CERI 有 害 性 評 価 書

ベンゼンBenzeneCAS 登録番号：71-43-2

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...................................................................................................................... 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........................................................................................................................... 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 .................................................................................................................................. 6
6． 環境中の生物への影響 .................................................................................................................. 6
6.1 水生生物に対する影響 ............................................................................................................... 6
6.1.1 藻類に対する毒性 ................................................................................................................ 6
6.1.2 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................... 7
6.1.3 魚類に対する毒性 ................................................................................................................ 8
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................. 10
7． ヒト健康への影響.........................................................................................................................11
7.1 生体内運命 .................................................................................................................................11
7.2 疫学調査及び事例..................................................................................................................... 12
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................. 20
7.3.1 急性毒性.............................................................................................................................. 20
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 21
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 21
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 21
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 27
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 31
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 34
7.4 ヒト健康への影響
文(まとめ) .................................................................................................. 40

献 ............................................................................................................................................... 43

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

分子式
分子量

ベンゼン
ベンゾール、シクロヘキサトリエン
政令号番号 1-299
官報公示整理番号 3-1
71-43-2

C6H 6
78.11

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

環境基本法

水道法
下水道法
水質汚濁防止法
大気汚染防止法
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
建築物衛生法
高圧ガス保安法項
目
第一種指定化学物質
危険物第四類第一石油類
がん原性化学物質、疾病化学物質
危険物引火性の物、特定化学物質等第二類物質、名称等を表示すべき有害物、名称等を通知すべき有害物、
管理濃度 1 ppm
水質汚濁に係る環境基準 0.01 mg/L
地下水の水質汚濁に係る環境基準 0.01 mg/L
土壌汚染に係る環境基準 0.01 mg/L (溶出試験検液濃度)
大気の汚染に係る環境基準 0.003 mg/m3 (年平均値)
水質基準 0.01 mg/L
水質基準 0.1 mg/L
有害物質、排水基準 0.1 mg/L
指定物質、有害大気汚染物質 (優先取り組み物質)、
環境基準 0.003 mg/m3 (年平均値)
特定有害物質、土壌溶出基準 0.01 mg/L
有害液体物質 C 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 1 mg/L (廃酸・廃塩基、含有量)、0.1 mg/L (汚泥など、溶出量)
水質基準 0.01 mg/L
毒性ガス、可燃性ガス

1

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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

ヘンリー定数
換算係数(気相、20℃)

特 性 値
無色液体
5.5℃
80.1℃
-11℃(密閉式)
498℃
1.2～8.0 vol % (空気中)
1.3～7.1 vol % (空気中)0.8787 (15℃/4℃)
2.69 (空気 = 1)
8.0 kPa (15℃)、10.1 kPa (20℃)、
15.7 kPa (30℃)
log Kow = 2.13 (測定値)1.99 (推定値)
解離基なし
Koc = 79 (測定値)
170 (推定値)
水：1.88 g/kg (23.5℃)
アルコール、クロロホルム、エーテルなどの有機溶媒：混和
562 Pa･m3/mol (25℃、測定値)
1 ppm = 3.25 mg/m3
1 mg/m3 = 0.308 ppm

4．製造輸入量・用途情報

SRC:KowWin, 2004

US. NLM: HSDB, 2004
SRC:PcKocWin, 2004
Merck, 2001
Merck, 2001
SRC:HenryWin, 2004
計算値

(表 4-1～表 4-3)
表 4-1

年
製造量
輸入量
輸出量
国内供給量 注)出
典
Merck, 2001
Merck, 2001
Merck, 2001
IPCS, 2003; NFPA, 2002
IPCS, 2003; NFPA, 2002
IPCS, 2003
NFPA, 2002
Merck, 2001
計算値
Verschueren, 2001

1998
4,203,000
38,000282,000
3,959,000

製造・輸入量等 (トン)
1999
2000
4,459,000
4,425,000
59,00089,000227,000
272,000
4,291,000
4,242,000

2001
4,261,000
174,000
259,000
4,176,000

2002
4,313,000
112,000
310,000
4,115,000

注：国内供給量＝製造量＋輸入量－輸出量
100 トンの位で四捨五入
出典：製造量；通商産業省 (1999-2000)、経済産業省 (2001-2003)、輸出入量；財務省 (2003)

2

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燃料油名プレミアムガソリンレギュラーガソリン
灯油

表 4-2 ベンゼンの燃料油中の量
燃料油の内需量 (2002 年度)
燃料油中のベンゼン
平均含有率
推定含有量
(kL)
(トン)
(wt%)
(トン)
注 1, 注 2)
9,100,000
0.51
46,00059,917,000
36,000,000 注 1, 注 2)
0.64
230,000
30,626,000
25,000,000 注 1)
0.01
2,500
合計
280,000

注 1：容量 (kL) と重量 (トン) の換算には次の換算係数を採用 (石油連盟, 2004)
ガソリン；0.76 (トン/kL)、灯油；0.80 (トン/kL)
注 2：プレミアムガソリンとレギュラーガソリンの内需量の比を 1:4 と仮定
出典：内需量；石油通信社 (2004)、平均含有量；経済産業省 (環境省, 2004a)

ベンゼンは、原油の蒸留・精製により分離した灯油、ガソリン等に不純物として含まれる。
2002 年度の燃料油の内需量 (石油通信社, 2004) を基に、プレミアムガソリンとレギュラーガソ
リンの内需比を 1：4 と仮定し、ベンゼンの平均含有率 (経済産業省, 環境省, 2004a) を用いて推定した燃料油に含まれるベンゼンの量は、2002 年度では約 280,000 トンであった。
表 4-3

ベンゼンの合成原料としての用途別使用量の割合
割合
(%)
57.9
15.9

用途

スチレン
シクロヘキサン
フェノール
19.3
クメン
アニリン
2.8
無水マレイン酸
1.8
アルキルベンゼン
1.3
クロロベンゼン他
1.0
合計
100
出典：製品評価技術基盤機構 (2004)

ベンゼンは各種溶剤として使用され、また、ガソリン等の燃料油中に含まれているとの報告もある (経済産業省, 環境省, 2004b)。

5．環境中運命
5.1

大気中での安定性(表 5-1)

3

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表 5-1

対流圏大気中での反応性

反応速度定数 (cm3/分子/秒)
1.23×10-12 (25℃、測定値)
7.0×10-23 (25℃、測定値)
3×10-17 (25℃、測定値)

対 象
OH ラジカル
オゾン
硝酸ラジカル

濃 度 (分子/cm3)
5×105～1×106
7×1011
2.4×108～2.4×109(10～100 ppt)

半減期7～10 日
400 年
0.3～3 年以上

出典：SRC:AopWin, 2004

ベンゼンは波長が 260 nm 以上の光をほとんど吸収しないので、対流圏大気中では直接光分解を受けないと考えられる (Bryce-Smith and Gilbert, 1976)。
ベンゼンが 43 ppm、NO2 が 1.5 ppm 含まれる大気に常温・常圧下で波長が 300～430 nm の光を照射すると、フェノール、ニトロベンゼン、ホルムアルデヒド、グリオキザール、無水マ
レイン酸を生じたとの報告がある (Bandow et al., 1985)。

5.2
5.2.1

水中での安定性
非生物的分解性

ベンゼンには、加水分解を受けやすい化学結合はないので、水環境中では加水分解されない。

5.2.2

生分解性

ベンゼンは好気的条件下では生分解され、嫌気的条件下でも条件がととのえば生分解されると推定される。
a 好気的生分解性(表 5-2、表 5-3)
表 5-2

化学物質審査規制法に基づく生分解性試験結果
分解率 (%)
4069

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

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 (1979)4

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判定結果
良分解性

表 5-3
試験方法
未馴化の下水処理場由来の微生物を用いた標準希釈法による試験 (20℃で撹拌)
ベンゼンの他、キシレン、スチ
レン、トルエン、エチルベンゼ
ンなどを含む石油製品が吸着した汚泥を用いた単回式汚泥処理装置による試験(22～24℃で曝気処理)
未馴化の活性汚泥を用いた試験 (活性汚泥濃度30 mg/L)

ｂ 嫌気的生分解性

その他の生分解性試験結果

被験物質
濃度
不明

試験期間

分解率 (%)

出

5日

71
(BOD)

Bridie et al., 1979

13 mg/L15日

92超(換算分解率、
1 mg/L未満)

Castaldi ＆ Ford, 1991

100 mg/L

200 ～
220時間

41～59
(BOD)

Urano ＆ Kato, 1986

典

(表 5-4)
表 5-4

試験方法
嫌気的なメタン発酵条件下での生分解試験(埋立地の浸出液を微生物源として用いた場合)

嫌気的生分解性試験結果
被験物質濃度
不明

試験期間
20 週間

分解率 (%)
0

40 週間

28

出
典
Wilson et al.,1986

ベンゼンは、嫌気的条件下では好気的条件下よりも分解速度は遅いが、ベンゼン濃度が 6mg/L までは汚泥処理に影響を与えないとの報告 (Bennett, 1989) や、汚泥の嫌気的な消化作用に対するベンゼンの毒性作用は、ベンゼンの濃度が 50～200 mg/L まではないとの報告がある(Jackson and Brown, 1970)。また、ベンゼンは、嫌気的条件下では生分解されない場合があるとの報告もあるが詳細は不明である (GDCh BUA, 1988)。

5.3

環境水中での動態

ベンゼンは、水に対する溶解度が 1.88 g/kg (23.5℃)、蒸気圧が 10.1 kPa (20℃)、ヘンリー定
数が 562 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ベン
ゼ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 1 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 3.5 日と推算される (Lyman et al., 1990)。
ベンゼンの土壌吸着係数 (Koc) の値は 79 (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、環境水中にベンゼンが排出された場合は、主に揮散により、一部は生分解により除去されると推定される。

5

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5.4

生物濃縮性

濃縮性試験から求めたベンゼンの生物濃縮係数 (BCF) は、淡水産の緑藻 (Chlorella fusca) では 30 (Geyer et al., 1984)、アナゴでは 3.5 (Ogata and Miyake, 1978)、キンギョでは 4.3 (Ogata et al.,1984) であり、水生生物への濃縮性は低いと推定される。

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)

淡水種では、緑藻のセレナストラム、クロレラ、アンキストロデスムス、クラミドモナスを用いた生長阻害や光合成阻害について報告されている。このうちセレナストラムに対する 72
時間 EC50 は 29 mg/L であった (Galassi et al., 1988)。また、同じセレナストラムの生長阻害に関する 72 時間 EC50 は 28 mg/L (バイオマス) 及び 100 mg/L (生長速度)、NOEC と同等とされる 72
時間 EC10 については、8.3 mg/L (バイオマス) 及び 34 mg/L (生長速度) であったとの報告 (TNO,
2000) もあるが、このデータは原著が入手できないため、信頼性の確認ができない。
海産種では、珪藻のハネケイソウやスケレトネマに対する生長阻害試験が実施されており、
ハネケイソウでは 96 時間 LOEC は 50 mg/L、スケレトネマでは 72 時間 EC50 は 100 mg/L 超 (生長速度) であった (Dunstan et al., 1975: Kusk, 1981)。
表 6-1
生物種
淡水
Selenastrum
capricornutum1)(緑藻、ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)

Chlorellavulgaris(緑藻、ｸﾛﾚﾗ)
Ankistrodesmus
falcatus(緑藻、ｱﾝｷｽﾄﾛﾃﾞｽ
ﾑｽ)

ベンゼンの藻類に対する毒性試験結果

試験法/
方式

温度
(℃)

止水
閉鎖系

ND

OECD
201
止水
閉鎖系
止水
閉鎖系

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

TNO, 2000

72 時間 EC50
72 時間 EC50
72 時間 EC1072 時間 EC10

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度

21-25

72 時間 EC50

生長阻害

ND

8 日間 EC50

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ

41(n)Herman et al., 1990

ND

ND

4 時間 EC5
4 時間 EC16
4 時間 EC95

光合成阻害

Giddings, 1979

止水
閉鎖系

ND

3 時間 EC50

14CO2 吸収
阻害

10
100
1000
(n)
312.5
(n)

止水
閉鎖系

20

4 時間 EC5014C-炭 酸 塩 吸
収阻害

6

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28
100
8.3
34
(m)
29
(m)

310
(n)

Galassi et al., 1988

Hutchinson et al.,
1980
Wong et al., 1984

生物種
Chlamydomonas
angulosa(緑藻、ｸﾗﾐﾄﾞﾓﾅｽ)
海水
Phaeodactylum
tricornutum(珪藻、ﾊﾈｹｲｿｳ)

試験法/
方式
止水
閉鎖系

温度
(℃)
19

止水
閉鎖系

ND

エンドポイント14

3 時間 EC50

CO2 吸収阻害

2 時間 LOEC
24 時間 LOEC

光合成阻害

濃度
(mg/L)
461
(n)

100
50
(n)
50
(n)

文献
Hutchinson et al.,1980

Kusk, 1981

止水
ND
96 時間 LOEC 生長阻害
Kusk, 1981
Phaeodactylum
閉鎖系
tricornutum(珪藻、ﾊﾈｹｲｿｳ)
止水
ND
2 時間 EC50
Akrosiphonia
光合成阻害
175-350
Kusk, 1980
閉鎖系
sonderi(n)(緑藻、ｱｸﾛｼﾌｫﾆｱ)
Skeletonema
止水
18
72 時間 EC50
生長阻害
>100
Dunstan et al., 1975
costatum
生長速度
(m)
閉鎖系
(珪藻、ｽｹﾚﾄﾈﾏ)
ND: データなし、(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

6.1.2

無脊椎動物に対する毒性(表 6-2)無脊椎動物の急性毒性については、淡水種として甲殻類のミジンコ類、ヨコエビ、ミズムシを用いた報告がある。このうち揮発性を考慮して実施されたミジンコ類での 24 時間 EC50 (遊泳阻害) は 18 mg/L、48 時間、96 時間 LC50 はそれぞれ 17.2 mg/L、15 mg/L であった (Galassi et al.,
1988; Niederlehner et al., 1998; Trucco et al., 1983)。
長期毒性として、ネコゼミジンコの一種 (Ceriodaphnia dubia) での繁殖試験報告があり、7日間 NOEC は 3 mg/L であった (Niederlehner et al., 1998)。
海産種として甲殻類のグラスシュリンプ、ブラインシュリンプ、ソコミジンコ目の一種(Nitocra spinipes)、アメリカイチョウガニでの急性毒性試験の報告がある。24～96 時間 LC50 は21～111.5 mg/L であったが、いずれの試験でもベンゼンの揮発性は考慮されていない。
表 6-2
生物種
淡水
Daphnia magna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

ベンゼ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

ND

ND

23

ND

20

ND

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

18-22

4-6 日齢

OECD
202
止水
閉鎖系
止水

幼生

止水

濃度
(mg/L)

文献

24 時間 EC50
遊泳阻害

18
(m)

Galassi etal., 1988

6-7

48 時間 EC50
遊泳阻害

31.2
(n)

Bobra et al.,
1983

ND

24 時間 EC50
48 時間 EC50
遊泳阻害

10
10
(n)

Janssen &Persoone,
19937

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生物種
Daphnia pulex(甲殻類、
ﾐｼﾞﾝｺ)
Ceriodaphnia
dubia(甲殻類、ﾈｺｾﾞ
ﾐｼﾞﾝｺ属の一種)
Gammarus
pulex(甲殻類、ﾖｺｴﾋﾞ科の一種)
Asellusaquaticus(甲殻類、ﾐｽﾞﾑ
ｼ科の一種)
海水
Palaemonetes
Pugio
(甲殻類、
ｸﾞﾗｽｼｭﾘﾝﾌﾟ)
Artemia salina(甲殻類、ﾌﾞﾗｲ
ﾝｼｭﾘﾝﾌﾟ)pH

エンドポイント

ND

7.5

25±1

68.3

7.6

止水
閉鎖系

20±1

ND

ND

止水
閉鎖系

20±1

成体

止水

20

ﾉｰﾌﾟﾘｳｽ
II

止水

24

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

硬度

濃度(mg/L)

文献

1.9-2.1
mm

閉鎖系
止水

15

96 時間 LC50

15(m)

Trucco et al.,
1983

生後
24 時間
以内

U.S.
EPA
半止水
閉鎖系

17.2
11.6
8.9
3
(m)
42
(n)

Niederlehneret al., 1998

ND

48 時間 LC50
7 日間 LC50
7 日間 LOEC
7 日間 NOEC
繁殖
48 時間 LC50

ND

ND

ND

48 時間 LC50

120
(n)

塩分濃度:
15‰

8.1

24 時間 LC50
48 時間 LC50
96 時間 LC50

天然海水

ND

24 時間 LC50
48 時間 LC50

43.5
35
27
(n)
66
21
(n)

(塩分濃度 ND)

Sloof, 1983

Tatem et al.,1978

Price et al.,
1974

Nitocra
ND
止水
20
塩分濃度
ND 24 時間 LC50
82
Potera, 1975
spinipes
15‰
(n)
(甲殻類、
塩分濃度
ND 24 時間 LC50
111.5
ｿｺﾐｼﾞﾝｺ目の
25‰
(n)
一種)
Cancer108
Caldwell et
ｿﾞｴｱ
止水
10.5塩分濃度:
ND 96 時間 LC50
magister(n)al., 1977
14.2
29-34‰(甲殻類、
ｱﾒﾘｶｲﾁｮｳｶﾞﾆ)
ND: データなし、(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

6.1.3

魚類に対する毒性(表 6-3)淡水魚としては、ファットヘッドミノー、グッピー、ブルーギル、ニジマス、キンギョなど
に対する急性毒性試験データがある。このうち揮発性を考慮して流水又は半止水式で試験を実施、あるいは測定濃度に基づき算出した 96 時間 LC50 は 5.3～28.6 mg/L の範囲にあり、最小値
はニジマスに対する 5.3 mg/L であった (DeGraeve et al. 1982)。海水魚について揮発性を考慮した同様な試験報告はストライプトバスに対する 96 時間 LC50 の 9.58 mg/L であった (Meyerhoff,1975)。
長期毒性については、ファットヘッドミノーの初期生活段階毒性試験報告があり、成長を指標とした 32 日間 NOEC は 0.8 mg/L であった (Russom and Broderius, 1991)。ニジマスの受精卵からふ化 4 日目まで 27 日間暴露したときの LC50 は 8.25 mg/L (Black et al., 1982) であった。また、ストライプトバスの成長を指標とした 28 日間 NOEC は 3.1 mg/L であった (Korn et al., 1976)。
8

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表 6-3生物種
急性毒性 淡水Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾞﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

ベンゼンの魚類に対する毒性試験結果
pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

45.5±17.65±0.6

535-596

7.98.0

15.6
14.0
10.2
(m)
15.1
(m)

Marchini etal., 199215

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

25

20

7.5

96 時間 LC50

33.5
(n)

360

8.2

96 時間 LC50

32
(n)

Pickering &Henderson,
1966

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

硬度

ふ化後
24 時間
以内

U.S.
EPA
流水

25±1

37.8 mm
0.58 gAPHA1)
流水

3.8-6.4 cm
1-2 g

APHA1)
止水

DeGraeve,
1982

21±1

ND

ND

96 時間 LC50

28.6
(m)

Galassi et al.,1988

1.9-2.5 cm
0.1-0.2 g

OECD
203
半止水
閉鎖系
APHA1)
止水

25

20

7.5

96 時間 LC50

36.6
(n)

Lepomismacrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)

3.8-6.4 cm
1-2 g

APHA1)
止水

25

20

7.5

96 時間 LC50

22.5
(n)

Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

106 mm13.9 ｇ

流水13536-596

7.98.0

96 時間 LC50

5.3
(m)

Pickering &Henderson,
1966
Pickering &Henderson,
1966
DeGraeve etal., 1982

5.0±1.0 cm

OECD
203
半止水
閉鎖系
流水

12±1

ND

ND

96 時間 LC50

5.9
(m)

Galassi etal., 1988

14.116.5

ND

96 時間 LC50

21.6
(m)

Hodson etal., 1984

96 時間 LC50

9.2
(n)

Johnson ＆Finley, 1980;
Mayer&
Ellersieck,
1986
Pickering &Henderson,
1966
Moles et al.,
1979

Poecilia
reticulata(ｸﾞｯﾋﾟｰ)

2.0±1.0 cm

4.6-6.4 cm
1.2-3.8 g
2.4 g

止水

12

44

7.60
8.19
7.4

Carassius
auratus(ｷﾝｷﾞｮ)3.8-6.4 cm
1-2 g

APHA1)
止水

25

20

7.5

96 時間 LC50

34.42
(n)

Gasterosteus
aculeatus
(ｲﾄﾖ)

55mm
3 年齢
成魚
40-75
mm

止水

8

ND

ND

96 時間 LC50

21.8
(n)

止水

9

ND

ND

96 時間 LC50

12.4
(n)

止水

9

ND

ND

96 時間 LC50

10.3
(n)

Oncorhynchus
kisutsch(ｷﾞﾝｻﾞｹ)
Oncorhynchus
tschawytscha(ﾏｽﾉｽｹ)

75 mm
稚魚

9

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pH

エンドポイント

濃度(mg/L)ND

ND

96 時間 LC50

13.5
(n)

9

ND

ND

96 時間 LC50

12.9
(n)

止水

6

ND

ND

96 時間 LC50

9.4
(n)

稚魚

止水

4

ND

ND

96 時間 LC50

15(n)

100 mm

止水

8

ND

ND

96 時間 LC50

10.5
(n)

75 mm

止水

6

ND

ND

96 時間 LC50

4.9
(n)

稚魚

止水

4

ND

ND

96 時間 LC50

7.4
(n)

Salvelinus
malma(ｵｼｮﾛｺﾏ)

100 mm

止水

8

ND

ND

96 時間 LC50

5.5
(n)

Moronesaxatilis(ｽﾄﾗｲﾌﾟﾄﾊﾞｽ)

52 mm
1.5 g

流水

16.917.9

塩分濃度:
29‰

7.67.896 時間 LC50

9.58
(m)

Meyerhoff,
1975

流水

25.5

46

7.7

32 日間 LOEC
32 日間 NOEC
成長

1.6
0.8
(m)

Russom&Broderius,
1991

流水
閉鎖系

13.1±
0.1

96.0±0.3

7.8±
0.02

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

8.64

Black et al.,
1982

生物種

大きさ/
成長段階
55 mm
稚魚

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

止水

9

55 mm
稚魚

止水

Oncorhynchus
nerca(ﾍﾞﾆｻﾞｹ･ﾋﾒﾏｽ)

75 mm

Oncorhynchus
gorbuscha(ｶﾗﾌﾄﾏｽ)

Cottus cognatus(ｽｶﾙﾋﾟﾝ･ｶｼﾞｶ科)
Thymallus
arcticus(ｷﾀｶﾜﾋﾒﾏｽ)

Salvelinus
malma(ｵｼｮﾛｺﾏ)急性毒性 海水
Oncorhynchus
nerca(ﾍﾞﾆｻﾞｹ･ﾋﾒﾏｽ)
Oncorhynchus
gorbuscha(ｶﾗﾌﾄﾏｽ)

長期毒性 淡水Pimephales
ふ化 24
promelas
時間以内(ﾌｧｯﾄﾞﾍｯﾄﾞﾐﾉの仔魚ｰ)
Oncorhynchus
受精後mykiss
30 分以(ﾆｼﾞﾏｽ)
内の卵

硬度

文献

Moles et al.,
1979

8.25
(m)

長期毒性 海水
Moronesaxatilis(ｽﾄﾗｲﾌﾟﾄﾊﾞｽ)

18.1 cm
3.39 g

流水15.216.4

塩分濃度:
25-26‰

7.77.828 日間 NOEC
成長

3.1

Korn et al.,
1976

(n)
ND: データなし、(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) 米国公衆衛生協会 (American Public Health Association) テストガイドライン

6.2

環境中の生物への影響 (まとめ)

ベンゼンの環境中の生物に対する毒性影響については、多くのデータがあり、致死、遊泳阻
害、生長 (成長) 阻害、繁殖などを指標に検討が行われている。ベンゼンは揮発性が高いことから、水生生物に関して信頼性の高いデータは試験を流水や閉鎖系の半止水式で実施したもの、
10

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あるいは測定した被験物質濃度に基づき毒性値を算出したものとした。
藻類の生長阻害試験では、セレナストラムの 72 時間 EC50 は 29 mg/L であり、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。海産種では、珪藻のハネケイソウに対する96 時間 LOEC が 50 mg/L であった。
無脊椎動物の甲殻類に対する急性毒性としては、ミジンコ類での 24 時間 EC50 (遊泳阻害) は18 mg/L、48 時間及び 96 時間 LC50 はそれぞれ 17.2 mg/L、15 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。長期の毒性試験データとしては、ネコゼミ
ジンコの一種 (Ceriodaphnia dubia) での繁殖試験報告があり、繁殖を指標とした 7 日間 NOEC
は 3 mg/L であった。
魚類に対する 96 時間 LC50 の範囲は 5.3～28.6 mg/L であり、最小値はニジマスに対する 5.3
mg/L であった。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。魚類の長期試験については、ファットヘッドミノーの初期生活段階毒性試験報告があり、成長を指標とした 32 日間 NOEC は 0.8 mg/L であった。
以上から、ベンゼンの水生生物に対する急性毒性は、魚類に対して GHS 急性毒性有害性区分
II に相当し、強い有害性を示す。長期毒性の NOEC は、甲殻類では 3 mg/L、魚類では 0.8 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、魚類であるファットヘッドミノーの成長を指標とした 32 日間 NOEC の 0.8 mg/L である。

7．ヒト健康への影響
7.1

生体内運命

(図 7-1)ベンゼンの吸入、経口、経皮経路からの吸収は速く、体内に迅速に分布する。ラットやマウスでは胃腸管からほとんど完全に吸収される。ヒトでは吸入経路からの吸収率は約 50％である。
ベンゼンは脂肪に優先的に分布する。
ベンゼンは、肝臓のシトクロム P450 2E1 (CYP2E1) によってベンゼンオキシドに代謝される。
次いで複数の経路により、trans,trans-ムコン酸、フェニルメルカプツール酸、フェノール、カテコール、p-ベンゾキノン、ヒドロキノン等毒性と関連する複数の代謝物が生成される。ベンゼンの毒性はベンゼンの代謝物であるフェノールの代謝物 (カテコール、ヒドロキノン、p-ベ
ンゾキノン)、trans, trans-ムコン酸、ベンゼンオキシドの共存による総合的な作用によるものと考えられている。更に、ベンゼン代謝物の量には種差があるが、ヒトでのベンゼン代謝物の定
量的データはほとんどない。尿中へは trans, trans-ムコン酸を排泄する。また、フェノール及びすべてのフェノール代謝物は硫酸やグルクロン酸と抱合し、主に尿中に排泄される。肺からは未変化体として呼気中に排泄される。

11

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ベンゼン

フェニルメルカプツール酸

ベンゼンオキシドオキセピン

trans,trans-ムコン酸
O
OH

O

HO

S-N-Acetyl-Cys?

O

ベンゼンジヒドロジオール
OH

trans,trans-ムコン
アルデヒド

OH

GSH
O

S-N-Acetyl-Cys?
OH

ベンゼンオキシド

H
HO

プレ-フェニルメルカプツール酸

フェノール

O

カテコール
OH

OH

OH

グルクロン酸 硫酸抱合
抱合

グルクロン酸 硫酸抱合
抱合
トリヒドロキシベンゼン

ヒドロキノン
OH

OH

HO

HO

OH

O
グルクロン酸 硫酸抱合
抱合

O

グルクロン酸 硫酸抱合
抱合

p-ベンゾキノン

図 7-1

ベンゼンの主な代謝経路(出典：ATSDR, 1997; Australian Department of Health and Aging, 2001 (一部改変))？: 予想経路を示す

7.2

疫学調査及び事例(表 7-1～10)

ヒトのおおよその吸入致死濃度は 5～10 分で 20,000 ppm、経口経路で 125 mg/kg である。
ベンゼンの急性毒性は、中枢神経系への影響及び麻酔作用で、即効的かつ用量依存的であり可逆的である。急性中毒による死亡例は、重篤な中枢神経障害や心臓不整脈による心肺停止である。
眼、皮膚、呼吸器に刺激性がある。
感作性の報告はないが、過去の長期間の使用経験から感作性はないと推察される。
12

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吸入することで頭痛、吐き気、倦怠感等の神経症状を示す。ベンゼン中毒は、一般に致死的な暴露又は再生不良性貧血を除き、暴露の中止で軽快する。ベンゼンの免疫系と血液系への作用から、最も重要な標的器官は骨髄であり、骨髄の機能抑制の結果として、免疫系の抑制影響がある。
同時に、骨髄の造血系への影響は顕著であり、循環血中の血球の減少に始まり、汎血球減少症と再生不良性貧血、更に必ずしもその過程は明確ではないが骨髄異形成症候群や急性骨髄性白血病に移行する。
米国とカナダでの化学工業と石油精製場の3つの研究の結果として得られた血液毒性を指標にしたNOAELが0.5 ppm超 (1.6 mg/m3超)、中国・上海市の工場でベンゼンに暴露された作業者の横断研究で得られたリンパ球数の減少を指標にしたLOAEL 7.6 ppm (25 mg/m3, 8-hr TWA) が得られている。また、中国・天津市の横断研究でベンゼンの血液毒性が1 ppm未満で認められた報告があり、そのLOAELは1 ppmである。以上から、吸入経路での最小のLOAELは1 ppmである。
ベンゼンのヒトへの生殖・発生毒性については、月経不順や精液の質に対する影響、自然流
産のリスクの増加、出生時体重の減少などベンゼンの生殖系への影響を示す報告もあるが、すべて混合暴露の事例で、他の交絡因子による調整が適切でない、調査人数が少ない、暴露期間が明確でないなど限界性があり、現在のところヒトでのベンゼンの生殖・発生毒性について暴露量との関連を含め明確に判断することはできない。
遺伝毒性については、職業的にベンゼン 10 ppm (33 mg/m3) 超 (8-hr TWA) で暴露された作業者の末梢血リンパ球に染色体の数的・構造的異常が認められており、ベンゼン (又はその代謝物) はヒトに遺伝毒性があることが示唆される。また、最新の細胞遺伝学的手法を取り入れた研究でも、染色体の傷害と高濃度のベンゼンとの間に依存性が認められている。
ベンゼンの発がん性については、数多くの疫学研究の報告があり、その中でも他の物質との混合暴露がなく、暴露量が詳細に検討されている PliofilmTM コホート研究が主要な報告であった。この報告を基に詳細な種々の統計学的な研究が行われ、ベンゼンの暴露量と急性骨髄性白血病による死亡との間に用量依存性があり、ベンゼンのヒトに対する発がん性が認知されている。

13

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表 7-1

ベンゼンに吸入暴露した作業者の血液学的影響(Australian Department of Health and Aging, 2001、一部改変)
業種

国

ビニー
ル履物
製造

日
本

化学工
業

米
国

石油精
製

カ
ナ
ダ

石油精
製
ベンゼ
ン基材
の溶剤
使用

米
国
中
国

ベンゼン
暴露
(8時間荷重平均)
100-400 ppm（作業場測定値）（就業
時間不定）

平均(範囲) = 0.55
(0.01-88) ppm
2 ppm超に暴露した作業者は5%未満
平均(範囲) = 0.81
(0.14-2.08) ppm
平均10年間中央値 = 0.53 ppm
中央値(範囲) 個人
暴露 = 31 ppm (範囲1.6-328.5 ppm)、
平均6.3年間
トルエンとキシレンは全群で0.2
ppm (0.7 mg/m3)
以下

履物製
造業

ク
ロ
ア
チ
ア

中央値(範囲) = 5.9(1.9-14.8) ppm (エリアモニタリング
値)

ベンゼ
ン基材
の溶剤
使用

中
国

平均(範囲) = 5.8(0.7-139) ppm (評価手法不詳)

所見

補足

文献

1958年、200余人の貼工（ベンゼン含有の接着剤使用）の83%に貧血、白血球減少等の異常1957-1959年までに貼工6人（女性、16～50歳）死亡（就業期間：1年未満～7年間、気中ベンゼン濃度：80～800 ppm）
全身倦怠、頭痛、悪心、嘔吐、顔面蒼白、心悸亢進、呼吸困難、めまい、卒倒発作、時に視力障害等の神経症状
重篤な再生不良性貧血、著しいWBC減少、骨髄像では低形成～強い荒廃
暴露387人、非暴露553人で、ALC・WBC・
RBC・Pltの減少、Hbの増加、MCVの増加がみられ、双方の患者数に差なし

就業時間は
季節変動が
あり、繁忙
期5-7月は
長時間労働
が続き、閑
散期には短
時間となる

岩村ら,
1960;原ら,
1960;三木ら, 1960;上岡ら, 1960;
水原, 1960;
中島ら,
1960;ニ本杉ら, 1960;堀口ら, 1960

暴露105人で、WBC・RBC・Hb・MCV・Plt
は概ね低い正常範囲内。MCV・Pltは雇用 (暴露) 期間と負の相関があり、個人のベンゼン
暴露量と相関しない
1959-1980年まで追跡された303人の血液学的全検査項目は概ね正常範囲内
性別･年齢・喫煙量・飲酒量で同数の対照者と比較
31 ppm超群: 22人
8-hr TWA中央濃度91.9 ppm (299 mg/m3)
絶対LC･WBC･RBC･Hct･Pltの減少
MCVの増加31 ppm以下の群: 22人
8-hr TWA中央濃度13.6 ppm (44.2 mg/m3)
絶対LC･RBC･Pltの減少
一度も31 ppmを超えなかった群: 11人
8-hr TWA中央濃度7.6 ppm (25 mg/m3)(範囲1-20 ppm)
絶対LCの減少

Collins etal., 1997

Khuder etal., 1999

血液学的検
査値と累積
暴露量の相
関なし

LOAEL: 7.6 ppm (25 mg/m3) (8-hr TWA)
非暴露女性27人と比較した暴露女性49人で、 ベンゼン混
平均Hb濃度･Bリンパ球比率の減少、MCV･入の接着杆状核好中球の増加剤･洗浄剤・塗料; トルエン
11-50 ppmとの混合暴露WBC減少症 (WBC <4.5×109/L)は、非暴露236人の8.9%に対して、暴露326人では26%

14

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Tsai et al.,
1983
Rothman etal., 1996a,b

Bogadi-Sareet al., 1997,
2000

Xia et al.,
1995

ベンゼン
暴露
(8時間荷重平均)
推定範囲 <5-34
ppm

所見

補足

文献

1939-1975年に暴露された657人で、ベンゼン
暴露量とWBC・RBCの減少のリスクは相関。
WBCの減少は大きいが、暴露量に閾値はみられない
1946-1949年に雇用された161人で、雇用開始4か月間にWBCの10%減少。RBCは一致した変化なし
459人の縦断研究で、1940-1948年の全暴露量と関連してWBC・RBC・Hbが減少。次の25
年間ではその傾向はない

Pliofilm
コホート

TM

Ward et al.,
1996

Pliofilm
コホート

TM

Cody et al.,
1993

Pliofilm
コホート

TM

Kipen et al.,
1988, 1989

作業者217人のWBC・Plt・全血球数の減少頻度は、性別･年齢・一般生活条件が同じ対照者100人と比較して増加

接着剤に暴
露。暴露期
間と関連な
し
血液変化と
暴露期間に
相関なし

Aksoy et al.,
1971

業種

国

ゴム製
造

米
国

ゴム製
造

米
国

ゴム製
造

米
国

履物製
造業

ト
ル
コ

船体修
理

米
国

60-600 ppm

ベンゼ
ン基材
の溶剤
使用

イ
タ
リ
ア

>20 ppm

化学工
業
化学工
業
化学工
業

米
国
米
国
米
国

0.01-1.40 ppm
平均7.3年間

コーク
ス炉副
産物

米
国

0.1-31.4 ppm

非暴露群、<2 ppm-年暴露群、2-20 ppm-年暴
露群、>20 ppm-年暴露群で比較し、WBC、
RBC、Hb値に差なし (17-37人/群)

ベンゼ
ン基材
の溶剤
使用
石油精
製

中
国

平均(最大) =女性
59.2 (210)、=男性
47.9 (210) ppm
平均5年間
10 ppm

女性: 非暴露85人に対して、暴露83人でALCの減少
男性: 非暴露44人に対して、暴露61人でALC
の差なし

トルエン
6-7 ppmと混合暴露

Yin et al.,1987

全絶対MCVは正常範囲
内

YardleyJones et al.,
1988

印刷

米
国

非暴露33人と暴露66人の比較暴露群でMCVのわずかな増加
その他の血液学的、血清生化学的数値に差なし暴露作業者332人中130人に貧血、MCVの増加、Pltの減少・WBCの減少等の中毒症状

ベンゼン使
用中止後、
再発の症例
なし

Greenburg etal., 1939

米国

推定暴露中央値
30-54 ppm
雇用開始4か月間
予測平均値
75 ppm (1940-1948
年)
15-20 ppm
(1949-1978年)
15-210 ppm
3か月間-17年間

平均>24 ppm
平均9.6年間＜2 ppm-約30
ppm 1-20 年間

11-1,060 ppm (3-5年間)

船上タンクの脱ガス作業で数日間暴露された9/15人で、4か月以内にWBC・ALC・Hb・Plt・MCVの異常。12か月後でも7/15人が1項目以上の検査値に異常
ベンゼン中毒の恐れで職業健康クリニック
を訪れた301人のうち、153人で一過性の骨髄異常、39人で進行性の骨髄異常; 11人が再生不良性貧血で死亡、21人が血液リンパ系の進
行がん

骨髄疾患の
重篤度と現
状又は直近
の暴露量と
の間に強い
有意差あり

15

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Vai et al.,
1989

Collins etal., 1991

暴露200人、非暴露268人で、血液学的検査項
目で、ベンゼンに関連した影響なし
10/10人でMCVの増加、9/10人でHb値の減少同数の対照者と比較して、暴露282人でRBC・総ビリルビンの軽微な低下

Midzenski etal., 1992

Fishbeck etal., 1978
暴露2/282人
が調査期間中(1967-74)に白血病で死亡

Townsend etal., 1978

Hancock etal., 1984

ベンゼン
暴露(8時間荷重平均)
予測平均値
100 ppm
範囲50-500 ppm

業種

国

ゴム製
造

米
国

タイヤ
コード
製造

ト
ル
コ

0-110 ppm (エリア
モニタリング値)

2製靴工
場

中
国

対照群140人(男52、女88)

天
津市

暴露群250人
1 ppm未満: 109人
(37,72)
1-10 ppm: 110人
(39,71)
10 ppm以上: 31人(10,21)
従事期間6.1±2.9
年

所見

補足

倦怠感、悪心、嘔吐、出血の訴えた1,104人で、 世界大戦に血球数を測定。ALCは83人で異常に低値。25 よる合成ゴムの注文増
人はWBC・RBC・Pltが重度に減少。そのう
ち9人は入院し、骨髄の生検で再生不良性貧 加血と診断、3人死亡。
暴露された231人のうち、9人にWBCの減少、 用いた希釈剤と溶剤に4人にPltの減少、1人にWBC・RBC・Pltの減
6-8%ベンゼ少
ン含有
16か月間ベンゼン暴露された250人を、平均 ベンゼンと濃度で1 ppm未満、1以上10 ppm未満、10 ppm トルエンを
以上の3群に区分。
個人モニタ
全暴露群:
ー
傾向検定で以下項目に有意差あり：総白血
球数、顆粒球数、絶対リンパ球数、CD4＋-Tリンパ球数、CD4＋ /CD8＋ -Tリンパ球数
比、Bリンパ球数、ナチュラルキラー細胞
数、血小板数
1 ppm未満:
総白血球数、顆粒球数、CD4＋ -Tリンパ球数、CD4＋/CD8＋-Tリンパ球数比及びBリン
パ球数の減少と血小板の減少
10 ppm以上:
ヘモグロビン濃度減少、顆粒球･マクロフ
ァージ系コロニー形成単位、前期赤芽球系
前駆細胞数、顆粒球・赤芽球･マクロファ
ージ・巨核球系コロニー形成単位数が減少
造血前駆細胞の感受性は、分化した白血球や顆粒球より高い

文献
Wilson,1942

Aksoy et al.,1987

Lan et al.,2004

ベンゼン代謝に重要な2つの遺伝子型 (ミエロペルオキシダーゼMPO -463GG、NAD(P)H:
キノン酸化還元酵素NQO1 465CT) が、暴露された作業者28人の白血球数の減少と相関
LOAEL: 1 ppm (血液毒性)(本評価書の判断)
ALC、絶対リンパ球数；Hb、ヘモグロビン；LC、リンパ球；MCV、平均赤血球容積；Plt、血小板；RBC、赤血球；WBC、白血球

表 7-2

暴露濃度とベンゼン中毒の相対リスク (Dosemeci et al., 1997)
暴露濃度 (ppm)
<5
5-19
20-39
40≦

相対リスク (95％信頼区間CI）
1.0 (対照)
2.2 (1.7-2.9)
4.7 (3.4-6.5)
7.2 (5.3-9.8)

16

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表 7-3ベンゼンに職業暴露されたヒトのリンパ球を用いたin vivo遺伝毒性結果(ATSDR, 1997)

使用細胞種
ヒトリンパ球
ヒトリンパ球 (職業暴露されたヒト)

エンドポイント
小核の増加
染色体異常

姉妹染色分体交換

結果
＋
(＋)
＋
－
＋
＋
＋
＋
＋
＋
＋
＋
－
－

文献
Robertson et al., 1991
Yardley-Jones et al., 1990
Sasiadek et al., 1989
Jablonicka et al., 1987
Forni et al., 1971a,b
Ding et al., 1983
Tough & Court Brown, 1965
Picciano, 1979
Tompa et al., 1994
Sasiadek, 1992
Sasiadek & Jagielski, 1990
Popp et al., 1992
Yardley-Jones et al., 1988
Seiji et al., 1990

＋ 陽性、－ 陰性、(＋) 弱い陽性

表 7-4

ベンゼンに職業暴露された作業者の遺伝毒性影響(Australian Department of Health and Aging, 2001)
集団
暴露群
ガソリンスタンド従業員(12 人)

対照群
性別、年齢、喫煙習慣が同一条件 (12 人)ガソリンスタンド従業員(12人)
スチレン工場
作業者 （25人）

性別、年齢、喫煙習慣が同一条件 (12 人)
性別、年齢が同一条件 (25 人)

石炭ガス工場
作業者 (56 人)

年齢が同一条件(28 人)

石炭ガス工場
作業者 (12 人)
及び炉操作者(5 人)

隣接する地方の村の条件を一致させていない住民 (8 人)

ベンゼン基材の溶剤を用いる作業者 (24人)

性別、年齢、喫煙飲酒、肥満度が同一条件 (23人)

影響と影響濃度 (8-hr TWA)

文献

ベンゼン平均大気濃度 0.11 ppm (範囲 0.03-3.0 ppm) 注１） に暴露されたヒトの新鮮な培養末梢血リンパ球で、全体的な DNA 傷
害と強い傷害を受けた細胞の増加 (Lagorio et al., 1997)

Andreoli etal., 1997

ベンゼン 0.1 ppm 注 1） の平均大気濃度に暴露されたヒトの末梢血リンパ球で、染色体 7･11･18 番及び X 染色体に数的異常なし

Carere et al.,
1998

平均濃度ベンゼン 0.24 ppm、スチレン (トルエン･キシレン･エ
チルベンゼン) 0.31 ppm で暴露 注 2）
全リンパ球で動原体を有する小核の増加
単球の DNA 付加体、リンパ球の DNA 一本鎖切断･姉妹染色分体交換･全小核に変化なし
ベンゼン暴露濃度 0.5-1.2 ppm 注 3） で、リンパ球と頬細胞における小核、全染色体を入れる小核 (MN harbouring wholechromosomes)、無動原体染色体断片、9 番染色体数的異常の増加なし
幾何平均 1.3 ppm のベンゼン暴露 注 3） された作業者において、分裂間期リンパ球の 1･9 番染色体の動原体切断が、わずかであるが有意に増加。
幾何平均 1.0 ppm ベンゼンに暴露されたコークス炉作業者では増加なし。
ベンゼン平均暴露 72 ppm (範囲 2-301 ppm) 注 4） で、ヘテロ（接合体）のヒトの末梢血 RBC で、Nø ではなく NN グリコホリン
A 突然変異体の頻度が 2 倍増加。ベンゼン生涯累積暴露量に強く依存。

Holz et al.,
1995

17

http://www.cerij.or.jp

Surralles etal., 1997

Marcon etal., 1999

Rothman etal., 1995,
1996b

集団
暴露群
ベンゼン基材の溶剤を用いる作業者 (43人)

影響と影響濃度 (8-hr TWA)

対照群
性別、年齢が同一条件 (44 人)

文献

中央値31 ppm (範囲不詳) でベンゼン暴露 注4）した作業者のリン Smith et al.,
パ球で、8･21番染色体の高二倍体の頻度及び8番染色体の低二1998倍体の頻度の用量依存的増加。
31 ppm超の暴露濃度で、リンパ球の転座t(8;21) (27対2%リンパ球) は15倍、転座t(8;＊ 注))と転座t(21;＊)は2倍増加。
すべての増加は、累積暴露量ではなくその時点の暴露量に依存。
注）＊: 染色体不詳
ベンゼン暴露濃度 31 ppm 超 注 4）で、絶対リンパ球数の減少に伴 Zhang et al.,って、リンパ球の 9 番染色体の高二倍体、主に三倍体の頻度増 1996
加
中央値 31 ppm (範囲 2-329 ppm) 注 4） で、分裂中期の全血塗沫標 Zhang et al.,
本において、5･7 番染色体のモノソミー、1･5･7 番染色体の三 1998
倍体、四倍体が増加。5･7 番染色体の長腕欠失が用量依存性に3.5 倍までの増加。
注 1）石油や自動車の排気ガスに含まれる 1,3-ブタジエンや遺伝毒性のある多環式芳香族炭化水素等の化学物
質の排出状況の情報がない。
注 2）スチレン単独でも低濃度でヒトリンパ球の染色体異常を引き起こす (IARC, 1994)。
注 3）低濃度で遺伝毒性のある多種類の多環式芳香族炭化水素にも混合暴露されている (IPCS, 1998)。
注 4）トルエンとキシレンにも混合暴露されており、それらがベンゼンの代謝を阻害していた可能性がある。
ただし、トルエンとキシレンがこのような染色体の傷害を引き起こすという報告はない (IPCS, 1997;
McGregor, 1994)。

表 7-5

PliofilmTMコホートでの死因と標準化死亡比
死

因

全死亡
全悪性腫瘍
リンパ造血系がん
白血病（非リンパ性）
多発性骨髄腫

表 7-6

死亡数
観察値
期待値
330
331.6
69
66.8
15
6.6
9
2.7
4
1.0

(Rinsky et al., 1987)
標準化死亡比（95％CI）
0.99 (0.89-1.11)
1.03 (0.80-1.30)
2.27 (1.27-3.76)
3.37 (1.54-6.41)
4.09 (1.10-10.47)

PliofilmTMコホートで白血病で死亡した作業者の累積暴露量と標準化死亡比(Rinsky et al., 1987)
累積暴露量 (ppm-年)
標準化死亡比 (95％CI)
0.001-40
1.09 (0.12-3.94)
40-2003.22 (0.36-11.65)
200-400
11.86 (1.33-42.85)>400
66.37 (13.34-193.93)
3.37 (1.54-6.41)
計
ppm-年: ppm×年 (例、400 ppm-年＝10 ppm×40年)

表 7-7

データ追加後のPliofilmTMコホートでの死因と標準化死亡比 (Paxton et al., 1994a)
死

因

全死亡
リンパ・造血系がん
白血病

死亡数
観察値
期待値
481
468.22
21
9.51
14
3.89

18

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標準化死亡比（95％CI）
1.03 (0.94-1.12)
2.21 (1.37-3.38)
3.60 (1.97-6.04)

表 7-8

PliofilmTMコホートでのベンゼンの推定累積暴露量と白血病の標準化死亡比 (Paxton et al., 1994aを改変)標準化死亡比 (95%CI)
累積暴露量(ppm-年)
Crump & Allen (1984)
Paustenbachら (1992)
Rinskyら (1987)
0-5
0.88 (0.02-4.89)
1.33 (0.03-7.43)
1.97 (0.41-5.76)>5-50
3.25 (0.88-8.33)
1.79 (0.22-6.45)
2.29 (0.47-6.69)>50-500
4.87 (1.79-10.63)*
2.80 (0.76-7.16)
6.93 (2.78-14.28)**>500
10.34 (2.13-30.21)**11.86 (4.76-24.44)**
20.00 (0.51-111.4)
ppm-年: 50 ppm-年は、40年間であれば1.25 ppmの暴露に相当。
* p <0.05、** p <0.01
3つのグループによる大きな違いは、累積暴露量を①Crump & Allen (1984) はデータがない期間の荷重平均を、データのあった期間の荷重平均のTWA-TLVに対する比に基づいて、その当時のTWA-TLV (100 ppm) から求めていること、②Paustenbachら (1992) は1940年代の異常な長時間労働、測定機器の不備による暴露濃度の過小評価の可能性、皮膚吸収の可能性などを考慮していること、③Rinskyら (1987) はある職種の労働者は特別のことがない限り同じ濃度に暴露したと仮定したことによる。
したがって、Paustenbachらの暴露推定に比べると、Rinskyらの推定は過小評価の可能性が、Crump & Allen
はある職種では過大評価、ある職種では過小評価していることになる (日本産業衛生学会許容濃度等委員会,
1997)。

表 7-9

PliofilmTMコホートでのベンゼンの累積暴露量と急性骨髄性白血病
及び多発性骨髄腫 （Wong, 1995）

累積暴露量(ppm-年)<40
40-200200-400
＞400
計

累積暴露量
(ppm-年)<40
40-200200-400＞400
計**P<0.01

観察値 (死亡)10236

急性骨髄性白血病
期待値 (死亡)
標準化死亡比 (95% CI)
0.84
1.19 (0.03-6.63)
0.25
0(0-14.75)
0.07
27.21 (3.29-98.24) **0.03
98.37 (20.28-287.65) **1.09
5.03 (1.84-10.97) **観察値 (死亡)30014

多発性骨髄腫期待値 (死亡)
標準化死亡比 (95% CI)
0.93
3.21 (0.66-9.39)
0.30
0(0-12.29)
0.10
0(0-36.89)
0.04
25.17 (0.63-139.83)
1.37
2.91 (0.79-7.45)

19

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表 7-10

PliofilmTMコホートで職場の平均長期ベンゼン暴露濃度と全白血病 注）の観察数と期待数 (Schnatter et al., 1996を改変)
平均長期
ベンゼン
暴露濃度
(ppm)

Crump & Allen

中央値

Paustenbach et al.

観察数
期待数
観察数
期待数
観察数
期待数
0
0.43
0
0.53
0
0.07
≦1
0
0.83
0
1.01
0
0.10
≦5
0
0.89
0
1.04
0
0.11
≦10
0
0.98
0
1.28
0
0.15
≦15
0
1.50
2
1.92
0
0.21
≦20
2
1.88
2
2.13
1
0.80
≦25
2
2.01
3
2.35
1
0.90
≦30
5
2.84
5
2.73
1
1.33
≦40
5
3.30
5
2.98
3
1.96
≦50
9
4.21
8
3.98
5
3.55
≦100
14
4.87
9
4.20
14
4.70
≦200
14
4.87
14
4.87
14
4.87
≦260
TM
注）Pliofilm の作業者には、急性骨髄性白血病と急性単球性白血病が観察された。

7.3

Rinsky et al.
観察数
1
1
1
1
3
7
7
10
14
14
14
14

期待数
1.53
1.72
2.00
2.00
2.30
2.92
3.24
4.04
4.79
4.87
4.87
4.87

実験動物に対する毒性

7.3.1

急性毒性

(表 7-11)

経口投与での LD50 は、マウスで 4,700 mg/kg～6,500 mg/kg 、雄ラットでは 810 mg/kg～9,900
mg/kg である。吸入暴露での LC50 は、マウスで 9,980 ppm (7 時間)、ラットでは、雌で 13,700 ppm(4 時間)、雄では 16,000 ppm (4 時間)である。経皮での LD50 は、モルモットで 8,200 mg/kg 超、ウサギでは 8,200 mg/kg 超である。
なお、ベンゼンによる死因は中重篤な枢神経系抑制あるいは心不整脈に起因する心肺停止である。
ラットの経口投与による主な症状は、鎮静と麻酔作用であり、剖検では肺、副腎等の充出血がみられている。また、吸入経路では、死亡に関連して中枢神経系の抑制、剖検では主に肺と肝臓に充血がみられている。
表 7-11マウス
経口 LD50(mg/kg)4,7001）6,500 (雄)ベンゼンの急性毒性試験結果
ラット
810 (雄)3,400-5,600 (雄)5,600 (雄）9,900 (雄）13,700 (雌） (4 時間）
約 16,000 (雄） (4 時間）

モルモット

ウサギ

ND

ND

45,000 (雌雄）（100％致吸入 LC50ND
9,9801） (7 時間）
死、30 分間）(ppm)
経皮 LD50ND
ND
8,200 超（雄）8,200 超 (雌雄）(mg/kg)
皮下 LD50
3,500 (雄）ND
ND
ND
(mg/kg)
ND: データなし;
1)雌雄不詳
出典：Carpenter et al., 1944; Cornish and Ryan, 1965; Drew and Fouts, 1974; Kimura, et al., 1971; Roudabush et al.,20

http://www.cerij.or.jp

1965; RTECS, 2004; Smyth et al., 1962; Spano et al., 1989; Svirbely et al., 1943; Watanabe and Yoshida, 1970; Wolf etal., 1956

7.3.2

刺激性及び腐食性

ベンゼン原液は一般に眼、皮膚に刺激性がある。

7.3.3

感作性

調査した範囲内では、ベンゼン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 7-12)ベンゼ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及び吸入暴露試
験が行われている。ベンゼンの反復暴露による主要な影響は、ヒトにみられる知見とほぼ一致しており、その最も重要な標的器官は骨髄であると推測される。末梢血の白血球減少、リンパ球減少、貧血などにみられる骨髄での造血系のすべての段階、例えば造血幹細胞に影響を及ぼすことによる血液系への影響、脾臓の重量と細胞成分の減少、リンパ球減少、リンパ球増殖反
応低下、特異抗体産生細胞減少等の免疫系への影響、及び興奮などの神経系への影響である。
このうち、造血幹細胞の減少やリンパ球減少は、低濃度では暴露後に回復する可逆性の変化であるが、高濃度では白血病発生に結びつく可能性が示唆されている。また、胎盤経由による次世代の造血系への影響も示唆されている。
反復暴露で最も小さな用量で変化のみられた試験は、経口投与では、長期の試験ではマウスに 0、25～100 mg/kg/日、ラットには 0、25～200 mg/kg/日のベンゼンを 103 週間経口投与した
発がん性試験で、血液系及び卵巣変化 (マウスのみ) を指標にして、共に LOAEL は 25 mg/kg/日である。
吸入暴露では、ベンゼン 0、1、10、30、300 ppm をマウス又はラットに 13 週間吸入暴露した試験で、血液系への影響や免疫系への病理組織学的変化を指標にして、マウス又はラット共に NOAEL は 30 ppm (98 mg/m3)である。
また、マウスでの反復毒性試験では、生殖腺への影響も認められている。マウスへの 103 週間強制経口投与で卵巣上皮の過形成、卵巣の萎縮が 25 mg/kg/日に、またマウスへの 13 週間吸
入暴露で卵巣のう腫、及び精巣萎縮/変性、精巣上体管内精子減少、精子形態異常の増加が 300
ppm (975 mg/m3) に認められ、それぞれ生殖腺への影響を指標とした経口投与での LOAEL は
25 mg/kg/日、吸入暴露での NOAEL は 30 ppm (98 mg/m3) である。
表 7-12動物種等 投与方
法
経口投
マウス
与（飲
ICR
水）
雄
マウス
経口投

投与期
間
4 週間

28 日

ベンゼンの反復投与毒性試験結果

投与量

結

果

0、8、40、 行動、体重、摂餌量、摂水量に変化なし
180 mg/kg/ 脳内ノルエピネフリン、ドーパミン、セロトニン、それらの代謝物濃度の用量依存性の上昇
日0、31、166、 31 mg/L (8 mg/kg)以上:

21

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文献
Hsieh etal., 1988a
Hsieh et

動物種等 投与方
法
与（飲
ICR
水）
雄
6-7 週齢
5 匹/群

投与期
間
間

投与量

結

果

末梢血 WBC、LC、RBC の減少（大球性貧血）
790 mg/L（0、8、40、 31 mg/L (8 mg/kg):
180 mg/kg/
B-、T-リンパ球マイトジェンによる脾臓リンパ球増日）
殖反応亢進
リンパ球混合培養(MLC)反応亢進
細胞傷害性 T リンパ球(CTL)反応亢進(25:1 E:T 比)
166 mg/L (40 mg/kg)以上:
B-、T-リンパ球マイトジェンによる脾臓リンパ球増
殖反応抑制
MLC 反応抑制
抗羊赤血球抗体価の抑制
790 mg/L (180 mg/kg):
脾臓重量の減少肝臓重量の増加CTL 反応抑制(25:1 E:T 比)

文献
al.,
1988b

LOAEL: 31 mg/L (8 mg/kg) (大球性貧血、免疫反応)（本評価書の判断）マウス
B6C3F1雌6-7 週齢12 匹/群

マウス
B6C3F1
雌雄各 60 匹/
群

経口投
与（飲
水）

強制経
口投与

30 日
間

103 週
間
5 日/週

0、12、195、 病理組織学的検査はしていない
350 mg/kg/ 12 mg/kg/日以上の群:日
脾臓細胞成分の減少
脾臓 LC 増殖反応低下 (刺激指数として;コンカナバ
リン A)
195 mg/kg/日以上の群:WBC 減少LC 比率減少Ｔ-リンパ球の減少
脾臓 LC 増殖反応低下 (刺激指数として;リポ多糖体)
骨髄顆粒球-マクロファージ幹細胞数減少
350 mg/kg/日群:
体重増加抑制脾臓重量減少（相対・絶対）好酸球比率減少、Hb 濃度減少、RBC 減少
IgＭ抗体産生細胞減少（脾臓あたり）
LOAEL: 12 mg/kg/日(免疫系への抑制)（本評価書の判
断）0、25、50、 雄：
100 mg/kg/ 25 mg/kg/日:
日
WBC 減少（6、21 か月）
LC 減少（12 か月）
50 mg/kg/日以上:
WBC 減少（3、6、9、12、15、18、21 か月）
LC 減少（3、6、9、12、15、18、21 か月）
雌：
25 mg/kg/日以上:
WBC 減少（12、18 か月）
LC 減少（12、18 か月）
卵巣上皮過形成
卵巣加齢性萎縮左から 0、25、50、100 mg/kg/日
卵巣上皮過形成12/47 39/44* 31/49* 29/48*
卵巣加齢性萎縮22

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Shell Oil,
1992

Huff etal., 1989;
U.S.NTP,1986

動物種等 投与方
法

投与期
間

投与量

結
15/47

35/44*

果

32/49*

文献

22/48*有意差あり100 mg/kg/日:
LC 減少（3 か月）
LOAEL: 25 mg/kg/日(WBC減少、LC減少、卵巣変化)（本評価書の判断）
0、0.7、7.1、 7.1 mg/kg/日以上:
WBC 減少35.7、71.4
35.7 mg/kg/日以上:mg/kg/日
RBC 減少雄: 0、50、 雄：
50 mg/kg/日以上:
100、200
mg/kg/日WBC 減少（用量依存性）
雌: 0、25、胸腺･脾臓リンパ組織枯渇
50、100雌：mg/kg/日
25 mg/kg/日以上:
WBC 減少（3、6、9、12 か月；用量依存性）（15、18、21、24 か月は変化なし）

ラット
Wistar
雌

強制経
口投与

6 か月
間5日
/週

ラット
F344
雌雄
各 60 匹/
群

強制経
口投与

103 週
間
5 日/週

マウス
ICR
C57BL
雄
マウス
雄

吸入暴
露

5 日間
6 時間/
日

0、300、900
ppm

吸入暴
露

数日間
6 時間/
日

0、100、
300、
1,000、
3,000 ppm

マウス
C57BL/6J雄
8 週齢
7-8 匹/群

吸入暴
露

6 日間
6 時間/
日

マウス
Kunming
雄

吸入暴
露

30 日
間
2 時間/
日

LOAEL: 25 mg/kg/日(WBC 減少) （本評価書の判断）
300 ppm 以上: 運動量の増加
増加の強さ: 30 分後＜75 分後
900 ppm 群＜300 ppm 群

Wolf etal., 1956

Huff etal., 1989;
U.S.NTP,1986

Evans etal., 1981

自発運動に影響なし
Dempster
100 ppm:
et al.,
1984
ミルク舐め(ミルクの出るノズルを舐める行動)の増
加＊
1,000 ppm 以上:
後肢握力の低下＊
空腹と刺激性による可能性あり
0、10、31、 10 ppm 以上:
Rozen et100、301
al., 1984
末梢血 LC の減少
ppm
リポ多糖体誘導骨髄 B-リンパ球コロニー形成能力の低下
10 ppm:
RBC の増加
31 ppm 以上:
フィトヘマグルチニン刺激に対する脾臓 T-リンパ球
幼若化反応の低下
100 ppm 以上:
RBC の減少骨髄 B-リンパ球数の減少
脾臓 B-リンパ球数の減少
脾臓 T-リンパ球数の減少
301 ppm:脾臓 B-リンパ球コロニー形成能力の低下
LOAEL: 10 ppm (リンパ球増殖抑制)（本評価書の判断）
0.78 ppm:
0、0.78、Li et al.,
中枢神経系の興奮
3.13、12.52
1992
12.52 ppm:
ppm
中枢神経系の機能低下
脳中のアセチルコリンエステラーゼ活性減少

23

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動物種等 投与方
法

マウス
ICR
雌雄
8 週齢
30 匹/群

吸入暴
露

投与期
間

13週間
6時間/
日
5 日/週

投与量

結

果

肝臓相対重量増加
脾臓相対重量低下
骨髄で、骨髄芽球、前骨髄球、骨髄球、赤芽球、巨核球比率の減少
0、1、10、 300 ppm:
30、300
明らかな血液毒性がみられた:
ppm (0、
減少項目：Hct、全 Hb、RBC、WBC、Plt、M/E
3.3、32.5、比、LC 百分比
97.5、975
増加項目：MCV、平均赤血球 Hb 量、グリセロー
mg/m3)
ル溶解時間、赤血球形態変化の頻度と程度
病理組織学的変化は以下のとおり:（頻度と程度: 雄＞雌）雌雄: 胸腺萎縮
雄: 骨髄細胞密度低下、脾臓動脈周囲リンパ組織
枯渇、脾臓髄外造血亢進、下顎/腸間膜リンパ節リンパ組織枯渇、精巣萎縮/変性、精巣上体管内精子減少、精子形態異常の増加
雌: 卵巣のう腫

文献

Ward etal., 1985

NOAEL: 30 ppm (98 mg/m3) (汎血球減少、骨髄低形成、卵巣、精巣変化)(本評価書の判断)
マウス
CBA/Ca
雌雄
12 週齢

吸入暴
露

最長
16 週
間
6 時間/
日
5 日/週

0、10、25、 2 週間暴露
100、300、 10 ppm:
400、3,000
血液学的変化なし
ppm
25 ppm:
LC 減少
100、300、400 ppm:
血中 LC・骨髄細胞成分・骨髄中の造血幹細胞 CFU-Sの用量依存的減少、DNA 合成期の CFU-S 画分の増加

Cronkiteet al.,
1989

2、4、8、16 週間暴露300 ppm:
重篤な LC 減少症、骨髄中の CFU-S の減少（回復性）
2、4 週間暴露群:
変化は迅速かつ完全に回復
8 週間暴露群:
LC 減少症は 8 週間以内に、骨髄中の CFU-S は 16週間で回復
16 週間暴露群:
LC 減少症は 8 週間以内に、骨髄中の CFU-S は 25
週間で回復
（同じ合計暴露量の毒性比較）
8 日間 3,000 ppm＜80 日間 300 ppm

マウス
ICR
雄

吸入暴
露

試験1
5日間
6時間/
日

NOAEL: 10 ppm (血液系等への影響)（本評価書の判断）
Green et
試験 1
試験 10、3.5、32、 320 mg/m³（100 ppm）以上:
al.,
320、979、
脾臓重量増加、脾臓･骨髄細胞成分 (全有核細胞･ 1981a,b
1,930、
顆粒球、LC、有核 RBC) 減少
4,083、

24

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動物種等 投与方法
試験 111-19 匹/群
試験 2,3
11-12 匹/
群

投与期
間
試験2
50日間
6時間/
日
5日/週
試験3
26週間
6時間/
日
5日/週

投与量

結

吸入暴
露

マウス
AKR/J
雄
8 週齢
マウス
SwissWebster
妊娠雌5-10匹/
群

吸入暴
露

胎児:
2匹/性/
腹/群
出生児:
2匹/性/

吸入暴
露

文献

7,731、
脾臓･骨髄中の CFU-S 数減少
15,558
脾臓 CFU-GM 数･濃度減少mg/m³
骨髄 CFU-GM の絶対数減少 CFU-GM 画分増加
(1.1、10、末梢血 WBC、好中球、LC 減少
100、306、979 mg/m³（306 ppm）以上:
603、
脾臓･骨髄 CFU-S 濃度の減少
1,276、
7,731 mg/m³（2,416 ppm）以上:
2,416、
RBC の減少
4,862 ppm)
試験 2
32 mg/m³ (10 ppm):
脾臓重量増加、脾臓細胞成分増加
CFU-S の数･濃度増加試験 232 mg/m³(10 ppm)
試験 3
966 mg/m³(302 ppm)

マウス
C57BL/6
J
雄
8 週齢

果

試験 3
966 mg/m³ (302 ppm):
脾臓重量の低下骨髄･脾臓細胞成分の減少
骨髄･脾臓 CFU-S 数･濃度の減少
骨髄 CFU-GM 数･濃度の減少
脾臓 CFU-GM 数の減少
末梢血 WBC･RBC の減少
LC 比の減少
好中球･WBC の形態学的異常
骨髄白血球百分比の変化
脾臓 LC 顕著に減少
有核 RBC 数変化なし
形態学的に骨髄と脾臓の有核細胞の核と細胞質に種々の異常

70週間
6時間/
日
5 日/週

0、300 ppm

72週間
6時間/
日
5 日/週
妊娠
6-15 日6 時間/
日0、100 ppm

LOAEL: 32 mg/m³ (10 ppm) (造血系)（本評価書の判断）
貧血、LC 減少、好中球増多（核左方移動）、骨髄過形 Snyder et
成・脾臓過形成
al., 1980
組織
骨髄過形成
脾臓過形成

0
300 (ppm)
0/38 13/321）
2/38 16/32
1）
4 匹顆粒球系細胞

貧血、LC 減少
骨髄低形成（10/50 匹(20%); 対照群 1 匹）

0、5、10、 5 ppm:
胎児（16日齢）20 ppm
前期赤芽球系前駆細胞(BFU-E)の増加（雄）(0、16.3、
後期赤芽球系前駆細胞(CFU-E)の増加（雌雄）32.5、65
出生児（2日齢）及び児動物（6週齢）mg/m3)
影響なし
10 ppm:
胎児
BFU-Eの増加（雌）CFU-Eの増加（雌雄）出生児
CFU-Eの増加／減少（ニ峰性、雌雄）顆粒球･マクロファージ系コロニー形成細胞25

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Keller &Snyder,1986

動物種等 投与方
法
腹/群

投与期
間

投与量

結

果

文献

(GM-CFU-C)の減少（雄）児動物
骨髄CFU-Eの減少（雄）脾臓CFU-Eの増加（雄）20 ppm:
胎児
CFU-Eの減少（雌雄）出生児
CFU-Eの増加（雄）GM-CFU-Cの増加（雌雄）
児動物
影響なし

児動物:
1 匹/性/
群

経胎盤非暴露－10週齢で2週間10 ppm暴露:
脾臓GM-CFU-C減少（雄）経胎盤10 ppm暴露－10週齢で2週間10 ppm暴露:
脾臓GM-CFU-C減少（雌雄）骨髄CFU-E減少（雄）マウス
SwissWebster
妊娠雌 5
匹/群

吸入暴
露

妊娠
6-15 日
6 時間/
日

胎児：2
匹/性/腹
/群
出生
児：2匹/
性/腹/群
児動
物：1 匹
/性/群

ラット
SD
雄
12 週齢
8 匹/群

吸入暴
露
検査 4
日前に
羊赤血
球で免
疫

2、4 週
間
6 時間/
日
5 日/週

NOAEL: 5 ppm (出生児・児動物：造血機能)
LOAEL: 5 ppm (胎児：造血機能)（本評価書の判断）
疾患、死亡、体重に影響なし。
0、5、10、 母動物:
胎児（16日齢）:20 ppm全濃度で影響なし(0、16.3、
5
ppm:
32.5、65
出生児（2日齢）mg/m3)（末梢血）RBCの増加、前期有核RBCの減少（肝臓）造血芽細胞の増加
若齢動物（6週齢）（末梢血）RBCの増加（骨髄）リンパ球の減少（脾臓）非分裂顆粒球の増加
10 ppm:
出生児（2日齢）（末梢血）前期有核RBCの減少
20 ppm:
出生児（2日齢）（末梢血）前・後期有核RBCの減少、非分裂顆粒
球の増加（肝臓）造血芽細胞の増加、分裂・非分裂顆粒球の増加、後期有核RBCの減少、リンパ球の増加
若齢動物（6週齢）（骨髄）前期有核RBCの減少（脾臓）造血芽細胞の増加、分裂・非分裂顆粒球の増加
LOAEL: 5 ppm (出生児: 前期有核 RBC の減少、RBCの増加)（本評価書の判断）
0、30、200、 羊赤血球非免疫群:
400 ppm
2 週間暴露群:
400 ppm:
脾臓重量の減少脾臓 Kappa+(Pan-B)リンパ球数減少
4 週間暴露群:
400 ppm:26

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Keller &Snyder,1988

Robinsonet al.,
1997

動物種等 投与方
法

投与期
間

投与量

結

果

文献

胸腺重量の減少脾臓細胞成分の減少
脾臓 CD4＋/CD5＋ (T-helper)リンパ球数減少
脾臓 CD5＋(Pan-T)リンパ球数減少
脾臓 Kappa+(Pan-B)リンパ球数減少
羊赤血球免疫群:
2 週間暴露群:
400 ppm:
脾臓細胞成分の減少（23%減）
脾臓 Kappa+(Pan-B)リンパ球数減少
4 週間暴露群:
変化なし
NOAEL: 200 ppm (650 mg/m3) (免疫毒性) （本評価書の判断）
0、1、10、 300 ppm:
吸入暴 13 週
ラット
Ward et30、300露間SD
血液毒性:
al., 1985
6 時間/ ppm (0、雌雄
LC の減少、好中球百分比の増加
3.3、32.5、日
8 週齢
わずかな骨髄細胞密度低下
5 日/週 97.5、975
10 匹/群
卵巣・精巣に異常なし
mg/m3)NOAEL: 30 ppm (98 mg/m3) (リンパ球数減少、骨髄細胞密度低下)(本評価書の判断)
CFU-S、脾コロニー形成単位；CFU-GM、顆粒球･マクロファージ系コロニー形成単位；Hct、ヘマトクリッ
ト；Hb、ヘモグロビン；LC、リンパ球；MCV、平均赤血球容積；Plt、血小板；RBC、赤血球；WBC、白血
球

7.3.5

生殖・発生毒性(表 7-13)ベンゼンの生殖・発生毒性については、マウス、ラットを用いた生殖毒性試験マウス、ラット、ウサギを用いた発生毒性試験が行われている。ベンゼンによる生殖毒性は認められなかっ
たが、発生毒性として胎児体重の減少、骨化遅延、波状肋骨などがみられた他、母動物に毒性の現れる用量で催奇形性を示唆する所見も認められている。
妊娠雌SDラットに、ベンゼン蒸気0、10、50、500 ppm (0、32.5、162、1625 mg/m3) を妊娠6～15日に7時間/日吸入暴露し、妊娠20日目に母動物と胎児への影響を調べた試験で、50 ppm群
以上で、妊娠15日目で母動物体重の減少、妊娠5～15日目の母動物の体重増加量の減少がみられたが、妊娠20日目では10 ppm群の母動物体重は増加し、妊娠15～20日目の母動物の体重増加量
は10、500 ppm群で増加した。妊娠0～20日目の最終的な体重増加量に群間差はなかった。50 ppm
群で、生存胎児体重の有意な減少、内臓･骨格検査では、肋骨等の骨化遅延、軽微な腎盂拡張、
軽微な側脳室拡張等の変異の有意な増加がみられ、500 ppm群で胎児体重の有意な減少、頭臀長の有意な減少、頭蓋等の骨化遅延、波状肋骨、前肢の骨化順序の違い、側脳室の軽微な拡張等の変異の有意な増加がみられた。更に、500 ppm群では胎児の異常 (外脳、側脳室･第3脳室の拡張) がみられた。全暴露群の着床数、吸収胚、死亡胎児数、生存胎児数、性比に変化はなかった。以上から、ベンゼンは50 ppm以上で胎児毒性を示し、500 ppmでは催奇形性を示すと報告した (Kuna and Kapp, 1981)。本評価書では、吸入暴露での胎児毒性のNOAELは10 ppm (32.527

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mg/m3) と判断する。
表 7-13ベンゼンの生殖・発生毒性試験結果

動物種等 投与方 投与期間
投与量
法
マウス
腹腔内 単回最大耐量
雌投与
1250 mg/kg
ラット
雌

ラット
SD
雌

マウス
CF-1
雌

マウス
SwissWebster
妊娠雌
5 匹/群
マウス
雌

マウス
ICR/SIM
雌

結

果

文献

Bishop et al.,
生殖能力試験
1997347日間の35組の投与群と非投与群:
出生児、腹児数の減少なし
0、0.3、1.6、0.3-20 ppm:
Gofmekler,
吸入暴 交配前
1968
露10-15 日か 6.3、 15、18、 腹児数平均 7.5 匹 (対照群 8.4 匹)
ら (雄は 20、200 ppm 出生児体重変化なし
200 ppm:
6-10 日目
出生児なしから) 自然分娩まで
全妊娠期
間
24 時間/日
吸入暴 交配前 10 0、1、10、 母動物:
Kuna et al.,
露週間、交配 30、300 ppm 体重、一般状態、剖検所見に変化なし
1992
期間中は 6 (0、3.2、32、 生殖に関連する影響なし
時間/日で 96、958
児動物(分娩後 21 日目の離乳時):
5 日/週、妊 mg/m3)
10 ppm 以上娠 0-20 日
雌: 腎臓相対重量 6-9％増
間哺育
300 ppm
5-20 日間
雌: 体重 10％減、肝臓絶対重量 14％減
は毎日
NOAEL 30 ppm (96 mg/m3)（本評価書の判断）
一世代生
殖試験
Murray et al.,
吸入暴 妊娠 6-15 0、500 ppm 母動物
1979
異常なし
露
日
胎児
7 時間/日6％体重減少わずかな骨格変異の増加（胸骨分節・頭骨の骨化遅延、後頭骨の未癒合）吸入暴 妊娠 6-15
露日
6 時間/日LOAEL: 500 ppm (胎児：体重減少、骨格変異増加)（本評価書の判断）
Keller &0 、 5 、 10 、 母動物:
Snyder, 1988
疾患、死亡、体重に影響なし
20 ppm(0、16.3、 胎児、出生児:
1腹あたりの匹数、性比、体重、死亡胎児数、32.5、65
吸収胚、奇形は正常範囲内mg/m3)

Watanabe &単回皮 妊娠 11-15 2,600 mg/kg 母動物
Yoshida, 1970
下投与 日のいず （ 対 照 群 な WBCの減少（奇形胎児の有無にかかわらず母動物間のWBCし）れかの減少や体重増加量の減少に差なし）
胎児
妊娠11-12又は14-15日に投与された母動物の胎児に比較し、妊娠13日目に投与された母動物の腹児における口蓋裂と顎奇形の発生頻度が増加
経口投 妊娠 8-12 1,300 mg/kg/ 母動物
Seidenberg et
影響なし
与
日
日
al., 1986
胎児4%体重減少(出生 1、2 日目)

28

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動物種等 投与方 投与期間
投与量
結
果
法
母動物
0、800、
マウス
経口投 3 回/日
雌与
妊娠 6-15 1,300、2,600 800 mg/kg: 影響なし
1,300 mg/kg 以上: 致死率増加
mg/kg
日
胎児
800 mg/kg 以上: 体重減少
1,300 mg/kg以上: 吸収胚の増加
奇形の増加なし
0、2,600
母動物
マウス
経口投 3 回/日
致死率増加
雌与妊娠 12-15 mg/kg
胎児
日
吸収胚の増加、体重減少
奇形の増加なし
吸入暴 妊娠 6-15 0、100、300、母動物
ラット
2,200 ppm
露日SD
2,200 ppm: 体重増加抑制、チャンバー内で嗜眠
6 時間/日 (0、325、975、
雌
吸収胚頻度に影響なし
7,150
胎児mg/m3)
100 ppm:
胸骨分節欠損の増加
300 ppm:
胸骨分節の骨化遅延2,200 ppm:
体重の減少 (10%)
頭臀長の減少 (5%)
胸骨分節の骨化遅延
胸骨分節欠損の増加
NOAEL: 300 ppm (975 mg/m3) (母動物毒性)
LOAEL: 100 ppm(325 mg/m3) (胎児：胸骨分節欠損増加)（本評価書の判断）

29

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文献
Nawrot &Staples, 1979

Nawrot &Staples, 1979

Green et al.,1978

動物種等 投与方 投与期間法
吸入暴 妊娠 6-15
ラット
露
日
SD
7 時間/日雌
20 日目に
14-15 匹/群
検査

投与量

結

ウサギ
NZW
雌

吸入暴 妊娠 6-15
露日
6 時間/日吸入暴 妊娠 6-18
露日
7 時間/日文献

0、10、50、 10 ppm
Kuna ＆
母動物: 体重増加（day20）・体重増加量増加
500 ppm
Kapp, 1981
（day15-20）(0、32.5、
162、1625 50 ppm
母動物: 体重減少（day15）・体重増加量減少mg/m3)（day5-15）
胎児: 平均体重減少 (day20)
胎児の変異: 肋骨・四肢の骨化遅延(17匹)、
軽微な腎盂拡張(1匹)、軽微な側脳室拡張(5匹)
500 ppm
母動物: 体重減少（day15）・体重増加量減少（day5-15）、体重増加量増加（day15-20）
胎児: 平均体重減少 (day20）
頭臀長減少、尾椎骨数有意に減少
胎児の変異: 頭蓋・脊椎・肋骨・骨盤構成
骨・四肢の骨化遅延(23匹)、波状肋骨(1匹)、
前肢の骨化順序の違い(2匹)、側脳室の軽微な拡張(4匹)
胎児の異常: 外脳 (1匹)、側脳室･第3脳室の拡張(3匹)

変異胎児数
異常胎児数

ラット
SD
雌
40 匹/群

果

0

10

50

3/110
0/110

2/190
0/190

23*/125 30*/142
0/125
4/142
*有意差あり100 ppm

NOAEL: 10 ppm (32.5 mg/m3) (母動物毒性)
10 ppm (32.5 mg/m3) (胎児毒性)（本評価書の判断）
0、1、10、 母動物
Coate et al.,40、100 ppm 影響なし
1984
(0、3.25、 胎児
100 ppm: 6%体重減少（雌雄）（有意差あり）
32.5、130、
胎児平均体重 (g)0100 (ppm)
325 mg/m3)
雄
4.02
3.77＊
雌
3.78
3.56＊
＊
有意差あり
対照群以外の全群で内臓と骨格変異がわずかにあるが、用量依存性なし
NOAEL: 40 ppm(130 mg/m3) (胎児：体重減少)（本評価書の判断）Murray et al.,0、500 ppm 母動物
1979
異常なし
胎児
わずかな骨格変異の減少（腰椎棘 lumbar spur と第 13 肋骨）

30

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動物種等 投与方 投与期間
投与量
結
果
法
吸入暴 妊娠 7-20 0、155、313 155 ppm：
ウサギ
ppm (0、503、 母動物：
日露
NZW
24 時間/日 1,017
雌
影響なし
mg/m3)
胎児：影響なし
313 ppm：
母動物：
体重増加抑制 (62%; 流産による調整なし)
肝臓相対重量の増加 (17%)
胎児：流産の増加 (対照群 0/60→313 ppm 群 6/15)
吸収胚又は死亡胎児の増加 (5%→ 16%)
体重減少 (17%)
わずかな変異の増加(34%→86%)

文献
Ungvary &Tatrai, 1985

NOAEL: 155 ppm (503 mg/m3)(母動物、胎児：体重増加抑制、吸収胚、死亡)（本評価書の判
断）LC、リンパ球；RBC、赤血球；WBC、白血球

7.3.6

遺伝毒性

(表 7-14)ベンゼンの遺伝毒性については、ベンゼンに職業暴露したヒトのリンパ球で認められた染色体の数的・構造的異常の知見 (7.2 疫学調査及び事例

遺伝毒性の項参照) と共に、本節においてもベンゼンは in vivo の試験で遺伝毒性を示し、in vitro 試験ではその代謝物が主として遺伝毒性を引き起こすことから、ベンゼンは遺伝毒性を示す物質と判断する。
表 7-14
試験方法
in
vitro

ベンゼンの遺伝毒性試験結果(ATSDR, 1997を改変)

使用細胞種・動物種

遺伝子変異
遺伝子突
Salmonella typhimurium (エームス試験)
然変異
S. typhimurium (ヒスチジン復帰)
S. typhimurium (azaquanine 復帰)
Bacillus subtilis (ヒスチジン復帰)
Aspergillus nidulans (メチオニン抑制)
マウス (L5178Y細胞/TK試験)
染色体異常
染色体異
CHO細胞
常
ヒト (培養リンパ球)

小核

CHO細胞

DNA損傷

31

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-S9

結果
+S9

－
－
ND
ND
－
－
－

－
＋
＋
＋
－
ND
－

De Flora et al., 1984
Glatt et al., 1989
Kaden et al., 1979
Seixas et al., 1982
Tannoka, 1977
Crebelli et al., 1986
Oberly et al., 1984

－
＋
＋

－
ND
ND

－

ND

－

－

Gulati et al., 1989
Morimoto, 1976
Eastmond et al.,
1994
Gemer-Smidt &Friedrich, 1978
Douglas et al., 1985

文

献

-S9
－

結果
+S9
ND

Lee et al., 1988

＋
(＋)
＋

ND
＋
ND

Lee et al., 1988
Lee et al., 1989
Lee et al., 1988－－

プラスミドDNA∮Ⅹ-174 RF 1
ラット (肝臓ミトプラスト)

＋
＋

ND
ND

ウサギ (骨髄ミトプラスト)＋

ND

子ウシ (胸腺DNA)
ヒト (骨髄)

＋
＋
＋

ND
ND
ND

ヒト (白血病細胞)

＋
＋

ND
ND

ヒト (白血病細胞)＋

ND

ラット (肝臓上皮細胞)＋

ND

Painter & Howard,
1982
Li et al., 1995
Rushmore et al.,
1984
Rushmore et al.,1984
Chenna et al., 1995
Bodell et al., 1993
Levay & Bodell,
1992
Bodell et al., 1993
Levay & Bodell,
1992
Kolachana et al.,1993
Dees & Travis, 1994

マウス (培養 L5178Y 細胞)－

ND

ラット (肝細胞)
チャイニーズハムスター (培養V79細胞)

－
－

ND
－

CHO 細胞

＋
＋ 1)

＋
＋

ラット (培養肝細胞)

ヒト (HeLa S3 細胞)

－
－
(＋)
－

ND
ND
ND
－

Pellack-Walker &Blumer, 1986
Bradley, 1985
Swenberg et al.,
1976
Douglas et al., 1985
Lakhanisky &Hendrickx, 1985
Probst & Hill, 1985
Williams et al., 1985
Glauert et al., 1985
Barrett, 1985

ヒト (培養リンパ芽球)＋

ND

Aubrecht et al., 1995

CHO 細胞

－
－
ND
－

－
－
＋
ND

＋
＋
＋
＋

ND
ND
ND
ND

Gulati et al., 1989
Douglas et al., 1985
Morimoto, 1983
Gemer-Smidt &Friedrich, 1978
Post et al., 1985
Kalf et al., 1982
Kalf et al., 1982
Kalf et al., 1982

試験方法
DNA 合成阻害

使用細胞種・動物種
Escherichia coli
(DNAポリメラーゼ1/cell-free DNA合成系)
マウス (培養骨髄細胞)
子ウシ (胸腺DNAポリメラーゼα/cell-free DNA
合成系)
ヒト (HeLa細胞)

DNA 分解DNA 付加
体

酸化的
DNA損傷
DNA過り
ん酸化
DNA 切断不定期
DNA 合成

その他
染色体組
換え
姉妹染色
分体交換

ヒト (培養リンパ球)

RNA 合成
阻害

in
vivo

突然変異
突然変異
伴性劣性
致死

マウス (脾臓リンパ球)
ラット (肝臓ミトプラスト)
ウサギ (骨髄ミトプラスト)
ネコ (骨髄ミトプラスト)
マウス (脾臓リンパ球)
Drosophila melanogaster

＋
－

32

http://www.cerij.or.jp

文

献Ward et al., 1992
Kale & Baum, 1983

試験方法

使用細胞種・動物種

DNA合成

Escherichia coli (宿主経由DNA修復)

染色体異常
染色体異
マウス (脾臓リンパ球)
常

-S9

結果
+S9
－

＋
＋
(＋)
(＋)
＋
＋a

マウス (骨髄)＋＋ラット (骨髄)

＋b
＋
＋
＋
－
＋
＋

チャイニーズハムスター (骨髄)ウサギ (骨髄)

＋
染色体倍
数性増加
遺伝子転
座
小核

マウス (脾臓リンパ球)＋

D. melanogaster (精母細胞)－

マウス (末梢血赤血球)
マウス (骨髄)

＋
＋
＋
＋ c,d
＋d,e
＋

マウス (末梢血多染性赤血球)
マウス (末梢血正染性赤血球)

＋
＋
＋ｆ ,g
＋a

マウス(骨髄多染性赤血球)

＋
＋
＋
＋
＋d
＋
＋
＋
＋
(＋)
＋

マウス (妊娠/骨髄多染性赤血球)
マウス (胎児/肝細胞)33

http://www.cerij.or.jp

文献Hellmer &Bolcsfoldi, 1992
Rithidech et al.,
1987
Au et al., 1991
Tice et al., 1982
Tice et al., 1980
Siou et al., 1981
Meyne & Legator,
1980
Shelby & Witt, 1995
Styles &Richardson, 1984
Anderson &Richardson, 1981
Philip & Jensen,
1970
Fujie et al., 1992
Hoechst, 1977
Hoechst, 1977
Siou et al., 1981
Kissling & Speck,
1972
Kissling & Speck,
1973
Rithidech et al.,
1987
Kale & Baum, 1983
Hayashi et al., 1992
Shelby et al., 1993
Shelby & Witt, 1995
Luke et al., 1988
Luke et al., 1988
Rithidech et al.,
1988
Barale et al., 1985
Choy et al., 1985
Suzuki et al., 1989hMeyne & Legator,
1980
Erexson et al., 1986
Toft et al., 1982
Harper et al., 1984
Siou et al., 1981
Ciranni et al., 1988
Hite et al., 1980
Barale et al., 1985
Au et al., 1990
Diaz et al., 1980
Ciranni et al., 1988
Ciranni et al., 1988

ラット (リンパ球)
チャイニーズハムスター (骨髄)

結果
+S9
＋
＋

マウス (骨髄)＋マウス (骨髄)ラット (骨髄)＋＋マウス (骨髄)マウス (乳腺)
ラット (肝細胞)－＋－＋マウス (骨髄)＋ラット (肝臓ミトコンドリア)
マウス (骨髄)

＋
＋
＋
＋
＋
＋
＋
－
＋
＋

試験方法

DNA 損傷
酸化的
DNA損傷
DNA合成
阻害
DNA 付加
体

その他
RNA合成
阻害
姉妹染色
分体交換

組換え

使用細胞種・動物種

マウス (リンパ球)
マウス (妊娠/骨髄)マウス (胎児/肝細胞)ラット (リンパ球)
D. melanogaster (精母細胞)
D. melanogaster (精原細胞)
マウス (精原細胞)

精子頭部
異常1) CHO 細胞: チャイニーズハムスター卵巣細胞、－: 陰性、＋: 陽性、(＋): 弱い陽性、ND: データなし
2) S9添加で影響は減弱
a: 経口投与と腹腔内同時投与
b: 吸入暴露と腹腔内同時投与
c: 暴露期間に係わらず小核の増加
d: 雄は雌より有意に強い反応
e: 暴露期間に依存した小核の増加
f: Ms/AeとICRマウスで試験、同じ結果
g: 経口投与と腹腔内同時投与、経口投与で強い反応
h: 統計学的処理をしていない

7.3.7

発がん性

-S9

文

献

Erexson et al., 1986
Siou et al., 1981
Kolachana et al.,
1993
Lee et al., 1988
Kissling & Speck,
1972
Reddy et al., 1994
Pathak et al., 1995
Reddy et al., 1994
Lutz & Schlatter,
1977
Kissling & Speck,
1972
Kalf et al., 1982
Tice et al., 1982
Tice et al., 1980
Erexson et al., 1986
Sharma et al., 1985
Sharma et al., 1985
Erexson et al., 1986
Kale & Baum, 1983
Kale & Baum, 1983
Topham, 1980

(表 7-15、表 7-16)

ベンゼンの発がん性については、マウス、ラットを用いた経口投与試験及び吸入暴露試験が行われている。試験では、ベンゼンによる悪性リンパ腫、ジンバル腺がん、肺腺がん、ハーダ
ー腺がん、包皮腺がんなど多臓器に発がん性が認められている。ヒトに認められた急性骨髄性白血病は、ICR マウス (Goldstein et al., 1982) 及び CBA/Ca マウス (Cronkite et al., 1989) を除きみられていない。骨髄、ジンバル腺、ハーダー腺、乳腺はペルオキシダーゼを含み、その酵素はフェノール系代謝物を毒性のあるキノン類とフリーラジカルに活性化するという報告 (Lowet al., 1989,1995) や、硫酸抱合体をフェノールに変換するスルファターゼもこれらの器官に高34

http://www.cerij.or.jp

濃度で存在するという知見は、ヒトと動物とでベンゼンの標的器官に差異があることを説明するかもしれない (U.S.EPA, 2002)。ベンゼンの骨髄への作用は実験動物でも認められ、ヒトと共通の機序が示唆されるが、実験動物での白血病は未だ明確には実証されておらず、ヒトの発がん性が同じ機序に基づくものかどうかはいまだ不明である (U.S.EPA, 2002)。いずれにしても、ベンゼンの多臓器発がん性は､ベンゼンの種々の代謝物の総合的な作用によるもので、発がんには多様な経路が関与していることが示唆される。
IARC (1987) は、ヒトのコホート研究と動物の発がん試験、及びベンゼンに職業暴露されたヒトの末梢血リンパ球での染色体異常の結果から、ヒトに対する発がん性の証拠は十分と判断し、ベンゼンをグループ 1 (ヒトに対して発がん性がある物質) に分類している。
表 7-15ベンゼンの発がん性試験結果(Australian Department of Health and Aging, 2001を改変)
動物種等
マウス
B6C3F1
雌雄投与方法 投与期間
強 制 経 103 週間
口投与
5 日/週

投与量
結
果
0、25、50、 雄：(mg/kg/日)
100
0
25
50
100
mg/kg/日
ジンバル腺扁平上皮がん
0/43
1/34
4/40* 21/39*
悪性リンパ腫
4/49
9/48* 9/50* 15/49*
肺胞・細気管支腺腫/がん
10/49 16/48 19/50* 21/49*
ハーダー腺腫
0/49
9/46* 13/49* 11/48*
包皮腺扁平上皮がん
0/21
3/28
18/29* 28/35*(mg/kg/日)
0
25
50
100
ジンバル腺扁平上皮がん
0/43
0/32
1/37
3/31*
悪性リンパ腫
15/49
24/45* 24/50* 20/49*
肺胞・細気管支腺腫/がん
4/49
5/42
10/50
13/49*
卵巣良性混合腫瘍
0/47
1/44
12/49* 7/48*
卵巣顆粒膜細胞腫瘍
1/47
1/44
6/49
7/48*
乳腺がん
0/49
2/45
5/50* 10/49*
乳腺がん肉腫
0/49
0/45
1/50
4/49*

雌：

*有意差あり35

http://www.cerij.or.jp

文献
Huff etal., 1989;
U.S.NTP,
1986

動物種等
マウス
RF/J
雌雄

投与方法 投与期間
強 制 経 52 週間
口投与
5 日/週

マウス
Swiss
雌雄

強制経
口投与

78 週間
5 日/週

0 、 500
mg/kg/日

マウス
ICR
40 匹/群吸入暴
露生涯
6 時間/日
5 日/週

マウス
CBA/Ca吸入暴
露16 週間暴
露その後
生涯にわ
たり観察
6 時間/日
5 日/週

0、300
ppm
(0、975mg/m3)
用量:
0、100 ppm (0、325 mg/m3)（試験期間 135 週間）
0、300 ppm (0、975 mg/m3)（試験期間 115 週間）

注 3)

雌雄
12 週齢

投与量
0 、 500
mg/kg/日結果白血病（特定不能）
対照群 雄 37.8% 雌 35%
投与群 雄 57.8% 雌 60%
肺腫瘍
対照群 雄 11.1% 雌 7.5%
投与群 雄 51.1% 雌 45%
乳腺がん
対照群 雌 2.5%
投与群 雌 22.5%（統計学的処理せず、死亡率、その他の腫瘍の出現の記載なし）肺腺腫
対照群 雄 7.5% 雌 10%
投与群 雄 42.5% 雌 37.5%
乳腺がん
対照群 雄
2.5% 雌 5.0%
投与群
雌 47.5%ジンバル腺がん対照群 雄 0% 雌 0%
投与群 雄 10% 雌 2.5%
（統計学的処理せず）
300 ppm:
慢性骨髄性白血病(1/40 匹)、急性骨髄芽球性白血病(1/40 匹)、顆粒球性骨髄過形成(1/40 匹)雄
0
リンパ腫様腫瘍
17.0
骨髄性腫瘍 1）
0.0
肝臓がん
38.6
肝臓・造血系以外の腫瘍 2） 20.0＊
有意差あり

100 ppm
8.2 (%)
2.4
41.2
44.7＊

雄
0
リンパ腫様腫瘍
11.7
骨髄性腫瘍 1）
0.0
肝臓がん
26.7
肝臓・造血系以外の腫瘍 2） 21.7＊
有意差あり

300 ppm
1.8 (%)
19.3＊
10.5
52.6＊

雌
0
リンパ腫様腫瘍
8.3
骨髄性腫瘍 1）
1.7
肝臓がん
13.3
肝臓・造血系以外の腫瘍 2） 35.0＊
有意差あり

300 ppm
7.4 (%)
11.1
0.0
79.6＊

1）急性骨髄芽球性･慢性顆粒球性白血病
2）ハーダー腺、ジンバル腺、扁平上皮細胞がん、乳腺腺がん、肺の乳頭状腺がん

36

http://www.cerij.or.jp

文献
Maltoniet al.,
1989

Maltoniet al.,
1989

Goldstein
et al.,
1982
Cronkiteet al.,
1989

動物種等
マウス
CBA/Ca
注 3)

雌雄
10 週齢

投与方法 投与期間
吸 入 暴 16 週間暴露
露 22 か月間まで
観察
6 時間/日
5 日/週

マウス
ICR

吸入暴
露

マウス
ICR

吸入暴
露

マウス
AKR 注１）

吸入暴
露

3 週間毎
に 1 週間暴露
約 60 週間まで暴
露6 時間/日
5 日/週
10 週間
6 時間/日
5 日/週(観察期
間 130 週間)
28 週間
6 時間/日
5 日/週

投与量

結
果
0
300 ppm(975 mg/m3)
2/119
14/118＊0/118
71/118＊
17/11942/118＊1/125
14/125
0/125
9/125
6/125
7/125
9/117
42/1160/116
7/114

悪性リンパ腫包皮腺扁平上皮がん
肺腺腫
ジンバル腺がん
前胃扁平上皮がん
ハーダー腺腺腫
顆粒球過形成 (骨髄)
(脾臓)
＊
有意差あり
悪性リンパ腫: リンパ芽球性、リンパ球性又は混合型
0 、 300 肺腺腫
ppm(0 、 975
mg/m3)

文献
Farris etal., 1993

Snyder etal., 1988

0 、 1,200
ppm(0、3,900
mg/m3)

肺腺腫、ジンバル腺がんの頻度増加
白血病/リンパ腫の頻度増加なし

Snyder etal., 1988

0 、 300
ppm(0 、 975
mg/m3)

白血病、悪性リンパ腫の発生頻度の増加なし

Snyder etal., 1978

マウス
吸入暴
AKR/J 注１） 露
雄
8 週齢

72 週間
6 時間/日
5 日/週

0 、 100
ppm(0 、 325
mg/m3)

白血病、悪性リンパ腫の増加なし

Snyder etal., 1980

吸入暴
露

70 週間
6 時間/日
5 日/週

0 、 300
ppm(0 、 975
mg/m3)

Snyder etal., 1980

吸入暴
マウス
C57BL 注 2） 露

16 週間暴露
6 時間/日
5 日/週(その後
約 110 週
ま で 観
察)
3 週間毎
に 1 週間暴露
118 週 間まで
6 時間/日
5 日/週

0 、 300
ppm(0 、 975
mg/m3)

0300 (ppm)
造血系腫瘍
2/401） 8/402）
1) 2 匹: 非胸腺リンパ腫 lymphocytic lymphoma
2) 6 匹: 胸腺リンパ腫
1 匹: 骨髄腫
1 匹: 白血病(hematocytoblast 優位)リンパ腫、卵巣腫瘍、ジンバル腺がん(統計学的処理せず)

ジンバル腺がん頻度増加

Snyder etal., 1988

マウス
C57BL/6J
注 2）

雄
8 週齢
40 匹/群

マウス
吸入暴
C57BL 注 2） 露

0 、 300
ppm(0 、 975
mg/m3)

37

http://www.cerij.or.jp

Cronkiteet al.,
1985

動物種等 投与方法 投与期間
マウス
吸 入 暴 10 週間暴
C57BL 注 2） 露露
6 時間/日
5 日/週(観察期
間 約 146
週間)
ラット
強 制 経 103 週間
F344/N
口投与
5 日/週
雌雄

投与量
0 、 1,200
ppm(0、3,900
mg/m3)

結果
肺腺腫の頻度増加なし
白血病/リンパ腫の頻度増加なし(mg/kg/日)( 雄 ) 0 、 雄：
0
50
100
200
50、100、
口腔扁平上皮乳頭腫/がん
200
1/50 9/50* 16/50* 19/50*
mg/kg/日
ジンバル腺がん(雌) 0、
2/32
6/46 10/42* 17/42*
25、50、
皮膚扁平上皮乳頭腫
100
0/50 2/50
1/50
5/50*
mg/kg/日
皮膚扁平上皮がん
0/50 5/50
3/50
8/50*

文献
Snyder etal., 1988

Huff etal., 1989;
U.S.NTP,1986(mg/kg/日)
0
25
50
100
口腔扁平上皮乳頭腫/がん
1/50 5/50
12/50*
9/50*
ジンバル腺がん0/45 5/40*
5/44* 14/46*

雌：*有意差あり
ラット
SD
雌雄

強制経
口

52 週間
5 日/週

0、50、250
mg/kg/日ラット
Wistar

強制経口投与

104 週間
5 日/週

0 、 500
mg/kg/日(mg/kg/日)
050
250
乳腺腫瘍(全乳腺腫瘍/悪性乳腺腫瘍、%)
雌 53.3/13.3 73.3/13.3 45.7/20.0
ジンバル腺がん(%)
雌
0
6.5
22.9
雄
0
0
0
(統計学的処理せず)
0500 mg/kg/日
ジンバル腺がん
雄
0%
17.5%
雌
0%
15%
白血病
雄
2.5%
5%
雌
7.5% 10%
口腔がん
雄
2.5%
5%
雌
0%
10%
鼻腔がん
雄
0%
5%
雌
0%
2.5%
(統計学的処理せず)

38

http://www.cerij.or.jp

Maltoniet al.,
1989

Maltoniet al.,
1989

動物種等
ラット
SD

投与方法 投与期間
強 制 経 104 週間
口投与
5 日/週

投与量
0 、 500
mg/kg/日

ラットSD
40 匹/群

吸入暴
露

生涯
5 日/週
6 時間/日

ラット
SD

吸入暴
露

104 週間
5 日/週
4-7 時間/
日
99 週間
5 日/週
6 時間/日

0 、 100
ppm(0 、 325
mg/m3)
0、200-300ppm

結果
0500 mg/kg/日
ジンバル腺がん
雄 2%
45%
雌 0%
40%
白血病
雄 6%
2.5%
雌 2%
7.5%
口腔がん
雄 0%
52%
雌 0%
50%
前胃がん（非浸潤性）
雄 0%
0%
雌 0%
15%
前胃がん（浸潤性）
雄 0%
2.5%
雌 0%
0%
皮膚がん
雄 0%
22.5%(9/40 匹)
雌 2%0%
肝臓血管肉腫
雄 0%
5%
雌 0%
7.5%
肝細胞がん
雄 6%
7.5%
雌 0%
2.5%
鼻腔がん
雄 0%
7.5%
雌 0%
2.5%
(統計学的処理せず)
100 ppm: 1/40 例に慢性骨髄性白血病

口腔内がん、 ジンバル腺がん (統計学的処理せず)

文献
Maltoniet al.,
1989

Goldstein
et al.,
1982
Maltoniet al.,
1989

Snyder et
0 、 300 腫瘍発生頻度の増加なし
al., 1978ppm(0 、 975
mg/m3)
Snyder etラット
吸 入 暴 123 週間
0 、 100 腫瘍発生頻度の増加なし
al., 1984
SD
ppm
露
5 日/週
(0
、
325
6 時間/日mg/m3)
注１: 52 週齢までに 90%の動物に自然発生性のリンパ腫を引き起こすウイルスキャリアーの系統
注 2: 放射能、免疫抑制剤、ある種の発がん物質で高頻度にリンパ腫を引き起こすウイルスキャリアーの系統
注 3: 放射能照射で高頻度に胸腺リンパ腫を引き起こす系統
ラット
SD

吸入暴
露

39

http://www.cerij.or.jp

表 7-16
機関/出典 (確認年)
IARC(2004)
ACGIH(2004)
日本産業衛生学会(2004)
U.S.EPA(2004)
U.S. NTP(2002)

7.4

ヒト健康への影響

ベンゼンの国際機関等での発がん性評価

分

類

分

類

基

準

グループ 1 ヒトに対して発がん性がある物質。
A1

ヒトに対して発がん性が確認された物質。

第1群

人間に対して発がん性のある物質である。

グループＡ ヒト発がん性物質。
Ｋ

ヒトに対して発がん性があることが知られている物質。

(まとめ)

ベンゼンの吸入、経口、経皮経路からの吸収は速く、体内に迅速に分布する。ラットやマウスでは胃腸管からほとんど完全に吸収される。ヒトでは吸入経路からの吸収率は約 50％である。
ベンゼンは脂肪に優先的に分布する。
ベンゼンは、肝臓のシトクロム P450 2E1 (CYP2E1) によってベンゼンオキシドに代謝される。
次いで複数の経路により、trans,trans-ムコン酸、フェニルメルカプツール酸、フェノール、カテコール、p-ベンゾキノン、ヒドロキノン等毒性と関連する複数の代謝物が生成される。ベンゼンの毒性はベンゼンの代謝物であるフェノールの代謝物 (カテコール、ヒドロキノン、p-ベ
ンゾキノン)、trans, trans-ムコン酸、ベンゼンオキシドの共存による総合的な作用によるものと考えられている。更に、ベンゼン代謝物の量には種差があるが、ヒトでのベンゼン代謝物の定
量的データはほとんどない。尿中へは trans, trans-ムコン酸を排泄する。また、フェノール及びすべてのフェノール代謝物は硫酸やグルクロン酸と抱合し、主に尿中に排泄される。肺からは未変化体として呼気中に排泄される。
ヒトの概略の吸入致死用量は 5～10 分暴露で 20,000 ppm、経口経路で 125 mg/kg である。
ヒトでの急性作用として、中枢神経系への影響及び麻酔作用がみとめられ重篤な中枢神経障
害や心臓不整脈による心肺停止で死亡することがある。
眼、皮膚、呼吸器へ刺激性がある。
感作性は、過去の長期間の使用経験から、ないと推察される。
職業暴露では、吸入で頭痛等の神経症状を示し、ベンゼン中毒は、一般に致死的な暴露又は再生不良性貧血を除き、暴露の中止で軽快する。ベンゼンの標的器官は、免疫系と血液系への作用から骨髄であり、循環血中の血球の減少に始まり、汎血球減少症と再生不良性貧血、更に骨髄異形成症候群や急性骨髄性白血病に移行することがある。ヒトへのベンゼンの影響濃度として、造血器系への影響を指標にして、NOAEL 0.5 ppm 超 (1.6 mg/m3 超)、別の研究で LOAEL
7.6 ppm (25 mg/m3, 8 時間 TWA) が得られているが、本評価書では、中国・天津市の疫学研究で平均濃度 1 ppm 以下で血液毒性が認められたという報告があり、その上限の 1 ppm を LOAELとした。
ベンゼンのヒトへの生殖・発生毒性については、月経不順や精液の質に対する影響、自然流
産のリスクの増加、出生時体重の減少などベンゼンの生殖系への影響を示す報告もあるが、データに限界があり、現在のところ暴露量との関連を含め明確に判断することはできない。しかし、実験動物の試験で、生殖腺への影響や発生毒性がみられていることから生殖への影響に留40

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意する必要がある。遺伝毒性については、職業的にベンゼン 10 ppm (33 mg/m3) 超 (8 時間 TWA)
で暴露された作業者の末梢血リンパ球に染色体の数的・構造的異常が認められており、ベンゼン (又はその代謝物) がヒトに遺伝毒性があることが示唆される。
ベンゼンの発がん性については、PliofilmTM コホート研究等の数多くの疫学研究の報告がある。
その結果、ベンゼンの暴露量と急性骨髄性白血病による死亡との間に用量依存性が認められ、ベンゼンのヒトに対する発がん性が認知されている。
実験動物の急性の致死用量は、経口投与では、マウスで 4,700～6,500 mg/kg、ラットで 810～9,900 mg/kg、吸入経路では、マウスで 9,980 ppm (7 時間)、ラットで 13,700～16,000 ppm (4時間) であった。なお、死因は中枢神経への抑制あるいは心不整脈に起因する心肺停止であった。
ベンゼンは実験動物の眼、皮膚に刺激性がある。
感作性に関する試験報告は得られていない。
ベンゼンの反復暴露による主要な影響は、ヒトにみられる知見とほぼ一致しており、その最も重要な標的器官は骨髄であると推測される。末梢血の白血球減少、リンパ球減少、貧血などにみられる骨髄での造血系のすべての段階、例えば造血幹細胞に影響を及ぼすことによる血液系への影響、脾臓の重量と細胞成分の減少、リンパ球減少、リンパ球増殖反応低下、特異抗体
産生細胞減少等の免疫系への影響、及び興奮などの神経系への影響である。このうち、造血幹細胞の減少やリンパ球減少は、低濃度では暴露後に回復し可逆性の変化であるが、高濃度では白血病発生に結びつく可能性が示唆されている。また、胎盤経由による次世代の造血系への影
響も示唆されている。
反復暴露で最も小さな用量で変化のみられた試験は、経口投与では、長期の試験ではマウスに 0、25～100 mg/kg/日、ラットには 0、25～200 mg/kg/日のベンゼンを 103 週間経口投与した
発がん性試験で、血液系及び卵巣変化 (マウスのみ) を指標にして、共に LOAEL は 25 mg/kg/日である。
吸入暴露では、ベンゼン 0、1、10、30、300 ppm をマウス又はラットに 13 週間吸入暴露した試験で、血液系への影響や免疫系への病理組織学的変化を指標にして、マウス又はラット共に NOAEL は 30 ppm (98 mg/m3)である。
また、マウスでの反復毒性試験では、生殖腺への影響も認められている。マウスへの 103 週間強制経口投与で卵巣上皮の過形成、卵巣の萎縮が 25 mg/kg/日に、またマウスへの 13 週間吸
入暴露で卵巣のう腫、及び精巣萎縮/変性、精巣上体管内精子減少、精子形態異常の増加が 300
ppm (975 mg/m3) に認められ、それぞれ生殖腺への影響を指標とした経口投与での LOAEL は
25 mg/kg/日、吸入暴露での NOAEL は 30 ppm (98 mg/m3) である。
ベンゼンの生殖毒性は認められていないが、反復投与毒性試験でマウスに生殖腺への影響が認められている。発生毒性として胎児体重の減少、骨化遅延、波状肋骨等がみられた他、母動物に毒性の現れる用量で催奇形性を示唆する所見も認められている。これらの胎児毒性を指標とした吸入経路での生殖・発生毒性に対する最小の NOAEL は 10 ppm (32.5 mg/m3)である。
ベンゼンは、in vivo の試験では遺伝毒性を示し、in vitro 試験ではその代謝物が主として遺伝毒性を引き起こすことから、ベンゼンは遺伝毒性を示す物質と判断する。
41

http://www.cerij.or.jpマウスとラットの発がん性試験では、ベンゼンによる悪性リンパ腫、ジンバル腺がん、肺腺
がん、ハーダー腺がん、包皮腺がんなど、多臓器に発がん性が認められているが、ヒトに認められた急性骨髄性白血病は、少数の報告を除き、みられていない。多臓器発がん性はベンゼンの種々の代謝物の総合的な作用によるもので、発がんには多様な経路が関与していることが示
唆されている。
IARC (1987) は、ヒトのコホート研究と動物の発がん試験、及びベンゼンに職業暴露されたヒトの末梢血リンパ球での染色体異常の結果から、ヒトに対する発がん性の証拠は十分と判断し、ベンゼンをグループ 1 (ヒトに対して発がん性がある物質) に分類している。

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平成 18 年 3 月 1 日
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