CERI 有 害 性 評 価 書

トリブロモメタン(別名 ブロモホルム)
Tribromomethane
CAS 登録番号：75-25-2

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) 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

12． 我が国における法規制

1

3． 物理化学的性状

14． 製造輸入量・用途情報

2

5． 環境中運命

2

5.1 大気中での安定性

25.2 水中での安定性25.2.1 非生物的分解性

25.2.2 生分解性

25.3 環境水中での動態

45.4 生物濃縮性46． 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

46.1.2 無脊椎動物に対する毒性

56.1.3 魚類に対する毒性

66.2 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

77.2 疫学調査及び事例

8

7.3 実験動物に対する毒性

87.3.1 急性毒性

87.3.2 刺激性及び腐食性

87.3.3 感作性

8

7.3.4 反復投与毒性

87.3.5 生殖・発生毒性

117.3.6 遺伝毒性

117.3.7 発がん性

137.4 ヒト健康への影響
文

(まとめ)

14

献

16

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

トリブロモメタン
ブロモホルム、三臭化メタン
政令号番号 1-222
官報公示整理番号 2-40
75-25-2

H
Br

C

Br

Br
分子式
分子量

CHBr3
252.73

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
薬事法
労働安全衛生法
水道法
船舶安全法
航空法
建築物衛生法項
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)
劇薬
名称等を通知すべき有害物
水質基準 0.09 mg/L
毒物類
毒物
水質基準 0.09 mg/L

3．物理化学的性状
項
目
外
観
融
点
沸
点
引
火
点
発
火
点
爆 発 限 界比重
蒸 気 密 度蒸気
圧分 配 係 数解 離 定 数土壌吸着係数溶
解性

特 性 値
無色～淡黄色液体
7.5℃
149～150℃
引火点なし (不燃性)
データなし
データなし
2.9035 (15℃/4℃)
8.71 (空気 = 1)
0.7 kPa (20℃)
log Kow = 1.19 (測定値)、
1.18 (推定値)
解離基なし
Koc = 35 (推定値)
水：3.1 g/L (25℃)

1

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出典
U.S. NLM:HSDB, 2003
Merck, 2001
Merck, 2001
IPCS, 1999

Merck, 2001
計算値
IPCS, 1999
SRC:KowWin, 2003

SRC: PcKocWin, 2003
SRC: PhysProp, 2002

項

目

特 性 値
ベンゼン、エーテル、アセトンなどの有機溶媒：混和
54.2 Pa･m3/mol (25℃、測定値)
1 ppm = 10.51 mg/m3
1 mg/m3 = 0.095 ppm

ヘンリー定数換 算 係 数
(気相、20℃)

出典
化学物質評価研究機構, 2002
SRC:PhysProp, 2002
計算値

4．製造輸入量・用途情報
トリブロモメタンの単年度の製造・輸入量等に関する情報は得られていない。
しかし、2003年度及び2004年度にわけて行った調査では、この2か年のトリブロモメタンの製造量実績の合計は18トンであったと報告されている (製品評価技術基盤機構, 2004, 2005)。
トリブロモメタンは、主に、地質分析、重液選鉱に用いられている (化学工業日報社, 2003)。

5．環境中運命
大気中での安定性5.1(表 5-1)
表 5-1

対 象
OH ラジカル
オゾン
硝酸ラジカル

対流圏大気中での反応性

反応速度定数 (cm3/分子/秒)
4.3×10-14 (25℃、推定値)
データなし
1.3×10-17 (25℃、測定値)

濃度 (分子/cm3)
5×105～1×106

半減期0.5～1 年

2.4×108～2.4×109

0.7～7 年

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

トリブロモメタンは、加水分解を受けやすい化学結合がないので、水環境中では加水分解さ
れない。

5.2.2

生分解性

トリブロモメタンは好気的条件下では生分解され難いと推定される。しかし、濃度が低く、長期間の馴化などの条件がととのえば生分解されると推定される。また、嫌気的条件下でも低濃度の場合には生分解されると推定される。

2

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a 好気的生分解性(表 5-2、表 5-3)

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
生物化学的酸素消費量 (BOD) 測定
ガスクロマトグラフ (GC) 測定

分解率 (%)
0
0

判定結果
難分解性

注：揮発性物質用改良型培養瓶を用いて試験を実施。
被験物質濃度：100 mg/L、活性汚泥濃度：30 mg/L、試 験 期 間 ：4 週間
出典：通商産業省 (1986) 通商産業公報 (1986 年 12 月 27 日)

表 5-3 その他の好気的生分解性試験結果
被 試 験 物 質 濃 試験期間
分解率 注)
度
11% (TOC)
7日
培養液に酵母エキスを添 5 mg/L
10 mg/L
4%(TOC)
加した試験 (25℃)
5 mg/L
14 日 (第 1 継代 22% (TOC)
培養)
21 日 (第 2 継代 40% (TOC)
培養)
28 日 (第 3 継代 48% (TOC)
培養)
試験方法

出

典

Tabak et al., 1981

注：トリブロモメタンの好気的生分解は低濃度での分解度が高く、分解曲線の立ち上がりが比較的遅い傾向にあり、濃度と微生物の馴化が強く影響することを示唆している。

b 嫌気的生分解性(表 5-4)

表 5-4

嫌気的生分解性試験結果
被 試 験 物 質 試験期間 分解率
濃度
酢酸塩の共存下でメタン生成菌を 34μg/L
2日
99%以上付着させた担体を充填したカラムを用いた試験
脱窒菌の硝酸呼吸により亜硝酸塩 66μg/L
2 週間
7μg/L
や硝酸塩を窒素や亜酸化窒素に還(11%相当)元する(脱窒) 条件下での試験
3 週間
29μg/L(44%相当)4 週間
31μg/L(47%相当)6 週間
64μg/L(97%相当)試験方法

3

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出典&
Bouwer
McCarty, 1983aBouwer&
McCarty, 1983b

5.3

環境水中での動態

トリブロモメタンは、水に対する溶解度が 3.1 g/L (25℃)、蒸気圧が 0.7 kPa (20℃)、ヘンリー
定数が 54.2 Pa･m3/mol (25℃) である (3 章参照)。ヘンリー定数を基にした水中から大気中へのトリブロモメタンの揮散による消失半減期は、水深 1 m、流速 1 m/秒、風速 3 m/秒のモデル河
川では 7.3 時間、水深 1 m、流速 0.05 m/秒、風速 0.5 m/秒のモデル湖水では 7.1 日と推算される(Lyman et al., 1990)。
トリブロモメタンは、土壌吸着係数 (Koc) の値が 35 (3 章参照) であるので、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。
以上のこと及び 5.2 の結果より、河川水等の環境水中にトリブロモメタンが排出された場合
は、主に大気への揮散により水中から除去し、生分解による除去は少ないと推定される。
なお、浄水の滅菌などのために添加した次亜塩素酸によって水中の臭化物イオンが酸化されて次亜臭素酸を生成し、さらに有機物と反応することでトリブロモメタンを生じるとの報告がある (WHO, 1996)。

5.4

生物濃縮性

(表 5-5)

表 5-5
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)

濃度 (mg/L)
0.1
0.01

試験期間 (週間)6

濃縮倍率
7.1～21
7.7～19

判定結果
濃縮 性がない 、または低い

注：揮発性を考慮した装置を用いて試験を実施。
出典：通商産業省 (1986) 通商産業公報 (1986 年 12 月 27 日)

6．環境中の生物への影響
6.1

水生生物に対する影響

6.1.1

藻類に対する毒性(表 6-1)

トリブロモメタンの藻類に対する毒性については、淡水緑藻のセレナストラムに対する生長阻害を指標とした 72 時間 EC50 が 42 mg/L、96 時間 EC50 が 38.6～40.1 mg/L、96 時間 NOEC が10 mg/L、海産珪藻のスケレトネマに対する光合成阻害を指標とした 96 時間 EC50 が 12.3 mg/Lであった (U.S. EPA, 1978)。これらの試験データについては原著が入手できないため、試験条
件等が確認できない。

4

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

トリブロモメタンの藻類に対する毒性試験結果

試験法/
方式

温度
(℃)

止水

ND
72 時間 EC50
96 時間 EC50
96 時間 EC50
96 時間 NOEC

海水
止水
ND
96 時間 EC50
Skeletonema
costatum(珪藻、ｽｹﾚﾄﾈﾏ)
ND: データなし、(n): 設定濃度
1) 現学名: Pseudokirchneriella subcapitata

6.1.2

無脊椎動物に対する毒性濃度(mg/L)

エンドポイント
生長阻害ｸﾛﾛﾌｨﾙ
ｸﾛﾛﾌｨﾙ
細胞数
ｸﾛﾛﾌｨﾙ

光合成阻害

42
38.6
40.1
10
(n)
12.3
(n)

文献

U.S. EPA,
1978

U.S. EPA,
1978(表 6-2)

トリブロモメタンの無脊椎動物に対する毒性については、淡水甲殻類のオオミジンコに対する 48 時間 LC50 は 46 mg/L (LeBlanc, 1980)、ミジンコでも 96 時間 LC50 は 44 mg/L (Trabalka andBurch, 1978) であった。
海産甲殻類に対する 96 時間 LC50 は、ブラウンシュリンプで 26.0 mg/L (Anderson et al., 1979) であった。ミシッドシュリンプに対する 96 時間 LC50 が 24.4 mg/L (U.S. EPA, 1978) との報告もあるが、原著を入手できないため、試験条件等が確認できない。
表 6-2

トリブロモメタンの無脊椎動物に対する毒性試験結果

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

生後
24 時間
以内
生後
12 時間
以内

U.S.
EPA
止水
半止水

21-23

160-186

7.88.2

24 時間 LC50
48 時間 LC50

20

ND

ND

96 時間 LC50

ND
ND
ND
Americamysis
bahia(甲殻類、ﾐｼｯﾄﾞｼｭﾘ
ﾝﾌﾟ、ｱﾐ科)
ND
流水
25Penaueus
35
aztecus(甲殻類、ﾌﾞﾗｳﾝｼｭﾘ
ﾝﾌﾟ、ｸﾙﾏｴﾋﾞ科)
ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度

ND

ND

塩分濃度:
25-35‰

8.08.5

生物種
淡水
Daphnia magna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)
Daphnia pulex(甲殻類、ﾐｼﾞﾝｺ)

硬度

pH エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

56
46
(n)
44
(n)

LeBlanc,1980

96 時間 LC50

24.4
(n)

U.S. EPA,
1978

96 時間 LC50

26.0
(m)

Andersonet al., 1979

Trabalka &Burch,
1978

海水5

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6.1.3魚類に対する毒性(表 6-3)

トリブロモメタンの魚類に対する急性毒性については、淡水魚のブルーギルに対する 96 時間
LC50 は 29.0 mg/L (Buccafusco et al., 1981)、海水魚のシープスヘッドミノーに対する 96 時間 LC50
は 7.1 mg/L であった (Ward et al.,1981)。
長期毒性としては、シープスヘッドミノーの受精後 4 時間以内の卵を用い、ふ化後 28 日間まで暴露した初期生活段階毒性試験でのふ化後の致死を指標とした NOEC が 4.8 mg/L であった
(Ward et al.,1981)。
表 6-3

トリブロモメタンの魚類に対する毒性試験結果

生物種

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

急性毒性 淡水Cyprinus carpio
(ｺｲ)

ND

半止水

ND

0.321.2 g

U.S.
EPA
止水

8-15 mm
ふ化後
14-28
日目
ふ化後
28 日以内3.5 ｇ

Lepomismacrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)
急性毒性 海水
Cyprinodon
variegatus(ｼｰﾌﾟｽﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

硬度

濃度(mg/L)

文献

72-120 時間 LC50

52-80
(m)

Mattice etal., 1981

6.77.824 時間 LC50
96 時間 LC50

33
29
(n)

Buccafusco
et al., 1981

塩分濃度:
1.0-3.1%

ND

48 時間 LC50
96 時間 LC50
96 時間 NOEC
致死

19
18
2.9
(n)

Heitmuller
et al., 1981

塩分濃度:
28‰
塩分濃度:
25-35‰

ND

96 時間 LC50

8.08.596 時間 LC50

7.1
(m)
12
(m)

Ward et al.,
1981
Andersonet al., 1979

7.68.4>28 日間 NOEC
ふ化後の致死4.8(m)Ward et al.,
1981

pH

エンドポイント

ND

ND

22±1

32-48

U.S.
EPA
止水

25-31

流水

30

流水
25Brevoortia
35
tyrannus(ｱﾄﾗﾝﾃｨｯｸﾒﾝﾊｰ
ﾃﾞﾝ、ﾆｼﾝ科)
長期毒性 海水
流水
30±1
塩分濃度:
受精後
Cyprinodon
24±2‰
4 時間以
variegatus(ｼｰﾌﾟｽﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ) 内の卵
ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度6.2

環境中の生物への影響 (まとめ)トリブロモメタンの環境中の生物に対する毒性影響については、致死、生長阻害などを指標に検討されたデータがある。
藻類についての試験データは、セレナストラム及びスケレトネマについて得られたが、いずれも原著が入手できないため信頼性を確認できなかった。
無脊椎動物に対する急性毒性としては、甲殻類のミジンコを用いた 96 時間 LC50 が 44.0 mg/L、
ブラウンシュリンプを用いた 96 時間の LC50 が 26.0 mg/L であり、これらの値は GHS 急性毒性
有害性区分 III に相当し、有害性を示す。
魚類に対する急性毒性は、淡水魚のブルーギルに対する 96 時間 LC50 が 29.0 mg/L であった。
6

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また、海水魚のシープスヘッドミノーに対する 96 時間 LC50 は 7.1 mg/L であり、この値は GHS
急性毒性有害性区分 II に相当し、強い有害性を示す。
長期毒性としては、シープスヘッドミノーの受精後 4 時間以内の卵を用い、ふ化後 28 日間まで暴露した初期生活段階毒性試験でのふ化後の致死を指標とした NOEC が 4.8 mg/L であった。
以上から、トリブロモメタンの水生生物に対する急性毒性は、魚類に対して GHS 急性毒性有害区分 II に相当し、強い有害性を示す。長期毒性についての NOEC は、魚類では 4.8 mg/L である。
得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は、魚類であるシープスヘッドミノーのふ化後の致死を指標とした NOEC の 4.8 mg/L である。

7．ヒト健康への影響
7.1

生体内運命

(図 7-1）

トリブロモメタンは消化管 (経口)、肺 (吸入) から吸収され、皮膚からもわずかに吸収される。吸収されたトリブロモメタンは、肝臓、脳、腎臓、血液や脂肪組織に速やかに分布する。
トリブロモメタンの代謝は他のトリハロメタンと同様であり、肝臓でシトクローム P450 によるトリブロモメタノールを経て、中間代謝物であるジブロモカルボニルを形成する。ジブロ
モカルボニルは主として二酸化炭素と臭化水素に代謝される他、グルタチオンにより一酸化炭
素と臭化水素に代謝される。ジブロモカルボニルはトリブロモメタンの肝毒性の原因と考えられている。、

GS

Br
Br

H

GSH
-HBr

Br

Br

GSH

GSSG + CO + HBr

O

GS

GS

+ 2HBr

2GSH
O

Br
Br

OH
Br

(トリブロモメタノール)

H2O

Br

Br

CO2 + 2HBr

O
ジブロモカルボニル

COOH
HS

NH2

HOOC
S

HN

システイン
O
2-オキソチアゾリジン-4-カルボン酸

図 7-1

トリブロモメタンの代謝経路 (Stevens and Anders, 1981より作成)

7

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7.2

疫学調査及び事例

低濃度のトリブロモメタン蒸気暴露により、流涙、流涎、顔面の紅潮がみられ、高濃度の暴露により麻酔作用を示す。また、皮膚、眼への刺激、頭痛、めまい、物忘れ、意識消失、痙れん、肺水腫も報告されている 誤飲の例では、昏睡、反射消失を含む中枢神経系抑制がみられる。
ヒトの経口経路では 143 mg/kg で死亡した例が報告されている。また、強い肝障害作用を示すと報告されている。トリブロモメタンのヒトに対する慢性影響に関する試験報告は得られてい
ない。

7.3
7.3.1

実験動物に対する毒性
急性毒性(表 7-1)

実験動物に対するトリブロモメタンの経口投与による急性毒性試験の LD50 はマウスで 707～
1,550 mg/kg、ラットで 933～2,440 mg/kg であった。
主な毒性症状は中枢神経系の抑制、剖検では肝臓と腎臓に影響が認められる。
表 7-1

トリブロモメタンの急性毒性試験結果
マウス

ラット

経口 LD50 (mg/kg)

707-1,550933-2,440

吸入 LC50

ND

ND

経皮 LD50

ND

ND

腹腔内 LD50 (mg/kg)

1,196-1,274

1,196

皮下 LD50 (mg/kg)
1,820
ND
ND: データなし
出典：Agarwal and Mehendale, 1983; Bowman et al., 1978; Chu et al., 1980; Hasegawa
et al., 1989; Kutob and Plaa, 1962

7.3.2

刺激性及び腐食性

ウサギの眼にトリブロモメタンの原液を点眼した実験で中等度の刺激性を示したが、1～2 日
で完全に回復した (Clayton and Clayton, 1993-1994)。

7.3.3

感作性

調査した範囲内では、トリブロモメタン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。

7.3.4

反復投与毒性(表 7-2)

トリブロモメタンの反復投与毒性については、マウス、ラットを用いた経口投与試験、ラットを用いた吸入暴露試験、モルモットを用いた静脈内投与試験が行われいる。しかし、吸入暴
露試験については、古い抄録誌での記載であり、その信頼性は低い。一方、経口投与毒性試験
でのトリブロモメタンの標的器官は肝臓及び腎臓である。
Wistarラットに、蒸発を防ぐためにマイクロカプセル化したトリブロモメタンを含む飼料
8

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(雄: 0、680、2,040、6,120 ppm、雌: 0、720、2,170、6,510 ppm) を1か月間与えた実験で、680ppm
以上の群の雄に軽度の立毛、及び血清中のグルコース量の低下、720ppm以上の群の雌に血清中のコリンエステラーゼ活性、クレアチニン量、アルカリフォスファターゼ活性の低下、雌雄に体重増加抑制、病理組織学的に肝臓の空胞化の頻度増加がみられた。2,170ppm以上の群の雌に血清中のグルコース量、尿素窒素量、乳酸脱水素酵素活性の低下、雌雄 (雄は2,040ppm以上) に
血小板数の増加、6,120ppm群の雄にトリグリセリド量、コリンエステラーゼ活性の低下、雌雄(雌は6,510ppm) に白血球アルカリフォスファターゼ活性の増加が見られた。LOAELは680 ppm(56.4mg/kg/日相当) と報告されており (Aida et al., 1992)、これを本評価書のLOAELと判断する。
表 7-2

トリブロモメタンの反復投与毒性試験結果

動物種等

投与方法

投与期間

マウス
ICR

経口投与
(強制)

14 日間

マウス
ICR

経口投与
(強制)

14 日間

マウス
B6C3F1
雄

経口投与
(強制)

14 日間

マウス
B6C3F1雌雄
8-9 週齢10 匹/群
マウス
ICR
雄

経口投与
(強制)

13 週間
5 日/週

経口投与
(強制)

90 日間

マウス
B6C3F1
雌雄50 匹/群
ラット
F344

経口投与
(強制)

103 週間
5 日/週

経口投与
(強制)

14 日間

ラット
Wistar
雌雄
4 週齢
7 匹/群

経口投与
(混餌)

1 か月間

投与量

結

50-250 mg/kg/日

果

250 mg/kg/日群:
・血中フィブリノーゲン量低下
・AST 活性上昇
・血糖量減少・BUN 減少・体液性、細胞性免疫機能の低下(脾臓の IgM 抗体産生細胞数減
少、遅延性アレルギー反応低下)
72、145、289 mg/kg/ 145 mg/kg/日群以上:日
肝臓の巣状炎症
肝細胞の有糸分裂像増加
腎臓の尿細管上皮の過形成、糸球体の変性(雄) 0、50、100、200、 600 mg/kg/日群:
雄: 嗜眠、運動失調、死亡
400、600 mg/kg/日
雌: 嗜眠、運動失調(雌) 0、100、200、400、800 mg/kg/日群:
600、800 mg/kg/日
雌: 嗜眠、運動失調、死亡
0、25、50、100、200、 肝細胞の空胞化 (雄)400 mg/kg/日
対照群
3/10
200 mg/kg/日群
5/10
400mg/kg/日群
8/10
400mg/kg/日群:体重増加抑制
9 または 10 mg/kg/日 9、10 mg/kg/日群:
100、400 mg/kg/日
行動試験で投与の影響なし
100、400 mg/kg/日群:
一部のオペラント行動に変化
死亡
100 mg/kg/日群以上 (雌):(雄) 0、50、100
肝細胞の脂肪変性
mg/kg/日
200 mg/kg/日 (雌):(雌) 0、100、200
甲状腺濾胞上皮の過形成
mg/kg/日
0、50、100、200、400、 400 mg/kg/日群以上:
600、800 mg/kg/日
体重増加抑制、甲状腺肥大
死亡例は嗜眠、運動失調
雄: 0、680、2,040、 680ppm 群以上 (雄)、720ppm 群以上 (雌):
6,120 ppm
雄: 立毛、グルコース量の低下
雌: 0、720、2,170、
雌: コリンエステラーゼ活性、ク6,510 ppm
レアチニン量、アルカリフォ

9

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文献
Munson etal., 1982

Condie etal., 1983

U.S. NTP,
1989

U.S. NTP,
1989

Balster &Borzelleca, 1982

U.S. NTP,
1989

U.S. NTP,
1989
Aida etal., 1992

動物種等

投与方法

投与期間

投与量

結

マイクロカプセル化
トリブロモメタン

13 週間
5 日/週

ラット
F344
雌雄
7-8 週齢10 匹/群

経口投与
(強制)

ラット
SD
雌雄
離乳直後
10 匹/群

経口投与
(飲水)

90 日間

ラット
F344
7-8 週齢
雌雄50 匹/群ラット
Wistar経口投与(強制)103 週間
5 日/週

経口投与
(混餌)

2 年間

ラット

吸入暴露

ラット

吸入暴露

10 日間
(時間不
明)
2 か月間
4 時間/日果

文献

スファターゼ活性の低下
雌雄: 体重増加抑制、肝臓の空胞化2,040ppm 群以上 (雄)、2,170ppm 群
以上 (雌):
雌: グルコース量、尿素窒素量、
乳酸脱水素酵素活性の低下
雌雄: 血小板数の増加
6,120ppm 群 (雄)、6,510ppm 群 (雌):雄: トリグリセリド量、コリンエ
ステラーゼ活性の低下
雌雄: 白血球アルカリフォスフ
ァターゼ活性の増加

AST、ALT に影響なし
血液学的検査で影響なし
LOAEL: 680 ppm (56.4mg/kg/日)
0、12、25、50、100、 100 mg/kg 以上：
200 mg/kg/日
雄 嗜眠

U.S. NTP,
1989

12mg/kg 以上：
雄 肝細胞の空胞化
対照群
3/10
12 mg/kg/day 群
6/10
25
5/10
50
8/10
100
8/10
200
10/10
Chu et al.,0、5、50、500、2,500 2,500 ppm:
摂餌量低値、体重増加抑制傾向、 1982ppm
乳酸脱水素酵素活性の低下 (回復期間も継続)(摂水量からの換算)
リンパ球数減少(回復期間)
雄: 0、0.16、1.5、14、50 mg/匹/日
雌: 0、0.11、1.2、9.6、45 mg/匹/日
100 mg/kg/日以上:
U.S. NTP,
0、100、200
肝臓の炎症、肝細胞の脂肪変性
1989
mg/kg/日

0、400、1,600、6,500
ppm
マイクロカプセル化
トリブロモメタン

240 ppm (2,500
mg/m3)
24 ppm (250 mg/m3)

1,600 ppm 以上:
体重の増加抑制
血清中トリグリセリド量とコリ
ンエステラーゼ活性の低下
肝臓の変色と表面の粗雑化
肝臓の脂肪変性、小肉芽腫、胆管
増生と胆管線維症
肝臓のプロトロンビン及びグリコーゲン合成障害、腎臓の糸球体濾過機能低下
肝臓のプロトロンビン及びグリコーゲン合成障害、腎臓の糸球体濾過
機能低下

10

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Aida etal., 1988

Dykan,
1964
Dykan,
1962

動物種等

投与方法

投与期間

投与量

モルモッ
ト

静脈内投
与

10 日間

100～200 mg/kg/日

7.3.5

生殖・発生毒性結果

肝臓、腎臓の病理学的変化(詳細不
明)

文献
U.S.
NLM:HSDB, 2003(表 7-3)

トリブロモメタンの生殖・発生毒性については、マウス、ラットを用いた経口投与試験が行われているが、生殖毒性試験においては最高用量の 200 mg/kg/日まで生殖影響はなく、発生毒性試験でも 200 mg/kg/日まで胚児の生存性への影響、外表、骨格、内臓異常の増加は認められ
ていない。
表 7-3

トリブロモメタンの生殖・発生毒性試験結果

動物種等 投与方法
投与期間
マウス 経口投与 交配前1週間(強制)14週間の連続
ICR
交配期間
17-20匹/群
その後3週間自然分娩
ラット 経口投与 妊娠6-15日目
(強制)
SD
15匹/群

ラット
F344

7.3.6

投与量
結
果
文献
0、50、100、200 F0: 100 mg/kg/日以上の群に体重増加の Gulati et al.,mg/kg/日1989
抑制
F1: 200 mg/kg/日群の雄に体重増加の抑制、雌雄に腎臓重量減少、肝臓重量増加
0、50、100、200 胎児の骨格変異 (頭頂間骨、胸骨核の Ruddick et
mg/kg/日
化骨遅延、14 肋骨) の用量に依存した al., 1983
増加
原著は内臓異常の増加をあげているが統計処理はなく増加と結論できない(本評価書)
経口投与 妊娠 6-15 日目 2 用量以上 (詳細 母動物に毒性が発現する用量で全胚死 Narotsky et(強制)不明)
亡 (着床痕は肉眼で認められた)
al., 1992

遺伝毒性(表7-4)

遺伝毒性は in vitro 試験では、CHL 細胞、CHO 細胞を用いた DNA 損傷性試験、染色体異常試験では陽性と陰性の相反する結果がみられている。しかし、バクテリアを用いた DNA 損傷
性、突然変異性試験、カビを用いた染色体異常試験、マウスリンパ腫細胞を用いた遺伝子突然変異試験で陽性を示す。さらに in vivo 試験で、マウスを用いた SCE 試験、小核試験で陽性の結果が得られており、トリブロモメタンは遺伝毒性を有する物質であると考えられる。

11

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表 7-4
試験名
in
vitro

復帰突然変
異試験

突然変異性
試験

用量
最低
最高

結果
－S9 +S9

試験材料

処理条件

ネズミチフス菌
TA100、TA1535

デシケータ法
(密閉系)

ND

＋

ND

ネズミチフス菌
TA100、TA1535

プレート法
(開放系)

ND

－

ND

(+)
ND
－

ND
(+)
－

ND

＋

＋

ネズミチフス プ レ イ ン キ ュ ベ
ーション法
菌
TA100
TA97、TA98
TA1535、TA1537
マウスリンパND
腫細胞 L5178Y

ND

コウジ菌
Aspergillus
nidulans
CHO 細胞 1)

ND

ND

ND

＋

ND

ND

＋
－

－
－

CHL 細胞 2)

ND

ND

＋

＋

姉妹染色分
体交換試験

CHO 細胞 1)

ND

ND

＋
－

－
－

SOS クロモテスト

大腸菌
Escherichia
coli, PQ37

ND

ND

＋

＋

Rec-assay

枯草菌 Bacillus
subtilis

ND

ND

－

＋

伴性劣性致
死突然変異
試験

ショウジョウバエ Drosophilamelanogaster雄
ショウジョウバエ Drosophilamelanogaster雄
マウス
B6C3F1
雄ラット
Long-Evans
雌雄混餌3,000 ppm、
3日

染色体異常
試験

in
vivo

トリブロモメタンの遺伝毒性試験結果

遺伝子転座
試験

染色体異常
試験

腹腔内 1 回投与
（24 時間）腹腔内 1 回投与
（12 時間）Simmon,1981;
Simmon &Tardiff,
1978
Rapson etal., 1980;
Simmon etal., 1977
U.S. NTP,
1989;
Zeiger,
1990

Myhr et al.,
1990;U.S.
NTP, 1989
Benigni etal., 1993
Anderson etal.,1990;U.S.
NTP, 1989
Ishidate,
1987
Anderson etal.,1990; U.S.
NTP, 1989
LeCurieux
et al., 1995
Matsui etal., 1989
U.S. NTP,
1989

－

腹腔内
混餌
経口投与

＋

文献

3,000 ppm、3日

ND

0、25.3、253
mg/kg

12

http://www.cerij.or.jp－

U.S. NTP,
1989－

U.S. NTP,
1989＋（25.3-253
mg/kg）

Fujie et al.,
1990

試験名

試験材料

小核試験

姉妹染色分
体交換試験

DNA 合成(SPS) 試験
DNA 合成(UDS) 試験

DNA 結合

処理条件

用量
最低
最高

結果
－S9 +S9

Fujie et al.,+（6-18 時間） 1990
ND
（24 時間）ラット
Long-Evans
雌雄経口１回投与（6、12、18、
24 時間）

25.3 mg/kg

マウス
B6C3F1雄腹腔内 1 回投与
（24 時間）

200-800
mg/kg

マウス
ddy
雄
マウス
ICR
マウス
B6C3F1雄マウス
B6C3F1雄腹腔内 1 回投与
（24 時間）マウス
B6C3F1
雄
ラット
SD
雄
ラット
SD

文献

＋

U.S. NTP,
1989

0、175、350、
700 、 1,400mg/kg
経口 1 回投与
0、50、250、（24、48 時間） 1,000 mg/kg
腹腔内 1 回投与 200-800（24 時間）mg/kg－

Hayashi etal., 1988－

Stocker etal., 1997
U.S. NTP,
1989

腹腔内 1 回投与
（36 時間）

200-800
mg/kg(+)

U.S. NTP,
1989

経口１回投与
（48 時間）0、200、600
mg/kg＋(600 mg/kg)

Mirsalis etal., 1989

経口１回投与（2、14 時間）

0、324、1,080
mg/kg

－

Stocker etal., 1997

経口１回投与
2.7 mCi/mmol（16～18 時間）－

Pereira etal., 1982－＋：陽性、－：陰性、(+)：弱い陽性、ND: データなし
1) CHO 細胞：チャイニーズハムスター卵巣細胞
2) CHL 細胞：チャイニーズハムスター肺細胞

7.3.7

発がん性

(表 7-5、表 7-6)

トリブロモメタンの実験動物に対する発がん性については、マウス、ラットを用いた経口投与
試験、マウスを用いた腹腔内投与試験、ラットを用いたイニシエーション試験が行われており、経口投与試験でマウスには腫瘍発生率の増加はなかったが、ラットに 200 mg/kg/日の高用量でのみ大腸の腫瘍の発現率増加に有意差が認められた。
IARC はヒト発がん性に関するデータがなく、動物で限られた証拠しか得られないとして、
トリブロモメタンをグループ 3 (ヒトに対する発がん性については分類できない物質) に分類
している。

13

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表 7-5

トリブロモメタンの発がん性試験結果

動物種等

投与方法

投与期間

マウス
B6C3F1
雌雄50 匹/群ラット
F344
7-8 週齢
雌雄50 匹/群

経口投与(強制)103 週間 (雄) 0、50、100
5 日/週 mg/kg/日(雌) 0、100、200
mg/kg/日
103 週間 0、100、200
5 日/週
mg/kg/日

マウス
A/St
雄

経口投与
(強制)

腹腔内投
与

投与量

結

4、48、100
18、23又は 24 mg/kg/日
回、その後 16 週間観察
202 mg/kg (強制経口投与)
3 日後からフェノバルビタール
500ppm を 47 日間飲水投与

部分肝切 経口投与
除ラット (強制及び飲水)SD雄
ND: データなし * : P<0.005

表 7-6

分

ACGIH (2005)
日本産業衛生学会 (2005)7.4

ヒト健康への影響

腫瘍発生率の増加なし

U.S. NTP,
1989

腺腫様ポリ ポ リ ー プ 及
ープ
び腺がん
mg/kg
雄
雌
雄
雌
0
ND
0/50 0/50
0/50
100
ND
1/50 0/50
1/50
200
ND
6/50 3/50
8/50*
48 mg/kg/日群:
1 匹あたりの肺腺腫発生数の有意な増加
100 mg/kg/日群:
肺腺腫発生数の増加なし
肝臓にγ-グルタミルトランスペプチ
ダーゼ反応性の病巣の発現なし

U.S. NTP,
1989

Theiss et al.,1977

Pereira etal., 1982

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。
ヒトへの関連性は不明であるが、実験動物で発がんA3性が確認された物質。

IARC (2005)

U.S. NTP (2005)

文献

国際機関等でのトリブロモメタンの発がん性評価

機関/出典

U.S. EPA (2005)

果－

2002 年現在発がん性について評価されていない。
恐らくヒト発がん性物質。動物での発がん性の十分
グループ B2 な証拠があり、かつ、疫学研究から不十分な証拠、
またはデータがない物質。
－
2001 年現在発がん性について評価されていない。

(まとめ)

実験動物に対するトリブロモメタンの経口投与による急性毒性試験の LD50 はマウスで 707～
1,550 mg/kg、ラットで 933～2,440 mg/kg である。主な毒性症状は中枢神経系の抑制、肝臓、腎臓への影響が認められる。ヒトでも誤飲による中枢神経の抑制と肝障害の報告がある。
眼に対する刺激性は比較的速やかに消失し、軽度刺激性を示した。ヒトでは皮膚及び眼に対する刺激性が報告されている。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。
反復投与毒性試験でのトリブロモメタンの標的器官は肝臓及び腎臓である。Wistar ラットを用いた 1 か月間経口投与 (混餌) 試験の肝臓への影響 (肝細胞の空胞化) を指標とし、680 ppm(56.4 mg/kg/日) が経口投与による LOAEL である。
生殖毒性試験においては最高用量の 200 mg/kg/日まで生殖影響はなく、発生毒性試験でも 200
mg/kg/日まで胚児の生存性への影響、外表、骨格、内臓異常の増加は認められていない。
14

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遺伝毒性は in vitro 試験では、CHL 細胞、CHO 細胞を用いた DNA 損傷性試験、染色体異常試験では陽性と陰性の相反する結果がみられている。しかし、バクテリアを用いた DNA 損傷
性、突然変異性試験、カビを用いた染色体異常試験、マウスリンパ腫細胞を用いた遺伝子突然変異試験で陽性を示す。さらに in vivo 試験で、マウスを用いた SCE 試験、小核試験で陽性の結果が得られており、トリブロモメタンは遺伝毒性を有する物質であると考えられる。発がん性については、経口投与試験でマウスには腫瘍発生率の増加はなかったが、ラットに 200 mg/kg/
日の高用量でのみ大腸の腫瘍の発現率増加に有意差が認められた。IARC はヒト発がん性に関するデータがなく、動物で限られた証拠しか得られないとして、トリブロモメタンをグループ
3 (ヒトに対する発がん性については分類できない物質) に分類している。

15

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1)

データベースの検索を 2002 年 4 月に実施し、発生源情報等で新たなデータを入手した際には文献を更新した。また、2005 年 4 月に国際機関等による新たなリスク評価書の公開の有無を調査し、キースタディとして採用すべき文献を入手した際には追加した。

16

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CERI 有害性評価書 トリブロモメタン (別名 ブロモホルム)
平成 18 年 3 月 1 日
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