血清フェリチン濃度が増加、血清
亜鉛濃度は増加
セルロプラスミンや他の銅に関する指標は両群とも変化なし

30

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Yadrick et al., 1989

対象集団性別・人数
健常な男性ボランティア
13 人

暴露状況/暴露量50 mg Zn/日(0.71 mg Zn/kg/
日相当、EU 及び ATSDR 換
算)
2 回/日、6 週間摂取

健常な閉経後の女性 (平均64.9 歳)25 人

順化期間: 10 日間
実験期間: 90 日間の 1 サイクルを 2 回
1 回目 (1 日あたりの摂取
量)
順化
実験
期間
期間
銅

低
高

亜鉛

2 mgCu2 mgCu9 mgZn1 mgCu3 mgCu3 mg Zn

2 回目 (1 日あたりの摂取
量)

銅
亜鉛

生殖・発生毒性
妊娠女性 494 人(246 人は亜鉛の栄養補助食
品、248 人は偽薬をそれぞれ
摂取)

妊娠女性
30 人
(対照群 26 人)

低
高

順化
期間
2 mgCu2 mgCu9 mgZn

実験期間
1 mgCu3 mgCu53 mgZn

結 果
ESOD 活性が低下、血清亜鉛濃度は摂取 2週間目以降増加したが、血清銅濃度やセ
ルロプラスミン濃度に変化なし、亜鉛濃度は ESOD 活性と逆相関性あり
亜鉛添加により、血漿中亜鉛濃度、単核
白血球 5’ヌクレオチ
ターゼ活性及び血漿
スーパーオキシドジ
スムターゼ活性が増加し、これらは銅濃度と相関性有り

文 献
Fischer et al., 1984

Davis et al., 2000

血清セルロプラスミ Milne et al., 2001
ン及び亜鉛濃度、血小板シトクロム c 活性の増加、赤血球銅、全血グルタチオン、
赤血球グルタチオン
過酸化酵素活性の低下。亜鉛添加で ESOD
活性、総コレステロール、LDL 濃度の低下ESOD 活性と銅の摂取との間に相関性がみられ、低銅濃度で低下、高銅濃度で上昇、総コレステロー
ル、LDL は、低銅濃度で高銅濃度より高値、ヘモグロビン濃
度は、銅濃度に関係なく低亜鉛濃度より高亜鉛濃度で低値、ヘマトクリット値はいずれも変化なし

栄養補助食品摂取者: 20 mg
Zn の 硫 酸 亜 鉛 (0.3 mg
Zn/kg/ 日 相 当 、 EU 及 び
ATSDR 換算) を 1 回/日、妊娠の最初の 6 か月間摂取

母体及び出生児に異常なし

Mahomed et al., 1989

クエン酸亜鉛 22.5 mg/日(0.3mg Zn/kg/ 日 、 EU 及 び
ATSDR 換算)を妊娠終了前の 6 か月間摂取

出生児に異常なし

Simmer et al., 1991;31

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対象集団性別・人数
妊娠女性
179 人
(対照群 345 人)

発がん性
製錬作業者
4,802 人うち亜鉛単独の製錬従事者
978 人

暴露状況/暴露量
アスパラギン酸亜鉛 20 mg/
日（0.06 mg Zn/kg/日、EU 及
び ATSDR 換算）を妊娠終了
前の 6 か月間摂取

結 果
出生児に異常なし

文 献Kynast & Saling, 1986

亜鉛と銅の製錬所において
1945-1975 年 ま で 作 業 に 従事

亜鉛単独の製錬作業者のうち死亡数は 73
人、SMR は 83。
製錬作業者 4,802 人におけるがんによる死亡数は 75 人、SMR
は 93 であり、発がんの増加はみられず
肺がんによる平均死
亡率 (10 万人あたり)は、それぞれ以下の通り<1950-1969 年>
当該地域住民:47.1-48.0
全米の住民: 38.0
<1973-1977 年>
当該地域住民:80.0-95.6
全米の住民: 62.3
2,901 の前立腺がんの症例がみられ、うち434 人が進行性≤100 mg/日の亜鉛摂
取群では前立腺がんとの関連性はみられなかったが、>100 mg/
日群では進行性がんの相対リスクは 2.29
(95% 信 頼 区 間
1.06-4.95)
10 年以上の長期摂取者の進行性がんの相対リスクは 2.37 (95%信頼区間 1.42-3.95)

Logue et al., 1982

鉛と亜鉛の古い鉱山と製錬所のある地域の住民

ND

男性
46,974 人

被検者の約 25％が亜鉛の栄
養 補 助 食 品 を 摂 取 (24%が≤100 mg/日、1%が>100 mg/
日)

Neuberger & Hollowell,
1982

Leitzmann et al., 2003

ND: データなし
HDL : 高比重リポタンパク質
LDL : 低比重リポタンパク質
ESOD : 赤血球スーパーオキシドジスムターゼ
PKA : フィトヘマグルチニン

7.3

実験動物に対する毒性

7.3.1

急性毒性 (表 7-2)

塩化亜鉛、硫酸亜鉛、金属亜鉛、酸化亜鉛の急性毒性についてデータが得られている。
塩化亜鉛の経口経路での LD50 はマウスで 605 mg Zn/kg、ラットで 528 mg Zn/kg、エアロゾル
32

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の吸入暴露での LC50 はラットで 948 mg Zn/m3 以下 (10 分間) であった。硫酸亜鉛の経口経路での LD50 はマウスで 307 mg Zn/kg～766 mg Zn/kg、ラットで 227 mg Zn/kg～1,194 mg Zn/kg、経皮の LD50 は、ラットで 454 mg Zn/kg 超であった。金属亜鉛は、ラットの経口経路での LD50 が2,000 mg Zn/kg 超、吸入経路での LC50 が 5,410 mg Zn/m3 超 (4 時間) であった。酸化亜鉛の経口経路での LD50 はマウスで 6,384 mg Zn/kg、ラットで 4,015 mg Zn/kg 超～12,045 mg Zn/kg 超、吸入暴露での LC50 はマウスで 2,008 mg Zn/m3 (暴露時間不明)、ラットで 4,577 mg Zn/m3 超 (4 時間) であった。
主な毒性症状としては、塩化亜鉛の経口投与で、縮瞳、結膜炎、尾部における出血及び血腫がみられ、また、10 分間の吸入暴露では肺の組織所見として拡張不全、充血、出血及び水腫がみられた。硫酸亜鉛の経口投与では、立毛、呼吸困難、下痢、縮瞳、結膜炎、尾部の出血及び血腫などがみられ、剖検所見として、肺出血、胃粘膜の肥厚、小腸出血などがみられた。
表 7-2

亜鉛及びその化合物の急性毒性試験結果
マウス＜塩化亜鉛＞
経口 LD50 (mg Zn/kg)
吸入 LC50 (mg Zn/m3)
経皮 LD50 (mg Zn/kg)
腹腔内 LD50 (mg Zn/kg)＜硫酸亜鉛＞
経口 LD50 (mg Zn/kg)

吸入 LC50 (mg Zn/m3)
経皮 LD50 (mg Zn/kg)
腹腔内 LD50 (mg Zn/kg)＜金属亜鉛＞
経口 LD50 (mg Zn/kg)
吸入 LC50 (mg Zn/m3)
経皮 LD50 (mg Zn/kg)＜酸化亜鉛＞
経口 LD50 (mg Zn/kg)

ラット

605
ND
ND
44

528
≤948 (10 分間)
ND
28

307 (ZnSO4・2H2O)
766 (ZnSO4)

ND
ND
105 (ZnSO4・2H2O)
108 (ZnSO4)

227-518 (ZnSO4・7H2O)
373-1,194 (ZnSO4)566 (ZnSO4・2H2O)>608 (ZnSO4・6H2O)
ND>454 (ZnSO4・7H2O)
66 (ZnSO4・2H2O)
104 (ZnSO4)

ND
ND
ND

>2,000>5,410 (4 時間)
ND

6,384

>4,015>12,045>4,577 (4 時間)
ND
ND

吸入 LC50 (mg Zn/m3)
2,008 (暴露時間不明)
経皮 LD50 (mg Zn/kg)
ND
腹腔内 LD50 (mg Zn/kg)
193
ND: データなし
出典：Arts, 1996; Burkhanov, 1978; Courtois et al., 1978; Domingo et al., 1988; Karlsson et al., 1986; Klimisch et al.,
1982; Litton Bionetics Inc., 1974; Lorke, 1983; Loser, 1972, 1977; Prinsen, 1996; RTECS, 1991; Sanders, 2001a, b;
Shumskaya et al., 1986; Van Huygevoort, 1999c33

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7.3.2

刺激性及び腐食性 (表 7-3)

皮膚に対する影響として、塩化亜鉛では中等度ないし重度、硫酸亜鉛では軽度の刺激性がみられているが、酸化亜鉛では刺激性はみられていない。眼に対する影響として、硫酸亜鉛では重度、金属亜鉛では軽度の刺激性、酸化亜鉛では軽度の紅斑及び浮腫がみられている。なお、調査した範囲内では、塩化亜鉛の実験動物に対する眼刺激性、金属亜鉛の皮膚刺激性に関する試験報告は得られていない。
表 7-3
動物種等
皮膚
ウサギ
モルモット
マウス

亜鉛及びその化合物の刺激性及び腐食性試験結果

試験法
投与方法

投与期間

皮膚一次刺激性
マウス、モルモットは開放適用
ウサギは開放適用と閉塞適用
皮膚一次刺激性
半閉塞適用
OECD404 準拠
皮膚一次刺激
性
開放適用

5 日間

皮膚一次刺激
ウサギ
性
NZW
閉塞適用
2匹
ウサギ（4＋4 匹）、 皮 膚 一 次 刺 激
モルモット（8 性
開放適用（ウサ匹）、
ギ、モルモッ
マウス（6 匹）
ト、マウス）
閉塞適用(ウサギ)
眼
眼一次刺激性ウサギ
OECD405 準拠
NZW
雄眼一次刺激性ウサギ
OECD405 準拠
NZW
雄
3匹

24 時間

ウサギ
NZW
雄
ウサギ
モルモット
マウス

ウサギ
NZW
2匹

眼一次刺激性

化合物/
投与量
ZnCl2
0.5 mL (1%水
溶液)

結

果

マウス、ウサギ: 重度の刺激性 (表皮の角化症、炎症性変化など)

文献
Lansdown, 1991

モルモット: 中等度
の刺激性
4 時間

ZnSO4･7H2O
500 mg(114 mgZn)

刺激性なし

Van Huygevoort,
1999d

5 日間

ZnSO4
(水和物か不明)
0.5 mL (1%水溶液)
ZnO
500 mg(402 mgZn)
ZnO
0.5 mL(0.1%Tween
80 での 20%
懸 濁 液 、
pH7.4)

軽度の刺激性Lansdown, 1991

刺激性なし

Loser, 1977

刺激性なし

Lansdown, 1991

ZnSO4･7H2O
98.1 mg(22.3 mgZn)
金属 Zn
約 100 mg
(粒子径の中央値が 4 ない
し 150μm）
ZnO
50 mg(40 mgZn)

重度の刺激性 (結膜の浮腫、下部眼瞼や強膜の壊死など)
軽度の刺激性 (結膜の発赤、浮腫など)

Van Huygevoort,
1999e

5 日間

ND

ND

ND

紅斑及び浮腫 (部位
記載なし)

34

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Van Huygevoort,
1999g,hLoser, 1977

動物種等
ウサギ
NZW
2匹
ウサギ
NZW
雄
3匹
ND: データなし

7.3.3

試験法
投与方法
眼一次刺激性

眼一次刺激性OECD405 準拠

投与期間
ND

ND

化合物/
投与量
ZnO
50 mg
(40 mgZn)
ZnO
約 0.1 mL
(64 mgZnO、
51 mgZn)

結果

文献

紅斑及び浮腫 (部位記載なし)

Thijssen, 1978

軽度の虹彩及び結膜の刺激と浮腫

Van Huygevoort,
1999a

感作性 (表 7-4)

得られたデータでは実験動物に対して硫酸亜鉛及び酸化亜鉛に感作性はみられていない。な
お、調査した範囲内では、塩化亜鉛及び金属亜鉛の実験動物に対する感作性に関する試験報告は得られていない。
表 7-4
動物種等
マウス
BALB/c3 匹/群モルモット
Dunkin Hartley
雌10 匹/群
対照群 5 匹/群モルモット
Dunkin Hartley
雌10 匹/群

試験法
投与方法
経皮適用

マキシマイゼーション法
OECD406 準拠

マキシマイゼーション法
OECD406 準拠

亜鉛及びその化合物の感作性試験結果
投与期間
3 日間

ND

ND

化合物/
投与量
ZnSO4･7H2O
5% エタノール溶液
25μL
ZnSO4･7H2O
水溶液
皮内: 0.1%
経皮: 50%50%で経皮適
用し惹起
ZnO 溶液皮内: 20%
経皮: 50%結果

文献

リンパ節の細胞増殖を誘発せず

Ikarashi et al., 1992

陰性

Van Huygevoort,
1999f

陰性

Van Huygevoort,
1999b1, b2

50%で経皮適
用し惹起
ND: データなし

7.3.4

反復投与毒性 (表 7-5)反復投与毒性について、経口投与では、マウス、ラット、フェレット、ヒツジを用いた試験が実施されている。吸入経路では、酸化亜鉛の超微細粒子をモルモットに短期暴露して肺への影響について調べた試験が報告されているのみである。
経口投与では、血清セルロプラスミン濃度の異常、銅不足症、膵臓での変化 (巣状変性と壊死など)、脾臓での変化 (色素性マクロファージの減少)、貧血などがみられる。また、大脳皮質で神経細胞の変性などもみられる。重要なデータについて以下に記載する。
35

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雌雄 SD ラットに亜鉛モノグリセロラートの 0、0.05、0.2、1% (雄: 0、31.52、127.52、719 mg/kg/
日 (0、13.26、53.63、302.4 mg Zn/kg/日) 相当、雌: 0、35.78、145.91、805 mg/kg/日 (0、15.05、61.37、338.6 mg Zn/kg/日) 相当) 含有飼料を 13 週間投与した。この試験では 58 日間投与後、1%群で一般状態の悪化により用量を 0.5% (雄/雌: 632/759 mg/kg/日 (265.8/319.2 mg Zn/kg/日)
相当) に変更したが、状態の回復が認められず、投与 64 日目に全例屠殺した。この群では小球性低色素性貧血 (ヘモグロビン濃度、ヘマトクリット値、平均赤血球容積 (MCV) 及び平均赤
血球血色素量 (MCH) の減少、平均血球血色素濃度 (MCHC)、赤血球数及び白血球数の増加)、
腸間膜リンパ節の腫大、腎臓表面の小陥凹、膵臓の重度の変性、脾臓、腎臓、切歯、眼及び骨での組織学的変化がみられた。その他、雄では精細管の低形成、前立腺及び精のうの萎縮、雌では子宮の萎縮がみられた。0.05％群では、有意ではないが、膵臓細胞の壊死がみられ、0.05％以上の雄で脾臓赤脾髄中の色素性マクロファージ数の減少、腹部脂肪量の減少、腸間膜リンパ節の腫大がみられた。0.2％群では、雌雄で総コレステロールの減少、脾臓赤脾髄中の色素性マ
クロファージ数の減少、脛骨及び大腿骨の骨幹端柱数の減少、膵臓細胞の壊死がみられ、雄で血清 ALT、ALP 活性及びクレアチンキナーゼ活性が増加し、雌で血清クレアチンキナーゼ活性の増加がみられた (Edwards and Buckley, 1995)。なお、本報告は非公開の企業データであるが、EU (EU, 2004a, b, c, d) が、信頼性のあるデータとみなし、0.05%群で色素性マクロファージ数の減少はあるものの血液学的変化はみられていないため、0.05% (31.52 mg/kg/日、13.26 mg
Zn/kg/日) を NOAEL としていることから、本評価書でも評価に値するものと判断した。よって、
本評価書では、本報告の NOAEL を 0.05% (31.52 mg/kg/日、13.26 mg Zn/kg/日) と判断する。
吸入経路では、気管支肺胞洗浄液中の好中球数、乳酸脱水素酵素活性及び ALP 活性に変化がみられ、さらに高濃度では、肺組織の炎症とともにタンパク質、好中球数、酵素活性が増加し、肺の機能が徐々に低下し、肺水腫及び炎症がみられているが、いずれも短期暴露の試験であり、
NOAEL を判断することはできない。なお、市販レベルの粒径の酸化亜鉛でこのような変化がみられるかどうかは不明である。また、化合物ごとの毒性の違いの有無を明確に評価できるようなデータは得られていない。
表 7-5
動物種等 投与方法/
化合物
経口経路
マウス
経口投与
ICR
(混餌)
雌雄
12匹/群
ZnSO4･
7H2O

投与期間

13 週間

亜鉛及びその化合物の反復投与毒性試験結果
投与量

結

果

文献

Maita et al.,
0 、 300 、 3,000 、 30,000 ppm:
雌雄: 死亡ないし瀕死動物では尿管 1981
30,000 ppm(雄: 0、42.7、458、 の障害、膵臓の外分泌腺の退行性変
4,927 mg ZnSO4 ･ 化、その他の動物でも体重増加抑制、
7H2O/kg/ 日 (0 、 赤血球数、ヘマトクリット値、ヘモグ
9.7、104、1,118 mg ロビン濃度の低下、甲状腺の絶対・相対重量増加、腎臓皮質の退行性変化、
Zn/kg/日) 相当、
雌: 0、46.4、479、 膵臓の変化 (腺房細胞の変性、壊死、
4,878 mg ZnSO4 ･ 核の淡明化)、胃潰瘍、腸管粘膜カタ
7H2O/kg/ 日 (0 、 ル、脾臓赤脾髄の幼若赤血球増加
10.5、109、1,107 mg 雄: 総タンパク質、糖及びコレステロ
Zn/kg/日) 相当 EU ール値の低下、ALP 活性、尿素窒素の増加、AST 活性の増加
換算)36

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動物種等 投与方法/
化合物

ラット
Wistar雌雄
12 匹/群

ラット
SD

経口投与
(混餌)

経口投与
(飲水)

投与期間

13 週間

12 週間

酢酸亜鉛
二水和物

ラット
SD
雌雄
20 匹/群

経口投与
(混餌)
亜鉛モノ
グリセロ
ラート

13 週間

投与量

結

果

雌: 腎臓の絶対・相対重量増加、ALT
活性、カルシウム濃度の低下
0 、 300 、 3,000 、 30,000 ppm:
雌雄: 白血球数の減少
30,000 ppm(雄: 0、23.2、234、 雄: 体重増加抑制、肝臓の絶対・相対重量増加、脾臓の絶対・相対重量、腎2,514 mg ZnSO4･臓の絶対重量減少、膵臓に変化 (腺房
7H2O/kg/日 (0、細胞の変性、壊死、中心腺房細胞の核
5.3、53、571 mgの淡明化)、ヘマトクリット値、ヘモ
Zn/kg/日) 相当、
雌: 0、24.5、243、 グロビン濃度、総タンパク質、コレス
2,486 mg ZnSO4 ･ テロール値の低下
7H2O/kg/ 日 (0 、
5.6 、 55 、 564 mg
Zn/kg/日) 相当 EU
換算)0、160、320、640
mg/kg/日 (0、48、
95、191 mg Zn/kg/
日)0、0.05、0.2、1%(亜鉛モノグリセ
ロラートとしての投与量;
雄 : 0 、 31.52 、127.52、719 mg/kg/
日
雌 : 0 、 35.78 、
145.91、805 mg/kg/
日相当 EU 換算)
ただし、1％群は
58 日間投与後、一般状態の悪化により用量を 0.5% (雄/雌: 632/759 mg/kg
相当) に変更

文献

Maita et al.,1981

320 mg/kg/日以上:
Llobet et al.,
尿量の減少、肝臓、腎臓、心臓、骨、 1988
血液での亜鉛濃度の増加
640 mg/kg/日:
無関心、飲水量減少、血液中の尿素及びクレアチニンの増加、ボウマンのう上皮細胞の扁平化と核の濃縮化、近位尿細管の落屑
0.05％以上:
Edwards &雄: 脾臓赤脾髄中の色素性マクロフ Buckley,
ァージ数の減少、腹部脂肪量の減少、 1995
腸間膜リンパ節の腫大0.2％:
雌雄: 総コレステロールの減少、脾臓赤脾髄中の色素性マクロファージ数の減少、脛骨、大腿骨の骨幹端柱数の減少、膵臓細胞の壊死
雄: 血清ALT、ALP活性、クレアチン
キナーゼ活性の増加
雌: 血清クレアチンキナーゼ活性の増加
1％:(投与64日目に全例屠殺)小球性低色素性貧血 (ヘモグロビン
濃度、ヘマトクリット値、平均赤血球
容 積 (MCV) 、 平 均 赤 血 球 血 色 素 量(MCH)の減少、平均血球血色素濃度(MCHC)、赤血球数、白血球数の増加)、
腸間膜リンパ節の腫大、腎臓表面の小陥凹、膵臓の重度の変性、脾臓、腎臓、切歯、眼、骨での組織学的変化
雄: 精細管の低形成、前立腺及び精のうの萎縮
雌: 子宮の萎縮NOAEL: 0.05 ％ (31.52 mg/kg/ 日 、
13.26 mgZn/kg/日) (EU, 2004a, b, c, d、
本評価書判断)37

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動物種等 投与方法/ 投与期間
投与量
結
果
化合物
経口経路（限定的ないし特定の標的に注目した試験）
経口投与 1 年間
0、500 mg/L (0、100 甲状腺の過形成、膵島空胞化、副腎皮マウス
質の肥大及び束状帯細胞の空胞化、下(飲水)mg/kg/日、C3H
0、70 mg Zn/kg/日 垂体前葉の細胞肥大
雌雄ZnSO4相当 ATSDR 換算、150 匹/
0、22.6 mg Zn/kg/
群(水和物
日相当七水和物と( 対 照 群 か不明)
仮定した EU 換算)を含む)
経口投与 6 週間
15、30、60、120、 60 ppm以上:
ラット
血清セルロプラスミン濃度の低値例(混餌)
240 ppm (飼料中Wistarが用量依存的に増加
亜鉛濃度として)離乳児
120 ppm以上;
ZnSO4
雄肝臓の銅/亜鉛スーパーオキシドジス
10 匹/群 ( 水 和 物
ムターセ活性と心臓のシトクロムc酸
か不明)
化酵素活性の低下
強制経口 交配前 49 雄: 0、1.560、3.125、 3.125 mg /kg/日以上:
マウス
投与
ICR
日間＋交 6.250 mg ZnCl2/kg/ 雌親: 肝臓及び脾臓の絶対・相対重量
雌雄
配期間及 日 (0、0.75、1.5、 の減少
10 匹/群 ZnCl2
び雌は妊 3.0 mg Zn/kg/日)娠期間、 雌: 0、3.125、6.250、哺育期間 12.500 mg
まで
ZnCl2/kg/日 (0、1.5、3.0、6.0 mg
Zn/kg/日)ラット
Wistar雌雄
2 か月齢
雄 13 匹/群
雌 17 匹/群
ラット
Wistar
12 匹/群

経口投与
(飲水)

4 週間

ZnCl2

経口投与
ZnO

10 日間

雄/雌: 0 mg 群/ 0
mg 群 、1.560 mg
群/3.125 mg 群、3.125 mg 群/6.250
mg 群 、6.250 mg
群/12.500 mg 群の組合せで交配0、0.12 mg Zn/mL(0、12 mg Zn/kg/
日、0、25 mg
ZnCl2/kg/日 EU 換
算)

0、100 mg/匹
(0、600 mg ZnO/kg/
日、0、480 mg
Zn/kg/日 EU 換算)

文献

Aughey et al.,1977

L’Abbe ＆Fischer, 1984

Khan et al.,2003

雌雄: 摂餌量、摂水量の減少、ヘモグ Zaporowska
ロビン濃度の低下、赤血球数の減少、 &網状赤血球数の増加
Wasilewski,
雄: 白血球数の増加
1992

大脳皮質内のグリア及びオリゴデン Kozik et al.,ドログリアの増殖を伴う神経細胞の 1980, 1981
変性、小動脈の血管内皮の浮腫、酸性ホスファターゼ、ATP分解酵素、アセ
チルコリンエステラーゼ活性の低下、ブチリルチオコリン濃度の減少、TTP
分解酵素、非特異的エステル分解酵素の増加
視床下部、下垂体での神経分泌についての検討: 下垂体での神経分泌の低下、抗利尿ホルモン分泌の増加を伴った視床下部での視索上核部及び室傍核細胞での神経分泌機能の増加

38

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動物種等 投与方法/
化合物
フ ェ レ 経口投与
(混餌)
ット
雌雄
3-5 匹 / ZnO
群

投与期間

投与量

結

0 ppm:
27、48、
138 、 194日
500 ppm:
48、138、
191 日
1,500 、
3,000
ppm:
33 週間以
内
4 週間
3 回/週

0、500、 1,500 、3,000 ppm (0、81.3、243.8、487.5
mg ZnO/kg/日相当
EU 換算)

果

500 ppm: 血中亜鉛濃度の増加、銅濃度の低下、セルロプラスミン酸化酵素
活性の低下
1,500、3,000 ppm:
投与3週以 内 に全例 切迫 殺 ないし 死
亡、体重減少、摂餌量減少、貧血、尿中へのタンパク質、糖、血液、ビリル
ビン排泄、セルロプラスミン酸化酵素
活性の低下

膵臓障害
240 mg ZnO/日
去 勢 ヒ 経口投与
ツジ
ZnO
42 匹
吸入経路（限定的ないし特定の標的に注目した試験）
0、6.0 mg ZnO/m3 気管支肺胞洗浄液中の総細胞数、タンモ ル モ 吸入暴露 1-5 日間
パク質量、好中球数、β-グルクロニ
3 時間/日(鼻部)
ットHartley
超微細粒子 (平均 ダーゼ活性、アンギオテンシン転換酵
素活性、酸性ホスファターゼ活性、ZnO
雄
粒径 0.05μm)
ALP活性の増加、肺での中心腺房細胞
6 匹/群
の炎症
3
モ ル モ 吸入暴露 1 、 2 、 3 0、2.3、5.9、12.1 mg 2.3 mg/m : 好中球数、乳酸脱水素酵素
3
活性、ALP活性の増加
ZnO/m
日
(鼻部)
ット
5.9 mg/m3 以上: 気管支肺胞洗浄液中
3 時間/日HartleyZnO
雄
超微細粒子 (平均 のタンパク質量、好中球数、β-グルクロニダーゼ活性、アンギオテンシン
3 匹/群
粒径 0.05μm)
転換酵素活性の用量依存的な増加、肺(対照群の中心腺房細胞の炎症
6 匹)12.1 mg/m3: 気管支肺胞洗浄液中の有核細胞数の増加、肺の炎症巣
肺活量、残気量、肺胞容積、一酸化炭
0、5 mg ZnO/m3
モ ル モ 吸入暴露 6 日間
3 時間/日 超微細粒子 (平均 素の拡散能力が低下、水腫の指標とな(鼻部)
ット
る肺の湿重量が増加、肺胞の炎症
Hartley
粒径 0.05μm)
ZnO
雄
肺機能:
38 匹
(対照群
18 匹)
肺形態:
35 匹
(対照群
35 匹)
7.0 mg/m3: 総 肺気量 と肺 活量の 低
モ ル モ 吸入暴露 1-5 日 間 0、2.7、7.0 mg
3
下、暴露4日目に一酸化炭素の拡散能
3 時間/日 ZnO/m(鼻部)
ット
力が正常の30%に低下、水腫の指標とHartleyZnO
雄
超微細粒子 (平均 なる肺の湿重量が増加
6-8 匹 /
粒径 0.05μm)
群

7.3.5

文献
Straube et al.,1980

Smith &
Embling,
1993
Conner et al.,1986

Conner et al.,1988

Lam et al.,1985

Lam et al.,
1988

生殖・発生毒性 (表 7-6)

経口投与により、マウス、ラットを用いた生殖毒性試験と、マウス、ラット、ウサギ、ハム
39

http://www.cerij.or.jp

スター、ヒツジ、ミンクを用いた発生毒性試験が行われている。
生殖毒性については、塩化亜鉛及び硫酸亜鉛の投与による妊娠率の低下、着床数や産児数減少などがみられている。これらの影響は、雄単独や雌単独投与でもみられており、亜鉛投与による両性の生殖能への影響が認められる。これらの影響が亜鉛の精子、胎児または子宮機能への直接的影響によるものなのかあるいは他の生理的機能阻害による間接的なものなのかは不明である。生殖・発生毒性については、塩化亜鉛をマウスに経口投与した試験において低用量の投与で生殖能に影響がみられているが、各投与群の親動物に死亡例が発生する等、データの信頼性に疑問があり、NOAEL を設定することはできない。発生毒性については、硫酸亜鉛の投与では、催奇形性試験において母動物や胎児に影響はみられず、酸化亜鉛では、胚吸収や胎児の発育遅延などが報告されているが、奇形はみられていない。また、これらの試験では、母動物及び次世代の銅ホメオスタシスが乱されることが示唆されている。なお、調査した範囲内では、亜鉛化合物の吸入暴露での生殖・発生毒性に関する試験報告は得られていない。また、化合物ごとの毒性の違いの有無を明確に評価できるようなデータは得られていない。
表 7-6
動物種等
生殖毒性
マウス
ICR
雌雄
10 匹/群ラット
SD
雌雄10 匹/群

投与方法/
化合物

亜鉛及びその化合物の生殖・発生毒性試験結果
投与期間

投与量

結

果

文献

強制経口投 交配前 49 日間＋ 雄: 0、1.560、3.125、すべての雌雄投与群の組み合わ Khan et al.,与交 配 期 間 及 び 雌 6.250 mg ZnCl2/kg/ せで、妊娠率、産児数、出生率 2003
は妊娠期間、哺育 日 (0、0.75、1.5、 の低下、雌親の 3.125 mg 以上で肝臓及び脾臓の絶対・相対重量
ZnCl2
期間まで
3.0 mg Zn/kg/日)
雌: 0、3.125、6.250、の減少
12.500 mg
ZnCl2/kg/日 (0、 親動物死亡例数
1.5、3.0、6.0 mg 雄
0 mg/kg/日:
0/10
Zn/kg/日)
1.560 mg/kg/日: 1/10
雄/雌: 0 mg 群/ 0 3.125 mg/kg/日: 4/10
mg 群 、 1.560 mg 6.250 mg/kg/日: 1/10
群 /3.125 mg 群 、
3.125 mg 群/6.250 雌
0/10
mg 群 、 6.250 mg 0 mg/kg/日:
群/12.500 mg 群の 3.125 mg/kg/日: 3/10
6.250 mg/kg/日: 5/10
組合せで交配12.500 mg/kg/日: 2/10
強制経口投 交配前 77 日間、 0、7.5、15、30 mg 7.5 mg/kg/日以上: 妊娠率低下
Khan et al.,
雄: 体重増加抑制
与2001
交配期間の 21 日 ZnCl2/kg/日
間、さらに雌では (0、3.6、7.2、14.4 mg
15 mg/kg/日以上: 生存児数減少
ZnCl2
妊 娠 期 間 と 哺 育 Zn/kg/日)
母動物: 分娩後の体重低値
期間の 21 日間強
制経口投与

40

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動物種等

投与方法/
化合物
経口投与
ラット
Charles-Fost (混餌)er
ZnSO4･H2O雄
投 与 群 18匹
対 照 群 15匹
経口投与
ラット
Charles-Fost (混餌)er
ZnSO4･H2O
雌① 交 尾 後1-18 日投与:
12 匹/群

投与期間

投与量

結

果

文献

交配前 30-32 日 雄 : 0、 4,000 ppm 妊娠率の低下、生存出生児数の Samanta &Pal, 1986
間(0、200 mg Zn/kg/ 減少
日相当 EU 換算) 雄: 精子の運動性の低下、精子、無処置の雌と交配 精巣での亜鉛濃度の増加①交尾後 1-18 日 雌: 0、 4,000 ppm ①交尾後 1-18 日投与: 着床痕数 Pal & Pal,1987
② 交 配 前 21-26 (0、200 mg Zn/kg/ の減少
日から交尾後 18 日相当 EU 換算)
無処置の雄と交配 ②交配前 21-26 日から交尾後 18日日まで投与: 影響なし

② 交 配 前21-26 日 から交尾後 18日投与:
15 匹
対 照 群 : 11
匹
発生毒性
経口投与
0、0.3、1.4、6.5、 母動物、胎児に影響なし
マウス
妊娠 6-15 日
ICR
妊娠 17 日目に帝 30 mg/kg/日
ZnSO4
雌
王切開
25-30 匹/群 (水和物か不明)

Food and Drug
Research Labs,
1973

経口投与
0、0.4、2.0、9.1、 母動物、胎児に影響なし
ラット
妊娠 6-15 日
Wistar
妊娠 20 日目に帝 42.5 mg/kg/日
ZnSO4
雌
王切開
25-28 匹/群 (水和物か不明)
経口投与
0、150 ppm (飼料中 着床数の減少
ラット
妊娠 1-18 日
妊娠 18 日目に帝 濃度)
雌低タンパク 王切開
(0、7.5 mg Zn/kg 相
投与群:
当 EU 換算)
13 匹/群、対 質 (10%)
かつ 30ppm
照群:の Zn 含有飼
12 匹/群料で飼育

Food and Drug
Research Labs,
1973

ZnSO4
(水和物か不明)
経口投与
0、0.6、2.8、13、 母動物及び胎児に影響なし
ウサギ
妊娠 6-18 日
Dutch
妊娠 29 日目に帝 60 mg/kg/日
ZnSO4
雌
王切開
14-19 匹/群 (水和物か不明)41

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Kumar, 1976

Food and Drug
Research Labs,
1974

動物種等

投与方法/
投与期間
投与量
結
果
文献
化合物
0、0.9、4.1、19、 母動物及び胎児に影響なし
シリアンハ 経口投与
妊娠 6-10 日
Food and Drugムスター
妊娠 14 日目に帝 88 mg/kg/日
Research Labs,
ZnSO4
雌
王切開
1973
23-25 匹/群 (水和物か不
明)
経口投与
妊娠-分娩
0、30、150、750 750 ppm: 母 動 物 の 体 重 増 加 抑 Campbell &ヒツジ(混餌)
ppm ( 亜 鉛 濃 度 と 制、摂餌量減少、血漿中亜鉛濃 Mills, 1979
Cheviot度の増加、死産児では肝臓の亜して)雌鉛濃度が高く、長骨の発育不良
ZnSO4
6 匹/群
あり
(水和物か不明)
交配 21 日前-妊 0、0.4%
経口投与
ラット
交配 21 日前 -妊娠 15、16 日投与 Schlicker &娠 15 あるいは 16 (0、200 mg Zn/kg/ 0.4%: すべての胚が吸収(混餌)SD
Cox, 1968日相当)日
雌妊娠 0-妊娠 15、16、18 あるいは
20 日までの投与
妊娠 0-15、16、10-12 匹/群 ZnO
0.4%: 胚 吸 収 増 加 及 び 胎 児 体
18 あるいは 20 日
重の減少、奇形なし
いずれも投与最終日に帝王切開
いずれの試験でも、投与群の母動物、胎児において肝臓での亜鉛濃度の増加、銅濃度の低下
母動物に影響なし
Ketcheson et
妊娠 0 日目-分娩 0、2,000、5,000
経口投与
ラット
al., 1998
後 14 日ppm(混餌)SD(0、150、375 mg 2,000 mg/kg 以上: 死産児あり、雌児で用量依存的な亜鉛濃度の増
ZnO/kg/日、ZnO
10 匹/群加、鉄、銅濃度の低下
0、120、300 mg
5,000 mg/kg: 児 で 体 重 増 加 抑Zn/kg/日相当)
制、肝臓重量の減少

経口投与
ミンク
(混餌)
雌雄
雌 11 匹/群、
雄 3 匹/群 ZnO

ND(対照群は、基礎飼料に含まれる亜鉛
濃度として 9 ppm
相当を摂取)
Bleavins et al.,
母動物に影響なし
1,000 ppm
対照群は基礎飼料 亜鉛添加群: 死亡児あり、亜鉛添 1983
加飼料で飼育された児で体重増に含まれる加抑制、ヘマトクリット値の低
雌: 20.2 ppm
下、雌児では慢性的銅不足によ雄: 3.1 ppm
ると思われる皮膚病、粗毛、毛
を摂取
色の灰色化

ND: データなし

7.3.6

遺伝毒性 (表 7-7)

亜鉛及びその化合物の遺伝毒性については、in vitro 系の復帰突然変異試験で主に陰性の結果が得られているが、染色体異常試験及び DNA 損傷試験では陰性と陽性の両方の結果が得られている。in vivo 系では小核試験及び優性致死試験では陰性であるが、染色体異常試験及び DNA
損傷試験で陽性もしくは弱い陽性と陰性の両方の結果が得られている。よって、亜鉛及びその化合物における遺伝毒性の有無については明確に判断できない。なお、化合物ごとの毒性の違いの有無を明確に評価できるようなデータは得られていない。
42

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表 7-7
試験系

in vitro

復帰突
然変異

化合物
(ZnSO4 は
水和物か
不明)
ZnCl2
ZnSO4

ZnSO4
ZnO

ZnO

遺伝子
突然変
異

亜鉛及びその化合物の遺伝毒性試験結果
結果 1)
試験材料/処理条件等

ネズミチ
フス菌
ネズミチ
フス菌
ネズミチ
フス菌
ネズミチ
フス菌

Zn(CH3C
OO)2

ネズミチ
フス菌
ネズミチ
フス菌

ZnCl2

大腸菌

ZnSO4

酵母

ZnSO4

酵母

ZnCl2

マウスリ
ンパ腫細
胞
マウスリ
ンパ腫細
胞

ZnO

用量

+S9

－

－

－

－

－

ND

－

－

ND

－

－

－

±

ND

0.1 mol/L(+)

ND

1,000、5,000
ppm
0.12-12.13
μg/mL

－

ND

－

ND

－S9:
1.0-4.9μg/plate＋S9: 5.0-24
μg/plate－S9: 1.3-13
μg/mL＋S9: 4.2-42μg/mL
0、4.1、41
mg/L

＋

＋

Cameron,
1991

＋

＋

Thompson etal., 1989±

ND

Deknudt&
Deminatti,
1978
Deknudt,
1982

TA98、TA102、
ND
TA1535、TA1537
3,600
TA98、TA100、TA1535、TA1537、 μg/plate
TA1538TA102
3,000nmol/plate
TA1535、TA1537、 0.4-1.6%
TA1538
TA98、TA100、1,000-5,000
TA1535、TA1537 μg/plate
50-7,200
TA98、TA100、TA1535、TA1537、 μg/plate
TA1538WP2s
436 mg/L
Saccharomyces
cervisiae
Saccharomyces
cervisiae
ND

L5178Y(TK+/TK-)

Zn(CH3C
OO)2

マウスリ
ンパ腫細
胞

L5178Y(TK+/TK-)

ZnCl2

ヒトリン
パ球

48、72 時間処理

ZnCl2

ヒトリン
パ球

ND

0 、 20 、 200
μg/plate

－

ND

ZnSO4

ヒト胎児
肺細胞株

WI-38

0.1、1.0、10.0μg/plate－

ND

Zn(CH3COO)2CHO 細胞

ND

＋

＋

小核

ZnCl2

＋

ND

DNA 損
傷

ZnCl2

ヒトリン
パ球
Bacillus
subtilis－S9: 25-45
μg/mL＋S9: 45-80μg/mL
0、20、40
mg/L
ND

－

ND

染色体
異常

2)

72 時間暴露
Rec-assay

文献

－S9

43

http://www.cerij.or.jp

Wong et al.,
1988
Gocke et al.,
1981
Marzin &Vo
Phi, 1985
LittonBionetics,
1976
Crebelli et al.,1985
Thompson etal., 1989
Rossman etal., 1984
Singh, 1983
Siebert et al.,1970
Amacher &Paillet, 1980

LittonBionetics,
1974
Thompson etal., 1989

Santra et al.,
2002
Nishioka,
1975

試験系

化合物
(ZnSO4 は
水和物か
不明)
ZnO

ZnO

形質転
換

Zn(CH3C
OO)2
ZnCl2

ZnCl2

ZnCl2

ZnSO4

ZnO

in vivo

伴性劣
性致死

染色体
異常

ZnCl2

結果 1)
試験材料/処理条件等
シリアン
ハムスタ
ー胚細胞
シリアン
ハムスタ
ー胚細胞
ラット肝
細胞
シリアン
ハムスタ
ー胚細胞
シリアン
ハムスタ
ー胚細胞
シリアン
ハムスタ
ー胚細胞
シリアン
ハムスタ
ー胚細胞
シリアン
ハムスタ
ー胚細胞
ショウジ
ョウバエ

UDS

UDS
24 時間＋7 日間
処理

+S9

±

ND

Suzuki, 1987＋

ND

Suzuki, 1987

－

ND

－

ND

Thompson etal., 1989
Di Paolo &Casto, 1979

0、100μmol/L＋

ND

Alexandre etal., 2003

ND

0.05-0.6
Mmol/L±

ND

Casto et al.,
1979

ND

0.05-0.6
Mmol/L±

ND

Casto et al.,1979

48 時間処理

0、1、3
μg/mL

＋

ND

Suzuki, 1987

ND

96.88、312.4
μCi/mL
0.247
mg/mL
5
mmol/L
(5% ショ糖中)0.5 % 低 カルシウム飼料 (0.03%)＋(高用量のみ)Carpenter &Ray, 1969－

Gocke et al.,1981

標 準 飼 料
(1.1%) 中－

腹腔内単回投与0、7.5、10、15 mg/kg＋

腹腔内反復投与(8、16、24 日間)

2、3 mg/kg/
日＋0、2.75、
27.5、275
mg/kg/日
0.1-0.5
mg/m3

－

ショウジ
ョウバエ

ND

ZnCl2

マウス
C57BL
骨髄細胞

30 日間

ZnSO4

ラット

経口投与
5 日間

ZnO

ラット
雌
骨髄細胞
マウス

吸入暴露
5 か月間

ZnSO4

0、0.3、1、3、
10、20
μg/mL
0.3、1、3、
10、30
μg/mL
10-1,000μg/mL
20µg/mL

文献－S97 日間処理

ZnSO4

マウス
Swiss
骨髄細胞

小核

SCE

用量

腹腔内投与
2 回 (0、24 時間)

0、28.8、
57.5、86.3
mg/kg/日44

http://www.cerij.or.jp

(+)
(死亡例
50％発生)(+)－

Deknudt,
1982

Gupta et al.,1991

LittonBionetics,
1974
Voroshilin etal., 1978
Gocke et al.,
1981

試験系
優勢致
死
コメッ
トアッ
セイ

化合物
(ZnSO4 は
水和物か
不明)
ZnSO4

ZnSO4
無水

結果 1)
試験材料/処理条件等

用量

+S9

－S9
ラット

マウス
Albino雄0、2.75、
27.5、275
mg/kg/日
5.70、8.55、
強制経口投与投与 24、48、72、 11.40、96 時間後及び 1 14.25、
週 間 後 に ア ッ セ 17.10、19.95
mg/kg/日
イ

－

経口投与
5 日間

＋

文献
LittonBionetics,
1974
Banu et al.,
2001

ND: データなし
1): ＋: 陽性、－: 陰性、±: 疑陽性、(＋): 弱い陽性2): チャイニーズハムスター卵巣線維芽細胞 (CHO 細胞)

7.3.7

発がん性 (表 7-8)

亜鉛及びその化合物の発がん性については、マウスにおいて、塩化亜鉛の飲水投与や酸化亜鉛の吸入暴露でがんの出現率が増加するとの報告はあるが、これらは信頼できるデータではない。また、亜鉛やその化合物に発がん性を明確に示す疫学的報告も得られておらず、現時点では亜鉛及びその化合物の発がん性の有無について結論づけることはできない。国際機関等では、
亜鉛及びその化合物の発がん性を評価していない。
表 7-8
動物種等

投与方法/
化合物名
飲水投与

①: 5 世代

①催腫瘍
抵抗性:
系統不明
②催腫瘍
高感受性
系統:
C3H、A

ZnCl2

②: 2 年間

マウス
ChesterBeatty

飲水投与

マウス

マウス
Porton
雌98-100/群

投与期間45-53 週間

ZnSO4･
7H2O

吸入暴露
ZnO

20 週間
1 時間/日5 日間/週亜鉛及びその化合物の発がん性試験結果
投与量

結

果

①: 0、10、20、100、 ①: 腫瘍の発生率増加
200 mgZn /L
F0: 0.8%、F1: 3.5%、F2: 7.6%、F3
及び F4: 25.7%②: 10-29 mgZn/L ( こ の 系 統 の 腫 瘍 の 自 然 発 生 率0.0004%)②: C3H で 43.4%、A で 32.4% (両系統の腫瘍自然発生率 15%) と腫瘍の発生増加腫瘍の増加なし

0、1,000、5,000ppm (0、4.4、22
g ZnSO4･7H2O/L、 ただし、エクトロメリアウィルス
感染により多数死亡
0、200、1,000
mgZn/kg 相当 EU
換算)0、1.3、12.8、121.7 肺での肺胞上皮由来のがんの増加
mg ZnO/m3(127.1 mg/m3 群: 30%、0 mg/m3 群:
及 び ヘ キ サ ク ロ 8%)
ロエタンの混合モルモット及びラットでの同様の蒸気試験で、がんの増加なし

45

http://www.cerij.or.jp

文献
Halme, 1961

Walters &Roe, 1965

Marrs et al.,
1988

7.4

ヒト健康への影響 (まとめ)

亜鉛はヒト及び動物にとって必須微量元素であり、成人の体内には 2 価の陽イオン Zn2+ として約 1,500～2,000 mg 存在する。
亜鉛及びその化合物は、摂取後亜鉛イオンとなり、この陽イオンが亜鉛化合物の生物活性を決定すると考えられる。ほ乳類は、限度はあるが、低あるいは高濃度の亜鉛を含む食物の摂取に拘わらず、体内の亜鉛含量を生理的に必要なレベルに維持できる。しかし、体全体での亜鉛のホメオスタシスにも拘わらず、器官間の亜鉛の交換に限度があることから、生理的に必要なレベルの維持には定期的な外的供給が必要である。経口経路での摂取による亜鉛の吸収は、食物中のリガンドや亜鉛の状態など他の要素により影響される。十分な栄養条件下では、ヒトは20～30%、動物は 40～50%の亜鉛を吸収する。しかし、亜鉛欠乏下での吸収はこれより多く、過剰亜鉛下ではこれより少ない。吸入経路では、定量的なデータは得られていないが、ヒト及び実験動物の報告で肺において酸化亜鉛が保持され、一部は体内への吸収される可能性を示している。経皮経路では、ヒトへの適用により水疱の発生がみられ、体内への吸収については不明である。動物試験によると、無傷の皮膚において皮膚組織への移行はみられるものの、体内への吸収率はあまり高くないと考えられる。胃腸管から吸収された亜鉛は血漿中のアルブミンと結合し、肝臓に移送され、全身に分布する。亜鉛の主な貯蔵器官は筋肉及び骨である。亜鉛は、血中では拡散性の形態及び非拡散性の形態をとっている。拡散性の形態では、約 2/3 の血漿中亜鉛は自由に変化することができ、アルブミンやアミノ酸と緩やかに結合している。非拡散性の形態では、少量の亜鉛が血漿中でα2 マクログロブリンと強固に結合している。ラットでは、亜鉛の胆汁への排泄はグルタチオンに依存していることが示唆されている。ヒトでは、摂取した全亜鉛の約 70～80%は大便中、約 10%が尿中に排泄される。その他、唾液、毛髪、母乳、汗等に排泄されることがある。
亜鉛はヒトに対して必須微量元素であり、亜鉛が欠乏すると、ヒトでは皮膚炎や味覚障害などが起きる。一方、亜鉛を過剰に摂取すると、経口経路では、急性影響として吐き気、胃上部の不快感、無気力などがみられ、長期にわたって高用量摂取した場合、銅欠乏による貧血がみられている。食事における亜鉛量を調整して亜鉛や銅の摂取量に対する影響を検討した報告では、50 mg Zn/日程度の亜鉛摂取で血清中の単核白血球 5’ヌクレオチターゼ、血漿スーパーオキ
シドジスムターゼ等の酵素活性が増加し、ESOD 活性、赤血球銅等が低下したが、貧血を示す
ような赤血球機能の明確な障害はみられていない。なお、日本人の 1 日推定平均必要量は、成人
男性 8 mg/日、成人女性 6 mg/日であり、推奨摂取量は、それぞれ、9、7 mg/日である。厚生労働省では、日本人の亜鉛摂取上限量を男女ともに 30 mg/日としている。吸入暴露ではフュームの吸入により鼻、喉、胸部の刺激、チアノーゼ、肺炎を含む気道の急性炎症、急性呼吸不全などがみられ、特に酸化亜鉛では超微細なフュームの吸入により喉の乾燥と痛み、発熱、咳、呼吸困難、筋肉痛、頭痛などの症状を呈するフューム熱が生じる。その他、亜鉛化合物が明確な皮膚刺激性を示すとする報告は得られていないが、高濃度の塩化亜鉛が眼に入った事故では角膜の永久的な損傷例も報告されている。また、妊娠中に血液中の亜鉛濃度が低値になると出生児の低体重がみられるとの症例は複数あるが、亜鉛の過剰摂取と生殖・発生毒性とを関連付けるデータは得られていない。亜鉛等の製錬所の作業者や亜鉛鉱山付近の住民に対するコホート研究や亜鉛の46

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栄養補助食品摂取と前立腺がんとの関係を調査した報告はあるが、いずれも不十分なものであり、発がん性に関する結論を出すことはできない。
亜鉛及びその化合物の実験動物での毒性については、以下のように報告されている。
急性毒性については、塩化亜鉛の経口経路での LD50 は、マウスで 605 mg Zn/kg、ラットで528 mg Zn/kg で、エアロゾルの吸入経路での LC50 はラットで 948 mg Zn/m3 以下 (10 分間) である。硫酸亜鉛については、経口経路での LD50 はマウスで 307 mg Zn/kg～766 mg Zn/kg、ラットで 227 mg Zn/kg～1,194 mg Zn/kg、経皮経路での LD50 はラットで 454 mg Zn/kg 超である。金属亜鉛では、経口経路の LD50 はラットで 2,000 mg/kg 超、吸入経路での LC50 は 5,410 mg/m3 超 (4時間) である。酸化亜鉛については、経口経路での LD50 がマウスで 6,384 mg Zn/kg、ラットで4,015 mg Zn/kg 超～12,045 mg Zn/kg 超、吸入経路での LC50 はマウスで 2,008 mg Zn/m3 (暴露時間不明)、ラットで 4,577 mg Zn/m3 超 (4 時間) である。主な毒性症状としては、塩化亜鉛の経口投与で、縮瞳、結膜炎、尾部における出血及び血腫がみられ、また、10 分間の吸入暴露では肺の組織所見として拡張不全、充血、出血及び水腫がみられた。硫酸亜鉛の経口投与では、立毛、呼吸困難、下痢、縮瞳、結膜炎、尾部の出血及び血腫などがみられ、剖検所見として、肺出血、胃粘膜の肥厚、小腸出血などがみられた。なお、調査した範囲内では、実験動物における塩化亜鉛、金属亜鉛及び酸化亜鉛の経皮経路での急性毒性に関する試験報告は得られていな
い。
刺激性及び腐食性については、皮膚に対する影響として、塩化亜鉛では中等度ないし重度、硫酸亜鉛では軽度の刺激性がみられているが、酸化亜鉛では刺激性はみられていない。眼に対する影響として、硫酸亜鉛では重度、金属亜鉛では軽度の刺激性、酸化亜鉛では軽度の紅斑及び浮腫がみられている。なお、調査した範囲内では、塩化亜鉛の実験動物に対する眼刺激性、金属亜鉛の皮膚刺激性に関する試験報告は得られていない。
感作性については、得られたデータでは硫酸亜鉛及び酸化亜鉛に感作性はみられていない。
なお、調査した範囲内では、実験動物における塩化亜鉛及び金属亜鉛の感作性に関する試験報告は得られていない。
反復投与毒性については、経口投与では、血清セルロプラスミン濃度の異常、銅不足症、膵
臓での変化 (巣状変性と壊死など)、脾臓での変化 (色素性マクロファージの減少)、貧血などがみられる。また、大脳皮質で神経細胞の変性などもみられる。亜鉛モノグリセロラートをSDラットに13週間混餌投与した試験で、0.2％群に、脛骨及び大腿骨の骨幹端柱数の減少、膵臓細胞の壊死、血液生化学的パラメータの変化等がみられたことから、NOAELは0.05% (31.52 mg/kg、13.26 mg Zn/kg) である。吸入経路では、酸化亜鉛の超微細粒子をモルモットに短期暴露し、肺の機能や形態について検査した試験が実施されているのみであり、その結果、気管支肺胞洗浄
液中の好中球数、乳酸脱水素酵素活性及びALP活性に変化がみられ、さらに高濃度では、肺組織の炎症とともにタンパク質、好中球数、酵素活性が増加し、肺の機能が徐々に低下し、肺水腫及び炎症がみられているが、いずれも短期暴露の試験であり、NOAELを判断することはできない。なお、市販レベルの粒径の酸化亜鉛でこのような変化がみられるかどうかは不明である。
生殖毒性については、塩化亜鉛及び硫酸亜鉛の経口投与において妊娠率の低下、着床数や産児数減少などがみられる。これらの影響は、雄単独や雌単独投与でもみられており、亜鉛投与
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による両性の生殖能への影響が認められる。これらの影響が亜鉛の精子、胎児または子宮機能への直接的影響によるものなのかあるいは他の生理的機能阻害による間接的なものなのかは不明である。生殖・発生毒性では、塩化亜鉛をマウスに経口投与した試験において低用量の投与
で生殖能に影響がみられているが、各投与群の親動物に死亡例が発生する等、データの信頼性に疑問があり、NOAEL を設定することはできない。発生毒性については、硫酸亜鉛の経口投
与では、催奇形性試験において母動物や胎児に影響はみられず、酸化亜鉛の経口投与では、胚吸収や胎児の発育遅延などが報告されているが、奇形はみられていない。また、これらの試験
では、母動物及び次世代の銅ホメオスタシスが乱されることが示唆されている。なお、調査した範囲内では、亜鉛化合物の吸入暴露での生殖・発生毒性に関する試験報告は得られていない。
遺伝毒性については、in vitro 系の復帰突然変異試験で主に陰性の結果が得られているが、染色体異常試験及び DNA 損傷試験では陰性と陽性の両方の結果が得られている。in vivo 系では小核試験及び優性致死試験では陰性であるが、染色体異常試験及び DNA 損傷試験で陽性もしくは弱い陽性と陰性の両方の結果が得られている。よって、亜鉛及びその化合物における遺伝
毒性の有無については明確に判断できない。
発がん性については、マウスにおいて、塩化亜鉛の飲水投与や酸化亜鉛の吸入暴露でがんの出現率が増加するとの報告はあるが、これらは信頼できるデータではない。また、亜鉛やその化合物に発がん性を明確に示す疫学的報告も得られておらず、現時点では亜鉛及びその化合物の発がん性の有無について結論づけることはできない。国際機関等では、亜鉛及びその化合物の発がん性について評価していない。

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CERI 有害性評価書 亜鉛の水溶性化合物
平 20 年 8 月 20 日
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