CERI 有 害 性 評 価 書

1,2-ジクロロエタン
1,2-Dichloroethane

CAS 登録番号：107-06-2

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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.............................................................................................................................. 24． 製造輸入量・用途情報 .................................................................................................................. 2
5． 環境中運命 ..................................................................................................................................... 3
5.1 大気中での安定性....................................................................................................................... 3
5.2 水中での安定性........................................................................................................................... 3
5.2.1 非生物的分解性.................................................................................................................... 3
5.2.2 生分解性................................................................................................................................ 3
5.3 環境水中での動態....................................................................................................................... 4
5.4 生物濃縮性 .................................................................................................................................. 4
6． 環境中の生物への影響 .................................................................................................................. 4
6.1 水生生物に対する影響 ............................................................................................................... 4
6.1.1 藻類に対する毒性 ................................................................................................................ 4
6.1.2 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................... 56.1.3

魚類に対する毒性 .............................................................................................................. 6

6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................... 7
7． ヒト健康への影響.......................................................................................................................... 8
7.1 生体内運命 .................................................................................................................................. 8
7.2 疫学調査及び事例..................................................................................................................... 21
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................. 24
7.3.1 急性毒性.............................................................................................................................. 24
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 24
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 25
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 25
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 27
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 28
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 30
7.4
文

ヒト健康への影響(まとめ) ................................................................................................ 32

献 ............................................................................................................................................... 34

iii

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

1,2-ジクロロエタン
エチレンジクロリド
政令号番号 1-116
官報公示整理番号 2-54
107-06-2

H

分子式
分子量

H

H

C

C

Cl

Cl

H

C2H4Cl2
98.96

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

環境基本法

下水道法
水質汚濁防止法
土壌汚染対策法
海洋汚染防止法
船舶安全法
航空法
港則法
廃棄物処理法項
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)
危険物第四類第一石油類
危険物引火性の物
名称等を表示すべき有害物質
名称等を通知すべき有害物
第一種有機溶剤指針を公表した化学物質
管理濃度 10 ppm
水質汚濁に係る環境基準 0.004 mg/L
地下水の水質汚濁に係る環境基準 0.004 mg/L
土壌汚染に係る環境基準 0.004 mg/L
(溶出試験検液濃度)
水質基準 0.04 mg/L
有害物質
排水基準 0.04 mg/L
特定有害物質、土壌溶出量基準 0.004 mg/L
有害液体物質 B 類
引火性液体類
引火性液体
引火性液体類
特別管理産業廃棄物判定基準 0.4 mg/L (廃酸・廃塩基、含有量)
0.04 mg/L (汚泥など、溶出量)1

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3．物理化学的性状
項
外
融
沸
引

目

火

観
点
点
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

ヘンリー定数換 算 係 数
(気相、20℃)

特 性 値
無色液体
-35.7℃
83～84℃
13℃ (密閉式)
18℃ (開放式)
413℃
6.2～16 vol% (空気中)1.2569 (20℃/4℃)
3.42 (空気 = 1)
5.3 kPa (10℃)、8.1 kPa (20℃)、
14.0 kPa (30℃)
log Kow = 1.48 (実測値)、1.83 (計算値)
解離基なし
Koc = 44 (推定値)
水：8.6 g/L (25℃)
エタノール、クロロホルム、
エーテル：混和120 Pa･m3/mol (23℃、測定値)
1 ppm = 4.11 mg/m3
1 mg/m3 = 0.243 ppm

4．製造輸入量・用途情報

SRC: KowWin, 2002
SRC: PcKocWin, 2002
U.S.NLM:HSDB, 2001
Merck, 2001
SRC:HenryWin, 2002
計算値

(表 4-1)
表 4-1

年
製造量
輸入量
輸出量
国内供給量

出
典
U.S.NLM:HSDB, 2001
IPCS, 1999
Merck, 2001
IPCS, 1999 ; Merck, 2001
Merck, 2001
IPCS, 1999
IPCS, 1999
Merck, 2001
計算値
Verschueren, 2001

1997
3,491,372
695,714392
4,186,694

製造・輸入量等 (トン)1998
3,491,292
570,265315
4,061,242

1999
3,501,897
552,755687
4,053,965

2000
3,430,642
416,71129,466
3,817,887

2001
3,274,975
383,448
20,5483,637,875

出典：経済産業省 (2002)、財務省 (2003)

主に合成原料 (塩化ビニルモノマー、エチレンジアミン、ポリアミノ樹脂、イオン交換樹脂)として用いられているほか、フィルム洗浄剤、溶剤 (有機合成、ビタミン抽出)、殺虫剤、くん蒸剤に使用されている (化学工業日報社, 2003)。

2

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5．環境中運命
大気中での安定性

5.1

表 5-1

(表5-1)

対流圏大気中での反応性

対 象
OH ラジカル
オゾン
硝酸ラジカル

反応速度定数 (cm3/分子/秒)
2.48×10-13 (25℃、測定値)
データなし
データなし

濃

度 (分子/cm3)
5×105～1×106

半減期
1～2 か月

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

5.2
5.2.1

水中での安定性
非生物的分解性

加水分解に対して安定であり、pH7、25℃での半減期は 72 年と推定されている (Barbash andReinhard, 1989) ので、水環境中では事実上加水分解されない。

5.2.2

生分解性

a 好気的生分解性(表 5-2)

表 5-2

化学物質審査規制法に基づく生分解性試験結果

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

分解率 (%)
0
1
2

判定結果
難分解性

被験物質濃度：100 mg/L、活性汚泥濃度：30 mg/L、試 験 期 間 ：2 週間
出典：通商産業省 (1978) 通商産業公報 (1978 年 12 月 28 日)

蒸気圧が高い (8.1 kPa、20℃) ため、生分解試験において微生物との十分な接触と馴化がなされる前に揮散する可能性があり、静置フラスコ法での試験においては試験開始時の濃度が 5 及び 10 mg/L の場合、7 日以内に 20～63％が消失したが、この内 5～27％は揮散したことによると報告されている (Tabak et al., 1981）。
下水処理場の活性汚泥から分離された微生物を用いた試験で、生分解経路が明らかにされており、開始反応は脱塩素化による 2-クロロエタノールの生成であり、2-クロロアセトアルデヒ
ドを経てクロロ酢酸を生成し、さらに、脱塩素化してグリコール酸を経て完全に分解される(Janssen et al., 1985）。
b 嫌気的生分解性
嫌気的条件下での 35 日間の生分解性試験では分解されなかったことが報告されている(Jafvert and Wolfe, 1987)。
以上のことから、1,2-ジクロロエタンは馴化などの条件が調えば好気的に生分解されると考3

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えられる。

5.3

環境水中での動態

1,2-ジクロロエタンのヘンリー定数は 120 Pa･m3/mol (23℃) と大きく、蒸気圧が高い (8.1 kPa、
20℃) ので、環境中に排出された大部分は大気中に移行・分布すると推定される。攪拌時の水
中からの消失半減期は 5～29 分で、水深と表面積に依存する (Dilling et al., 1975）。

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

濃度 (mg/L)
0.1
0.01

試験期間 (週間)6

濃縮倍率
25.8～77.1
28.4～75.7

判定結果
濃縮性がない又は低い

出典：通商産業省 (1978) 通商産業公報 (1978 年 12 月 28 日)

その他に、生物への濃縮性は低く、ブルーギルによる 14 日間の濃縮度試験では生物濃縮係数
は 2.0 で排出半減期は 2 日以下であったとの報告がある (Barrows et al., 1980）

6．環境中の生物への影響
6.1
6.1.1

水生生物に対する影響
藻類に対する毒性 (表6-1)淡水緑藻における報告はいずれも 1,2-ジクロロエタンの揮発性を考慮して、閉鎖系で試験を実施したものである。72～96 時間の EC50 (生長阻害) は、129～294 mg/L の範囲である。長期
毒性とみなされる NOEC は、OECD テストガイドラインに準じたセレナストラムの生長阻害を指標とした 65.6 mg/L (バイオマス) と 111 mg/L (生長速度) である (環境庁, 1996)。海産藻類については信頼できる報告はない。
表 6-1
生物種
淡水
Selenastrum
capricornutum1)(緑藻、ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)

1,2-ジクロロエタンの藻類に対する毒性試験結果

試験法/
方式

温度
(℃)

OECD
201
GLP
止水
閉鎖系

22.9 23.3

エンドポイント

72 時間 EC50
24-48 時間 EC50
24-72 時間 EC50
72 時間 NOEC
24-48 時間 NOEC
24-72 時間 NOEC

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
生長速度
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
生長速度

4

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濃度(mg/L)

文献

環境庁, 1996
129
240
294
65.6
111
111
(ｍ)2)

生物種

試験法/
温度
エンドポイント濃度
文献(mg/L)
方式
(℃)
OECD
189
Freitag et al.,25 ± 1 72 時間 EC50
生長阻害
Scenedesmus
201
(m)
1994
subspicatus
止水(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)
閉鎖系
21 - 25 < 96 時間 EC50
166
Behechti et al.,
止水
生長阻害
1995
(ｍ)
閉鎖系
(m): 測定濃度、(n): 設定濃度、閉鎖系: 試験容器や水槽にフタ等をしているが、ヘッドスペースはある状態
1) 現学名: Pseudokirchneriella subcapitata、2) 暴露開始時の測定値

6.1.2

無脊椎動物に対する毒性 (表6-2)無脊椎動物に対する 1,2-ジクロロエタンの急性毒性については、淡水種としてオオミジンコの報告があるが、このうち信頼ができるデータは 1,2-ジクロロエタンの揮発性を考慮して、試
験を半止水あるいは止水方式の密閉方式で実施したもの、あるいは試験液中の被験物質濃度を測定し、その測定濃度で毒性値を示したものである。それらの毒性値 (48 時間 LC50 あるいはEC50) は、99.4～270 mg/L の範囲であった。
長期毒性としては、OECD テストガイドラインなどに準じたオオミジンコの 21 日間あるいは28 日間繁殖試験の報告があり、それぞれ NOEC が 1.02 mg/L (環境庁、1996) 及び 11 mg/L
(Richter et al., 1983) である。

海産種として甲殻類のフジツボやブラインシュリンプでの報告があり、このうちブラインシュ
リンプの遊泳阻害を指標とした急性毒性値は 36.4 mg/L であった (Foster and Tullis, 1985)。
表 6-2
生物種
淡水
Daphnia magna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

1,2-ジクロロエタン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/L)

文献

72

6.78.1

24 時間 LC50
48 時間 LC50

250
220
(n)

LeBlanc,
1980

20±1

43.5-47.5

7.07.7

270
160
(m)

Richter etal., 1983

半止水
閉鎖系

20±1

43.5-47.5

6.67.9

OECD
202
止水
OECD
202
GLP
半止水
密閉

ND

ND

ND

48 時間 LC50
48 時間 EC50
遊泳阻害
28 日間 NOEC
28 日間 LOEC
繁殖
24 時間 EC50
遊泳阻害

10
(m)

Freitag etal., 1994

19.720.0

35.5

7.77.824 時間 EC50
48 時間 EC50
遊泳阻害

185
99.4
(m)

環境庁,
1996

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

硬度

生後
24 時間
以内

止水
閉鎖系

22±1

ASTM1)
止水閉鎖系

5

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11
21
(m)

生物種

海水
Elminuismodestus(甲殻類、
ﾌｼﾞﾂﾎﾞ科の一種)
Artemia salina(甲殻類、
ﾌﾞﾗｲﾝｼｭﾘﾝﾌﾟ)

大きさ/
成長段階

pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

35.5

7.17.921 日間 NOEC
21 日間 LOEC
繁殖

1.02
2.56
(a, n)ND

ND

ND

48 時間 LC50

186
(n)

Pearson &McConnell,
1975

止水
閉鎖系

19

塩分濃度
3.2％

ND

24 時間 EC50
遊泳阻害

93.6

止水
閉鎖系

19

海水濃度
25％
50％

ND

24 時間 EC50
遊泳阻害

Foster &Tullis,
1984
Foster &Tullis,
1985

試験法/
方式
OECD
202
GLP
半止水
密閉

温度
(℃)
19.620.3

幼生

止水
閉鎖系

ふ化後
30 時間

硬度
(mg CaCO3/L)

36.4
79.7

文献

ND: データなし、(a, n): 被験物質の測定濃度が設定値の±20%以内であったので設定濃度により表示、(m): 測
定濃度、(n): 設定濃度、閉鎖系: 試験容器や水槽にフタ等をしているが、ヘッドスペースはある状態、
密閉: 試験容器上端まで試験液を満たしてヘッドスペースはない状態
1) 米国材料試験協会 (American Society for Testing and Materials) テストガイドライン

6.1.3

魚類に対する毒性 (表6-3)

淡水魚では、1,2-ジクロロエタンの揮発性を考慮して、試験を流水、閉鎖系の半止水又は止水方式で実施したもの、あるいは試験液中の被験物質濃度を測定した、信頼できる急性毒性試
験データがある。それの LC50 は 66.0～136 mg/L の範囲にあった。その中で最小の 96 時間 LC50
(66.0 mg/L) は、試験溶液中の平均実測濃度に基づきオオクチバスを用いて測定した値である (Industrial
Bio-Test Laboratories, Inc., 1971)。
長期毒性としては、ファットヘッドミノーの受精卵から稚魚期の 32 日間の初期生活段階毒性
試験により、ふ化率、生存率、成長を指標とした LOEC が 59 mg/L、NOEC が 29 mg/L (Benoit etal.,1982)、ニジマス受精卵からふ化 4 日目まで 27 日間暴露した試験での LC50 が 34 mg/L (Black etal., 1982)、さらにギンザケ受精卵から 21 日間暴露した試験での LC50 が< 56 mg/L (Reid et al.,1982) であると報告されている。
海水魚としては、マコガレイ類 (Limanda limanda) に対する急性毒性試験があり、96 時間 LC50
が 115 mg/L であった(Pearson and McConnell, 1975)。
表 6-3
生物種
淡水
Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

1,2-ジクロロエタンの魚類に対する毒性試験結果

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

硬度

pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

産卵後 2-8
時間齢の
卵

流水

25±1

45

7.4

29
59
(m)

Benoit et al.,
1982

45.5

7.5

32 日間 NOEC
32 日間 LOEC
ふ化、生存、
成長
96 時間 LC50

25-30 日齢0.12 g

流水

25±1

118
(m)

Veith et al.,1983

6

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生物種

大きさ/
成長段階
30-35 日齢31 日齢Oryzias latipes(ﾒﾀﾞｶ)

1.81 cm
0.0907 g

Lepomismacrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)

35-75 mm

Poecilia
reticulata(ｸﾞｯﾋﾟｰ)

2-3 か月齢

Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

受精後30 分以内の卵

Micropterus
salmoides(ｵｵｸﾁﾊﾞｽ)

35-75 mm

試験法/
方式
U.S.
EPA
流水
流水

温度
(℃)
25±2

(mg CaCO3/L)

pH

エンドポイント

45.0-45.5

6.77.696 時間 LC50

25

44.8

7.4

96 時間 LC50

OECD
203
GLP
半止水
密閉
止水

23.323.9

35.5

7.17.896 時間 LC50

18

ND

7

半止水
閉鎖系
助剤 1)
流水
閉鎖系

22±1

25

13.1
±0.1

93.9±0.4

止水

13

硬度

ND

濃度
文献
(mg/L)
116
Walbridge et(m)al., 1983
136
(m)
> 126
(m)

Geiger et al.,
1985
環境庁,
1996

96 時間 LC50

94.0
(m)

ND

7 日間 LC50

106(n)

Industrial
Bio-Test
Laboratories,
Inc., 1971
Konemann,
1981

7.8
±0.01

23 日間 LC50
(ふ化 0 日目)
27 日間 LC50
(ふ化 4 日目)
96 時間 LC50

34

7Black et al.,
1982

34
(m)
66.0
(m)

Industrial
Bio-Test
Laboratories,
Inc., 1971
Reid et al.,
1982

Oncorhynchus
3.0±
ND
5.3- 21 日間 LC50
< 56
発眼卵
半止水
kisutch0.5
5.8(m)(ｷﾞﾝｻﾞｹ)
海水
Limanda15-20 cm
ND
ND
ND
115
Pearson &流水
96 時間 LC50
limanda(n)
McConnell,
1975(ﾏｺｶﾞﾚｲ類、ｶﾚｲ科)
ND: データなし、(a, n): 被験物質の測定濃度が設定値の±20%以内であったので設定濃度により表示、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度、閉鎖系: 試験容器や水槽にフタ等をしているが、ヘッドスペースはある状態、
密閉: 試験容器上端まで試験液を満たしてヘッドスペースはない状態
1) 有機溶剤

6.2

環境中の生物への影響 (まとめ)

環境中の生物に対する 1,2-ジクロロエタンの影響については、比較的多くのデータがあり、致死、遊泳阻害、生 (成) 長阻害、繁殖などを指標に検討が行われている。
1,2-ジクロロエタンは揮発性が高いことから、水生生物に関して信頼できるデータは試験を流水、閉鎖系の半止水又は止水方式で実施したもの、あるいは試験液中の被験物質濃度を測定したものである。
藻類の生長阻害試験では、72～96 時間の EC50 (生長阻害) は、129～294 mg/L の範囲である。
これらの値は GHS 急性毒性有害性区分に該当しない。また、長期毒性と考えられる NOEC は、
OECD テストガイドラインに準じたセレナストラムの生長阻害を指標とした 65.6 mg/L (バイオマス) と 111 mg/L (生長速度) である。
無脊椎動物に対する急性毒性は、36.4～270 mg/L の範囲である。このうち甲殻類のブライン
7

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シュリンプに対する値は GHS 急性毒性有害性区分 III に相当し、有害性を示す。長期毒性としては、オオミジンコの繁殖試験での NOEC が 1.02～11 mg/L の報告がある。
魚類の急性毒性データは 66.0～136 mg/L の範囲にあり、その中で最小の LC50 (96 時間)はオ
オクチバスに対する 66.0 mg/L である。この値は GHS 急性毒性有害性区分 III に相当し、有害性を示す。長期毒性としては、ファットヘッドミノー、ニジマス及びギンザケの致死や成長を指標としたした試験での NOEC や LC50 が 29～56 mg/L の報告がある。
以上から、1,2-ジクロロエタンの水生生物に対する急性毒性は、甲殻類及び魚類に対して GHS
急性毒性有害性区分 III に相当し、有害性を示す。
得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は、甲殻類であるオオミジンコの繁殖を指標とした 21 日間 NOEC の 1.02 mg/L である。

7．ヒト健康への影響
7.1

生体内運命（表 7-1、図 7-1）

1,2-ジクロロエタンは経口、吸入、経皮のいずれの投与経路によっても速やかに吸収される。
ラットでは 150 mg/kg を経口投与後 15 分で血中濃度は最高に達する (Reitz, et al., 1982）。また 50 mg/kg を超えると血中濃度と用量の相関性がみられず、胃腸管吸収の飽和が示されている(Spreafico et al, 1980)。
吸入暴露では、ヒトでは 30 分間暴露で死亡した例や (U.S. DHHS, 1999)、吸入及び経皮による職業暴露 (15.6 ppm) をうけ、母乳へ蓄積 した報告がある (U.S. DHHS, 1999)。

1,2-ジクロロエタンの各組織への分布では、経口、吸入とも脂肪組織への蓄積が示されている。妊娠ラットに暴露した実験では、母動物の血中濃度と胎児中濃度は用量に相関して増加し､
1,2-ジクロロエタンが胎盤を通過することが示されている。(Withey and Karpinski, 1985)。
経口投与では、ラットの実験で、尿中に硫化二酢酸とその硫酸抱合体がみられている(Reitz etal., 1980, 1982)。別のマウス及びラットの実験で、いずれの動物にも S-カルボキシメチルシステ
イン、硫化二酢酸、クロロ酢酸が検出されている(Mitoma et al., 1985)。また、硫化二グリコー
ル酸、チオエーテルを検出した報告もある。高用量では代謝の飽和あるいは胃腸管吸収の飽和が示唆されている (Payan et al., 1993)。
吸入暴露でも経口投与と同様の代謝物がみられている。(Reitz et al., 1980; 1982)。別の実験では硫化二グリコール酸およびその硫酸抱合体､クロロ酢酸が検出されている (Cheever et al.,1990)。
腹腔内投与では、マウスに単回投与した実験で、放射能は尿中にクロロ酢酸、S-カルボキシ
メチルシステイン及びその抱合体､硫化二酢酸、2-クロロエタノール、S,S’-エチレン-ビス-シス
テインとして検出され、呼気中に二酸化炭素として検出されている(Yllner, 1971)。
1,2-ジクロロエタンのグルタチオン抱合体は DNA と結合して変異原性及び発がん性の原因となることが示されている(Cheever et al., 1990; Reitz, 1980, 1982）。
8

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Cl
Cytochrome P-450
O2, NADPH

Cl

GSH

1,2-Dichloroethane

Cl

Cl
GS

Cl

GSH

S-(2-Chloroethyl)-glutathione(Harf-Mastard)OH
gem-Chlorohydrin

H2C
O NADH

Cellularmacromolecularadducts

Cl

NAD+

Cl

Cl +
2-Chloroethanol

2-Chloroacetaldehyde
Aldehydedehydrogenase

GS

Glutathione
episulfonium ion

OH-

CH2

Ethene+
GSSG, HClOH

Protein
DNA
RNA

GSH
NAD(P)H

O

OH

GS

GS

Cl

S-(2-Formylmetyl)-glutathioneO
2-Chloroacetic acid

Cellularmacromolecularadducts

GSH

OH

S-(2-Hydroxyethyl)-glutatione

NAD(P)H Aldehyde
dehydrogenase

GSH

SG
OH
GS

Urine metabolite

GS

S,S'-Ethene bisglutathioneOγ-Glutamyltranspeptitase

S-Carboxymethyl glutathione

S,S'-Ethene bis-L-cysteine

O
HO

OH
N
O

S

H

NH2

O

Urine metabolites

S-Carboxymethyl-L-cysteinylglycine
Dipeptitase

H2O

O
O
OH
HO

Acetyl CoA

OH
HO

OH
S

S

N-Acetyltransferase

S

HO

HN

CH3

O

O

O

O

NH2

O
S-Carboxymethyl-L-cysteine

図 7-1

N-Acetyl S-carboxymethyl-L-cysteine

1,2-ジクロロエタンの代謝（U.S. DHHS, 1999より引用）
9

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Thiodiacetic acid(Thiodiglycolic acid)表 7-1
動物種
ヒト
看護婦
年齢不明
ラット
SD
雄
14か月

投与条件
吸入
経皮

ラット
SD
雄
14か月

経口
単回

静脈内
単回

反復
(5日/週×2週)

1,2-ジクロロエタンの生体内運命の試験結果
投与量15.6 ppm

結果
文献
授 乳 中 の 女 性 の 乳 汁 か ら 1,2- ジ ク ロ ロ エ タ ン (2.8 US DHHS,
1999
mg/100 mL)が 検出

1、5、25 mg/kg 血中からの消失は速く二相性であり、1、5、25 mg/kg Spreafico etでそれぞれ30分、60分、2時間後まで検出。それ以上 al., 1980
では検出限界以下。用量の増加に依存して消失速度が減少することから排泄には飽和過程があると示唆された。
血液T1/2 (min)
1 mg/kg
7.30
5
9.49
25
14.07
AUC (μg min/mL)
1 mg/kg
9
5
54
25
595
開始時濃度 (μg/mL)
1 mg/kg
1.50
5
8.0
25
38.12
単回：25、50、最高濃度に達するのは肝臓が最も速く 10 分後。消失 Spreafico et
150 mg/kg は 2 相性。肺は血中と同じような動態を示したが、 al., 1980
反復：50
mg/kg/日濃度は血中より低かった。脂肪組織ではその他の器官より遅い 45-60 分後に最高濃度に達したが、濃度は高く、50、150 mg/kg では血中での約 5 倍。脂肪組
織からの消失は一相性。脂肪組織への蓄積には飽和が見られた。また 50 mg/kg をこえると血中濃度と用量の相関性がみられないことから、胃腸管吸収の飽和が示された。50 mg/kg 投与では単回投与と 10 日間投与で差は見られなかった。また性差は見られなか
った。
血液
脂肪
肺
肝
T1/2 (min)
25 mg/kg 24.62
23.22
24.10
18.47
50
44.07
30.11
38.26
42.31
150
56.70
57.63
44.57
66.47
AUC (μg min/mL)
25 mg/kg
446
5119
136
679
50
1700
12543
538
1897
150
7297
29468
648
5384
最高濃度 (μg/mL or g)
25 mg/kg 13.29
110.67
2.92
30.02
50
31.94
148.92
7.20
55.00
150
66.78
259.88
8.31
92.10

10

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動物種
ラット
SD
雄
14か月

投与条件
吸入
単回
5時間

ラット
OsborneMendel
雄
週齢不明

吸入
単回
6時間

投与量
結
果
文献
50、250 ppm 最高濃度に達する時間は2-3時間後。250 ppmでの各 Spreafico et
組織中濃度は50 ppmの20-30倍高い。脂肪組織での高 al., 1980
い蓄積が見られ、血中濃度より8-9倍高い。消失は肺で速く、脂肪組織で遅い。消失率は用量に依存。飽
和はなし。
血液
脂肪
肺
肝
T1/2 (min)50 ppm
12.69
22.63
11.26
10.72
250
22.13
28.12
15.53
17.51
AUC (μg min/mL)
50 ppm
26
391
6
17
250
1023
13558
279
694
開始時濃度 (μg/mL or g)
50 ppm
1.42
10.24
0.39
1.02
250
30.92
265.4713.88
22.06
150 ppm
Reitz et al.,
血中濃度の推移
暴露開始後1-2時間で最高に達し、2時間後に8 μ 1980
g/mLでプラトーに達した。暴露終了後に急速に低下した。消失は2相性を示した。
半減期 第1相 6分
第2相 35分
AUC 3,018 μg min/mL

11

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動物種
ラット
OsborneMendel
雄

投与条件
強制経口
単回

投与量
結
果
文献
経口 150
それぞれの経路の設定用量（それぞれ過去の発が Reitz et al.,mg/kg
ん実験の最高用量）では、48時間後までの観察で、 1980
吸 入
150 放射能の総量、呼気中から排泄された未変化体の量、ppm
吸入
代謝物の量はいずれも経口投与が吸入暴露より高か
単回ったが、放射能の分布、排泄経路や代謝物の種類には違いがない。また、経口の発がん実験で腫瘍発生[1,2-14C]標識体が見られた器官と見られなかった器官で放射能の分を投与
布をしらべると、いずれの経路でも器官での分布の違いは見られなかった。
Maltoniらによる吸入発がん実験では腫瘍発生はみられず、NCIによる経口発がん実験では腫瘍発生がみられた。本実験はこの結果の違いを明らかにする目的で行われた実験であったが、これらの結果からいずれの経路でも体内動態には違いが無く、2つの発がん実験の結果の違いを説明できなかった。また放射能の巨大分子 a)との結合性にも大きな差はなかった。
48時間後の放射能の分布
経口μmol/kg
放射標識回収量1539
呼気中未変化体447
代謝物(1092)
尿
926
CO2
83.1
46.9
カーカスb)
糞
23.6
ケージ
12.5

%
(100)
85.7
7.7
4.3
2.1
1.1

吸入
μmol/kg %512
9.4(503) (100)
432
84.4
36.1
7.0
22.7
4.4
8.90
1.7
3.34
0.7

48時間後の各組織への分布 (nmol/g tissue)
経口
吸入
肝
154
75
腎
120
77
肺
51
35
脾
59
38
前胃
108
37
胃
62
30
カーカス
23
13
ラット
OsborneMendel
雄
週齢不明

経口 150 巨大分子との結合 (nmol/g tissue)
mg/kg
経口
吸入
吸 入
150 肝
175
268
ppm
吸入
腎
183
263
単回
肺
65
130
脾
106
147
[1,2-14C]標識体
前胃
160
71
を投与
胃
90
156
強制経口
単回

12

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Reitz et al.,
1980

動物種
ラット
OsborneMendel
雄
週齢不明

投与条件
単回強制経口と単回6時間吸入の各々の投与で比較

投与量
経口 150mg/kg
吸入 150ppm

結果文献
Reitz et al.,・血中濃度の推移
吸入：血中からの消失は 2 相性であった。暴露開始 1982
後 4 時間の血中濃度は 8.3μg/mL であった。血中濃度は暴露開始 2-3 時間後に一定になった。
6 時間後の暴露終了時の濃度に対し、暴露 60
分後で 55%、160 分後で 92%である。最高濃度
は 8-10μg/mL である。今回ラットが摂取した
量は 113 mg/kg と計算され，これは 150 mg/kg
経口投与の約 75％である。消失は 2 コンパート
メントモデルが考えられた。AUC は 2,910μg/mL で経口(4,500μg/mL)の 65%であった。
経口：血中濃度は 15 分以内に最高に達し、吸入の場
合より高く 30-44μg/mL である。
・体内動態両方の経路で特に違いは無かった。(Reitz, R.H.,
et al., 1980 に記述)
・尿中代謝物
い ず れ の 経 路 か ら も thiodiacetic acid とthiodiacetic acid sulfoxide が検出された。
尿中代謝物(尿から回収された放射能を100%として)経口
吸入
thiodiacetic acid67
68
thiodiacetic acid sulfoxide
28.8
26

13

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動物種
ラット
OsborneMendel
雄
週齢不明

投与条件
投与量
結
果
文献
Reitz et al.,
単回強制経口と 経口 150 ・巨大分子との結合性
mg/kg
単回6時間吸入両方の経路で特に違いなし。(Reitz, R.H., et al., 1982
吸
入150の各々の投与で1980 に記述)
ppm
比較・バクテリアにおける DNA のアルキル化と変異原性
ネズミチフス菌 TA1535 とインキュベートすると、アルキル化と復帰変異コロニーの増加に相関あり。
サイトソル濃度(%) 2.2
DNAアルキル化 8.65
(dpm/mg DNA)
復帰変異コロニー 4.6(revertants/108 cells)

7.8
27

27
107

71
137

23.5

80.2

111

・ラットにおける DNA のアルキル化
経口のほうが吸入の 3-5 倍のアルキル化。脾臓のアルキル化は他の器官の 1/3。剖検、生化学的検査、病理組織学的検査で異常なし。

ラット
OsborneMendel
雄
週齢不明

単回強制経口と単回6時間吸入の各々の投与で比較

経口
150 mg/kg
吸入150 ppm

ラ ッ ト に お け る DNA の ア ル キ ル 化 ( 結 合 EDC のµmol/mol DNA)
経口
吸入
Experiment-1
肝
21.3
8.2
脾
5.8
1.8
腎
17.4
5.2
胃
14.9
2.8
Experiment-2
肝
13.9
3.3
脾
2.5
1.8
腎
14.5
2.0
胃
6.7
1.9
Reitz et al.,グルタチオンの枯渇
経口投与 4 時間後、吸入暴露 6 時間後に肝臓の 1982
一部を取り出し、肝臓の非タンパク SH 濃度を測定
しグルタチオンに換算。いずれの経路も対照群より有意に低い。
グルタチオンの枯渇
無処置
経口 吸入
SH濃度 mg/g
1.35
0.35
0.31
(グルタチオン換算)

14

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動物種
マウス
雄
ICR
週齢不明

投与条件
経皮
閉塞
15分間
2.92 cm2

投与量
0.5 mL

結果
文献
マウス体内への取りこみ量は 2,078 μg、そのうち Tsuruta,
76.0 μg が暴露中に呼気から排泄されており、経皮 1975
吸収率は 479.3 nmoles/min/cm2。同時に試験した塩素系溶剤 7 種を含め、経皮吸収率は水への溶解度とほぼ直線的な相関あり。
これらの値からヒトの両手を 1,2-ジクロロエタンに 1 分間浸した場合の体内取りこみ量を算出すると36.6 mg であり、これは 3,615 ppm を 1 分間吸入暴露
した場合と同等。
マウスでの実験
体内残存量(μg)
呼気排泄量(μg)
経皮吸収総量(μg)
経皮吸収率(nmol/min/cm2)

2,002
76.0
2,078
479.3

ヒトでの予測*1 分暴露後の体内残存量(mg)相当する 1 分吸入暴露濃度(ppm)

36.6
3,615

*計算式
両手の表面積：800 cm2
呼吸量：5L/min
吸入した 1,2-ジクロロエタンの保持率：50%
1 分暴露後の体内残存量= 表面積×適用部 1cm2 あたりの体内残存量÷15分= 800 cm2×2002μg×1/2.92 cm2×1/15 min×10-3=36.6 mg/min

ラット
SD
雌(妊娠)
週齢不明

吸入
5時間
妊娠17日目相当する 1 分吸入暴露濃度=1 分経皮暴露後の体内残存量÷(呼吸量×保持率)
×ppm 換算=36.6 mg/min ÷ （ 5 L/min × 0.5 × 98.97/24.45 ×
1/1000）=3615 ppm
153、305、552、 暴露終了直後に母動物の血液と胎児(全体)での1,2- Withey &1,039、1,509、 ジクロロエタン濃度と、胎児体重を測定した。1,2- Karpinski,
1,999 ppm ジクロロエタン濃度は母動物と胎児のいずれにおい 1985ても暴露量に依存して直線的に増加し、胎児の濃度は母動物の0.316倍。
胎児の濃度は子宮内の位置に依存しており、1,2ジクロロエタン濃度は子宮の卵巣方向から子宮頚部方向に向かって減少。また、胎児体重は子宮の両端
で低く、中心部で高かった。胎児体重と胎児の濃度に相関はなし。

15

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動物種
ラット
Wistar
雄
週齢不明

投与条件
強制経口
単回

投与量
結
果
文献
100 mg/kg
投与後 300 分まで血液を採取し、1,2-ジクロロエタ Withey et(溶媒：水また ンの血中濃度を測定。溶媒を水とコーンオイルで比 al., 1983
はコーンオイ 較すると、コーンオイルのほうが AUC が小さく、最ル)
高濃度の低下と最高濃度に至る時間に増加あり。
溶媒によるAUCの比較 (投与後300分)(μg min/mL)
コーンオイル 水比
AUC(μg min/mL)
1242
4825
3.88

ラット
Wistar
雄
週齢不明

静脈内
単回

ラット
Wistar
雄

静脈内
単回

モルモッ
ト
雌雄
週齢不明

経皮
12時間閉塞(3.1 cm2)

溶媒による排泄率、最高血中濃度、ピーク時間の比較
コーンオイル水
βmin-10.01560.0201
最高濃度(μg/mL)
15.9
84.6
時間(min)10.6
3.2
3、6、9、12、 投与後2分から検出限界以下になるまで血液を採 Withey &15 mg/kg
取し、血中濃度を測定。1,2-ジクロロエタンの分布は Colins,
3、6 mg/kgでは2コンパートメントモデル、9、12、 1980

15 mg/kg

1.0 mL15 mg/kgでは3コンパートメントモデルに一致。
2コンパートメントモデル
ln Ct = Ln(Ae-α t+Be-β t)
3コンパートメントモデル
ln Ct = Ln(Ae-α t+Be-β t+Ce-γt)(mg/kg)
3.0
6.0
9.0
12.0
15.0
Vd(mL)
42.40 44.06 78.64
59.71
65.43
A(μg/mL) 22.60 50.67 39.87
61.82
71.23
α(min-1)
0.22
0.15 0.16
0.21
0.26
B(μg/mL) 3.72
3.31 11.14
15.23
24.79
β(min-1) 0.048 0.029 0.019
0.039
0.048
C(μg/mL)- 1.4121.425
2.518
γ(min-1)- 0.0112 0.0106 0.0123
5-300分後まで心臓、肝臓、肺、脾臓、腎臓、脳、 Withey &腎周囲脂肪組織を採取し、それ以降24-30時間後は腎 Colins,
周囲脂肪組織のみ採取（その他の器官で検出限界以 1980
下となったため）。組織の取りこみと排泄は血液でみられる動態と近かったが、腎周囲の脂肪組織では遅かった。
器官
αmin-1 βmin-1 A μg/mL B μg/mL
血液0.41320.024258.0
24.2
心臓0.03236.72
肺0.02264.20
肝臓0.03999.38
脾臓
0.05146.00
腎臓0.02537.70
脳0.03789.20
脂肪組織0.008836.9
血中濃度は30分まで増加した後、顕著に減少し、1 Jakobson et
時間後に再び増加に転じ、暴露終了まで増加。排泄 al., 1982は非曲線性を示し、2-コンパートメント以上のモデルが考えられる。
血中濃度
適用箇所
匹数 0.5時間後
6時間後
1
4
1.4
3.8
2
4
4.9
7.1

16

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動物種
PB-PKモデ
ル

投与条件

投与量

結
果
文献
D’Souza et
PB－PK モデルの構築
1,2-ジクロロエタンの代謝について、①代謝は肺と al., 1987
肝 臓 で 行 わ れ る 、 ② コ ン パ ー ト メ ン ト は Richly
Perfused Tissues、Slowly Perfused Tissues、Fat の 3 つとする、③代謝は P-450 による酸化(飽和が起こる)とグルタチオン抱合(高濃度投与では GSH 枯渇が起こる)の 2 つとする、等の条件で PB-PK モデルを構築したところ、ラット、マウスでの血中濃度の実測値と、肝臓、肺での GHS 濃度についてモデルからの計
算値が良く一致。
計算に使用された値
分配係数比
SD F344 B6C3F1
Blood:air
27.6
30.4
29.7
Richly perfused:blood 1.1
1.2
1.0
Slowly perfused:bood 0.8
0.8
0.8
Fat:blood
12.2
11.4
12.1

Human
21.1
-

速度定数等
DCE Vmax=3.25 mg/h/kg、Km=0.25 mg/L、Kf=9.0/h kg
GSH Kgs=0.0014/h kg、Hfee=4500/h kg、Kgsm=0.14/h
kg

PB-PKモデル c)

げっ歯類のデータからヒトへの外挿
PB-PKモデルによる計算から、投与量に対するグル
タチオン抱合体の生成量をプロットすると、肝臓ではマウス、ラット、ヒトで同じであるが肺ではマウ
スはヒトの2.5倍で。これより、ヒトでの肺がんの発生はマウスの1/2.5であると考えられ、一般的に体表面積の比から使用されている係数の12.7はこの場合
適当ではなかった。
D’Souza et
グルタチオン抱合体の生成量
過去の経口、吸入の発がん実験について、グルタ al., 1987
チオン抱合体（これまでの報告から DNA と結合して遺伝毒性を示す原因とされている）の生成量を肝臓と肺で計算すると、吸入の場合はいずれも経口投与の低用量(75 mg/kg)より低かった。吸入暴露実験で発がん性が見られなかったのはこのように発がんに関係するグルタチオン抱合体の生成量が経口投与より低かったためと考えられた。
グルタチオン抱合体の生成量(mg/L 計算値)
投与条件
肝肺
強制経口投与
150 mg/kg
630
131
75 mg/kg
372
71
吸入暴露
150 ppm (7h)
230
64

17

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動物種
ラット
OsborneMendel
雄
4-6週齢

投与条件
投与量
結
果
強制経口
25、100 mg/kg ・放射能の回収率(%)
非標識体5日/週
呼気 呼気中 CO2 尿+糞+肝+腎 カーカス
11.48
8.20
69.51
7.05
4週+標識体1回

文献
Mitoma etal., 1985

呼気中 CO2、尿+糞+肝+腎の extract、カーカスの総量が 81.03%と高いことから多くが代謝されることが示された。
・肝タンパクとの結合性(nmol eq/mg protein)
25
100 mg/kg
0.181.07
類似の塩素化炭化水素化合物の中では低かった。

マウス
B6C3F1
雄
4-6週齢

強制経口
非標識体5日/週
4週+標識体1回

37.5、150
mg/kg

・代謝物としてS-カルボキシメチルシステイン、硫化 二 酢 酸 (thiodiacetic acid) 、 塩 化 酢 酸 (chloroaeticacid)を確認。
Mitoma et
・放射能の回収率(%)
呼気 呼気中 CO2 尿+糞+肝+腎 カーカス al., 1985
7.65
18.21
81.88
2.37
呼気中 CO2、尿+糞+肝+腎の extract、カーカスの総量が 81.3%と高いことから多くが代謝されることが示された。
・肝タンパクとの結合性(nmol eq/mg protein)
37.5
150 mg/kg
0.140.52
類似の塩素化炭化水素化合物の中では低かった。

ラット
SD
雄
週齢不明

強制経口
単回

・代謝物として S-カルボキシメチルシステイン、硫化二酢酸(thiodiacetic acid)、塩化酢酸(chloroaceticacid)を確認。
0、0.12、0.25、[14C]で放射標識した1,2-ジクロロエタンを投与し、投 Payan et al.,0.50、1.01、 与後24時間の尿を採取してThiodiglycolic acid(TDGA) 1993
2.02、4.04、 とthioethersを検出したところ、排泄された放射能の、
8.08 mmol/kg 投与量に対する%は用量が増加するに従い減少したが、TDGAとしては1.01 mmol/kgまで一定で21.8%であった。TDGEの排泄量は用量に相関して増加した。
排泄率が減少したのは代謝の飽和、胃腸管吸収の飽和などの理由と考えられる。
尿中排泄された放射能(投与量を100%として)用量
排泄率0.12、0.25 mmol/kg
62.1%
8.08 mmol/kg
7.4%
尿中排泄されたTDGA(投与量を100%として)用量
排泄率
0.12-1.01 mmol/kg
21.8%

18

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動物種
投与条件
投与量
結
果
文献
50 ppm+
ラット
吸入+(DCE: 1,2- ジ ク ロ ロ エ タ ン ; DS: Disulfiram; ET: Cheever etal., 1990
SD(Disulfiram混餌) (Disulfiram Ethanol)
0.5%)
or
雌雄
or (Ethanol飲水)(Ethanol 5%)
5.5-6週齢
血中濃度
7時間/日[DCE+DS]群と[DCE]群で血中濃度が高かった。
5日/週
2年の試験終了
群性
0.25時間後 2.25時後後に放射標識体
DCE
雄
0.28
0.22
を投与
DCE+DS雄
1.46
1.20
DCE+ET
雄
0.36
0.38
DCE
雌
0.26
0.28
DCE+DS雌
1.54
1.08
DCE+ET
雌
0.30
0.35
体内動態
放射標識体を単回経口投与した場合の排泄は、投与により影響を受けた。対照群は尿中に47-55%、呼気中に未変化体を28-30%排泄したが、[DCE+DS]群は尿中に35-36%、呼気中に未変化体を41-55%排泄。
雄(投与量を100%として)群
尿 揮発性有機物 CS2
Control
46.6
30.5
0.5
DS
35.2
40.5
<0.1
ET
45.6
29.8
0.1
DCE
42..5
27.3
0.1
DCE+DS 27.6
57.6
<0.1
DCE+ET 51.1
17.7
0.2
雌
群
尿 揮発性有機物 CS2
Control
55.0
28.0
0.7
DS
36.4
55.3
<0.1
ET
41.6
29.8
0.2
DCE
33.9
40.3
0.1
DCE+DS 24.9
57.7
<0.1
DCE+ET 55.1
17.8
0.2

19

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糞
1.8
1.0
2.6
0.9
0.9
1.9

総量
79.4
76.7
78.2
70.8
86.0
71.0

糞
1.1
0.2
2.4
0.9
0.2
0.9

総量
84.7
91.9
73.9
75.3
82.9
73.9

動物種
投与条件
投与量
50 ppm+
ラット
吸入+SD(Disulfiram混餌) (Disulfiram0.5%) or
雌雄or (Ethanol飲水)(Ethanol 5%)
5.5-6週齢7時間/日5日/週2年の試験終了
後に放射標識体
を投与

マウス
性別、系
統、週齢不
明

腹腔内
単回

結
果
文献
(DCE: 1,2- ジ ク ロ ロ エ タ ン ; DS: Disulfiram; ET: Cheever etal., 1990
Ethanol)
尿中代謝物
そ れ ぞ れ の 群 に 試 験 終 了 1 週 間 前 に 14C標 識 し た
DCEを投与したところ、代謝物の種類は[DCE+DS]、[DCE+ET] 、 [DCE] で か わ ら ず thiodiglycolic acid 、
thiodiglycolic acid sulfoxide、chloroacetic acidであっ
た。
尿中代謝物
①
Fraction I②
Thiodiglycolic acid sulfoxide③
Fraction III④
Thiodiglycolic acid⑤
Chloroacetic acid
雄
群
①
②
③
④
⑤
Control
1.7
26.7
5.0
65.3
0.7
DS
2.3
32.7
6.3
57.0
1.7
ET
2.3
28.7
4.7
63.0
0.3
DCE
2.3
28.7
7.0
60.0
1.7
DCE+DS 1.7
28.0
5.0
60.7
4.0
DCE+ET 3.7
31.3
7.3
54.3
2.7
雌
群
①
②
③
④
⑤
Control
2.0
23.7
4.7
68.3
1.0
DS
1.5
24.0
5.0
65.5
3.5
ET
2.0
22.3
6.0
67.3
1.3
DCE
3.0
20.0
5.3
69.3
1.7
DCE+DS 1.7
18.0
4.3
71.0
4.3
DCE+ET 1.3
28.7
7.0
60.7
1.3

肝DNAとの共有結合
それぞれの群に試験終了10-14日後に 14C標識した
DCEを150 mg/kg強制経口投与したところ、肝DNAとの共有結合は対照群でやや高かったもののいずれの群も有意差はなし。
(μmole/mol DNA)
群
雄
雌
雌雄
Control
43.5
36.4
40.0
DS
41.6
29.0
35.3
ET
37.5
26.9
33.2
DCE
18.9
35.0
28.6
DCE+DS 35.6
22.5
29.0
DCE+ET 53.3
23.1
38.2
50、100、140、1,2-ジクロロエタンの放射標識体をマウスに腹腔内 Yllner, 1971
170 mg/kg 投与し、放射能の排泄を調べた。51-73%が尿中に4～12%が二酸化炭素として排泄され、その代謝物はクロロ酢酸、S-カルボキシメチルシステイン、硫化
二酢酸(thiodiacetic acid)、2-クロロエタノール、S,S’エチレン-ビス-システインで、クロロ酢酸を投与した
場合の結果と良く一致していたため、1,2-ジクロロエ
タンの代謝は主としてクロロ酢酸を経由すると考え
られる。

20

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動物種
ラット
SD
週齢不明
肝

投与条件
投与量
結
果
文献
肝サイトソルと 3 mL中にリン ラット肝サイトソルにおける 1,2-ジクロロエタン Anders &37℃で30分イン 酸緩衝液 50 からエチレンへの代謝は NADPH に依存しないが， Livesey,
キュベーション μmol、GSH 還元型 GSH の存在に強く依存。また、腎臓のサイト 1980.
30μmol、1,2- ソルでの代謝は肝臓の約 50%、肺、脳、筋肉のサイ
ジクロロエタ トソルは 10%未満。
ン225μmol、 SH基と反応する物質やGSH S転移酵素の基質の物
サイトソル 6 質では代謝を阻害。
mg proteinを含むa) 放射性同位体で標識した化学物質又はその代謝物が DNA、RNA、タンパク質などの生体高分子と共有結合する性質。
b) 器官を取り除いた残りの屠体。
c) ヒト及び動物の生理学的、解剖学的、生化学的データを組み込むことができる生理学的速度論 (PB-PK)
モデルの略称。

7.2

疫学調査及び事例（表 7-2）

1,2-ジクロロエタンは粘膜に対する刺激性を有し、多量に飲み込んだ場合や高濃度のガスに暴露された場合には中枢神経系、循環器系に急性影響をぼし死に至る場合がある。臨床症状は頭痛、めまい、脱力、悪心、血液や胆汁を混じた嘔吐、瞳孔散大、心窩部痛、心臓の狭窄感を主とするが、チアノーゼがみられることもあり、死亡例の剖検では主要器官の充血や出血、また肺水腫がみられたとの報告がある。
慢性暴露では神経障害、肝及び腎の機能障害、粘膜に対する刺激、腹痛、悪心、食欲不振などの症状を呈するとの報告がある (Bove et al., 1995; NIOSH, 1976; Zhao et al., 1989）。
表 7-2
対象集団
性別・人数
精神分裂
病患者
30歳男性

暴露状況
経口

1,2-ジクロロエタンのヒトでの疫学調査および事例
暴露量

結

果

文献

40 mL
摂取直後：軽い結膜の発赤と呼気の刺激臭があ Garrison &(ethylene dichloride
ったが、胃洗浄の結果、大量の刺激 Leadingham,
plexiglass cement)
臭を伴う胃内容物と未消化の食物の 1954

排出。その後、ショック状態となり、呼吸が浅くなり、皮膚温の低下。酸素テント内で保温され、coramineや
caffeineの点滴。
3時間後：意識を回復したが、多動を示し、繰り返しの嘔吐。
4時間後：大量の腐敗臭を呈する便を排便し、瀕脈及び血圧の低下。500 mLの輸血と1,500 mLのブドウ糖の静脈注射を受けた後、高感受性及び半昏睡状態に陥り、腸管からの大量出血に至るまで頻回にわたり嘔吐。
22時間後：死亡
63 歳男性 ジンと間違え 2オンス（60 mL程 誤飲後：昏迷、嘔吐、下痢、チアノーゼ、体温 Hueper &Smith, 1935て1,2-ジクロロ度）低下。
エタンを誤飲経口、恐らく自57 歳男性殺目的で摂取40 mL

22時間後：循環器障害により死亡
胃腸炎、肝壊死、凝固因子類の不全による出血 Martin et al.,1969
傾向、循環器障害を呈して死亡

21

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対象集団
性別・人数
14歳少年

暴露状況

暴露量

誤飲

15 mL

25歳男性

自殺目的で
飲用
誤飲

50 mL

50歳男性

結

果

文献

Yodaiken &誤飲2時間：激しい頭痛を訴え、ふらつき。
6日目：低血糖や高カルシウム血症などを呈して Babcock,
1973
死亡剖検所見では激しい肝臓壊死、尿細管壊死、副腎の限局性変性及び壊死。
一部肝硬変症状があったが、飲用の87日後に退 Prezdziak &Bakula, 1975
院

30 mL

10時間後に死亡

Lochhead &Close, 1951
Schiinborn etal., 1970

714 mg/kg/日相当 腎臓の充血及び出血。
（回数不明）の1,2ジクロロエタンを摂取
51歳船員 タンカー中の 濃厚なガスを30分 暴露直後：うずくまり、傾眠傾向を呈し、タン Nouchi et al.,
1,2-ジクロロエ
間吸入。
クから助け出された後、すぐに覚醒 1984
タン残査を排したが、刺激反応性を示した。
出中に1,2-ジク
１日後：傾眠傾向及び呼吸困難を訴え、意識混
ロロエタンの濁・振戦・昏睡。
ガスを吸入
5日後：多臓器不全を呈し死亡
ND
ヒト
吸入
鼻や眼に対する刺激性は2,000 ppmでは6分、 Sayers et al.,4,000-4,500 ppmでは3-10分、10,000-35,000 ppm 1930
50歳男性

ヒト

ND

吸入

4,800 mg/m3、2 min

では1-2分、60,000-70,000 ppmでは1分で現れる。
本物質が眼に接触した場合、痛み、刺激、流涙などの症状がみられるが、重篤な障害が現れるのは洗眼によって直ちに本物質を除去しなかった場合のみ。
Sayers et al.,
影響なし
慢性暴露では神経障害、肝及び腎の機能障害、 1930

粘膜に対する刺激、腹痛、悪心、食欲不振など。
本物質の経皮暴露はしばしば重篤な中毒。ま Oak ridge
た、継続的暴露や長期間の暴露は皮膚の脱脂と National
Laboratory,
乾燥、ひび割れ。
1979
1,2- ジ ク ロ 労働時間の吸入暴露
同工場内作業者の消化器障害、神経症、脊髄神 NIOSH,
ロ エ タ ン 70-75%は暴露 暴露濃度は5-40 経根炎などの疾患に対する罹患率は1,2-ジクロ 1976に 慢 性 的 を受けていた。
ppmの範囲ロエタンに暴露されていた作業者と暴露を受けに暴露さていない作業者では暴露を受けた集団が高い。
れたロシ
1,2-ジクロロエタンの暴露を受けていた作業者
アの航空
83人の内、19人は肝・胆管疾患、13人は神経症
機産業労症状、11人は自律神経失調症、10人は甲状腺腫
働者83人
或いは甲状腺機能亢進症、5人は無力症の症状。
15-60 ppm
ポーラン 1,2-ジクロロエ
118 人中 90 人に結膜充血（69%）、脱力(46%)、 NIOSH,
ド人農夫 タンを薫蒸剤 （作業中の暴露濃 咽頭の発赤(42%)、気管支の症状(35%)、口内の 1976
3
118人
として使用。 度は16 mg/m と推 金属味(34%)、頭痛(33%)、皮膚描記症(31%)、悪定、心(26%)、咳(25%)、 右季肋部痛(25%)、結膜の実験的には同条件 灼熱感（20%）、頻脈（18%）、運動後の呼吸困難において60(18%)。
mg/m3、1,2-ジクロ
ロエタンを注ぐ作業中は240 mg/m3
と推測）
ヒト

経皮

ND

22

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対象集団
暴露状況
性別・人数
New Jersey
飲水
州 北 部 の （水道水）
多胎児及
び染色体
異常児を
除 く 80,938
例の出生
児 及 び 594
例の死亡
胎児
中 国 の 合 女性労働者は
成 繊 維 工 妊娠期間中を場 に 働 く 通して1,2-ジク
女 性 労 働 ロロエタンに者（54人） 暴露、男性労働及 び 男 性 者の配偶者は労働者（44 配偶者が妊娠人）の配偶 する少なくと者も１年前から
1,2-ジクロロエ
タンに暴露されていた。
ND
1,2-ジクロ
ロエタン
に暴露さ
れた労働
者（人数不
明）

エチレン
オキサイ
ド製造に
携わる労
働者 89人
中国の塩
化ビニル
製造工場
に勤める
労働者（人
数不明）

ND

暴露量

結

果

文献

19 ppb

中枢神経障害及び主要循環器障害発生に対する Bove et al.,
1995
DCE暴露のオッズ比は1.5以上。

吸入暴露
0.4-384 ppm

早産の増加、ただし殆どのケースで他の化学物 Zhao et al.,質の複合暴露があることや実験計画の中に環境 1989
要因や行動要因など考慮に入れなければならな
い要因を含む。

ND

1,2-ジクロロエタンに暴露された労働者の1/3で Khubutiya,
高色素性赤血球がみられたが、巨赤芽球はみら 1964
れていない。約半数では血中グロブリンの増加
による中～高度の沈降速度を呈し、好中球及びリンパ球の絶対数及び割合の減少による白血球減少症。中等度から高度の単球増加症。チュル
ク氏細胞も5人の内１人の末梢血中に観察され、単球増加症及びチュルク氏細胞の出現は1,2-ジ
クロロエタンの細網内皮系への刺激に起因すると考えられている。
高い死亡率やがん発生率と特定の化学物質が関 Hogstedt et
連しているとは断定できないがエチレンオキサ al., 1979

ND

イドとジクロロエタンが最も原因物質として疑われる。
ND

塩化ビニル(VCM) 1,2-ジクロロエタンの暴露による姉妹染色分体 Cheng et al.,と1,2-ジクロロエ 交換頻度の上昇。この傾向は非喫煙者で顕著。 2000
タン(EDC) の混合
物に暴露
暴露濃度は
低VCM・低EDC群(VCM: 0.25 - 0.39
ppm; EDC: 0.20 0.29 ppm);
低VCM・中EDC群(VCM: 0.16 - 0.27
ppm; EDC: 0.69 1.31 ppm);
中VCM・中EDC群(VCM: median of
1.63 ppm; EDC:
median of 0.77
ppm)

ND：データなし

23

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7.3

実験動物に対する毒性

7.3.1

急性毒性（表7-3）

ラットの経口急性毒性試験における主な症状として自発運動低下、歩行失調がみられている(Stauffer Chemical Co., 1973)。またラットの吸入暴露による主な症状として中枢神経系の抑制、チアノーゼ、体温低下、昏睡、無呼吸がみられ、生存例の剖検所見等から、肝臓及び腎臓重量の増加、プロトロンビン時間延長、ホスファターゼ減少、肝臓の脂質増加、うっ血、実質の出血性壊死、脂肪変性、腎臓のうっ血、出血、皮質の変性等がみられている (Spencer et al., 1951)。
表 7-3

1,2-ジクロロエタンの急性毒性試験結果

経口LD50
吸入LC50マウス
413-911 mg/kg≦3,000 ppm

経皮LD50気管内LD50－－ラット
794 mg/kg
12,000 ppm (0.53 時間)
3,000 ppm (2.75 時間)
1,000 ppm (7.20時間)－
120 mg/kg

ウサギ
890 mg/kg≦3,000 ppm(7 時間)

モルモット－≦3,000 ppm(7 時間)

4890 mg/kg－－－

出典：Barsoum and Saad,1934; Heppel et al., 1945; Munson et al., 1982; Spencer et al., 1951; Stauffer Chemical Co.,
1973; Union Carbide Corp., 1987

7.3.2

刺激性及び腐食性（表7-4）

ウサギを用いた 1,2-ジクロロエタンの刺激性に関しての実験報告では、皮膚刺激性は 24 時間
閉塞適用では中等度の刺激性、4 時間適用では刺激性なしであることから、軽度の刺激性を有すると評価されている (Duprat et al., 1976; Stauffer Chemical Co., 1973)。また、眼刺激性に関しては刺激性なしであることから、軽度の刺激性を有すると評価されている (Duprat et al., 1976;
Stauffer Chemical Co., 1973)。
調査した範囲内では実験動物に対する腐食性に関する報告はない。
表 7-4
動物種等

1,2-ジクロロエタンの刺激性及び腐食性試験結果
投与量

ウサギ

試験法
投与期間
投与方法
皮膚刺激性
単回
ドレイズ法
眼刺激性
単回
ドレイズ法
皮膚刺激性 4時間適用

ウサギ

眼刺激性

ウサギ
ウサギ

単回

結

果

文献

0.5 mL

中等度の皮膚刺激性を有する。

Duprat et al.,1976

0.1 mL

軽度の眼刺激性を有する。

Duprat et al.,1976

0.5 mL

刺激性なし～軽度の刺激性

0.1 mL

刺激性なし

Stauffer
Chemical Co.,
1973
Stauffer
Chemical Co.,
1973

24

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7.3.3

感作性調査した範囲内では実験動物に対する 1,2-ジクロロエタンの感作性に関する報告はない。

7.3.4

反復投与毒性 (表 7-5)

マウス及びラットを用いた 1,2-ジクロロエタンの反復投与毒性試験が実施されている。、ほとんどが少数の投与群による限られた範囲のエンドポイントでしか調べられていないことに注意する必要があるが、これらの結果は肝臓、腎臓が標的器官であることを示している。以下に
NOAEL を決定する際に重要な試験報告を記載する。
雌雄の SD ラット (8 週齢） に 1,2-ジクロロエタン 0、37.5、75、150 mg/kg/日を 90 日間強制経口投与した実験で、75 mg/kg/日群の雄で腎、肝相対重量の増加、ヘモグロビンの減少、血小板数の増加、雌で腎相対重量の増加、150 mg/kg/日群の雄で体重、摂餌量の減少及び脳、精巣、腎臓、肝臓、副腎の相対重量の増加、雌で肝臓及び腎臓の相対重量の増加、赤血球数、ヘモグ
ロビン、ヘマトクリット、リンパ球比率の減少、白血球数、血小板数、好中球比率、単球比率の増加がみられたと報告されている。著者らは NOAEL を 37.5 mg/kg/日としている (Daniel et al.,1994)。
吸入暴露では雌雄の SD ラットに 3 か月齢から 3、6、18 か月間、12 か月齢から 12 か月間、
0、5、10、50、150 ppm を暴露し、血液学的、血液生化学的検査を行った実験が報告されている。3 か月齢から 3、6、18 か月間の暴露した実験ではいずれの群においても影響がみられなかった。一方、12 か月齢から 12 か月間暴露した実験では、50 ppm 群以上の雌雄で ALT、尿酸の上昇、コレステロールの減少、雌でγ-GTP の上昇、150 ppm 群の雌雄でグルコースの上昇が観察された (Spreafico et al., 1980)。本実験では組織病理学的検査が行われておらず、また高齢 (12か月齢) からの暴露でのみ影響がみられたが、肝毒性を示す血清パラメータの変化がみられたことを重視し、本初期評価書では本試験における NOAEL を 10 ppm (41.1 mg/m3) と判断する。
従って、最小 NOAEL は経口摂取の場合は、SD ラットを用いた 90 日間強制経口投与試験の37.5 mg/kg/日 (Daniel et al., 1994)、吸入暴露の場合は、SD ラットを用いた 12 か月間暴露実験の10 ppm (41.1 mg/m3) (Spreafico et al., 1980) である。
表 7-5
動物種等
マウス
B6C3F16 週齢
雌雄

1,2-ジクロロエタンの反復投与毒性試験結果

投与方
投与期間
投与量
結
果
法
飲水
13 週間 0、500、1,000、2,000、 4,000 ppm
雄：腎臓尿細管の軽微な変性
4,000、8,000 ppm
8,000 ppm
（雄：0、249、448、
雄：腎臓尿細管の変性
781、2,710、4,207
雌：9/10 死亡
mg/kg/日
雌：0、244、647、1,182、
2,478、4,926 mg/kg/日 ＮOAEL:
雄：2,000 ppm（781 mg/kg/日相当）
相当）
雌：4,000 ppm (2,478 mg/kg/日相当)

25

http://www.cerij.or.jp

文献
U.S.NTP,
1991

動物種等
ラット
SD
雌雄
8 週齢
10 匹/群

投与方
投与期間
投与量
法
強制
10 日間 0、30、100、300 mg/kg/
経口
日

ラット
SD
雌雄
8 週齢
10 匹/群

強制
経口

90 日間

0、37.5、75、150 mg/kg/
日

ラット
F344
雌雄
6 週齢
10 匹/群

強制
経口

13 週間

雄：0、30、60、120、
240、480 mg/kg/日
雌：0、18、37、75、150、300 mg/kg/日

ラット
F344
雌雄
6 週齢
10 匹/群

ラット
SD
雌雄
6 週齢
10 匹/群
ラット
OsborneMendel
雌雄
6 週齢
10 匹/群

飲水

13 週間

結

果

100 mg/kg/日
雄：肝臓相対重量増加、血清コレステ
ロール増加、前胃の粘膜と粘膜固有層の炎症
雌：前胃の粘膜と粘膜固有層の炎症
300 mg/kg/日
雄：死亡（8 例）
雌：死亡（全例）
75 mg/kg/日
雄：腎、肝相対重量の増加、ヘモグロビンの減少、血小板数の増加
雌：腎相対重量の増加
150 mg/kg/日
雄：体重、摂餌量の減少、脳、精巣、腎臓、肝臓、副腎相対重量増加
雌：腎、肝相対重量増加、赤血球数、ヘモグロビン、ヘマトクリット、
リンパ球比率の減少、白血球数、血小板数、好中球比率、単球比率の増加
NOAEL: 37.5 mg/kg/日雄：
240 mg/kg/日
死亡（全例）、小脳壊死、前胃粘膜の過形成、炎症、胸腺の壊死
480 mg/kg/日
死亡（全例）、前胃粘膜の過形成、炎症、胸腺の壊死
雌：300 mg/kg/日
死亡（9 例）、小脳壊死、前胃粘の過形成、炎症、胸腺の壊死

NOAEL:
雄：120 mg/kg/日
雌：150 mg/kg/日
0、500、1,000、2,000、 1,000 ppm 以上
4,000、8,000 ppm
雌雄：腎臓尿細管上皮の可逆性変化（雄：0、49、86、147、259、515 mg/kg/日
雌：0、58、102、182、
302、601 mg/kg/日
相当）（雄：0、60、99、165、 500-8,000 ppm
肝臓または腎臓の相対重量の増加
276、518 mg/kg/日
雌：0、76、106、172、311、531 mg/kg/日
相当）（雄：0、54、88、146、 500-8,000 ppm
肝臓または腎臓の相対重量の増加
266、492 mg/kg/日
雌：0、82、126、213、428、727 mg/kg/日
相当）

26

http://www.cerij.or.jp

文献
Daniel etal., 1994

Daniel etal., 1994

Morgan etal., 1990;
U.S.NTP,
1991

Morgan etal., 1990;
U.S.NTP,
1991

動物種等
ラット
SD
雌雄
8-10 匹
/群

投与方
投与期間
投与量
結
果
文献
法
Spreafico
吸入 3 か月齢 0、5、10、50、150 ppm いずれの群でも影響がみられていない
et al.,から 3、6、 (0、20.6、41.1、205.5、
3
1980
18 か月間 616.5 mg/m 相当)投与
12 か月齢50 ppm 以上の群から 12 か雌雄：ALT 上昇、コレステロール減少、
月間投与
尿酸上昇
雌：γ-GST 上昇
7 時間/日150 ppm
5 日/週
雌雄：グルコース上昇
NOAEL: 10 ppm（41.1 mg/m3）
本評価書の判断7.3.5

生殖・発生毒性 (表 7-6)生殖・発生毒性試験結果から、マウスの 2 世代経口投与試験から親動物及び児動物の NOAEL
は 50 mg/kg/日以上、ラットの 1 世代吸入暴露試験から親動物及び児動物の NOAEL は 150 ppm
以上と推定される。また妊娠ラットに対する催奇形性試験では親動物の NOAEL が吸入暴露試
験から 100 ppm、経口投与試験から 160 mg/kg/日であるのに対し、児動物に対しては吸入暴露試験では 300 ppm、経口投与試験では 240mg/kg/日まで影響がみられていない。
表 7-6
動物種等
マウス
ICR
雌雄
9週齢(F 0)
雄：10匹/群雌：30匹/群

投与
方法
飲水

ラット
SD
雌
25-26匹/群
週齢記載
なし

経口

ラット
SD
雌
25-26匹/群
週齢記載
なし

吸入

1,2-ジクロロエタンの生殖・発生毒性試験結果

投与期間

投与量

結

果

文献

F 0 ：25週間(5 0 、 5 、 15 、 50 親動物及び児動物にいずれの群でも影響は Lane et al.,1982
週間＋2回の mg/kg/日相当 みられていない
交配、妊娠、NOAEL：50 mg/kg/日以上
授乳期間、2週間の休薬期間)F 1：24週間(10週間＋交配、
妊娠、授乳期間、2週間の休薬期間)
Payan et al.,
妊娠6-20日
0、1.2、1.6、 親動物
2.0 mmol/kg/日：体重増加抑制、死亡胎児、1995
開腹21日
2.0、2.4

妊娠6-20日
開腹21日

mmol/kg/日
吸収胚増加(0、120、160、 2.4 mmol/kg/日：早産、死亡児増加、吸収胚増加
200、240 mg/kg/
日)児動物
いずれの群でも影響はみられていない
Payan et al.,0、150、200、 親動物
1995
250、300 ppm/6 300 ppm：体重増加抑制、死亡時間/日
児動物
いずれの群でも影響はみられていない

27

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動物種等
ラット
SD
雌
16-30匹/群
週齢記載
なし

投与
方法
吸入

ラット
吸入
SD
雌
30匹(0、
100ppm群)
16匹(300
ppm群)
週齢記載
なし
ウサギ
吸入
NZW
雌
19-21匹/群
週齢記載
なし
ラット
吸入
SD
雌雄
30匹(0ppm)、
20匹(25、75、150ppm)

7.3.6

投与期間
妊娠6-15日
開腹21日

妊娠6-15日
開腹21日

投与量

結

果

親動物
0、100、300
ppm/7 時間/日 100 ppm：体重高値(0、411、1,233 300 ppm：嗜眠、運動失調、体重減少、摂餌量減少、死亡、全胚死亡
mg/m3 相当)

文献
Rao et al.,
1980

児動物
いずれの群でも影響はみられていない
Schlahcter et
0 、 100 、 300 親動物
al., 1979
ppm/7 時間/日 100 ppm：体重増加促進、摂水量増加(0、411、1,233 300 ppm：10/16 死亡、肝臓絶対重量減少、
mg/m3 相当)
全胚吸収
児動物
いずれの群でも影響はみられていない

妊娠6-18日
開腹29日

0、100、300
親動物
ppm/7 時間/日 100 ppm 以上：死亡

Schlahcter etal., 1979;Raoet al., 1980

雄60日＋2回 0、25、75、150 親動物及び児動物にいずれの群でも影響は Murray etal., 1980;の交配期間＋ ppm/6 時間/日、みられていない
Rao et al.,
雌の妊娠0-20 5 日/週
1980
日+雌の分娩 (7 日/週 交配
NOAEL：150 ppm 以上
5-20日＋雌の1 期間)
回の7日(回復 (0、103、308、
期間)
617 mg/m3 相雌60日＋2回 当)の交配期間＋
妊娠0-20日+
分娩5-20日＋1
回の7日(回復期間)

遺伝毒性 (表 7-7)

1,2-ジクロロエタンの変異原性は、in vitro 試験では、ネズミチフス菌による復帰突然変異試
験、ヒトやチャイニーズハムスターの培養細胞による遺伝子突然変異試験、マウス C3H/10T1/2細胞による形質転換試験、小核試験、コメットアッセイ等大部分の試験で陽性である。in vivo試験では、マウスでの小核試験で有意な増加はみられていないが、マウスによる姉妹染色分体交換試験、コメットアッセイ、DNA 損傷試験で陽性である。また、マウス及びラットによるDNA との結合性に関する試験や、キイロショウジョウバエを用いた種々の試験においても陽性と報告されている。

28

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表 7-7試験
invitro

1,2-ジクロロエタンの遺伝毒性試験結果
結果－S9 ＋S9

処理条件

ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1535
TA1537
TA1538

プレート法
密閉ガス暴
露

(μmol/plate)
31.8-231.8
31.8-231.8
31.8-231.8
不明
不明

－
＋
＋
－
－

－
＋
＋
－
－

ネズミチフス菌TA1530TA1535
TA1538

スポットテ
スト(μmol)
10
10
10

＋
＋
－

NT
NT
NT

ネズミチフス菌TA1535プレート法(mol/plate)
20-60

＋

＋

DNA 修復大腸菌 polA+/A-

10μL

＋

NT

Brem et al.,
1974

プロファー
ジ誘発

大腸菌 TH-008(μM)－S9: 19,736-631,568＋S9: 19,736-1,263,136－

w＋

DeMarini& Brooks,
1992

染色体不分
離
遺伝子突然
変異
体細胞組換
え
DNA 結合性

Aspergillus
nidulans P1

スポットテ
スト
1 晩処理
原文どおり。
時間の記載なし。
液体培地中 3
時間処理
緩衝液中で
処理
液体培地中 3
時間処理
37℃、90 分イ
ンキュベー
ト

0-2 %

＋

NT

0-2 %

－

NT

0-2 %

－

NT

2.5μCi 14C-DCE/1.5
mg DNA

＋
＋
(ミクロソ
ーム又は
細胞質の
添加で結
合が増加)
＋
＋

復帰突然
変異

遺伝子突然
変異

細胞形質転
換

Aspergillus
nidulans 35
Aspergillus
nidulans P1
市販 DNA

CHO-K1-BH4(HGPRT)
ヒトリンパ芽球
AHH-1(HGPRT)TK6(TK+/-)ヒト EUE 細胞
BALB/c-3T3
cl. 1-13

SA7 ウイルス接種ハムスター胎児細胞
C3H/10T1/2

in vivo

用量

試験材料

5 時間処理28 時間処理20 時間処理24 時間処理密 閉 系 で 24
時間蒸気暴
露開 放 系 で 72
時間処理
密 閉 系 で 20時間蒸気暴
露48 時間処理-S9: 5-50 mM+S9:1-3 mM(μg/mL)
100-1,000
200-1,000
10-3-5×10-2 M

文献
Barber etal., 1981

Brem et al.,
1974

Rannug etal., 1978

Crebelli &Carere,1988

Arfellini etal., 1984

Tan &Hsie, 1981
Crespi etal., 1985

＋
＋
＋

NT
NT
NT

4-250μg/mL－

NT

5-50μg/mL－

NT

Ferreri etal., 1983
Arthur D.
Little Inc.,
1983

0.2-0.8 mL/flask＋

NT

Hatch etal., 1983

200-600μg/mL＋NT

2-20 mM＋－

2-6 mM

＋

－

－

＋

小核

ヒトリンパ球コメット
アッセイ
不定期 DNA
合成
小核

ヒトリンパ球-S9：72 時間+S9：3 時間
3 時間処理ヒトリンパ球

4 時間処理2.5-10μL/mL

ICR マウス

腹腔内投与、末梢血

0-360 mg/kg

29

http://www.cerij.or.jp－

Schultz etal., 1992
Tafazoli etal., 1998

Perocco &Prodi, 1981
Sasaki etal., 1994

試験

試験材料

処理条件

NMRI マウス

24 時間
2 回腹腔内投
与経口投与、7日/週
14, 41 週、末
梢血
単回の腹腔
内投与

Eµ-PIM-1transgenic マウス

宿主経由

姉妹染色分
体交換
コメット
アッセイ

DNA 損傷(1 本鎖切断)

大腸菌
K12(343/113)/N
MRI マウス
Swiss マウス
CD-1 マウス

B6C3F1 マウス
B6C3F1 マウス

B6C3F1 マウス
DNA 結合性

Arochlor 1254 前
処理ラット及びマウス
BALB/c マウス
Wistar ラット
F344 ラット

眼色復帰
変異

－：陰性

7.3.7

キイロショウジョウバエ
キイロショウジョウバエ文献King et al.,
1979－

Armstrong&
Galloway,1993

2 mmol/kg(最大耐量)－King et al.,
1979

単回の腹腔
内投与、骨髄単回の腹腔内投与、胃、肝､腎､膀胱、
肺、脳、骨髄単回の腹腔内投与、肝0-16 mg/kg＋

Giri & Que
Hee, 1988

200 mg/kg＋

Sasaki etal., 1998

1-3 mmol/kg＋

単回の経口、
腹腔内投与
及び吸入暴
露、肝
単回の腹腔
内投与、肝

経口 100-400 mg/kg
腹腔 100-300 mg/kg
吸入 150-500 ppm

Storer &Colony,1983
Storer etal., 1984

200 mg/kg

＋

単回の腹腔
内投与、肝

1.38 mg/動物

マウス ＋
ラット ＋

Storer &Colony,1985
Banerjee,
1988

単回の腹腔
内投与、胃、
肝、腎、肺
吸入暴露
肝､肺
混餌

8.7μmol/kg

マウス ＋
ラット ＋

Arfellini etal., 1984＋

Baertsch etal., 1991＋

Nylander etal., 1978
Vogel &
Nivard,1993
Kramers etal., 1991

80 ppm×4 時間
4,400 ppm×数分
0.1-0.5% (幼虫期)

経口 ＋
腹腔 ＋
吸入 －

吸入暴露

200-400 ppm
×17 時間 (幼虫期)＋

800 mg/m3×6 時間
8 mg/m3×96 時間
7 mg/m3×1 週
7 mg/m3×2 週
40-250 mg/m3(胚期から蛹期)
50-1,000 ppm(時間不明)＋＋

Romert etal., 1990

不明＋

Valencia etal., 1984

キイロショウジ
ョウバエ

吸入暴露

翅毛スポッ
ト
翅毛スポッ
ト
染色体ロス
及び不分離

キイロショウジョウバエ
キイロショウジョウバエ
キイロショウジョウバエ

吸入暴露

w＋：弱い陽性

4 mmol/kg

結果－S9 ＋S9－

雄 100、200 mg/kg
雌 150、300 mg/kg

伴性劣性
致死

＋：陽性

用量

混餌
吸入暴露

＋

NT：試験せず

発がん性 (表 7-8、7-9)

IARC は、グループ 2B（ヒトに対して発がん性がある可能性がある物質）に分類している。
30

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表 7-8

1,2-ジクロロエタンの国際機関等での発がん性評価

機関 /出典IARC (2001)
ACGIH (2002)

分類
ｸﾞﾙｰﾌﾟ 2B
A4

日本産業衛生学会(2001)

第2群B

U.S. EPA (2002)

ｸﾞﾙｰﾌﾟ B2

U.S.NTP (2002)

R

分類基準
ヒトに対して発がん性を示す可能性がある物質。
ヒトヘの発がん性として分類できない物質。
ヒトに対しておそらく発がん性があると考えられる物質。
証拠が比較的に十分でない物質。
ヒトでは証拠が不十分もしくは証拠がないが、動物で十分な証拠があり、ヒトに対しておそらく発がん性を示す。
合理的にヒト発がん性があることが予想される物質。

がん原性試験における 1,2-ジクロロエタンの影響は経口投与で皮下、胃、乳腺、肺、子宮、血管に腫瘍が、吸入暴露では皮下、乳腺、子宮、肝臓に腫瘍が、経皮投与では肺に腫瘍がみら
れている。
表 7-9
動物種等
マウス
B6C3F1雌雄対照群：
20 匹/群
投与群：
50 匹/群

投与
方法
強制
経口

1,2-ジクロロエタンの発がん性試験結果

投与期間

投与量

78 週間
+
観察期間
13 週間

雄 0、97、195
mg/kg（ 0、100、 200
mg/kg 相当）
雌 0、149、299
mg/kg（0、200、400
mg/kg 相当）

結

果

文献

NCI,
雄：
1978;
細気管支・肺胞腺腫の増加
Ward,（0、97、195 mg/kg 群： 0/19、1/47、15/48）
1980
雌：細気管支・肺胞腺腫の増加（0、149、299 mg/kg 群： 1/20、7/50、15/48）
乳腺の腺がんの増加（0、149、299 mg/kg 群： 0/20、9/50、7/48）
子宮内膜ポリープ・肉腫の増加（0、149、299 mg/kg 群： 0/20、5/49、5/47）
胃の扁平上皮がんの増加（0、299 mg/kg 群： 1/20、5/48）
Maltoni
0、5、10、50、150、 いずれの群でも影響がみられていない
et al.,
250 ppm
1980

マウス
Swiss
雌雄
11 週齢
90 匹/群
マウス
BDF1
雌雄
6 週齢
50 匹/群吸入

78 週間
7 時間/日5 日/週

吸入

104 週間
6 時間/日
5 日/週

0、10、30、90 ppm

Nagano雄：
et al.,
肝臓の血管肉腫 の増加（0、10、30、90 ppm 群： 0/50、4/49、6/50、5/50） 1998
雌：
肝細胞腺腫 の増加
（0、10、30、90 ppm 群： 1/49、1/50、1/50、6/50）
細気管支・肺胞腺腫及びがんの増加（0、10、30、90 ppm 群： 5/49、1/50、4/50、11/50）
乳腺の腺がんの増加（0、10、30、90 ppm 群： 1/49、2/50、1/50、6/50）
子宮内膜ポリープの増加（0、10、30、90 ppm 群： 2/49、0/50、1/50、6/50）

マウス
Ha：ICR
雌雄

経皮

6-8 週-576
日
3 回/週

0、42、126 mg/匹

雄：いずれの群でも影響がみられていない
雌：肺乳頭腫の増加（0、42、126 mg/kg 群： 11/30、17/30、26/30）

31

http://www.cerij.or.jp

Van
Duurenet al.,
1979

動物種等
6-8 週齢30 匹/群
ラット
OsborneMendel
雌雄
20 匹/対照群
50 匹/投
与群

ラット
系統不明
5 週齢
雌雄
18 匹/群
ラット
SD
雌雄
12 週齢
90 匹/群
ラット
F344
雌雄
6 週齢
50 匹/群

ラット
SD
雌雄
6 週齢
50 匹/群

7.4

投与
方法

投与期間

強制
経口

78 週間
+
観察期間
32 週間

経口
(混
餌)

2 年間

投与量

結

果

0、47、95 mg/kg（0、 雄：
0-75、0-150 mg/kg 皮下線維腫の増加
相当）（0、47、95 mg/kg 群： 0/20、5/50、6/50）
胃の扁平上皮がんの増加（0、47、95 mg/kg 群： 0/20、3/50、9/50）
血管肉腫の増加（0、47、95 mg/kg 群： 0/20、9/50、7/50）
雌：乳腺の腺がんの増加（0、47、95 mg/kg 群： 0/20、1/50、18/50）
乳腺腫瘍の増加（0、47、95 mg/kg 群： 0/20、14/50、8/50）
0、250、500 ppm
雌雄共にいずれの群でも影響がみられていない

文献

NCI,
1978;
Ward,
1980

Alumotet al.,
1976

吸入

78 週間
0、5、10、50、
7 時間/日、 150-250 ppm
5 日/週

雄：いずれの群でも影響がみられていない
雌：乳腺線維腫、線維腺腫の増加（5、10、50、150-250 ppm 群：
65/90、43/90、58/90、52/90)

吸入

104 週間0、10、40、160 ppm
6 時間/日、5 日/週

Nagano雄：
et al.,
皮下線維腫の増加（0、10、40、160 ppm 群：6/50、9/50、12/50、15/50） 1998
乳腺線維腺腫の増加（0、10、40、160 ppm 群：0/50、0/50、1/50、5/50）
中皮腫の増加（0、10、40、160 ppm 群：1/50、1/50、1/50、5/50）

吸入

2 年間

ヒト健康への影響

0、50 ppm

Maltoniet al.,
1980

雌：
皮下線維腫の増加（0、10、40、160 ppm 群：0/50、0/50、1/50、5/50）
乳腺の線維腺腫の増加（0、10、40、160 ppm 群：4/50、1/50、6/50、13/50）
乳腺の腺腫の増加（0、10、40、160 ppm 群：3/50、5/50、5/50、11/50）
乳腺の腺がんの増加（0、10、40、160 ppm 群：1/50、0/50、1/50、5/50）
Cheeve
雌雄共にいずれの群でも影響がみられていない
r et al.,
1990

(まとめ)

ヒト及び実験動物で 1,2-ジクロロエタンは経口、吸入、経皮のいずれの経路によっても速やかに吸収される。
1,2-ジクロロエタンは粘膜に対する刺激性を有し、多量を経口摂取した場合や高濃度のガス32

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に暴露された場合には強い急性毒性を示し、死に至る場合がある。
実験動物では刺激性に関してはウサギを用いた実験が報告されており、皮膚に対して刺激性なしから中等度、眼に対して刺激性なしから軽度の刺激性ありと評価されている。感作性についてはヒト、実験動物とも報告がない。
実験動物における1,2-ジクロロエタンの経口投与による急性毒性試験のLD50は、ラットで794
mg/kgであった。
1,2-ジクロロエタンのラットでの反復投与毒性については、肝臓および腎臓の他、胃、小脳、血液系が標的器官で、NOAEL は 90 日間強制経口投与試験で 37.5 mg/kg/日、12 か月間吸入暴露試験で 10 ppm (41.1 mg/m3)である。
生殖毒性については、1,2-ジクロロエタンに催奇形作用はみられていない。妊娠ラットに対する吸入の催奇形性試験では親動物の NOAEL が 100 ppm (411mg/m3/日相当)であるのに対し、仔動物に対しては 300 ppm (1,233 mg/m3/日相当)まで影響がみられていない。また、マウスの 2世代経口投与試験から親動物及び仔動物の NOAEL は 50 mg/kg/日相当以上、ラットの 1 世代吸入暴露試験から親動物及び仔動物の NOAEL は 150 ppm (617 mg/m3 相当)以上と推定される。
1,2-ジクロロエタンの変異原性は、in vitro 試験では、ネズミチフス菌による復帰突然変異試
験、ヒトやチャイニーズハムスターの培養細胞による遺伝子突然変異試験、マウス C3H/10T1/2細胞による形質転換試験、小核試験、コメットアッセイ等大部分の試験で陽性である。in vivo試験では、マウスでの小核試験で有意な増加はみられていないが、マウスによる姉妹染色分体交換試験、コメットアッセイ、DNA 損傷試験で陽性である。また、マウス及びラットによるDNA との結合性に関する試験や、キイロショウジョウバエを用いた種々の試験においても陽性と報告されている。
1,2-ジクロロエタンはマウスやラットにおいて発がん性を有し、経口投与で皮下、胃、乳腺、肺、子宮、血管、吸入暴露で皮下、乳腺、子宮、肝臓、経皮投与で肺に腫瘍がみられている。
これら変異原性及び発がん性の原因は、1,2-ジクロロエタンのグルタチオン抱合体と DNA との結合によると考えられている。
IARC は、グループ 2B（ヒトに対して発がん性がある可能性がある物質）に分類している。

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1)

データベースの検索を 2001 年 4 月に実施し、発生源情報等で新たなデータを入手した際には文献を更新した。また、2004 年 4 月に国際機関等による新たなリスク評価書の公開の有無を調査し、キースタディとして採用すべき文献を入手した際には追加した。

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CERI 有害性評価書 1,2-ジクロロエタン
平成 18 年 3 月 1 日
編集

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