CERI 有 害 性 評 価 書

トリクロロアセトアルデヒド
Trichloroacetaldehyde

CAS 登録番号：75-87-6

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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 .................................................................................................................. 3
5． 環境中運命 ..................................................................................................................................... 3
5.1 大気中での安定性....................................................................................................................... 3
5.2 環境水中での動態....................................................................................................................... 4
5.2.1 非生物的分解性.................................................................................................................... 4
5.2.2 生分解性................................................................................................................................ 4
5.3 環境水中での動態....................................................................................................................... 5
5.4 生物濃縮性 .................................................................................................................................. 5
6． 環境中の生物への影響 .................................................................................................................. 5
6.1 水生生物に対する影響 ............................................................................................................... 5
6.1.1 藻類に対する毒性 ................................................................................................................ 5
6.1.2 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................... 6
6.1.3 魚類に対する毒性 ................................................................................................................ 6
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................... 6
7． ヒト健康への影響.......................................................................................................................... 7
7.1 生体内運命 .................................................................................................................................. 7
7.2 疫学調査及び事例....................................................................................................................... 8
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................... 9
7.3.1 急性毒性................................................................................................................................ 9
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 10
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 10
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 10
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 13
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 13
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 17
7.4 ヒト健康への影響
文(まとめ) .................................................................................................. 19

献 ............................................................................................................................................... 21iii

1．化学物質の同定情報
物質名
化学物質排出把握管理促進法
化学物質審査規制法
CAS登録番号
構造式

トリクロロアセトアルデヒド
クロラール、トリクロロエタナール
政令号番号 1-208
官報公示整理番号 2-528
75-87-6

Cl
Cl

C
Cl

分子式
分子量

H
C
O

C2HCl3O
147.392．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
化学物質審査規制法
船舶安全法
航空法
港則法

項
目
第一種指定化学物質
指定化学物質 (第二種監視化学物質)
毒物
毒物
毒物

参考 トリクロロアセトアルデヒド一水和物 (抱水クロラール) は、化学物質排出把握管理促進法の第一種及び第二種指定化学物質には該当しない。薬事法で医薬品に指定されている。なお、化学物質審査規制法では、既存化学物質に該当するが、官報公示整理番号は設定されていない。

3．物理化学的性状
トリクロロアセトアルデヒド一水和物 (抱水クロラール、CAS 登録番号 302-17-0) はトリク
ロロアセトアルデヒドへの水の付加により容易に生じるので併せて示す。

1

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a.

トリクロロアセトアルデヒド (クロラール)

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
圧分 配 係 数解 離 定 数土壌吸着係数
溶
解
性

特 性 値
無色液体
-57.5℃
97.8℃
75℃
データなし
データなし
1.510 (20℃/4℃)
5.08 (空気 = 1)
4.7 kPa (20℃)
log Kow = 0.99 (測定値)、1.19 (推定値)
pKa = 10.04 (25℃)
Koc = 6 (推定値)
水：混和注)出典
U.S.NLM:HSDB, 2003
Merck, 2001
Merck, 2001
Gangolli, 1999

Merck, 2001
計算値
Gangolli, 1999
SRC:KowWin, 2003
Lide, 2003
SRC:PcKocWin, 2003
Merck, 2001

参考：抱水クロラールは水と混和する(Merck, 2001)。

アルコール 注 ) 、エーテルなどの有機溶
媒：可溶

Merck, 2001

注：アルコールと反応してアルコラートを生じる (Merck, 2001)。

ヘンリー定数換 算 係 数
(気相、20℃)
その他

2.95×10-4 Pa･m3/mol (25℃、測定値)
1 ppm = 6.13 mg/m3
1 mg/m3 = 0.163 ppm
硫酸の存在下、光により重合してメタ
クロラールと呼ばれる白色固体の三量体を生じる2

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SRC:HenryWin, 2003
計算値
Merck, 2001

トリクロロアセトアルデヒド一水和物 (抱水クロラール)

b.

項
分
示
分
外
融
沸

目
子
性
子

特 性
C2H3Cl3O2
Cl3C－CH(OH)2
165.40無色～白色固体
57℃
98℃注)

式
式
量
観
点
点

値

出

典

IPCS, 2000
Merck, 2001
Merck, 2001

注：クロラールと水に分解する

引
火
点
発
火
点
爆 発 限 界比重
蒸 気 密 度蒸気
圧分 配 係 数解 離 定 数土壌吸着係数
溶
解
性

データなし
データなし
データなし
1.9081 (20℃)
5.70 (空気 = 1)
2.0 kPa (20℃)
log Kow = 0.99 (測定値)、0.98 (推定値)
データなし
Koc = 1 (推定値)
水：混和
アセトン、メチルエチルケトンなどの有機溶媒：混和
5.79×10-4 Pa･m3/mol (25℃、推定値)
1 ppm = 6.88 mg/m3
1 mg/m3 = 0.145 ppm

ヘンリー定数換 算 係 数
(気相、20℃)

4．製造輸入量・用途情報

Lide, 2003
計算値
U.S.NLM: HSDB, 2003
SRC:KowWin, 2003
SRC:PcKocWin, 2003
Merck, 2001
Merck, 2001
SRC:HenryWin, 2003
計算値

(表 4-1)

トリクロロアセトアルデヒドの 2001 年度の製造・輸入量は、837 トンとなっている (経済産業省, 2003)。また別途調査したところでは、国内では製造されておらず、1998～2002 年の 5 年間において、毎年約 600 トンが輸入され、国内に供給されている (製品評価技術基盤機構, 2004)。
なお、抱水クロラールの 2001 年度における国内生産量は約 5 トンと報告されている (化学工業日報, 2003)。
表 4-1

用途別使用量の割合
用途

農薬 (ジクロルボス等) の合成用中間体
医薬の合成用中間体
合計
出典：製品評価技術基盤機構 (2004)

割合
(%)
95
5
100

5．環境中運命
5.1

大気中での安定性(表 5-1)

トリクロロアセトアルデヒドは、蒸気圧が 4.7 kPa (20℃) の液体である。ミストや蒸気とし3

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て大気中に排出された後、雨滴に接触すると、速やかに抱水クロラールに変化すると推定され
る。
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)
1.60×10-12 (25℃、測定値)
1.92×10-12 (25℃、推定値)注)
データなし
データなし

濃

度 (分子/cm3)
5×105～1×106

半減期5～10 日
4～8 日

出典：SRC, AopWin Estimation Software, ver. 1.90. (反応速度定数)
注：抱水クロラールと OH ラジカルとの反応の場合。

5.2

環境水中での動態

5.2.1

非生物的分解性

トリクロロアセトアルデヒドが環境水中に排出されると容易に水付加体である抱水クロラー
ルを生じる。この反応は可逆的であるが水中では極端に生成系に傾いている (抱水クロラール/
トリクロロアセトアルデヒド：27,000/1) (U.S. NLM:HSDB, 2003)。抱水クロラールは、30℃、pH7.0 では 24 時間後に全く分解されないが、60℃、pH 9.0 では半減期 16 分で分解され、ギ酸とク
ロロホルムを生じた (Newman and Wackett, 1991)。

5.2.2

生分解性

a 好気的生分解性
表 5-2(表 5-2)
化学物質審査規制法に基づく生分解性試験結果 注)

分解率の測定法
分解率 (%)
判定結果
8
難分解性
生物化学的酸素消費量 (BOD) 測定
0
全有機炭素 (TOC) 測定
70
高速液体クロマトグラフ (HPLC) 測定
被験物質濃度：100 mg/L、活性汚泥濃度：30 mg/L、試 験 期 間 ：4 週間
注：トリクロロアセトアルデヒドは汚泥中の微生物によりトリクロロ酢酸に代謝された。
トリクロロ酢酸も、化学物質審査規制法に基づく好気的生分解性試験において、難分解性と判定されている。
出典：通商産業省 (1985) 通商産業公報 (1985 年 12 月 28 日)

トリクロロアセトアルデヒドは水中では水と反応して抱水クロラールとなり、好気的な条件下でメタン資化細菌により、2,2,2-トリクロロエタノールとトリクロロ酢酸に代謝されるとの報告もある (Newman and Wackett, 1991)。
b 嫌気的生分解性調査した範囲内では、嫌気的生分解性に関する報告は得られていない。

4

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5.3

環境水中での動態

トリクロロアセトアルデヒドが環境水中に排出されると容易に水付加体である抱水クロラー
ルを生じる。抱水クロラールの土壌吸着係数 Koc の値は 1 であり、水中の懸濁物質及び底質には吸着され難いと推定される。抱水クロラールは水に混和し、蒸気圧は 2.0 kPa (20℃) と大き
く、ヘンリー定数は 5.79×10-4 Pa･m3/mol (25℃) と小さい。
以上のことなどから、環境水中にトリクロロアセトアルデヒドが排出された場合は、生分解による除去は小さいと推定される。

5.4

生物濃縮性

(表 5-3)

表 5-3
生物種
コイ

化学物質審査規制法に基づく濃縮性試験結果 注 1)
濃度 (mg/L)
0.2
0.02

試験期間 (週間)6

濃縮倍率
0.4～1.0
1.7 未満

判定結果
濃縮性がない又は低い 注 2)

出典：通商産業省 (1985) 通商産業公報 (1985 年 12 月 28 日)
注 1：トリクロロ酢酸を用いて濃縮性試験を実施。
注 2：判定結果はトリクロロアセトアルデヒドとしてのものである。

6．環境中の生物への影響
6.1

水生生物に対する影響

トリクロロアセトアルデヒドは容易に水付加体の抱水クロラールに変化することから、水生生物への影響は抱水クロラールを用いて調べられている。したがって、トリクロロアセトアル
デヒドの水生生物に対する影響は、抱水クロラールとしての値で示した。

6.1.1

藻類に対する毒性 (表 6-1)淡水緑藻のセネデスムス及び藍藻のミクロシスティスに対する毒性が報告されており、生長阻害を指標とした 8 日間毒性閾値 (EC3) はそれぞれ 2.8 mg/L、78 mg/L であった (Bringmann andKuhn, 1976; Bringmann and Kuhn, 1977a)。なお、これらの試験は OECD 等の通常のテストガイド
ラインとは異なるエンドポイントが用いられている。
表 6-1
生物種

トリクロロアセトアルデヒドの藻類に対する毒性試験結果
試験法/
方式

温度
(℃)

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

淡水
止水
27
8 日間毒性閾値 1) 生長阻害
Scenedesmus
2.8
Bringmann &閉鎖系
quadricauda(n)Kuhn, 1977a(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)
Microcystis
78
Bringmann &止水
27
8 日間毒性閾値 1) 生長阻害
aeruginosa(n)Kuhn, 1976
閉鎖系
(藍藻、ﾐｸﾛｼｽﾃｨｽ)(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) 対照区と比較して 3％の影響を与える濃度 (EC3)5

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無脊椎動物に対する毒性 (表 6-2)

6.1.2

無脊椎動物に対する急性毒性については、淡水甲殻類のオオミジンコを用いた報告がある。
このうち最小の値は、OECD テストガイドラインに準じて行われた遊泳阻害試験での 48 時間
EC50 の 112 mg/L であった (Janssen et al., 1993)。
調査した範囲内では、海水種及び長期毒性に関する試験報告は得られていない。
表 6-2
生物種

トリクロロアセトアルデヒドの無脊椎動物に対する毒性試験結果

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

硬度
(mg CaCO3/L)

pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

生後
24 時間
以内

OECD
TG202
止水
DIN1)
38412
止水
止水

20

ND

48 時間 EC50
遊泳阻害

112
(n)

Janssen etal., 1993

20

硬水(EPA-600/4-8
5-013)
ND

8

24 時間 EC50
遊泳阻害

630
(n)

20

286

7.67.724 時間 LC50

510
(n)

Bringmann& Kuhn,1982
Bringmann& Kuhn,1977b

淡水
Daphniamagna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

ND: データなし、(n): 設定濃度
1) ドイツ規格協会 (Deutsches Institut fur Normung) テストガイドライン

6.1.3

魚類に対する毒性 (表 6-3)

淡水魚のゴールデンオルフェに対する毒性が 1 件報告されており、48 時間 LC50 は 1,720 mg/Lであった (Juhnke and Luedemann, 1978)。なお、試験の詳細は不明であり、信頼性は低い。
調査した範囲内では、海水種及び長期毒性に関する試験報告は得られていない。
表 6-3
生物種

トリクロロアセトアルデヒドの魚類に対する毒性試験結果

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

淡水
Leuciscus idus
ND
ND
(ｺﾞｰﾙﾃﾞﾝｵﾙﾌ
ｪ、ｺｲ科)
ND: データなし、(n): 設定濃度

6.2

温度
(℃)

硬度
(mg CaCO3/L)

pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

ND

19-21

ND

48 時間 LC50

1,720
(n)

Juhnke &Luedemann,
1978

環境中の生物への影響 (まとめ)トリクロロアセトアルデヒドの環境中生物に対する毒性データは少なく、信頼できるデータはほとんどない。なお、トリクロロアセトアルデヒドは容易に水付加体の抱水クロラールに変化することから、水生生物への影響は抱水クロラールを用いて調べられている。
無脊椎動物の甲殻類のオオミジンコに対する急性毒性の最小の値は、遊泳阻害を指標とした
6

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48 時間 EC50 の 112 mg/L であり、この値は GHS 急性毒性有害性区分に該当しない。
藻類及び魚類については有害性を評価できる試験報告は得られていない。
以上から、トリクロロアセトアルデヒドの水生生物に対する急性毒性については、甲殻類に対しては GHS 急性毒性有害性区分に該当せず、有害性を示す可能性は小さい。藻類及び魚類については、調査した範囲内では、有害性を評価できるデータは得られていない。また、長期毒性の NOEC も得られていない。
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に対する48 時間 EC50 の 112 mg/L である。

7．ヒト健康への影響
トリクロロアセトアルデヒドは生体内では水と反応して速やかに水和物である抱水クロラー
ルとなる。トリクロロアセトアルデヒドのヒト健康への影響に関するデータの大半は抱水クロ
ラールについて得られたものであり、本評価書ではこれらのデータをもとに評価を行った。

7.1

生体内運命（図 7-1）

経口投与された抱水クロラールは速やかに完全に吸収される。経皮吸収についての情報はな
い (IPCS, 2000; U.S. EPA, 2000)。
抱水クロラールは、実験動物及びヒトにおいて、同様の経路で代謝される(IPCS, 2000)。
抱水クロラールは肝臓及びその他の組織において、速やかにトリクロロエタノール及びトリ
クロロ酢酸に代謝される。トリクロロエタノールへの還元は肝臓及び赤血球に局在するアルコールデヒドロゲナーゼにより触媒される。トリクロロエタノールはグルクロン酸抱合を受けてトリクロロエタノールグルクロニドとなり、主に尿中に排泄される。トリクロロ酢酸への酸化は、主に肝臓及び腎臓において、ニコチンアミドアデニンジヌクレオチド (NAD) を補酵素とするアルデヒドデヒドロゲナーゼにより触媒される。トリクロロ酢酸は、主に尿中に排泄される (Abbas and Fisher, 1997; Abbas et al., 1996; Beland et al., 1998; Breimer, 1977; Breimer et al.,
1974; Elfarra et al., 1998; Fisher et al., 1998; Goodman and Gilman, 1985; Gorecki et al., 1990;
Gosselin et al., 1981; Greenberg et al., 1999; Henderson et al., 1997; Hindmarsh et al., 1991; Hobara etal., 1986,1987a,b,1988a,b; Lipscomb et al., 1996; Marshall and Owens, 1954; Mayers et al., 1991;
Merdink et al., 1998,1999; Owens and Marshall, 1955; Reimche et al., 1989; Stenner et al., 1997, 1998;
Zimmermann et al., 1998)。
抱水クロラールは母乳中にも排泄される(Bernstine et al., 1956)。

7

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Cl
Cl

C
Cl

Cl H

O
C

Cl

C

Cl H

C

OH

Cl

H

C

OH

Cl H

Cl OH

トリクロロアセトアルデヒド

C

トリクロロエタノール

抱水クロラール

Cl
Cl

C

C

Cl

Cl
OH

トリクロロ酢酸

図 7-1

7.2

疫学調査及び事例（表 7-1）

a.

急性影響

Cl H

O

C

C

O

Gluc

Cl H
トリクロロエタノール
グルクロニド抱水クロラールの代謝経路

抱水クロラールは鎮静剤及び催眠薬として広く使用されている。成人に対して鎮静剤として使用する場合の用量は1日あたり、250 mgを3回 (10.7 mg/kg/日相当) であり、睡眠薬として使用する場合の用量は500～1,000 mg (7～14 mg/kg相当) である。
抱水クロラールは皮膚及び粘膜刺激性があり、臨床用量で胃痛、吐き気、嘔吐を起こすことがある。過剰投与では、運動失調、嗜眠、昏睡、呼吸抑制、低血圧、不整脈を生じ、重篤な場
合は生死に関わる。ヒトに対する推定致死量は経口投与で約 10 g (143 mg/kg) である(IPCS,
2000; U.S. EPA, 2000)。
医療目的で抱水クロラールを投与された患者の数%で中枢神経系抑制及び胃腸障害が主にみられており、その他に発疹、かゆみ、発熱、呼吸障害、中枢神経系興奮などがみられている(Greenberg et al., 1991; Miller and Greenblatt, 1979; Shapiro et al., 1969)。

b.

慢性影響
抱水クロラールの常用、乱用は妄想行動や抱水クロラールへの耐性あるいは依存症を引き起こす (IPCS, 2000; U.S. EPA, 2000)。常習性の服用を中断することにより発作や精神錯乱が誘発され、死に至ることもある (IPCS, 2000; U.S. EPA, 2000)。

8

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表 7-1
対象集団性別・人数
患者 1,618 人

患者 5,435 人

小児患者

トリクロロアセトアルデヒドの疫学調査及び事例

暴露状況/暴露量結果

38 人 (2.3％; 4 人は 1 g、1 人は 0.75 g、33 人
は 0.5 g 投与) に副作用あり。
中枢神経系抑制 (20 人)、胃腸症状 (10 人)、
皮膚の発疹 (5 人)、プロトロンビン時間の延長 (1 人)、徐脈 (1 人)。
投与を中止すると副作用なし。
年齢、体重、性別と副作用との相関なし。
119 人 (2.2%) に副作用あり。
抱水クロラール投与量:
0.5 g (約 14-16 mg/kg) 又 中枢神経系抑制 (58 人)、感受性反応 (発疹、かゆみ、発熱、好酸球増加) (19 人)、胃腸障害
は 1 g (約 7-8 mg/kg)(15 人)、中枢神経系興奮 (12 人)。
3 人は中枢神経系抑制、アステリクシス (はばたき振戦)、低血圧などの重篤症状。
CT スキャンを撮影するた 低投与群: 副作用なし。
め、鎮静剤として抱水クロ
高投与群: 23人 (7%) に副作用あり。
ラールを単回投与
嘔吐 (15人)、多動 (5人)、喘鳴やsecretion
aspirationなどの呼吸症状
(4人)。
低投与群:

抱水クロラール投与量:
0.5 g; 1,345 人 (83%)
1 g; 213 人 (13%)
その他; 60 人 (4%)

文

献Shapiro et al.,1969

Miller &Greenblatt,
1979

Greenberg etal., 1991

低投与群:
111 人
平均年齢 1.9 歳
40-75 mg/kg
肝臓障害、腎臓障害、呼吸疾患、中枢神経系抑制 高投与群:80-100 mg/kgなどの症状もつ
最大総投与量; 2 g
高投与群:
295 人
平均年齢 2.18 歳

7.3

実験動物に対する毒性

トリクロロアセトアルデヒドは生体内では水と反応して速やかに水和物である抱水クロラー
ルとなる。したがって、実験動物に対する毒性は、ほとんどの試験で抱水クロラールを用いて調べられている。

7.3.1

急性毒性（表 7-2）

抱水クロラールの実験動物に対する経口投与でのLD50はラットで479 mg/kgである。雌雄のマ
ウスに抱水クロラール0、300、600、900、1,200、1,500、1,800 mg/kgを強制経口投与した試験で、300 mg/kgで鎮静が、600、900 mg/kgで嗜眠及び正向反射の消失がみられ、1,200 mg/kg以上
で呼吸困難による死亡がみられた (Sanders et al., 1982)。
雄のICRマウスにトリクロロアセトアルデヒドの水溶液を50～400 mg/kgで強制経口投与した試験で、投与後直ちに運動失調がみられたが、2～3時間後には回復した (Kallman et al., 1984)。
雌のICRマウスにトリクロロアセトアルデヒド100 ppm (603 mg/m3) を6時間吸入暴露した試
験で、暴露中に強い麻酔作用がみられたが暴露終了後には回復した。肺への影響として、相対重量増加、クララ細胞空胞化、肺胞壊死、上皮剥離及び肺胞浮腫が認められた (Odum et al., 1992)。

9

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表 7-2

トリクロロアセトアルデヒドの急性毒性試験結果

マウス
1,265-1,4421)
経口 LD50 (mg/kg)
ND
吸入 LC50 (mg/m3)
ND
経皮 LD50 (mg/kg)
ND: データなし
1) 抱水クロラールに対する値

ラット
1)
479
ND
ND

ウサギ
ND
ND
ND

出典：Goldenthal, 1971; Sanders et al., 1982

7.3.2

刺激性及び腐食性調査した範囲内では、トリクロロアセトアルデヒドの刺激性及び腐食性に関する試験報告は得られていない。

7.3.3

感作性

調査した範囲内では、トリクロロアセトアルデヒドの感作性に関する試験報告は得られてい
ない。

7.3.4

反復投与毒性 (表 7-3)

マウス及びラットに抱水クロラールを反復経口投与した試験での主要な標的器官は肝臓である。以下に重要なデータを記載する。
雌雄の SD ラット (1 群各 10 匹) に抱水クロラール 0、0.2、2、20、200 ppm (雄; 0、0.02、0.19、
1.89、19.8 mg/kg/日相当、雌; 0、0.03、0.24、2.53、23.6 mg/kg/日相当) を 13 週間飲水投与した試験で、200 ppm 群の雌雄で肝臓中アルデヒドデヒドロゲナーゼ活性の減少及びアニリンヒド
ロキシラーゼ活性の増加、雄で視神経髄鞘のわずかな空胞化がみられており、NOEL を 20 ppm(雄で 1.89 mg/kg/日、雌で 2.53 mg/kg/日相当) としている (Poon et al., 2002)。200 ppm 群の雄でみられた視神経髄鞘の空胞化は標本固定処理時のアーチファクトの可能性があると著者らは考察しているが、本評価書では 200 ppm 群の雌雄でみられた肝臓中アルデヒドデヒドロゲナーゼ活性の減少は有害な影響と判断した。
よって、経口の NOAEL は、雌雄のラットに抱水クロラール 0、0.2、2、20、200 ppm を 13
週間飲水投与した試験で、200 ppm 群でみられた雌雄で肝臓中アルデヒドデヒドロゲナーゼ活性の減少より、20 ppm (雄で 1.89 mg/kg/日、雌で 2.53 mg/kg/日相当) である。

10

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表 7-3トリクロロアセトアルデヒドの反復投与毒性試験結果

動物種等

投与
方法

投与期間

投与量

マウス
ICR
雄
11-12 匹/
群
マウス
ICR
雄
12 匹/群
マウス
ICR
雄12 匹/群

経口
(強制)

14 日間

0、14.4、144 mg/kg/
日

マウス
ICR
雌雄
各 13-23 匹
/群

経口
(飲水)

結

果

文献

144 mg/kg/日:
肝臓の絶対及び相対重量増加、脾臓の絶対及び相対重量減少

Sanders et al.,
1982

液性及び細胞性免疫への影響を検査

Kauffmann etal., 1982

抱水クロラール
経口
(強制)

14 日間

0、14.4、144 mg/kg/
日

影響なし
経口
(強制)

14 日間

90 日間

抱水クロラール
0、14.4、144 mg/kg/
日

投与終了後 24～48 時間後に神経行動
毒性検査

トリクロロアセト
アルデヒド

体重、自発運動、外観、行動、筋肉協調、持久力への影響なし

水溶液として投与
0、70、700 ppm(雄; 0、16、160
mg/kg/日、雌; 0、18、173 mg/kg/日相当)

抱水クロラール

マウス
ICR
雌雄各 15-20 匹
/群

経口
(飲水)

90 日間

マウス
ICR
雌雄
各 12 匹/群

経口
(飲水)

90 日間

マウス
B6C3F1
雄
投与群;
40 匹/群
対照群;
33 匹/群

経口(飲水)

104 週間0、70、700 ppm (雄;0、16、160 mg/kg/
日、雌; 0、18、173
mg/kg/日相当)

雄:70 ppm 以上;
肝腫大、肝臓ミクロソームの酵素活性 (アニリンヒドロキシラーゼ及びアミノピリン N-デメチラーゼ) 増加
700 ppm;
血清中の乳酸デヒドロゲナーゼ(LDH)、アスパラギン酸アミノトラン
スフェラーゼ (AST) 活性増加
雌:700 ppm:
肝臓;ミクロソームの酵素活性増加
LOAEL = 70 ppm (16 mg/kg/日相当)
細胞性免疫、液性免疫の検査

雄:
影響なし
雌:
700 ppm;
抱水クロラール
脾臓細胞当りの抗体産生細胞数の有意な減少 (液性免疫への影響)
0、70、700 ppm (0、 投与終了後24時間後に神経行動毒性検
16、160 mg/kg/日相 査
当)
有害な影響なし
トリクロロアセト
アルデヒド
肝臓の絶対及び相対重量増加、肝細胞
1,000 ppm (166
壊死、細胞質空胞化、巨大細胞化、細mg/kg/日)
胞質変化
抱水クロラール

11

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Kallman etal., 1984

Sanders et al.,1982

Kauffmann etal., 1982

Kallman etal., 1984

Daniel et al.,
1992a

動物種等

投与
方法

投与期間

投与量

マウス
B6C3F1
雄72 匹/群

経口(飲水)

104 週間0、50、500、1,000ppm (0、13.5、65、146.6 mg/kg/日相当)

マウス
B6C3F1
雌48 匹/群
マウス
B6C3F1
雄48 匹/群

経口
(強制)

2 年間
5 日/週

抱水クロラール
0、25、50、100
mg/kg/日

経口
(強制)

2 年間
5 日/週

抱水クロラール
0、25、50、100
mg/kg/日

ラット
SD
雄
7 匹/群
ラット
SD
雌雄
各 10 匹/群

摂餌制
限の有
無
経口
(飲水)

経口
(飲水)

結

果

血清中のLDH、AST、アラニンアミノ
トランスフェラーゼ (ALT)、ソルビト
ールデヒドロゲナーゼ (SDH) の活性のわずかな増加 (用量との関連は不明)
肝細胞壊死なし
生存率、体重、器官重量への影響なし
病理組織学的な非腫瘍性変化なし

制限給餌なし:25 mg/kg/日以上;
肝臓の脂肪変性

文献
George et al.,
2000

U.S. NTP,
2002a

U.S. NTP,
2002b

抱水クロラール

7 日間

13 週間

0、20、200、2,000ppm (0、5、43、375
mg/kg/日相当)
抱水クロラール
0、0.2、2、20、200
ppm (雄; 0、0.02、
0.19、1.89、19.8
mg/kg/日、雌; 0、0.03、0.24、2.53、23.6 mg/kg/日相当)
抱水クロラール

ラット
SD
雌雄各 10 匹/群

経口
(飲水)

90 日間

ラット
F344
雄
6 匹/群

経口
(飲水)

雄;
52 週間

ラット
SD
雌雄
各 50 匹/群

経口
(飲水)

雄;
124 週間雌;128 週間制限給餌あり:用量依存性の肝臓相対重量増加
体重、組織重量への影響なし
血液学及び血液生化学検査で変化なし

雌雄:200 ppm;
肝臓中のアルデヒドデヒドロゲナー
ゼ活性減少、肝臓中のアニリンヒド
ロキシラーゼ活性増加
雄:200 ppm;
視神経髄鞘のわずかな空胞化 1)

NOEL = 20 ppm (雄で 1.89 mg/kg/日、雌で 2.53 mg/kg/日相当)
NOAEL = 20 ppm (雄で 1.89 mg/kg/日、雌で 2.53 mg/kg/日相当) (本評価書の判断)
0、300、600、1,200, 雄:
2,400 ppm (雄：0、 1,200 ppm 以上;
肝細胞壊死 (各 2 例、ただし 1,200
24、48、96、168
ppm では軽度)mg/kg/日
雌：0、33、72、132、 2,400 ppm;
摂餌量減少、摂水量減少、体重増加
288 mg/kg/日)
抑制、血清中の AST、ALT、LDH 活
性増加
抱水クロラール
雌:
影響なし
0、500、2,000 ppm 病理組織学的検査、精巣上体尾部中精(0、55、188 mg/kg/ 子の運動性検査日相当)2,000 ppm:
精子運動性の低下
抱水クロラール雄:
0、15、45、135
135 mg/kg/日;
mg/kg/日
肝細胞肥大
抱水クロラール

12

http://www.cerij.or.jp

Poon et al.,
2000

Poon et al.,
2002

Daniel et al.,1992b

Klinefelter etal., 1995

Leuschner &Beuscher,
1998

動物種等

投与
方法

投与期間

ラット
F344
雄
78 匹/群

経口(飲水)

104 週間投与量

結果0、50、500、2,000 摂水量、生存率、行動、体重、器官重ppm (0、7.4、37.4、 量への影響なし
病理組織学的な変化なし
162.6 mg/kg/日相当)

文献
George et al.,2000

抱水クロラール
1) 原著者は標本固定処理時のアーチファクトの可能性もあると考察している。

7.3.5

生殖・発生毒性 (表 7-4)生殖・発生毒性については、マウスの雄には交配前の 3 週間、雌には交配の 3 週間前から新生児の離乳までの期間、トリクロロアセトアルデヒドを飲水投与した試験で、最高用量の 600
ppm (205 mg/kg/日相当) まで生殖及び発生への影響はみられていない。また、ラットに抱水ク
ロラール 1,232 ppm (0、151 mg/kg/日相当) を妊娠 1～22 日に飲水投与し、妊娠 22 日に帝王切開した試験で、胚の生存及び発生に対して影響はみられていない。
表 7-4
動物種等
マウス
ICR
雌雄
雌 5 匹/群(雄の群あた
り使用匹数
不明)
ラット
SD
雌
20 匹/群

投与
方法
経口
(飲水)

経口
(飲水)

トリクロロアセトアルデヒドの生殖・発生毒性試験結果
投与期間

結

投与量

果

文献

Kallman et
0、60、600 ppm (0、親:雄:生殖影響なしal., 1984
交配前 3 週間 21、205 mg/kg/日
相当)
雌:
児:
交配の 3 週間
トリクロロアセ 205 mg/kg/日;
前から離乳
受動回避学習保持能力低下 (生後23(出産後 21 日) トアルデヒド
日目の検査)
まで
これ以外に発生、発達への影響なし
妊娠 1-22 日目 0、1,232 ppm (0、 胚の生存、胚発生への影響ともになし Johnson et al.,1998
151 mg/kg/日相当)
トリクロロアセトアルデヒド7.3.6

遺伝毒性 (表 7-5)

in vitro では、ネズミチフス菌（TA100 株）を用いた復帰突然変異試験で陽性を示し、その他、
遺伝子突然変異、染色体異常など多くの試験で陽性を示した。また、in vivo では劣性致死、染色体異常、小核、DNA 損傷試験などで陽性がみられた。よってトリクロロアセトアルデヒドは遺伝毒性を有すると判断する。

13

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表 7-5
試験系
in vitro

復帰突然
変異

遺伝子変
換

遺伝子突
然変異
染色体異
常 (構
造異常)
染色体異
常 (異
数性)

トリクロロアセトアルデヒドの遺伝毒性試験結果

試験材料
ネズミチフス菌
TA98
TA100
ネズミチフス菌
TA98
TA100
ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1535
TA1537
ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1537
TA1538ネズミチフス菌
TA100
ネズミチフス菌
TA100
TA104
酵母
(Saccharomyces
cerevisiae)
D7
酵母 (S.
cerevisiae)
D7
酵母 (S.
cerevisiae)
D7
マウスリンパ腫細胞 L5178Y (TK+/-)

用量 1)
LED/HID2)

処理条件(μg/mL)
5,000
2,500(μg/mL)
2,000
2,000(μg/mL)
5,000
500
5,000
5,000
(μg/mL)
1,850
1,850
1,850
1,850

ND

ND

ND

ND

ND

ND

－S9

結果
+S9

－
－

－
－

ND
ND

＋
＋

－
＋
－
－

－
＋
－
－

－
－
－
－

－
－
－
－

文献
Waskell, 1978

300μg/mL＋－(μg/mL)
2,000
2,000

＋
＋

＋
＋

Bruce & Heddle,
1979
Haworth et al.,1983

Leuschner &Leuschner, 1991

Giller et al.,
1995
Ni et al., 1994

Bronzetti et al.,
1984

ND

3,300μg/mL

－

－

ND

2,500μg/mL

－

w+

宿主経由法
マウス肺
経口

500μg/mL

ND

1,000μg/mL＋

ND

Harrington-Broc
k et al., 1998

チャイニーズハム
スター細胞CHED

ND

20μg/mL＋

ND

Furnus et al.,1990

マウスリンパ腫細胞 L5178Y (TK±)

ND

1,250μg/mL＋

ND

Harrington-Broc
k et al., 1998

麹菌 (Aspergillus
nidulans)

ND

825μg/mL

＋

ND

ND

2,640μg/mL＋

ND

酵母 (S.
cerevisiae)

ND

1,000μg/mL＋

ND

チャイニーズハム
スター細胞 CHED

ND

10μg/mL＋

ND

ND

250μg/mL

＋

ND

ND

250μg/mL＋

ND

麹菌 (A. nidulans)

チャイニーズハム
スター胚初代培養細胞
チャイニーズハム
スター細胞
LUC2p4

Bronzetti et al.,
1984
Bronzetti et al.,
1984

w+

Kafer, 1986
Crebelli et al.,
1991
Parry et al., 1990
Furnus et al.,
1990
Natarajan et al.,
1993
Warr et al., 199314

http://www.cerij.or.jp

試験系

試験材料
ヒトリンパ球
ヒトリンパ球

染色体異
常 (倍数
性)

チャイニーズハム
スター細胞
LUC2p4
マウス卵母細胞用量 1)
LED/HID2)

－S9

結果
+S9

ND

250μg/mL＋

ND

Vagnarelli et al.,
1990

ND

50μg/mL＋

ND

Sbrana et al.,
1993

ND

500μg/mL

＋

ND

ND

50μg/mL＋

ND

ND

125μg/mL

＋

ND

ND

137μg/mL

＋

ND

ND

316μg/mL

＋

ND

ND

165μg/mL

＋

ND

ND

250μg/mL

－

ND

ND

400μg/mL

＋

ND

ND

400μg/mL

＋

ND

ND

1,250μg/mL

－

ND

ND

1,500μg/mL

＋

－

ND

100μg/mL

＋

ND

ND

100μg/mL

w+

ND

ND

100μg/mL

＋

ND

ND

120μg/mL＋

ND

ヒトリンパ球チャイニーズハム
スター細胞V79
チャイニーズハム
スター細胞C1-1
チャイニーズハム
スター細胞C1-1
チャイニーズハム
スター細胞LUC2
チャイニーズハム
スター細胞LUC2
マウスリンパ腫細胞L5178Y (TK±)
ヒトリンパ球
ヒトリンパ球
ヒトリンパ球

10,000μg/mL

－

－

ND

1,650μg/mL

－

ND

ND

54μg/mL

w+

ND

ND

1,650μg/mL

－

ND

ND

6,600μg/mL

－

ND

ND

1,000μg/mL－

ND

ヒトリンパ球

SOS 修復
DNA 損
傷
姉妹染色
分体
(SCE) 交換
遺伝子交差

ヒト LEO 線維芽細
胞
大腸菌
PQ37
ラット肝臓初代培
養細胞
ヒトリンパ球麹菌 (A. nidulans)
麹菌 (A. nidulans)
麹菌 (A. nidulans)

文献

Warr et al., 1993

マウス卵母細胞

小核

処理条件

ND

15

http://www.cerij.or.jp

Eichenlaub-Ritter & Betzendahl
et al., 1995
Eichenlaub-Ritter et al., 1996
Sbrana et al.,
1993
Seelbach et al.,1993
Degrassi &Tanzarella, 1988
Degrassi &Tanzarella, 1988
Parry et al., 1990
Lynch & Parry,
1993
Harrington-Broc
k et al., 1998
Vian et al., 1995
Migliore & Fieri,
1991
Ferguson et al.,1993
Van Hummelen&
Kirsch-Volders,
1992
Bonatti et al.,
1992
Giller et al.,
1995
Chang et al.,
1992
Gu et al., 1981

Crebelli et al.,1985
Kafer, 1986
Kappas, 1989

試験系
体細胞分
離

試験材料
麹菌 (A. nidulans)
麹菌 (A. nidulans)

細胞形質転換
in vivo

翅毛スポ
ット

劣性致死
染色体異
常
(構造異
常)

染色体異
常(異数
性)

染色体異
常(倍数
性)
小核

酵母 (S.
cerevisiae)
シリアンハムスター
胚ショウジョウバエ(D. melanogaster)
ショウジョウバエ(D. melanogaster)
ショウジョウバエ(D. melanogaster)
マウス雌雄
骨髄細胞
マウス雄
第2精母細胞
マウス雄
精母細胞
マウス雄
精母細胞
ラット
骨髄細胞
マウス雄
骨髄赤芽球
マウス F1 雄
第2精母細胞マウス F1 雄
第2精母細胞マウス F1 雄
第2精母細胞処理条件

用量 1)
LED/HID2)

－S9

結果
+S9

ND

825μg/mL

＋

ND

ND

450μg/mL

＋

ND

ND

1,000μg/mL

＋

ND

ND

350μg/mL (1 日)
1μg/mL (7 日)＋

ND

830 mg/kg＋

ND

825 mg/kg＋

ND

1,660 mg/kg＋

腹腔内500 mg/kg－

腹腔内82.7 mg/kg＋

腹腔内83 mg/kg－

腹腔内413 mg/kg－

経口1,000 mg/kg－

腹腔内200 mg/kg＋

腹腔内

400 mg/kg＋

腹腔内82.7 mg/kg

＋

腹腔内
パキテン期
精原細胞処
理

165 mg/kg

w＋

腹腔内

200 mg/kg＋

腹腔内

400 mg/kg－

腹腔内600 mg/kg－

腹腔内

200 mg/kg－

Miller & Adler,
1992
Leopardi et al.,1993
Mailhes et al.,1993
Mailhes &Marchette, 1994

文献
Crebelli et al.,1985
Kappas, 1989
Albertini, 1990
Gibson et al.,
1995
Patnaik et al.,1992
Zordan et al.,
1994
Patnaik et al.,
1992
Xu & Adler,
1990
Russo et al.,
1984
Russo & Levis,
1992a
Liang &
Pacchierotti,
1988
Leuschner &Leuschner, 1991
Gudi et al., 1992
Leopardi et al.,
1993
Russo et al.,
1984
Liang &
Pacchierotti,
1988

マウス F1 雄
第2精母細胞マウス F1 雄
第2精母細胞
マウス雌
卵母細胞
マウス雌
分裂中期II卵母細胞
マウス雌分裂中期II卵母細胞
マウス F1 雌雄
骨髄細胞

腹腔内

600 mg/kg－

Mailhes &Marchette, 1994

腹腔内600 mg/kg－

Xu & Adler,
1990

マウス雌
骨髄細胞

腹腔内
5回

2,500 mg/kg－

16

http://www.cerij.or.jp

Bruce & Heddle,
1979

試験系

試験材料
マウス
骨髄赤芽球
マウス雄
骨髄赤芽球
マウス雄
骨髄赤芽球
マウス雌雄
骨髄赤芽球
マウス F1 雄
多染性骨髄赤芽球
マウス F1
多染性骨髄赤芽球
マウス雄
精子細胞
マウス雄
精子細胞
マウス雄
精子細胞

マウス雄
精子細胞
マウス雄
精子細胞

処理条件

用量 1)
LED/HID2)

腹腔内83 mg/kg＋

腹腔内200 mg/kg＋

腹腔内

400 mg/kg－

腹腔内500 mg/kg－

腹腔内600 mg/kg－

腹腔内

200 mg/kg－

83 mg/kg＋

Russo & Levis,
1992aRusso et al.,
1992
Leopardi et al.,1993
Leuschner &Leuschner, 1991
Adler et al.,1991
Grawe et al.,
1997
Russo & Levis,
1992a

83 mg/kg－

Russo & Levis,
1992b

腹腔内
移動期、分
裂中期処理
腹腔内
前細糸期精
母細胞処理
腹腔内
精原細胞、
前細糸期精
母細胞処理
腹腔内
精原細胞処
理
腹腔内
前細糸期、
移動期精子
細胞処理

－S9

結果
+S9

文献

Allen et al., 1994
41 mg/kg＋

82.7 mg/kg＋

413.5 mg/kg－

Nutley et al.,
1996
Nutley et al.,1996

Nelson & Bull,
マウス
経口100 mg/kg＋
1988
肝臓Chang et al.,
マウス雄
経口825 mg/kg－
1992
肝臓Nelson & Bull,
ラット
経口300 mg/kg＋
1988
肝臓Chang et al.,
ラット雄経口1,650 mg/kg
－
1992
肝臓
+: 陽性、－: 陰性、w+: 弱い陽性、ND: データなし
1) 抱水クロラールとしての値
2) 結果が陽性の場合は LED: 最小作用量 Lowest effective dose、陰性の場合は HID: 最大無作用量 Highest
ineffective dose を示す
DNA損傷

7.3.7

発がん性 (表 7-6、7-7)

IARCはトリクロロアセトアルデヒド及び抱水クロラールを1995年に評価 (IARC, 1995) しており、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 (IARC,
2003)。

17

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表 7-6

国際機関等でのトリクロロアセトアルデヒドの発がん性評価 1)

機関/出典

分

類

分

類

基

準

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。

IARC (2003)
ACGIH (2003)－

発がん性について評価していない。

日本産業衛生学会 (2003)－

発がん性について評価していない。

グループ C ヒト発がん性があるかもしれない物質。

U.S. EPA (2003)

U.S. NTP (2002c)－
発がん性について評価していない。
1) IARC (2003) はトリクロロアセトアルデヒド及び抱水クロラールの評価、U.S. EPA (2003) は抱水クロラー
ルの評価

マウス及びラットに抱水クロラールを 2 年間経口投与した試験で、B6C3F1 系統の雄マウスで肝臓腫瘍 (肝細胞腺腫及び肝細胞がん)、雌マウスでは下垂体前葉腺腫の発生率の増加がみられたが、ラットでは腫瘍性の変化はみられなかった。
表 7-7
動物種等
マウス
B6C3F115 日齢
雄14-26 匹/群

投与方法
経口
(強制)

マウス
B6C3F1雄; 15 日齢
雌; 15 日齢又は 28
日齢
各 48 匹/群マウス
B6C3F1
雄
投与群;
40 匹/群
対照群;
33 匹/群
マウス
B6C3F1
雄72 匹/群

経口
(強制)

マウス
B6C3F1
雌48 匹/群

トリクロロアセトアルデヒドの発がん性試験結果

投与期間
単回

48 – 92 週
間後に検
査
単回

104 週間後
に検査

経口
(飲水)

104 週間投与量
0、5、10 mg/kg

結果
肝細胞腺腫/肝細胞がん発生率
用量
0
5
10
(mg/kg)3/9
6/8*
抱水クロラール 発生率 2/19

文献
Rijhsinghan
i et al.,1986

腫瘍性変化なし

U.S. NTP,
2002a

0、10、25、50
mg/kg

抱水クロラール

腫瘍発生率1,000 ppm (166
mg/kg/日)

肝細胞腺腫
肝細胞がん

対照群
1/20
2/20

投与群
7/24*
11/24*

Daniel etal., 1992a

抱水クロラール

経口(飲水)

104 週間

経口
(強制)

2 年間
5 日/週

0、50、500、1,000 肝臓腫瘍発生率
50
500
1,000
ppm (0、13.5、 投与量 0(ppm)
65、146.6 mg/kg/
過形成 3/42 15/46* 13/39* 12/32*
日相当)
腺腫
9/42 20/46* 20/39* 16/32*
がん
23/42
25/46
23/39 27/32*
抱水クロラール
0、25、50、100 下垂体前葉腺腫発生率
投与量 0
25
50
mg/kg/日(mg/kg/日)
過形成 4/45
6/44
4/47
0/45
2/44
0/47
抱水クロラール 腺腫

18

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100
9/41*
5/41*

George etal., 2000

U.S. NTP,
2002a

動物種等
マウス
B6C3F1
雄48 匹/群

投与方法
経口
(強制)

投与期間
2 年間
5 日/週

制限給
餌の有
り無し

ラット
SD
雌雄
各 50 匹/群ラット
F344
雄78 匹/群

経口
(飲水)

マウス
B6C3F1
雌雄新生児
各 24 匹/群

腹腔内

経口
(飲水)

雄;
124 週間雌;128 週間104 週間2回
出生 8 日目、15 日目
検査日
アッセイ
A: 12 か月後
アッセイ
B: 20 か
月後

投与量
結0、25、50、100 腫瘍発生率
投与量0mg/kg/日

果
25
50
100
(mg/kg/日)(制限給餌無し)
1)
16/48 25/48* 23/47 22/48
抱水クロラール 肝臓腫瘍
(制限給餌有り)
肝臓腫瘍1) 11/48 11/48 14/48 18/48
肝細胞がん
2/48
5/48
4/48
8/48*
0、15、45、135 腫瘍性変化なし
mg/kg/日
抱水クロラール
0、50、500、2,000 腫瘍性変化なし
ppm (0、7.4、
37.4、162.6
mg/kg/日相当)
抱水クロラール
肝臓腫瘍発生率
アッセイ A:腺腫
合計 0.3 mg(アッセイA)
対照群雄
1/24
アッセイ B:
試験群雄
5/24
合計 0.15 mg
対照群雌
0/24
試験群雌
0/21
抱水クロラール (アッセイB)
対照群雄
6/23
試験群雄
9/23
対照群雌
0/23
試験群雌
0/22

文献
U.S. NTP,
2002b

Leuschner& Beuscher,
1998
George etal., 2000

がん

腺腫/がん

0/24
0/24
0/24
0/21

1/24
5/24
0/24
0/21

2/23
2/23
0/23
0/22

7/23
10/23
0/23
0/22

Von
Tungeln etal., 2002*統計的有意差あり: P < 0.05
1) 肝細胞腺腫と肝細胞がんの合計

7.4

ヒト健康への影響(まとめ)

トリクロロアセトアルデヒドは生体内で水と反応して速やかに水和物の抱水クロラールとなる。トリクロロアセトアルデヒドのヒト健康への影響に関するデータの大半は抱水クロラール
について得られたものであり、本評価書ではこれらのデータをもとに評価を行った。
抱水クロラールは吸収された後速やかにトリクロロエタノールに還元され、グルクロン酸抱
合体として尿中に排泄される。また、吸収された抱水クロラールの一部はトリクロロ酢酸に酸化され、尿中に排泄される。
抱水クロラールは鎮静剤及び催眠薬として広く使用されている。抱水クロラールは皮膚及び粘膜刺激性があり、薬用量で胃痛、吐き気、嘔吐を起こすことがある。過剰投与では、運動失調、嗜眠、昏睡、呼吸抑制、低血圧、不整脈を生じ、重篤な場合は死に至ることもある。また、
抱水クロラールの常用、乱用により妄想行動や抱水クロラールへの耐性、依存症、及び発作や精神錯乱などの禁断症状が引き起こされ、死に至ることもある。
抱水クロラールの実験動物に対する経口投与での LD50 はラットで 479 mg/kg である。毒性症
19

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状としては、鎮静、嗜眠、正向反射の消失及び呼吸困難がみられる。吸入暴露では、麻酔作用のほか、肺への影響として、相対重量増加、クララ細胞空胞化、肺胞壊死、上皮剥離及び肺胞浮腫がみられる。
トリクロロアセトアルデヒドの実験動物に対する刺激性及び感作性に関する試験報告はない。
反復投与毒性については、マウス及びラットに抱水クロラールを反復経口投与した試験での主要な標的臓器は肝臓である。雌雄のラットに抱水クロラールを13週間飲水投与した試験で、200 ppmの群の雌雄で肝臓中アルデヒドデヒドロゲナーゼ活性の減少がみられ、NOAELは20ppm (雄で1.89 mg/kg/日、雌で2.53 mg/kg/日相当) である。
生殖・発生毒性については、マウスの雄には交配前の 3 週間、雌には交配の 3 週間前から新生児の離乳までの期間、トリクロロアセトアルデヒドを飲水投与した試験で、最高用量の 600
ppm (205 mg/kg/日相当) まで生殖及び発生への影響はみられていない。また、ラットに抱水ク
ロラール 1,232 ppm (0、151 mg/kg/日相当) を妊娠 1～22 日に飲水投与し、妊娠 22 日に帝王切開した試験で、胚の生存及び発生に対して影響はみられていない。
遺伝毒性については、in vitro では、ネズミチフス菌（TA100 株）を用いた復帰突然変異試験で陽性を示し、その他、遺伝子突然変異、染色体異常など多くの試験で陽性を示した。また、
in vivo では劣性致死、染色体異常、小核、DNA 損傷試験などで陽性がみられた。よってトリク
ロロアセトアルデヒドは遺伝毒性を有すると判断する。
発がん性については、マウス及びラットに抱水クロラールを 2 年間経口投与した試験が行われており、B6C3F1 系統の雄マウスで肝臓腫瘍 (肝細胞腺腫または肝細胞がん)、雌マウスでは下垂体前葉腺腫の発生率の増加がみられているが、ラットでは腫瘍性の変化はみられていない。
IARC はトリクロロアセトアルデヒド及び抱水クロラールを 1995 年に評価しており、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。また、U.S. EPA は抱水クロラールをグループ C (ヒト発がん性があるかもしれない物質) に分類している。

20

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文献(文献検索時期：2003 年 4 月1))

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1)

データベースの検索を 2003 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。

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