CERI 有 害 性 評 価 書

砒素及びその無機化合物
Arsenic and its inorganic compounds

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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 (http://www.safe.nite.go.jp/data/sougou/pk_list.html?table_name=hyoka_risk)を編集したものです。実際に化学物質を取り扱っている事業者等が、化学物質の有害性について、その全体像を把握する際に利用していただくことを目的としています。
予想することが困難な地球環境問題や新たな問題に対処していくためには、法律による一律の規制を課すだけでは十分な対応が期待できず、事業者自らが率先して化学物質を管理するという考え方が既に国際的に普及しています。こうした考え方の下では、化学物質の取り扱い事業者は、法令の遵守はもとより、法令に規定されていない事項であっても環境影響や健康被害を未然に防止するために必要な措置を自主的に講じることが求められ、自らが取り扱っている化学物質の有害性を正しく認識しておくことが必要になります。このようなときに、CERI 有害性評価書を活用いただければと考えています。
CERI 有害性評価書は、化学物質の有害性の全体像を把握していただく為に編集したものですので、さらに詳細な情報を必要とする場合には、化学物質有害性評価書を読み進まれることをお勧めいたします。また、文献一覧は原版と同じものを用意し、作成時点での重要文献を網羅的に示していますので、独自に調査を進める場合にもお役に立つものと思います。
なお、化学物質有害性評価書は、新エネルギー･産業技術総合開発機構 (NEDO) からの委
託事業である「化学物質総合評価管理プログラム」の中の「化学物質のリスク評価およびリスク評価手法の開発プロジェクト」において作成したものです。

財団法人化学物質評価研究機構
安全性評価技術研究所

ii

目

次

1． 化学物質の同定情報...................................................................................................................... 1
2． 一般情報 ......................................................................................................................................... 2
3． 物理化学的性状.............................................................................................................................. 4
4． 発生源情報 ..................................................................................................................................... 5
5． 環境中運命 ....................................................................................................................................11
5.1 土壌中での動態..........................................................................................................................11
5.2 大気中での動態......................................................................................................................... 12
5.3 水中での動態............................................................................................................................. 12
5.4 環境中での変換及び分解 ......................................................................................................... 13
5.5 下水処理及び浄水処理による除去 ......................................................................................... 14
5.6 生物濃縮性 ................................................................................................................................ 15
6． 環境中の生物への影響 ................................................................................................................ 15
6.1 水生生物に対する影響 ............................................................................................................. 15
6.1.1 藻類に対する毒性 .............................................................................................................. 15
6.1.2 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................. 16
6.1.3 魚類に対する毒性 .............................................................................................................. 19
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................. 22
7． ヒト健康への影響........................................................................................................................ 22
7.1 生体内運命 ................................................................................................................................ 22
7.2 疫学調査及び事例..................................................................................................................... 25
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................. 49
7.3.1 急性毒性.............................................................................................................................. 49
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 50
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 50
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 50
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 56
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 62
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 66
7.4 ヒト健康への影響 (まとめ) .................................................................................................... 72
文

献 ............................................................................................................................................... 77

iii

1．化学物質の同定情報
ヒ素は、周期律表 15 族に属する元素であり、13 世紀にマグヌス (A. Magnus) によって発見されたとされる。ヒ素という名称はギリシア語の石黄 (arsenicon) に由来する (大木ら, 1994)。
環境中におけるヒ素及びその化合物は、種々の形態で存在し、これらを区別することは難しい場合がある。そこで、本評価書では、必要に応じて、単体状態のヒ素を「金属ヒ素」、化合物の形態のヒ素を「ヒ素化合物」、金属ヒ素及びその化合物について両者の区分が不明確な場合及
び両者を区分しない場合には「ヒ素」とそれぞれ表記する。
本評価書では、ヒ素及びその無機化合物の中から、製造・輸入量及び用途並びに環境中の生物への影響及びヒト健康への影響に関する情報に基づき、以下のヒ素及び代表的な無機ヒ素化合物を採り上げる。
なお、ヒ素の採り得る価数は-3、0、+3 及び+5 であり、本評価書では As(-Ⅲ)、As(0)、As(Ⅲ)、
As(Ⅴ)と表記する。また、物質名の表記については、表題では化学物質排出把握管理促進法における名称表記である「砒素」を用いるが、本文中では広く用いられている「ヒ素」を用いることとする。
1.1 化学物質審査
規制法官報公示整
理番号1.2 化学物質排出把握管理促進法政
令号番号
1.3 物質名

－

1-35

1-33

－

1-1207

1-252

金属ヒ素

ヒ素及びその無機化合物
三酸化二ヒ素 ヒ酸
五酸化二ヒ
素

ヒ化水素

1.4
1.5

CAS登録番号
化学式7440-38-2

1327-53-3

7778-39-4

1303-28-2

7784-42-1

As

H3AsO4分子量74.92 (原子量)As2O5(As4O10)229.84

AsH3

1.6

As2O3
(As4O6)
197.84141.941

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77.95

2．一般情報
物質名
金属ヒ素
項目

ヒ素及びその無機化合物
五酸化二ヒ素
三酸化二ヒ素 ヒ酸

ヒ化水素

注)

2.1

別名

砒素、ヒ素(0)2.2

純度99.9999% 以 上(高純度品) 1)

2.3

不純物

Sb、Cu1)

2.4 添加剤または安定剤

無添加 1)

無水亜ヒ酸、
三酸化ヒ素、
ヒ華、
酸化ヒ素(Ⅲ)99.8 ％ 以 上(試薬) 1)

オルトヒ酸、ヒ酸(Ⅴ)

無水ヒ酸、
酸化ヒ素(Ⅴ)

アルシン、
水素化ヒ素、
ヒ化水素(Ⅲ)

ヒ 酸 と し て 現在は生産さ 99.999% 以 上
60％以上れていない 1)。 (半導体用) 1)
1)(残りは水)
N2、O2、H2S 1)
Sb、Fe、Pb、 亜ヒ酸塩、塩
1)
1)
S、Cu
化物
1)
無添加 1)
無添加
無添加 1)

注：俗に亜ヒ酸と呼ばれている (化学辞典：大木ら, 1994)。
文献：1；化学物質評価研究機構, 2005

2.5 現在の我が国における法規制 注1)
法律名
化学物質排出把握
管理促進法
消防法

法律区分名
第一種指定化学物質

該当物質
ヒ素及びその無機化合物

貯蔵等の届出を要する物質

毒劇物取締法
薬事法

毒物
毒薬

労働基準法

指定医薬品
疾病化学物質

ヒ素、三酸化二ヒ素、ヒ酸 (オルトヒ酸、メタヒ酸)、三塩化
ヒ素
ヒ素、ヒ素化合物
ヒ素、その化合物及びそれらの製品
三酸化二ヒ素ヒ素及びその化合物、ヒ化水
素
無機ヒ素化合物
三酸化二ヒ素労働安全衛生法

環境基本法

がん原性化学物質
特定化学物質等 (第二類物質、特別管理物
質)
危険物可燃性のガス
名称等を表示すべき危険物及び有害物
名称等を通知すべき危険物及び有害物
作 業 環 境 評 価 基 準 管 理 濃 度 ： 0.003 mg
As/m3
水質汚濁に係る環境基準：0.01 mg As/L
地下水の水質汚濁に係る環境基準：0.01 mg
As/L
土壌汚染に係る環境基準：0.01 mg As/L

ヒ化水素
三酸化二ヒ素ヒ素及びその化合物
三酸化二ヒ素ヒ素
ヒ素
ヒ素(溶出試験検液濃度、農用地 (田に限定) に限っては、更に、15 mg As/kg 土壌 未満であること。)

水道法
下水道法

水質基準：0.01 mg As/L
水質基準：0.1 mg As/L

ヒ素及びその化合物
ヒ素及びその化合物

2

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法律名
水質汚濁防止法
土壌汚染防止法 注 2)
土壌汚染対策法

船舶安全法

法律区分名
排水基準：0.1 mg As/L
特定有害物質特定有害物質
土壌溶出量基準：0.01 mg As/L
土壌含有量基準：150 mg As/kg
毒物類

航空法

高圧ガス
毒物
輸送禁止

港則法

廃棄物処理法

食品衛生法

毒物類
高圧ガス
特別管理産業廃棄物判定基準：1 mg As/L (廃酸・廃塩基、含有量)
判定基準：0.3 mg As/L (汚泥など、溶出量)
残留農薬基準：1.0～3.5 ppm As

該当物質
ヒ素及びその化合物
ヒ素及びその化合物
ヒ素及びその化合物
ヒ素及びその化合物
ヒ素及びその化合物
金属ヒ素粉末、三酸化二ヒ素、
五酸化二ヒ素、三塩化ヒ素、
ヒ酸 (オルトヒ酸、メタヒ酸)
ヒ化水素
金属ヒ素粉末、三酸化二ヒ素、
五酸化二ヒ素
三酸化二ヒ素、ヒ酸 (オルト
ヒ酸、メタヒ酸)、ヒ化水素
三塩化ヒ素、ヒ酸 (オルトヒ酸)
ヒ化水素
ヒ素及びその化合物

ヒ素及びその化合物(値は作物により異なる)

高圧ガス保安法

食品の規格基準：清涼飲料水の成分規格 検出されないこと (As として)
器具・容器包装の規格基準：金属缶の溶出
基準：0.2 ppm As2O3
乳等が内容物に直接接触する部分に使用するポリエチレン、ポリスチレン等の材質基
準：2 ppm As2O3
乳等が内容物に直接接触する部分に使用する金属缶の溶出基準：0.1 ppm As2O3
乳等を密栓の用に供する合成樹脂加工アル
ミニウム箔の内容物に直接接触する部分に使用する合成樹脂の材質基準：2 ppm As2O3
おもちゃの規格基準：うつし絵、折り紙、塩化ビニル樹脂塗料、ポリ塩化ビニルを主体とする材料、ポリエチレンを主体とする材料の溶出基準：0.1 ppm As2O3
洗浄剤の成分規格：0.05 ppm As2O3
液化ガス
可燃性ガス
毒性ガス

注 1：1 章で採り上げた物質については調査した。
注 2：正式名は、農用地の土壌の汚染防止等に関する法律
参考：温泉法：ヒドロヒ酸イオン含有量 1.3 mg/kg 以上
メタ亜ヒ酸含有量 1 mg/kg 以上

3

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ヒ素及びその化合物
ヒ素及びその化合物
ヒ素及びその化合物

ヒ素及びその化合物
ヒ素及びその化合物

ヒ素及びその化合物

ヒ素及びその化合物
ヒ化水素
ヒ化水素
ヒ化水素

3．物理化学的性状
物質名
項目
外観
結晶系

金属ヒ素
黄色
ヒ素
黄色固
体 2)
立方晶
系 2)

灰色
ヒ素
灰色固
体 1)
三方晶
系 2)

黒色
ヒ素
黒色 2)
無定形
2)

ヒ素及びその無機化合物
三酸化二ヒ素ヒ酸
ｱﾙｾﾉﾗｲﾄ ｸﾛｰﾃﾞﾀｲ
ﾄ
白色固
白色固
データなし
体 1)
体 1)
立方晶
単斜晶
単斜晶系
系 1, 2)
系 1, 2)(H3AsO4･
1/2H2O)

五酸化二
ヒ素

ヒ化水素

白色固体

無色気体

1)

1)

(非晶質)

該当せず

1)

2)

融点(℃)

データ
なし

沸点(℃)

データ
なし

密
度
(g/cm3)
溶解性1.97 2)817 (三重点)(3.7MPa) 1 ,6)
603（昇
1)

華点）
613 (昇華点) 2)

5.75 1)
5.73

データ
なし

データ
なし

2)

水：不溶
1)

硝酸：可
溶 6)

1)

313

1)

データ
なし

274

データ
なし

4601)

4.73 2)

3.86 1)

データ
なし

水：20.5 g/kg H2O(25℃)1)
水：37g/L(20℃)6)

データなし

3.74 1)

データ
なし

エタノ
ール：不
溶 1)
希酸、塩
基：可溶

35.5
(H3AsO4･
1/2H2O) 2)

315 (分解)1, 2, 6)-116 1)160(脱水)(H3AsO4･
1/2H2O)2)
2.0～2.56)

なし-62.5 1)4.32 1)

3.18 g/L1)

水：3,020g/L(12.
5℃) 6)
水：易溶(H3AsO4･
1/2H2O)2)

水：658
g/kg H2O(20℃)1)
水：1,500
g/L(16℃)

水：難溶

エタノー
ル：可溶
(H3AsO4･
1/2H2O)2)

エタノー
ル：易溶

エタノー
ル：難溶

1)

2)

酸：可溶

塩基：難
溶 2)

1)

6)

6)

1)

換算係
数 注)
その他

1.000
無臭 6)

0.757

0.528

0.652

0.961

無臭 6)
無定形のｶﾞﾗｽ状のものもある 3)。
水に溶解して亜ヒ酸となる 3)。
pKa=9.23、12.13、13.40 (As(OH)3)5)
pKa=9.28 (10℃)4)

潮解性(H3AsO4･
1/2H2O)2)
水液中のみで存在 1)
pKa=2.20、
6.97、11.535)
pKa=2.2223,
6.760 (25℃)

潮解性 2)
水に溶解してヒ酸となる 2,
3)
。
熱すると
酸素を失
って
As2O3 となる 2, 3)

ﾆﾝﾆｸ様不
快臭 2)
300℃で
分解 2)

4)

注：換算係数 = (ヒ素の原子量×ヒ素化合物中のヒ素の数)/ヒ素化合物の分子量
文献：1：Lide, 2003
2：化学便覧：日本化学会, 1993
3：化学辞典：大木ら, 1994
4：Dean, 1999
5：NAS, 1977
6：化学物質評価研究機構, 20054

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4．発生源情報
4.1

製造・輸入量等 (図 4-1)

ヒ素及びその無機化合物のうち、主として製造・使用されるのは金属ヒ素及び三酸化二ヒ素である。
ヒ素は銅、鉛、亜鉛等の製錬プロセスにおける副生成物として回収される。これらの非鉄金属製錬工程でヒ素は酸化されて三酸化二ヒ素となり、排ガス中に蒸気として含まれ、排ガス温度の低下につれて凝固し煙灰に付随して沈降する。煙灰をばい焼して粗三酸化二ヒ素を得て、さらに昇華して純度 99.9%の精製三酸化二ヒ素とする。三酸化二ヒ素を塩素化後、得られた三塩化ヒ素を水素還元することで化合物半導体に用いられる高純度ヒ素 (＞99.9999%) を製造す
る (金属時評, 2002)。

非鉄金属精錬時
ヒ素リッチ沈殿物
ばい焼・昇華粗三酸化二ヒ素
昇華精製
精製酸化二ヒ素
酸化

還元

塩素化
三塩化ヒ素
水素還元

ヒ酸

高純度金属ヒ素

図 4-1

普通純度金属ヒ素

ヒ素の製錬プロセス(金属時評, 2002 より一部抜粋)

以下にヒ素及びその無機化合物の製造量・輸入量等を示す。
a. 三酸化二ヒ素 (表 4-1)
三酸化二ヒ素の国内製造量は調査した範囲内では得られていない。国内で消費する三酸化二ヒ素の大部分は中国及び米国から輸入されたものである (工業レアメタル, 2004)。表に示した値は、三酸化二ヒ素中のヒ素純分換算比率を 0.76 (3.参照) としてヒ素純分に換算したものである。1999 年から 2003 年までの 5 年間の輸入量は減少傾向にある。

5

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表 4-1

三酸化二ヒ素の輸入量 (トン)

年
1999
2000
輸入量
796
680
(工業レアメタル, 2004)
三酸化二ヒ素のヒ素純分換算比率: 0.76

2001
603

2002
554

2003
491

b. 金属ヒ素 (表 4-2)金属ヒ素は三酸化二ヒ素を製錬して得られる (図 4-1 参照)。国内で製造されるのは高純度金
属ヒ素 (>99.9999%) であり、輸入される金属ヒ素は普通純度 (99%) のものが大半を占める(工業レアメタル, 2004; 財務省; 2005)。
表 4-2

金属ヒ素の製造・輸出入量等 (トン)

年
1999
2000
2001
製造量 1)
55
75
45
輸入量
103
45
<0.5
輸出量
28
42
29
国内供給量 2)130
78
16
(製造量; 工業レアメタル, 2004; 輸出入量; 財務省, 2005)
1) 国内販売量
2) 国内供給量 = 製造量＋輸入量－輸出量とした。
<0.5: 0.5 トン未満

2002
60
3
6
57

2003
68
42
5
105

c. その他の無機ヒ素化合物
ヒ酸、五酸化二ヒ素及びヒ化水素の製造量・輸入量等は調査した範囲内では得られなかった。
なお、五酸化二ヒ素は現在国内では製造されていないと報告されている (化学工業日報, 2005)。

4.2

用途情報

ヒ素及びその無機化合物の用途を以下に示す。
a. 三酸化二ヒ素
三酸化二ヒ素は金属ヒ素の出発原料となる (4.1 参照)。また、液晶ガラスや鉛ガラス製造時の清澄剤 (消色剤・消泡剤) として用いられているが、近年では酸化アンチモンへの代替化が進んでいる (金属時評, 2002; 製品評価技術基盤機構, 2004)。三酸化二ヒ素はかつてはシロアリ防除剤や、木材防腐剤の CCA (銅、クロム、ヒ素化合物が配合されたもの) に使用されていたが、ヒ素の有害性や、建材の再資源化の過程で六価クロム及びヒ素が環境中へ放出されるおそれがあることから、近年ではこれらの用途への使用はほとんどない (金属時評, 2002; 国土交通省, 2005)。その他、限定された用途ではあるが、急性前骨髄球性白血病等の治療薬として輸入され、使用されている (日本新薬, 2004)。

6

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b. 金属ヒ素 (表 4-3)
金属ヒ素の主な用途は GaAs 等の化合物半導体合成用である。このために使用される金属ヒ素は純度が 6N (99.9999 %) 以上の高純度のものであり、純度が 5N (99.999%) のものは、半導体ガラス (カルコゲナイトガラス) 合成用に用いられる。普通純度 (99%) のものは、銅や鉛に添加され、銅合金の張力改善や鉛蓄電池の改質に用いられている。そのほかの用途として、赤
外線透過ガラス (硫化ヒ素ガラス、セレン化ヒ素ガラス) 用に用いられている。
化合物半導体用途における需要は堅調な一方、そのほかの用途での消費量は近年減少している (金属時評, 2002) 。
表 4-3
ヒ素純度

金属ヒ素の用途

用途

化合物半導体(GaAs など),
ドーパント材>99.9999%

オプト
デバイス

可視 LED
赤外 LED
半導体 LD

電子
FET
デバイス ホール素子
赤外線透過ガラス (As2S3, As2Se3)
99.999%半導体ガラス

最終製品
自動車用ランプ、プリンタ
フォトカプラ 1)、センサ
CD・DVD・レーザディスク・光磁気ディスクドライブの光学部品、レーザプリ
ンタ
携帯電話
ビデオテープレコーダ, モータ制御
赤外線分光器、赤外線ガス分析装置
撮影管材料、レーザプリンタ、コピー機
感光体
自動車用鉛蓄電池

99%
合金 (銅、鉛) 添加剤(金属時評, 2002)
LED: 発光ダイオード、LD: レーザーダイオード、FET: 電界効果トランジスタ

c. その他の無機ヒ素化合物
ヒ酸は、ヒ酸塩の原料として使用される。またヒ化水素は、GaAs 半導体の製造原料として使用される。五酸化二ヒ素は現在国内では製造されていない (化学工業日報, 2005)。

4.3
4.3.1

排出源情報
化学物質排出把握管理促進法に基づく排出源

化学物質排出把握管理促進法に基づく「平成 15 年度届出排出量及び移動量並びに届出外排出量の集計結果」(経済産業省, 環境省, 2005a) (以下、2003 年度 PRTR データ) を整理する。ヒ素
及びその無機化合物は、ヒ素純分に換算して届出または推計することとなっており、2003 年度にはヒ素純分に換算して 1 年間に全国合計で届出事業者から大気へ 9 トン、公共用水域へ 22トン排出され、事業所において 6,468 トンが埋め立てられ、廃棄物として 183 トン、下水道に22 kg 移動している。土壌への排出はない。また届出外排出量としては対象業種の届出外事業者から 435 kg の排出量が推計されている。非対象業種、家庭、移動体からの排出量は推計され
ていない。

1)

入力信号と出力信号を電気的には絶縁しながら、光を使用して信号を伝達する素子。ノイズを伝えにくい特
性がある。

7

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a.

届出対象業種からの排出量と移動量 (表 4-4)
届出対象業種からのヒ素及びその無機化合物の排出・移動量のうち、事業所における埋め立て分を除くと、廃棄物としての移動量が最も多く、次いで公共用水域への排出が多い。また、下水道業からの排出が全体の約 4 割を占めるが、これは下水処理施設で処理後、公共用水域へ排出されるヒ素及びその無機化合物の量である。
なお、排出量及び移動量はヒ素及びその無機化合物について算出し、届け出ることになっているが、「ヒ素及びその化合物」について測定項目を定める下水道法、水質汚濁防止法に基づく分析結果を使用して排出量及び移動量を算出する場合があり、その場合の排出量及び移動量には PRTR 対象外の有機ヒ素化合物が含まれる可能性がある。
表 4-4

ヒ素及びその無機化合物の届出対象業種別の排出量及び移動量(2003 年度実績) (トン/年)
届出

業種名
大気

排出量
公共用
水域

届出外
移動量

土壌

廃棄物

下水道

排出量 3)(推計)

届出と届出外の排出量合計
排出計
2) ,3)

割合 3)(%)

非鉄金属製造業

9

9

0

37

＜0.5

0

19

59

下水道業

0

12

0

＜0.5

0

－

12

38

産業廃棄物処分
業

0

＜0.5

0

0

0

0

＜0.5

1

金属鉱業

0

＜0.5

0

0

0

－

＜0.5

1

＜0.5

＜0.5

0

108

0

＜0.5

＜0.5

0

＜0.5

＜0.5

0

0

＜0.5

－

＜0.5

0

＜0.5

＜0.5

0

18

0

－

＜0.5

0

電気機械器具
製造業

0

＜0.5

0

15

＜0.5

＜0.5

＜0.5

0

電気業

0

＜0.5

0

0

0

－

＜0.5

0

＜0.5

0

0

4

0

0

＜0.5

0

9

22

0

183

＜0.5

＜0.5

31

100

窯業・土石製品
製造業
一般廃棄物処理
業
化学工業

その他

1)

合計 2)

(経済産業省, 環境省, 2005a, b)
1)「その他」には、上記以外の届出対象業種の合計排出量を示した。
2) 四捨五入のため、表記上、合計が合っていない場合がある。
3) 埋立による排出量は含んでいない。
0.5 トン未満の排出量及び移動量はすべて「＜0.5」と表記した。
－: 推計されていない。

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4.3.2

その他の排出源2003 年度 PRTR データで推計対象としている以外のヒ素及びその無機化合物の排出源について記述する。ヒ素及びその無機化合物の排出源として自然発生源及び人為発生源がある。
a. 自然発生源
ヒ素の自然発生源として、以下の報告がある (ATSDR; 2000, IPCS, 2001)。
ヒ素は、ヒ酸塩、硫化物、硫塩鉱物、ヒ化物、亜ヒ酸塩または元素として、多くの鉱物中に含まれる。最も一般的なヒ素鉱物は硫ヒ鉄鉱 (FeAsS) であり、種々の鉱床中に存在する。鉱床が存在する地域の土壌におけるヒ素濃度は数 mg/kg から 100 mg/kg 以上に達する。ヒ素を含有する鉱石の風化作用によりヒ素は土壌へ、次いで水域へ移行する。ヒ素に汚染されていない地
域の表層水や地下水中のヒ素濃度は、1～10μg As/L であるが、土壌からの溶出による地下水汚染が世界的に深刻な問題となっているインドの西ベンガル州やバングラディッシュでは、1 mg
As/L を超えることがある。
また、ヒ素は土壌粒子の巻き上げ、火山活動、森林火災、海塩粒子の巻き上げ、植物の成長、生物活動に伴い大気へ排出される。
b. 人為発生源
ヒ素は石炭中、石油中に含まれ、日本に最も多く輸入されているオーストラリア産の石炭中濃度は平均 3 ppm、また、世界各国の原油中のヒ素濃度は 0.01 未満～0.50 ppm であり (製品評
価技術基盤機構, 2004)、これらの化石燃料を燃焼させる火力発電所等よりヒ素が大気中へ排出されると報告されている (ATSDR, 2000)。
海外ではヒ素化合物が木材防腐剤や農薬として使用されている国があり、木材の燃焼や農薬の散布によりヒ素化合物が大気及び土壌へ排出されるという報告がある (IPCS, 2001)。
また、日本国内でもかつて無機ヒ素化合物を含む木材防腐処理剤 CCA で処理した建築用材が用いられていたことがあり (4.2a 参照)、建築廃棄物の焼却により、ヒ素を含む有毒なガスが大気中へ排出される可能性が懸念されている。建設工事に係る資材の再資源化等に関する法律(建設リサイクル法) における基本方針においては、CCA 処理木材について適切な焼却または埋立てを行う必要性があることが示されている (国土交通省, 2005)。
一方、地熱発電の貯水槽中において通常のレベルの 1,000 倍の濃度のヒ素が検出されるという深刻なヒ素汚染が報告されている。その他の排出源として、都市ゴミの焼却、下水汚泥の不法投棄、肥料の使用に伴う排出が報告されている (ATSDR, 2000)。
自然発生源あるいは人為発生源から環境中へ排出されるヒ素化合物は、主として無機化合物
として排出されると報告されている (ATSDR, 2000)。
c. 食物、飲料水、たばこ
ヒ素はほとんどの食物中に、無機ヒ素化合物あるいは有機ヒ素化合物として含まれる。最も多くヒ素を含むのが魚介類で、平均 1,662μg As/kg のヒ素が含まれる。また、肉類には平均 24.3
9

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μg As/kg、乳製品には平均 3.8μg As/kg、野菜類には平均 7.0μg As/kg、果物類には平均 4.5μg
As/kg のヒ素が含まれると報告されている。
飲料水中のヒ素の濃度は地域によって異なり、一般的には 5μgAs/L 未満であるが、a.で述べたように、土壌にヒ素を多く含む地域では飲料水として使用する地下水が汚染されて深刻な問題となる場合もある。
また、ヒ素はたばこの主流煙中に含まれ、喫煙とともに大気中へ排出される可能性がある(IPCS, 2001) 。

4.4

環境媒体別排出量の推定 (表 4-5)

2003 年度 PRTR データに基づく届出対象業種の届出外事業者からの排出量については、届出
データにおける業種ごとの大気、公共用水域、土壌への排出割合を用いて、その環境媒体別の排出量を推定した。また、自然発生源からの排出や化石燃料の燃焼、都市ゴミ焼却、廃木材焼却等に伴う排出については、定量的なデータが不足しているため、ここでは考慮しない。
以上のことから、ヒ素及びその無機化合物はヒ素純分に換算して 1 年間に全国で、大気へ 9トン、公共用水域へ 22 トン排出され、土壌への排出はないと推定した。
表 4-5

ヒ素及びその無機化合物の環境媒体別排出量 (2003 年度実績) (トン/年)

排出区分
大気
公共用水域
土壌
対象業種届出 1)
9
22
0
合計
9
22
0
(製品評価技術基盤機構, 2006)
1) 大気、公共用水域、土壌への排出量は、業種ごとの届出排出量の排出割合と同じと仮定し、推定した。
環境媒体別排出量は、ヒ素純分に換算した値である。
埋立による排出量は含んでいない。

また、公共用水域へ排出される届出排出量 22 トンのうち、排水の放流先が河川と届け出られている排出は 9 トンであり (経済産業省, 2005)、河川への排出よりも海域への排出のほうが多い。

4.5

排出シナリオ

ヒ素及びその無機化合物の環境への排出源としては自然発生源と人為発生源がある。
地殻中のヒ素は、鉱石の風化作用により土壌へ、次いで水域へ移行する。また、土壌粒子の巻き上げ、火山活動、森林火災、海塩粒子の巻き上げ、植物の成長、生物活動等に伴い大気中へ排出される。
主たる人為発生源としては、非鉄金属 (銅、亜鉛、鉛等) の製錬プロセスから大気及び水域への排出が考えられる。また、化石燃料の燃焼や、都市ゴミの焼却、生活排水等からも大気及び水域へ排出されることがある。

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5．環境中運命
ヒ素は自然界に存在する元素であり、クラーク数 (地下 16 km までの岩石圏に水圏と気圏を加えた範囲における元素の存在度) は 5×10-4% (5 mg As/kg 相当) であり、全元素中 49 番目である (不破, 1986)。ヒ素には、質量数が 68～80 の同位元素が存在するが、天然で安定な同位元素は 75As 一つのみである (ATSDR, 2005)。
ヒ素は堆積岩、火成岩及び変成岩にも含まれており、岩石のヒ素含有量は、1.5 mg As/kg (花崗岩)～10 mg As/kg (泥板岩) であり、地殻のヒ素含有量は、大陸の地殻では 3.1 mg As/kg、海洋の地殻では 1.5 mg As/kg である (Merian et al., 2004)。ヒ素の地殻中での平均濃度として、2～5 mg
As/kg との報告 (ATSDR, 2005) や、2.1 mg As/kg との報告 (寺島ら, 2002) もある。主なヒ素鉱物として、鶏冠石 (As4S4)、石黄 (雄黄) (As2S3)、硫ヒ鉄鉱 (FeAsS) などの硫化鉱物、ヒ華 (AsO3) な
どの酸化鉱物、スコロド石 [Fe(AsO4)･2H2O] などのヒ酸塩鉱物、自然ヒ素 (As) などがある (日本地質学会環境地質研究委員会, 1998)。
ヒ素の究極的起源は、ヒ素鉱物の風化及び火山活動に関連した熱水や噴気などによるものであり、沖積世堆積物を滞水層とする地域では、ヒ素を含む硫化鉱物の酸化作用によりヒ素が水に溶解し、または懸濁粒子に吸着されて堆積物に集積し、地下水ヒ素汚染の原因となっている地域もある。ヒ素は複数の電荷状態 [As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、As(-Ⅲ)] を採り得、地表近くでは、As(Ⅲ)、
As(Ⅴ) が一般的に見出される (吉村ら, 2003)。
なお、1990 年代半ばの全地球的なヒ素の大気中への放出量は、自然由来 (土壌粉じん、火山
活動など) が 12,000 トン As/年、産業活動由来 (化石燃料の燃焼、非鉄精錬など) が 5,000 トン
As/年であり、産業活動に伴うヒ素の放出割合は自然由来の約 42%に相当するとしている(Pacyna and Pacyna, 2001)。

5.1

土壌中での動態

地球における土壌中のヒ素の平均濃度は、砂状土壌では 4.4 mg As/kg、沈泥土壌やローム土壌では 8.4 mg As/kg、その他の土壌では 9 mg As/kg との報告がある (Merian et al., 2004)。
関東平野の沖積層土壌では、ヒ素濃度は 12.5 mg As/kg であり、平均的な地殻中のヒ素濃度を2.1 mg As/kg とすると、濃縮係数 (土壌中元素濃度/地殻中元素濃度) は 5.85 となる。この原因として、生物濃縮、海水の影響、風化・続成作用の影響、広域風成塵の混入等が考えられ、ヒ素の土壌中濃度が地殻中濃度よりも大きくなるとしている (寺島ら, 2002)。
別の報告では、窒素 (濃縮係数：80)、炭素 (42)、ヨウ素 (36)、臭素 (27)、セレン (9)、ビスマス (7)、ヒ素 (5)、硫黄 (3)、カドミウム (3) としている。窒素、炭素、硫黄は、それらの元素を含む生物遺体が土壌に加わったためであるが、ヒ素を始めとするその他の元素の場合には理由は分からないとしている (浅見, 2001)。
土壌水溶液中ではヒ素は、陽イオンの状態では As3+として、陰イオンの状態では H2AsO4-、
HAsO42-、H2AsO3-として存在する (Merian et al., 2004)。
屎尿を含む肥料により土壌微生物を活性化させて繁殖を促進させることによって酸化還元電位に影響を与え、環境が還元状態に変わることにより、ヒ素の溶出が促進されることを予測し
11

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ている (赤井ら, 2001)。また、炭酸イオンは天然水に含まれる重要な成分であり、土壌からヒ素を溶出させる実験を行い、ヒ素溶出量の多い順に Na2CO3 > NaHCO3 > K2SO4 > NaNO3 > 純水であることを示し、高濃度の Na2CO3 による土壌中のヒ素の溶出は相当大きいとしている(Pantsar-Kallio and Manninen, 1997)。過去の事例ではあるが、ヒ素殺虫剤で汚染された果樹園の土壌について調査し、肥料として用いられている硫酸アンモニウムはヒ素の溶出にはほとんど影響を与えないが、リン酸アンモニウムやリン酸カルシウムは土壌中のヒ素の溶出を促進させることが報告されている (Peryea, 1991)。リン酸イオンはヒ素オキソアニオンと競合してイオン交換するためと推定される。

5.2

大気中での動態

ヒ素は自然界ではほとんどが土壌中に存在するので、大気中には風による粉じんの巻上げにより存在することになる。また、火山活動により大気中に放出される。無機態のヒ素は土壌中の微生物により蒸気状態となり得るアルキルヒ素化合物となり、大気中に放出される(Schroeder et al., 1987)。
また、ヒ素は海水や樹木にも含まれており、海水の飛沫の巻上げや森林火災により大気中に放出される。ヒ素を含有する鉱物の採鉱・精錬、農薬散布、石炭・石油・木材の燃焼、都市下
水の焼却、火力発電等によってヒ素は大気中に放出される (Pacyna, 1987)。
大気中へのヒ素の放出は、大部分が As (Ⅲ) の蒸気または粒子状物質であり、メチル化されたヒ素はほとんどない (Pacyna, 1987)。As (Ⅲ) は主に三酸化二ヒ素であるとの報告があり (U.S.
EPA, 1982)、通常の大気中では、As (Ⅲ) の一部は酸化されて As (Ⅴ) となり、As (Ⅲ) と As (Ⅴ) の混合物として存在する。無機態のヒ素は光分解され難いとしている (Callahan et al., 1979)。
大気中のヒ素濃度については、極地方などでは 0.007～1.9 ng As/m3、その他の地方では 1.0～
28 ng As/m3、都市では 2～2,320 ng As/m3 であったとの報告がある (Schroeder et al., 1987)。また、
2002～2003 年度の東京都の大気中におけるヒ素及びその化合物の年平均濃度は、区部の 8 か所
平均で 1.0～1.2 ng As/m3、多摩部の 4 か所平均で 1.1～1.5 ng As/m3、檜原村 (バックグラウンド)で 0.7～1.1 ng As/m3 との報告もある (東京都環境局, 2005)。

5.3

水中での動態

ヒ素の水域への流入は、土壌や岩石の風化や火山地帯で起きると考えられる。また、土壌や鉱物からの地下水への流出も考えられるとしている (ATSDR, 2005)。
ヒ素は複数の電荷状態 [As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、As(-Ⅲ)] を採り得るが、地表近くでは As(Ⅲ)、As(Ⅴ)
として一般的に見出される (吉村ら, 2003)。通常、地表近くの地下水などの酸化状態では、ヒ素は主に+5 価のヒ酸イオンが安定であり、嫌気的な底質などの還元状態では、ヒ素は主に+3価の亜ヒ酸イオンが安定であるが、ヒ素の酸化-還元状態間の変化速度は比較的遅い (半減期 0.4～7 日) ので、ヒ素種の割合は実際には期待されるようには変化していない (ATSDR, 2005)。また、水中ではヒ素は単独の陽イオンとして挙動するのではなく、酸素との親和力が大きいので酸素と結合して、As(Ⅴ) はヒ酸 (H3AsO4) として、As(Ⅲ) は亜ヒ酸 (H3AsO3) として存在する。
pH や酸化還元電位に応じて、ヒ酸は H2AsO4-、HAsO42-、AsO43-、亜ヒ酸は H2AsO3-、HAsO32-、
12

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AsO33- に解離する (吉村ら, 2003)。ヒ素のオキソアニオンは、鉄、マンガン、アルミニウムなどの酸化物・水酸化物などの表面に吸着して、沈殿物や水中の懸濁物として存在している (吉村ら, 2003)。
水深の浅い琵琶湖の南部では、夏季に全ヒ素濃度が冬季の 2～4 倍になるとの報告があり、夏季には湖底に堆積した藻類の微生物分解が起こり、湖底では溶存酸素が消費され堆積物表面や間隙が還元状態となり堆積物からヒ素が放出されたためとしている (Sohrin et al., 1997)。海水中のヒ素濃度を調べ、塩分濃度と溶解ヒ素濃度の関係を実験的に求めたところ、ヒ素濃度は塩分
濃度 0.8%で最大となり、塩分濃度 3.3%の海水の約 2.5 倍となった (Andreae and Andreae, 1989)。
このことから汽水域ではヒ素の濃度が高くなることが示唆される。
嫌気性条件下の地下水中では、炭酸水素イオンとヒ素炭酸塩錯体を形成し、岩石中の硫化物の分解を促進し、ヒ素を溶脱させるのに寄与している可能性を示唆している (Kim et al., 2000;
Lee and Nriagu, 2003)。炭酸イオンの濃度が大きい地域では、ヒ素汚染との関与を考慮すべきとしている (Kim et al., 2000)。
河川中のヒ素濃度としては、約 1μg As/L (世界の主要河川中の平均値) との報告 (不破, 1986)
や約 1.7μg As/kg (Merian et al., 2004) との報告がある。一方、海水中のヒ素濃度としては、約2.3μg As/L との報告 (不破, 1986) 、約 1.6μg As/kg (深層海水) との報告 (Merian et al., 2004)、
1.2μg As/kg (北部太平洋海水) との報告 (Nozaki, 1997) がある。我が国のバックグラウンド濃度
としては、土壌で 3～10μg As/kg、海水 0～10μg As/L、雨水 0～14μg As/L と極微量であるとの報告 (日本環境管理学会, 2004) や、我が国の温泉 190 か所における温泉水中のヒ素の平均濃度は 0.3 mg As/L であるとの報告もある (山県, 1977)。

5.4

環境中での変換及び分解

ヒ素は非生物的に分解されないが、五酸化ヒ素は、潮解性があり、水に溶解してヒ酸となる(大木ら, 1994)。ヒ酸の pKa1 は2.20であり、pKa2 は6.97である (3章参照) ことから考えて、ヒ酸は、酸性の環境水中では大部分が、中性付近の環境水中では約半数が解離したHAsO42-として存在すると推定される。三酸化二ヒ素は、水に溶解して亜ヒ酸となる (大木ら, 1994)。亜ヒ酸の pKa1 は9.23 (3章参照) であることから、中性付近の環境水中では亜ヒ酸はほとんどが未解離の H3AsO3 として、塩基性になると一部が解離状態のH2AsO3-として存在すると推定される。
ヒ素は生分解されないが、生物活動はヒ素のメチル化や酸化に関与する。ヒ素は、鉄、銅、イオウと結合した状態でもバクテリアによって酸化されることが実験により確認されており、鉄酸化バクテリア Thiobacillus ferrooxidans TM は、鉄を添加しない培地条件下で、三硫化二ヒ
素 を酸化して亜ヒ酸やヒ酸を生成 (Silverman and Lundgren, 1959) し、溶液中へのヒ素の溶出量
は、バクテリア不在時よりも 3 倍程度多いことが示された。この鉄酸化バクテリアは、硫ヒ鉄鉱 (FeAsS) や硫ヒ銅鉱 (Cu3AsS4) を酸化するが、鶏冠石 (As4S4) を酸化しない (Ehrlich, 1964)。
表流水中でバクテリアは、ヒ素の酸化反応に関わっており、As (Ⅲ) を一旦ジメチルヒ素としてから、次にそれを酸化して As (Ⅴ) とするメカニズムを培養実験で示した (Sanders, 1979)。亜ヒ酸を酸化する能力を持つ 34 の菌株が単離され、その中で Pseudomonas acidovorans-arsenoxydans
YE56 は詳しく調べられ、好気的条件下では亜ヒ酸をヒ酸に酸化するが、嫌気的条件下では亜13

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ヒ酸はヒ酸に酸化されないことが確認された。生物にとって、亜ヒ酸はヒ酸よりも毒性が強い
ので、亜ヒ酸の酸化は一種の防護作用である (Cullen and Reimer, 1989)。しかし、ヒ酸の還元でより毒性の強い物質が作られるが、水環境中に普通に棲息する Pseudomonas fluorescens は好気
的条件下及び嫌気的条件下でヒ素を還元する (Myers et al., 1973)。
また、Anabaena oscillaroides によるヒ酸から亜ヒ酸への還元が報告されており、ニュージー
ランドの Waikato 川では秋・冬はヒ酸濃度が 30～80 mg/m3 と非常に高いのに、春・夏は亜ヒ酸が卓越するのはこのバクテリアが関係しているとしている (Cullen and Reimer, 1989)。堆積物中においても、バクテリアによるヒ素の化学的形態の変化は重要であり、バクテリア自身の代謝のために As (Ⅴ) を還元して As (Ⅲ) に換えることは確認されている (Harrington et al., 1998)。カ
ナダのフィヨルド堆積物の間隙水に含まれるヒ素は、約 90%が無機態ヒ素であるが、残りはモ
ノメチルヒ素等の有機態ヒ素であり、この有機態ヒ素は生物化学的作用により形成されたとの報告 (Reimer and Thompson, 1988) や、オーストラリアの土壌中におけるバクテリアによる有機態ヒ素の形成に関する報告 (Kuehnelt et al., 1997) などがある。
耕土中に棲息する菌類の Scopulariopsis brevicaule は、亜ヒ酸及びヒ酸を共にメチル化することが、菌類の Candida humicola は無機態ヒ素をメチル化することがそれぞれ示されている(Challenger, 1951)。また、バクテリア Bacillus subtilis はヒ素化合物からヒ化水素を生成する(Cullen and Reimer, 1989)。

5.5

下水処理及び浄水処理による除去

北海道の定山渓温泉からのヒ素を含有する排水を受け入れている定山渓下水処理場でのヒ素除去に関する報告がある。エアーレーションタンクに塩化第二鉄を加え凝析処理が行われており、ヒ素濃度は、流入水では 1 mg As/L を超えているが、処理水では 0.03 mg As/L であり、除去効率の悪い As (Ⅲ) をエアーレーションによる空気酸化により As (Ⅴ) として効率的に除去しているとしている (青木, 2000)。東京都に 20 か所ある下水処理場の下水処理の状況に関する東京都下水道局の報告があり、ヒ素については、2001～2004 年度における流入水及び処理水の濃度は共に 0.01 mg As/L 未満 (24 時間平均値) であった (東京都下水道局, 2005)。
ヒ素は、通常の浄水方法 (凝集沈殿+ろ過) 及びイオン交換による除去性があり、逆浸透、ナ
ノろ過、限外ろ過、活性アルミナにより除去できるとの報告がある (日本環境管理学会, 2004)。
福岡県にある活性アルミナ吸着塔を用いた簡易水道の報告があり、1997 年 5 月～1998 年 3月における原水及び処理水中のヒ素濃度 (調査期間の平均) は、それぞれ 0.043 mg As/L 及び 0.01
mg As/L であり、約 96%の除去率であったとしている (石黒ら, 2001)。2004 年 4 月～2005 年 3月までの東京都の代表的な河川である多摩川、荒川、江戸川から取水している小作浄水場 (羽村市)、三園浄水場 (板橋区)、金町浄水場 (葛飾区) におけるヒ素及びその化合物濃度は、小作
浄水場の入口では検出限界値 (1μg As/L) 未満、三園浄水場の入口では 1～2μg As/L、金町浄水場の入口では 2μg As/L であり、3 つの浄水場の出口で検出限界値未満であった (東京都水道局, 2005)。

14

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5.6

生物濃縮性

化学物質審査規制法に基づく濃縮性試験では、三酸化二ヒ素について、コイを用いた 28 日間の濃縮性試験を行っており、水中濃度が 50 μg/L (37.85 μg As/L 相当) 及び 5 μg/L (3.785 μg As/L 相当) における濃縮倍率はそれぞれ 4.0 未満～5.0 及び 38 未満であった。また、同一濃度の定常状態における濃縮倍率はそれぞれ 4.0 未満及び 38 未満であり、低濃縮性と判定されている (経済産業省, 2002)。なお、魚体に取り込まれるヒ素の形態は不明である。
海草は海水中のヒ素をメチル化し、組織に濃縮することが知られている (Baker et al., 1983)。
海藻類 (珪藻、褐藻、紅藻、緑藻) 及び海産魚類のヒ素濃度はそれぞれ 0.4～12 mg As/kg 湿重量
及び 1.8 mg As/kg 湿重量である (海洋科学基礎講座編集委員会, 1973)。海水のヒ素濃度を 2 μg
As/L とすると、生物濃縮係数 (BCF) は、海藻類で 200～6,000、海産魚類で 900 となる。湖沼のモデル生態系によるヒ素の濃縮性試験では、水中濃度が 0.05 mg As/L の場合には、藻類では 6～66 mg As/kg、動物プランクトンでは 7～10 mg As/kg、陸生貝類 (カタツムリ) では 0.4～3.3 mg
As/kg となり、ヒ素については、食物連鎖を経由して順次高濃度になる Biomagnification は認められないとしている (Giddings et al., 1977)。これは、無機態のヒ素は、食物連鎖を経由する際に、体外に排出されやすい形態である有機態ヒ素 (メチル化ヒ素化合物) に変換され、生体内濃度は順次低下するためとしている (前田, 1998)。
また、海藻類及び海産魚類に含まれるヒ素は、大部分が有機態ヒ素 (メチル化ヒ素化合物) であり、無機態ヒ素の含有量は僅かであり、海水中の無機態ヒ素が藻類によってメチル化され、更に、食物連鎖を通じて動物体内でトリメチルヒ素化合物に変換されると推定している (日本
地質学会環境地質研究委員会, 1998)。

6．環境中の生物への影響
6.1

水生生物に対する影響

水生生物に対する毒性試験は、1 章の同定情報にある三酸化二ヒ素 (III)、ヒ酸 (V)、五酸化二ヒ素 (V) の他、無水亜ヒ酸ナトリウム (III)、亜ヒ酸ナトリウム (III)、ヒ酸水素ニナトリウ
ムについて調査した。いずれも水中濃度はすべてヒ素としての値であり、単位を mg As/L で表
示する。

6.1.1

藻類に対する毒性 (表 6-1)

無水亜ヒ酸ナトリウム (III) を用いた生長阻害試験では、淡水種のセレナストラムに対する96 時間 EC50 は 31.2 mg As/L、セネデスムスに対する 96 時間 EC50 は 0.0787 mg As/L であった
(Chen et al., 1994; Richiter, 1982)。
ヒ酸ナトリウム (V) を用いた生長阻害試験では、淡水種のセレナストラムに対する 96 時間
EC50 は 0.69 mg As/L (Richiter, 1982)、セネデスムスでは 96 時間 EC50 が 0.159 mg As/L であった
(Chen et al., 1994)。
以上から、藻類の生長阻害試験の報告で信頼性を確認できたもののうち最小値は、無水亜ヒ
15

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酸ナトリウム (III) を用いたセネデスムスに対する 96 時間 EC50 の 0.0787 mg As/L であった
(Chen et al., 1994)。
通常の環境水ではヒ素化合物は As (III) 及び As (V) として存在するが、得られた試験報告か
らでは、両者の毒性の違いについて明確な結論は得られなかった。
表 6-1
生物種

ヒ素及びその無機化合物の藻類に対する毒性試験結果
試験法/
方式

温度
(℃)

エンドポイント(III)
淡水 無水亜ヒ酸ナトリウム NaAsO2
止水
ND
96 時間 EC50
Selenastrum
capricornutum1)(緑藻、ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)
止水
24
96 時間 EC50
Scenedesmus
acutus(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)
(V)
淡水

6.1.2

濃度
(mg As/L)

文献

生長阻害

31.2
(n)

Richiter, 1982

生長阻害0.0787(n)Chen et al.,1994

ヒ酸ナトリウム Na3AsO4Selenastrum
capricornutum1)(緑藻、ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)

止水

ND

96 時間 EC50

生長阻害

0.69
(n)

Richiter, 1982

Scenedesmus
acutus(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)

止水

24

96 時間 EC50

生長阻害

0.159
(n)

Chen et al.,
1994

止水
ND
96 時間 EC50
Chlamydomonas
augulosa(緑藻､ｸﾗﾐﾄﾞﾓﾓﾅｽ)
ND: データなし、(n): 設定濃度
1) 現学名: Pseudokirchneriella subcapitata

生長阻害

202

Jurewicz
Buikema,1980&

無脊椎動物に対する毒性 (表 6-2)

三酸化二ヒ素 (III) を用いた急性毒性試験については、淡水種ではオオミジンコに対する 24
時間 EC50 が 4.2 mg As/L、ユスリカ科の一種 (Chironomus tentans) に対する 48 時間 EC50 が 0.68
mg As/L であった (Amodei and Azzoni, 1991; Khangarot and Ray, 1989)。海産種ではアメリカイチ
ョウガニの幼生に対する 96 時間 LC50 が 0.232 mg As/L、マガキの卵に対する 48 時間 EC50 が 0.326
mg As/L であった (Martin et al., 1981)。
無水亜ヒ酸ナトリウム (III) を用いた急性毒性試験について、淡水種ではオオミジンコに対する 48 時間 EC50 が 1.54 mg As/L、ヨコエビ科の一種 (Gammarus pseudolimnaeus) に対する 96
時間 LC50 が 0.875 mg As/L、海産種ではミッシッドシュリンプに対する 96 時間 LC50 が 1.74 mg
As/L であった (Call et al., 1983; Lussier et al., 1985)。長期毒性については、オオミジンコの繁殖試験での繁殖、成長を指標とした 28 日間 NOEC が 0.633 mg As/L、ミッシッドシュリンプの致死を指標とした 36 日間 NOEC が 0.631 mg As/L であった (Call et al., 1983; Lussier et al., 1985)。
亜ヒ酸ナトリウムを (III) 用いた試験については、イトミミズ科の一種 (Tubifex tubifex) に対
16

http://www.cerij.or.jp

する 96 時間 EC50 が 8.87 mg As/L であった (Khangarot, 1991)。
ヒ酸 (V) を用いた急性毒性試験について、淡水種ではオオミジンコに対する 48 時間 LC50
が 2.1～2.9 mg As/L であった (Burrton et al., 1987)。長期毒性については、オオミジンコの繁殖
試験での成長を指標とした 21 日間 EC10 が 2.2 mg As/L であった (Enserink et al., 1991)。
ヒ酸水素二ナトリウム (V) を用いた急性毒性試験について、オオミジンコに対する 48 時間
LC50 が 7.4 mg As/L、ネコゼミジンコの一種 (Ceriodaphnia dubia) に対する 48 時間 LC50 が 1.45
mg As/L、長期毒性については、オオミジンコの繁殖試験での繁殖を指標とした 21 日間 EC50
が 1.4 mg As/L、ネコゼミジンコの一種の成長及び繁殖を指標とした 7 日間 MATC (NOEC と
LOEC の幾何平均値) が 1.14 mg As/L であった (Blesinger and Christensen, 1972; Spehar andFiandt, 1986)。
以上から、調査したヒ素化合物の急性毒性は、異なる化合物を用いて試験を実施した淡水種のオオミジンコ及び海産種のミシッドシュリンプでは化合物による違いはあまり大きくないと考えられるが、その他の生物種ではデータ数が少なく、影響の違いは明確ではない。最小値はアメリカイチョウガニの幼生に対する三酸化二ヒ素 (III) の 96 時間 LC50 が 0.232 mg As/L であった (Martin et al., 1981)。また、長期毒性ついてはミシッドシュリンプの致死を指標とした無水亜ヒ酸ナトリウム (III) の 36 日間 NOEC が 0.631 mg As/L であった (Lussier et al., 1985)。
通常の環境水ではヒ素化合物は As (III) 及び As (V) として存在するが、得られた試験報告か
らでは、両者の毒性の違いについて明確な結論は得られなかった。
表 6-2

ヒ素及びその無機化合物の無脊椎動物に対する毒性試験結果

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

硬度
(mg CaCO3/L)

pH

エンドポイント(III)
淡水 三酸化二ヒ素 As2O3
Daphnia magna
生後
(甲殻類、
12 時間
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)
以内

止水

20

ND

7.88.4

野外採取の幼虫

APHA1)
止水

13±2

25

3-4 齢
幼虫

止水

23.324.2

成体

止水

止水

生物種

Chironomus
tentans(昆虫類、ﾕｽﾘｶ科の一種)
Tanytarsus
dissimilis(昆虫類、ﾕｽﾘｶ科の一種)
Aplexahypnorum(貝類、ﾎﾀﾙﾋﾀﾞ
ﾘﾏｷｶﾞｲ、ｻｶﾏｷｶﾞ
ｲの一種)

海水 三酸化二ヒ素 As2O3
Americamysis
生後
bahia
24 時間
(甲殻類、ﾐｼｯﾄﾞ
以内
ｼｭﾘﾝﾌﾟ)濃度(mg As/L)

文献

24 時間 EC50

4.2
(n)

Amodei &Azzoni, 1991

6.3

48 時間 EC50
遊泳阻害

0.68
(n)

Khangarot &Ray, 1989

44.6-47.5

7.27.7

96 時間 LC50

73.4
(m)

Holcombe etal., 1983

24.426.2

45.6-53.4

7.47.7

96 時間 LC50

18.5
(m)

ND

ND

ND

96 時間 LC50

2.0

17

http://www.cerij.or.jp

Office ofPesticide
Programs,
2000

生物種

pH

エンドポイント

8.1

96 時間 LC50

塩分濃度:
33.8‰

8.1

48 時間 EC50
遊泳阻害

0.326
(n)

17
±1

塩分濃度:
33.8‰

8.1

48 時間 EC50
遊泳阻害

>3
(n)

14.8

48.7

8.1

21.5

47.2

7.4

18.4

46.3

7.7

48 時間 EC50
遊泳阻害
28 日間 NOEC
繁殖、成長
96 時間 LC50

1.54
(m)
0.633
(m)
0.875
(m)

Call et1983
Call et1983
Call et
1983

23±1

塩分濃度:
30±2‰

7.88.2

96 時間 LC50

1.74
(m)
0.631
(m)
7.5
(n)

Lussier et al.,
1985

大きさ/
成長段階
ｿﾞｴｱ

試験法/
方式
止水

温度
(℃)
15
±1

硬度
(mg CaCO3/L)
塩分濃度:
33.8‰

Crassostrea
gigas(貝類、ﾏｶﾞｷ)

卵

止水

20
±1

Mytilus edulis(貝類、ﾑﾗｻｷｲｶﾞ
ｲ)

卵

止水

Cancermagister(甲殻類、ｱﾒﾘｶ
ｲﾁｮｳｶﾞﾆ)

淡水 無水亜ヒ酸ナトリウム NaAsO2
Daphnia magna
生後
止水
(甲殻類、
24 時間
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)
以内
半止水
Gammarus
pseudolimnaeus(甲殻類、ﾖｺｴﾋﾞ科の一種)

0.3-1.1mm

流水

海水 無水亜ヒ酸ナトリウム NaAsO2
Americamysis
生後
ASTM2)
bahia
24 時間
流水
(甲殻類、ﾐｼｯﾄﾞ
ｼｭﾘﾝﾌﾟ)36 日間 NOEC
致死
48 時間 LC50

濃度(mg As/L)
0.232
(n)

文献
Martin et al.,
1981

al.,
al.,
al.,

26
±1

塩分濃度:
25‰

7.08.5

淡水 亜ヒ酸ナトリウム Na3AsO3Tubifex tubifex
ND
半止水(貧毛類、ｲﾄﾐﾐ
ｽﾞ科の一種)

30

245

7.6

96 時間 EC50
遊泳阻害

8.87
(n)

Khangarot,
1991

(V)
淡水 ヒ酸 H3AsO4Daphnia magna
生後
(甲殻類、
24 時間
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)
以内

止水

ND

ND

ND

48 時間 EC50
遊泳阻害

15

止水

20

ND

7.67.948 時間 LC50

2.1-2.9(n)

Office ofPesticide
Programs,
2000
Burrton et al.,
1987

止水

ND

ND

ND

96 時間 LC50

2.0

Office ofPesticide
Programs,
2000

半止水

20

225

8.1

21 日間 LC50
21 日間 EC50
21 日間 EC10
成長

5.8
3.2
2.2
(m)

Enserinkal., 1991

Crassostrea
virginica(貝類、ｱﾒﾘｶｶﾞ
ｷ)

受精後
1 時間
以内の
卵

海水 ヒ酸 H3AsO4Americamysis
生後
bahia
4 時間
(甲殻類、ﾐｼｯﾄﾞ
以内
ｼｭﾘﾝﾌﾟ)淡水 五酸化二ヒ素 As2O5
Daphnia magna
ND(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

止水

18

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Calabreseal., 1973

et

et

生物種

大きさ/
試験法/
温度
硬度
成長段階
方式
(℃)
(mg CaCO3/L)
淡水 ヒ酸水素二ナトリウム Na2HAsO4・7H2O
Daphnia magna
18±1
45.3
生後
止水
(甲殻類、
12±12 時ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)
間
半止水

Ceriodaphnia
dubia
(甲殻類、
ﾈｺｾﾞﾐｼﾞﾝｺ属の
一種)

生後
24 時間
以内

ASTM2)
止水

25

165

pH

エンドポイント7.74

48 時間 LC50

7.88.321 日間 LC50
21 日間 EC50
繁殖
48 時間 LC50
7 日間 EC50
7 日間 MATC3)
成長、繁殖

半止水

濃度
(mg As/L)

文献

7.4
(n)
2.85
1.4
(n)
1.45
(m)

Blesinger &Christensen,
1972

Spehar &Fiandt, 1986

1.26
1.14
(m)

ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度
1) 米国公衆衛生協会 (American Public Health Association) テストガイドライン、2) 米国材料試験協会 (American
society for testing and methods) テストガイドライン、3) NOEC と LOEC の幾何平均値

6.1.3

魚類に対する毒性 (表 6-3)

三酸化二ヒ素 (III) を用いた急性毒性試験について、淡水魚ではニジマスに対する 96 時間
LC50 が 20.2 mg As/L、海水魚ではボラ科の一種 (Chelon labrosus) 及びマコガレイ類 (Limanda
limanda) に対する 96 時間 LC50 がそれぞれ 27.3 mg As/L、28.5 mg As/L であった (Rankin andDixon, 1994; Taylor et al., 1985)。
無水亜ヒ酸ナトリウム (III) を用いた急性毒性試験について、最小の 96 時間 LC50 はニジマスに対する 10.8 mg As/L であった (Hale, 1977)。長期毒性については、ファットヘッドミノー
及びアメリカンフラグフィッシュの初期生活段階毒性試験で、成長を指標とした 30 日間 NOEC
が共に 2.13 mg As/L であった (Call et al., 1983)。受精卵からふ化 4 日後まで暴露した初期生活
段階毒性試験で、ニジマスに対する 28 日間 LC50 が 0.54 mg As/L、キンギョに対する 7 日間 LC50
が 0.49 mg As/L であった (Birge, 1978)。
五酸化二ヒ素 (V) を用いた急性毒性試験について、最小の 96 時間 LC50 はストライプトバス
に対する 10.3 mg As/L であった (Dwyer et al., 1992)。
ヒ酸水素二ナトリウム (V) を用いた急性毒性試験について、ファットヘッドミノーに対する
96 時間 LC50 が 12.6 mg As/L、長期毒性については、ファットヘッドミノーの成長及び繁殖を指標とした 32 日間 MATC (NOEC と LOEC の幾何平均値) が 3.33 mg As/L であった (Spehar andFiandt, 1986)
以上から、調査したヒ素化合物の急性毒性は化合物による大きな差はなく、最小値は五酸化二ヒ素 (V) を用いたストライプトバスに対する 10.3 mg As/L であった (Dwyer et al., 1992)。また、長期毒性については、無水亜ヒ酸ナトリウム (III) を用いて、受精卵からふ化 4 日後まで暴露した初期生活段階毒性試験で、キンギョに対する 7 日間 LC50 が 0.49 mg As/L であった
(Birge, 1978)。
通常の環境水ではヒ素化合物は As (III) 及び As (V) として存在するが、得られた試験報告か
らでは、両者の毒性の違いについて明確な結論は得られなかった。
19

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表 6-3

ヒ素及びその無機化合物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
(℃)

硬度
(mg CaCO3/L)

pH

エンドポイント

濃度(mg As/L)

文献

(III)
淡水 三酸化二ヒ素 As2O3
Oncorhynchus
4-6 gmykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

流水

13.8

373

8.0

96 時間 LC50
114 時間 LC50

20.2
18.1
(n)

Rankin ＆Dixon,
1994

OECD
203
流水
OECD
203
流水

12

塩分濃度:
34.6‰

7.7

96 時間 LC50

27.3
(m)

Taylor etal., 1985

12

塩分濃度:
34.6‰

7.7

96 時間 LC50

28.5
(m)

24.2

49.9

7.2

96 時間 LC50

14.2
(m)

Call et al.,
1983

25.3

154

7.64

96 時間 LC50
14 日間 LC50

Cardwell etal., 1976

23.0

49.2

7.2

25.4

155

7.68

30 日間 LOEC
30 日間 NOEC
成長
96 時間 LC50
14 日間 LC50

12

44

7.4

96 時間 LC50

15.6
10.5
(m)
4.30
2.13
(m)
41.5
18.2
(m)
23
(n)

生物種

海水 三酸化二ヒ素 As2O3
Chelon labrosus
3.6 cm(ﾎﾞﾗ科の一種)
0.87 gLimanda10.1 cmlimanda16.9 g(ﾏｺｶﾞﾚｲ類、ｶﾚｲ科)
淡水 無水亜ヒ酸ナトリウム NaAsO2
Pimephales
流水
21.0 mmpromelas0.139 g
(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
30-32 日齢
流水28.1 mm
0.205 g
3 か月齢
流水
受精後
24 時間
以内の卵
Lepomis流水
28.1 mmmacrochirus
0.20 g(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)
6 か月齢
Oncorhynchus
2.6 g
止水
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

Oncorhynchus
tschawytscha(ﾏｽﾉｽｹ)
Salvelinus
fontinalis(ｶﾜﾏｽ)
Carassius
auratus(ｷﾝｷﾞｮ)Jordanella
floridae(ｱﾒﾘｶﾝﾌﾗｸﾞﾌｨｯｼ
ｭ、ﾒﾀﾞｶ科)

受精卵

半止水

13.0

104

7.4

28 日間 LC50

51-76 mm
2 か月齢
0.5 g
稚魚

APHA1)
流水
止水

ND

ND

96 時間 LC50

12

211

6.48.37.08.3211 mm81.3 g18 か月齢54.3 mm
2.9 g
6 か月齢
受精卵

流水

15.4

152

7.83

96 時間 LC50
12 日間 LC50

流水

25.0

152

7.74

96 時間 LC50
14 日間 LC50

半止水

22.0

195

7.4

7 日間 LC50

流水

25.8

49.9

7.2

96 時間 LC50

流水

24.4

49.1

7.2

30 日間 LOEC
30 日間 NOEC
成長

13.0 mm0.058 g
34 日齢
受精後
24 時間
以内の卵

20

http://www.cerij.or.jp

96 時間 LC50

0.54
(m)
10.8
(m)
25.1
(n)
14.96
10.4
(m)
25.9
18.5
(m)
0.49
(m)
14.4
(m)
4.12
2.13
(m)

Call et al.,1983
Cardwell etal., 1976
Mayer &
Ellersieck,
1986
Birge, 1978
Hale, 1977
Hamilton &Buhl, 1990
Cardwell etal., 1976

Birge, 1978
Call et al.,
1983

生物種

大きさ/
試験法/
成長段階
方式
海水 無水亜ヒ酸ナトリウム NaAsO2
Cyprinodon
ND
流水
variegates(ｼｰﾌﾟｽﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
Menidia menida
ND
止水(ｱﾄﾗﾝﾃｨｯｸｼﾙﾊﾞｰ
ｻｲﾄ、ﾄｳｺﾞﾛｳｲﾜｼ
科)(V)
淡水 ヒ酸 H3AsO4
Lepomis
1.1 g
流水
macrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)

温度
(℃)

硬度
(mg CaCO3/L)

pH

エンドポイント

濃度(mg As/L)

ND

ND

ND

96 時間 LC50

12.7
(m)

ND

ND

ND

96 時間 LC50

16.0
(n)

ND

ND

ND

96 時間 LC50

50

文献

Cardin,1982

Office ofPesticide
Programs,
2000
Office ofPesticide
Programs,
2000
Office ofPesticide
Programs,
2000

Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

0.82

止水

ND

ND

ND

96 時間 LC50

72

Oncorhynchus
tschawytscha(ﾏｽﾉｽｹ)

0.5 g

止水

12

211

3.47.2
6.97.496 時間 LC50

90
(n)
167
(n)

止水

ND

ND

ND

96 時間 LC50

28

Office ofPesticide
Programs,
2000

6.46.86.97.896 時間 LC50

De Foe,1982

30 日間 NOEC
成長

25.6
(n)
0.530
(n)
42.0
(m)
28.0
(m)

Palawski etal, 1985

1.03 g

海水 ヒ酸 H3AsO4Cyprinodon
0.27 gvariegates(ｼｰﾌﾟｽﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
淡水 五酸化二ヒ素 As2O5
Pimephales
32 日齢promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
受精後

流水

23.5

45-48

流水

25

45-48

48 時間
以内の卵
ND

止水

20

40

8.1

96 時間 LC50

ND

止水

20

40

8.1

96 時間 LC50

63 日齢

止水

20

40

8.1

96 時間 LC50

285

7.9

40.5
(m)
30.5
(m)

8.12

96 時間 LC50

10.3
(n)

Dwyer etal., 1992

7.4

96 時間 LC50

12.6
(m)
7.08
3.33
(m)

Spehar &Fiandt,1986

Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)Morone saxatilis(ｽﾄﾗｲﾌﾟﾄﾊﾞｽ、ﾊﾀ科)

海水 五酸化二ヒ素 As2O5Morone saxatilis
1.8 g
止水
25
塩分濃度:
(ｽﾄﾗｲﾌﾟﾄﾊﾞｽ、ﾊ
22.5‰
ﾀ科)
淡水 ヒ酸水素二ナトリウム Na2HAsO4・7H2O
Pimephales
0.15 g
ASTM2)
25
43.9
promelas
30 日齢
流水(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

32 日間 EC50
3)32 日間 MATC
成長、繁殖

ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度
1) 米 国 公 衆 衛 生 協 会 (American Public Health Association) テ ス ト ガ イ ド ラ イ ン 、 2) 米 国 材 料 試 験 協 会(American society for testing and methods) テストガイドライン、3) NOEC と LOEC の幾何平均値

21

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6.2

環境中の生物への影響 (まとめ)

ヒ素及びその無機化合物の環境中の生物に対する毒性影響については、致死、遊泳阻害、生長阻害などを指標に検討が行われている。
藻類に対する生長阻害試験では、信頼性を確認できた報告のうち最小値はセネデスムスに対する 96 時間 EC50 の 0.0787 mg As/L であった。
無脊椎動物に対する急性毒性は、異なる化合物を用いて試験を実施した淡水種のオオミジン
コ及び海産種のミシッドシュリンプでは化合物による違いはあまり大きくないと考えられるが、その他の生物種ではデータ数が少なく、影響の違いは明確ではない。最小値はアメリカイチョ
ウガニに対する 96 時間 LC50 が 0.232 mg As/L であった。また、長期毒性ついては、ミシッドシ
ュリンプの致死を指標とした 36 日間 NOEC が 0.631 mg As/L であった。
魚類に対する急性毒性は、化合物による大きな差はなく、最小値はストライプトバスに対する 10.3 mg As/L であった。また、長期毒性については、受精卵からふ化 4 日後まで暴露した初期生活段階毒性試験で、キンギョに対する 7 日間 LC50 が 0.49 mg As/L であった。
通常の環境水ではヒ素化合物は As (III) 及び As (V) として存在するが、得られた試験報告か
らでは、両者の毒性の違いは藻類、無脊椎動物及び魚類については明確な結論は得られなかった。
以上から、ヒ素及びその無機化合物の水生生物に対する急性毒性は、藻類及び甲殻類に対して化合物濃度として示した場合、GHS 急性毒性有害性区分 I に相当し、極めて強い有害性を示す。長期毒性の NOEC については、甲殻類では 0.631 mg As/L、魚類では 0.49 mg As/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、無水亜ヒ酸ナトリウム (III) を用いたセネデスムスに対する 96 時間 EC50 (生長阻害) の 0.0787 mg As/L である。

7．ヒト健康への影響
7.1

生体内運命 (図 7-1)

吸入経路では、ヒ化水素は気体で、三酸化二ヒ素等の場合には粉塵として気道から吸収される。ヒ化水素は血液中に速やかに吸収され、血液中から短時間で消失する。粉塵からの吸収量は主に粒径と溶解性に依存する。水等に溶解したヒ素は容易に消化管から吸収される。皮膚経
由によるヒ素の吸収はわずかである。無機ヒ素は胎盤を通過する。
消化管から門脈経由で肝臓に取り込まれたヒ素は効率よくメチル化されるが、他の器官でもメチル化される。重量単位では肝臓が最大のメチル化を行う器官である。
肝細胞に取り込まれたヒ素は、ほとんどの動物で 2 つの経路で代謝を受ける。一つは、5 価から 3 価への還元反応であり、もう一つは、無機ヒ素が S-アデノシルメチオニンと GSH を用
いてモノメチル、ジメチル、トリメチル化代謝物にメチル化される酸化的メチル化反応である。
ラットでは、無機ヒ素は数時間で肝臓や他の器官/組織でDMA(Ⅲ)にまで代謝され、血中に排22

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出した後、選択的に赤血球に取り込まれるが、赤血球への取り込みはヒトを含む他の動物で少ない。マーモセット、チンパンジー、モルモットでは、肝臓でのメチル化能がほとんどない。
Asのヒトの尿中排泄の生物学的半減期はおおよそ4日であり、通常5～7日以内で投与量の60～80%が尿中に排泄された。米国の暴露アセスメント調査で、尿中には、DMAが総ヒ素量の65～73%を占めて最も多く、MMAは9～18%、アルセノベタインは14～20%、3価と5価のAsは3～20%であった。トリメチルアルシンオキシドとトリメチルアルシンは、大部分のほ乳動物では非常に稀な代謝物である。AsBeはほ乳動物の体内での生成は確認されていない。
従来、As のメチル化は、メチル化された 5 価の代謝物 MMA や DMA が As より急性毒性や細胞毒性が弱く、細胞成分との反応性も少ないこと、すぐに代謝されて As より尿中へ排泄しやすいため、解毒機序と説明されていたが、MMA(Ⅲ)の in vitro や in vivo 試験で亜ヒ酸 As(Ⅲ)
よ り 急 性 の 毒 性 は 強 く 、 DMA(V)に 発 が ん 性 と 腫 瘍 促 進 作 用 が あ る こ と 、 in vitro 試 験 でMMA(Ⅲ)や DMA(Ⅲ)が直接的に DNA を損傷して遺伝毒性作用を示すなどの知見が蓄積し、むしろ毒性増強化と発がん物質生成への機序であると指摘されている。三酸化二ヒ素の細胞毒性は、特にアポトーシスを引き起こす作用のために、急性前骨髄球性白血病や多発性骨髄腫の治療薬として利用されている。ヒ素の体内での挙動には種差や個人差があることが知られており、ヒトではメチル化に関与する酵素調節に遺伝子多型が示唆されている。また、栄養状態がヒ素の毒性発現に影響を与えることが知られている。

23

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血漿
GSH

肝臓
GSSG

SAM

As(OH)3
H2AsO4－As(V)
As(V)還元酵素
As(Ⅲ)

SAHC

As(Ⅲ)メチル
トランスフェラーゼ
（AS3MT）/CYT19GSH
CH3As(OH)O2－
MMA(V)

GSSG

SAM

SAHC

CH3As(OH)2(CH3)2AsO2－MMA(V)還元酵素 MMA(Ⅲ)
MMA(Ⅲ)メチル DMA(V)(hGSTO1-1)
トランスフェラーゼ
（AS3MT）/CYT19
ラット ヒト

尿10―30%

ヒト0%
ラット 5―10%

10―20%

60―80%DMA(V)還元酵素(hGSTO1-1)

GSH
GSSG

(CH3)3As
ＴＭＡ(Ⅲ)(CH3)3AsO
TMAO(V)

図 7-1(CH3)2AsOHDMA(Ⅲ)

ヒ素の代謝経路図 (ヒト・ラット)(出典：Aposhian et al., 2004; Chen et al., 2003; Lin et al., 2002; Mandal et al., 2001; Styblo et al., 2002; Tchounwou et al., 2003; Vahter, 2001; Zakharyan etal., 2001)
AS3MT; アルセニック(+3 酸化状態)メチルトランスフェラーゼ; CYT19: メチルトランスフェラーゼ; DMA(Ⅲ): ジメチルアルシナス酸; DMA(V): ジメチルアルシン酸; GSH:
還元型グルタチオン; GSSG: 酸化型グルタチオン; hGSTO 1-1: ヒト グルタチオン S-トランスフェラーゼ Omega 1-1; As: 無機ヒ素; MMA(Ⅲ): モノメチルアルソナス酸; MMA(V):
モノメチルアルソン酸; SAHC: S-アデノシルホモシステイン; SAM: S-アデノシルメチオニン; TMAO: トリメチルアルシンオキシド; TMA:トリメチルアルシン

24

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7.2

疫学調査及び事例 (表 7-1～7-5)

急性経口暴露の致死量に関する報告は、2、8、21 g とさまざまであり、1～4 g から 8～16 gの無機ヒ素を経口的に摂取して死に至らなかった症例も報告されている。
急性症状は、経口暴露では、口腔、食道などの粘膜刺激症状に続き食道の疼痛や嚥下困難、悪心、嘔吐などの急性胃腸症候群が出現する。呼気は金属臭、ガーリック臭である。重篤な場合は著明な腹痛、激しい嘔吐、吐血、水様性下痢をきたし、脱水によるショック、血圧下降、
筋痙れん、心筋障害、腎障害が出現し、早い場合は循環不全で 24 時間以内に死亡する。吸入暴
露では、高濃度の場合、呼吸器への刺激性と腐食性のため、鼻粘膜刺激症状、咳、呼吸困難が出現し、肺水腫をきたして死亡することもある。ヒ化水素では、急激な進行性血管内溶血がみられ、腹痛、血色素尿、黄疸が現れる。重篤な場合、腎不全を起こし、乏尿、無尿に至る。
慢性症状として最も特異的な所見は皮膚にみられ、ヒ素黒皮症と呼ばれる色素沈着、色素脱出、手掌や足底部の過角化症、皮膚潰瘍、ボーエン病がある。血管系の所見としては、末梢血管の炎症があり、先端紫藍症、レイノー現象がみられ、台湾風土病として知られた烏脚病は、ヒ素による末梢血管の障害の結果と考えられている。また、高血圧、糖尿病が誘発される可能性がある。神経毒性は明確でない。台湾の研究については、低栄養や他の化学物質の同時汚染などの交絡要因がかかわっている可能性があるとの指摘もある。
非腫瘍性病変として、吸入経路では NOAEL 等を導出できる適切な報告はないが、経口暴露
では皮膚病変を基にした NOAEL が求められており、米国 EPA (2005a) および ATSDR (2005) はTseng ら (1968) と Tseng (1977) の台湾南西部の烏脚病発生地域での横断研究で明らかになった色素沈着と角化症の増加を指標にして、NOAEC を 9μg/L (換算値 NOAEL 0.8μg/kg/日)、
LOAEC を 170μg/L (換算値 LOAEL 14μg/kg/日) と判断している。米国 Cal EPA (2004) は Chiou
ら (1997b) の台湾北東部の横断研究でみられた脳血管系障害の結果から、累積暴露量の LED01
を 3.0 (mg/L)･年 (NOAEL 相当) としている。
腫瘍性の病変では、吸入経路では、肺などの呼吸器がん、膀胱がん、尿路系がんがみられている。定量的な研究は少ないがその中で、米国ワシントン州の Tacoma 銅製錬所でのコホート研究で得られた呼吸器がんの SMR は累積暴露量 0.75 (mg/m3) ･ 年以上から増加しており、Anaconda、Ronnskar 銅製錬所での研究も同様な傾向を示している。産業衛生学会 (2000) はTacoma 銅製錬所でのコホート研究のデータから、累積暴露量を基にした 40 年間の労働年数の呼吸器過剰死亡リスクを、10-3 に対して 3μg/m3 と提案している。
無機ヒ素を高濃度に含む飲料水による経口的な暴露では台湾、チリ、日本、米国等での疫学研究が多数あり、皮膚、膀胱、尿路系、腎臓、肺、肝臓、消化器系等の多臓器にがんの有意な増加が報告されている。チリの症例対照研究で飲料水濃度 30～49μg/L 以上で無機ヒ素による肺がん患者のオッズ比の増加、台湾のコホート研究で膀胱がんの罹患率が 100μg/L 超で増加しているように濃度と発がんの相関性は明確である。一方、米国 EPA (2001) は水道水基準の最大
汚染濃度 (MCL) を、台湾での疫学的知見に基づいて 10μg/L の生涯発がん過剰リスク平均 0.63
～2.99×10-4 (90 パーセンタイル 1.32～6.09×10-4) と算出し、2006 年に 10μg/L に設定した。こ25

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れに対し、米国では、低濃度では膀胱、肺、皮膚がんの増加の証拠は見つかっていない、台湾のヒ素汚染地域の膀胱がん死亡率は深い掘り抜き井戸のヒ素濃度 (高濃度) に依存し浅い井戸の濃度 (低濃度) には依存しない、井戸水中の特定の汚染物、例えばフミン酸、蛍光物質、かび毒等との共同で作用しているとする報告もある。さらに、無機ヒ素自体は DNA に直接作用する物質ではないものの、無機ヒ素は、高タンパク質摂取、栄養状態や民族による感受性の差
異、紫外線による皮膚がんの誘導、セレン等の環境中にある化学物質による影響など種々の修飾、無機ヒ素の発がんメカニズムも単独ではなく共同発がん物質として関与している可能性も論議されている。
WHO (2003, 2004) は内臓のがんや皮膚がんと飲料水中のヒ素の摂取量に相関がみられているが、依然として低濃度での実際のリスクに相当の不確実性があることから、暫定ガイドライン値として 10μg/L を設定している。
無機ヒ素のヒトへの生殖毒性は、長期的なヒ素の飲用は自然流産と死産のリスクの増加が認められたが、一般的に器官形成期の母親の暴露量と交絡因子の管理が正確でなく、明確な一致点はない。胎児には母体から経胎盤的に有機のヒ素として移行する。母乳からの移行は少ない。
無機ヒ素に暴露されたヒトの末梢血リンパ球や尿路上皮細胞で、小核、染色体異常、姉妹染
色分体交換の頻度が増加した。無機ヒ素はヒトに染色体異常誘発作用を示すが、点突然変異を引き起こす作用は弱く、DNA に直接作用する物質ではないと推察される。
表 7-1 ヒ素及びその無機化合物の血管系に対する影響
研究
症例
対照
研究

対象集団
台湾烏脚
病患者241
人、性・年
齢で調整
した対照
住民759人
台湾烏脚病患者789
人

暴露状況
井戸水中ヒ
素濃度
1,140μg/L
以下、1956
年から漸減

横断
研究

台湾烏脚
病発生地
域の住民
582人

横断
研究

スウェー
デン銅製
錬所

飲料水中ヒ
(mg/L)･年
素濃度範囲
01-1,097μ1-19
g/L、50%は> 20
300と700μg/Lの
年齢、性別、BMI、喫煙、糖尿病、高血圧、血漿脂質間で調整*足首関節上腕血圧比で測定。血圧比が1.20超は、末梢血管障害の誤分類の可能性があり除外
平均 23 年 指を冷却後、収縮期血圧を測定、As 濃度は尿で測定
間にわたっ レイノー現象の高い発症てヒ素の粉 ヒ素の平均全摂取量：
塵に暴露
製錬作業者、23 年間で約 4 g
作 業 者 47
烏脚病患者、20 g以下
人

コホ
ート
研究

概
要
末梢血管障害
オッズ比
1.0
3.0
3.4 (p<0.001 傾向分析)

暴露年
<1
1-29
>30

井戸水中ヒ
素濃度
1,140μg/L 末梢血管障害
以下、1956 心血管障害
年から漸減 脳血管障害

烏脚病患者のSMR
全台湾 烏脚病地域
12.43**
3.51**
2.09**
1.60***
1.18
1.07** p < 0.001; *** p<0.01
末梢血管障害*オッズ比 (95%CI)1
3.1 (0.9-10.4)
4.8 (1.4-16.7)

26

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備 考
栄養状態、
烏脚病の家
族歴、教育、
皮膚病の有
無で調整し
たオッズ比
喫煙等の交
絡要因で調
整していな
い

文献
Chen et al.,
1988

ヒ素分析に
は井戸114の142サン
プルを使
用。ドプラ
ー超音波を
使用

Tseng et al.,1996

Chen et al.,1988

Lagerkvist etal.,1986

研究
生態
学的
研究

対象集団
台湾南西
部の烏脚
病発生地
域Peimen、Hsuechia、Putai、
Yensui、
Hsiyang郡区の42 村1973-1986
年

生態
学的
研究

台湾ヒ素
烏脚病発
生地域の
60村
1973-1986
年
1,355,915
人･年

コホ
ート
研究

台湾ヒ素
烏脚病発
生地域の3
村、烏脚病
患者263
人、同地域
の対照
2,293人、
追跡期間
平均5年

症例対
照研究

台湾虚血
性心疾患
患者74人
対照群193人
Chenら(1995)の
研究集団
から

暴露状況
概
要
井戸水中ヒ
年齢で調整した死亡率 (105人当り）
井戸水中ヒ素濃度
素濃度< 0.30 0.30-0.59 ≧0.60 ppm 有意差
1,140μg/L
以下、1956 全血管障害
男性
364
421
573
あり
年から漸減
女性
278
371
386
あり
末梢血管障害
男性
23
58
60
あり
女性
18
48
35
あり
心血管障害
男性
126
154
260
あり
女性
91
153
145
あり
脳血管障害
男性
138
145
176
なし
女性
92
98
121
なし
井戸水中ヒ 虚血性心疾患の死亡者：217人
素濃度1,140μg/L 0歳-79歳の虚血性心疾患の累積死亡率 (1973-1986年)
ヒ素 mg/L（中央値） 累積死亡率 (%）
以下、1956< 0.103.4
年から漸減
0.10-0.34
3.5
0.35-0.59
4.7
≧0.60
6.6

井戸水中ヒ 累積暴露量(mg/L)･年
素濃度
1,140μg/L
以下、1956 0
年から漸減 0.1-9.9
10.0-19.9≧20
非烏脚病患者
烏脚病患者

虚血性心疾患による死亡相対リスク (95%CI)
調整ﾓﾃﾞﾙ 3
調整ﾓﾃﾞﾙ 4
1.0
1.0
2.5(0.5-11.4)
2.2 (0.5-10.2)
4.0(1.0-15.6)
3.3 (0.8-13.5)
6.5(1.9-22.2 ) 4.9 (1.4-17.7)
1.0
2.48 (1.1-5.4)

調整ﾓﾃﾞﾙ3：年齢、性別、喫煙歴、BMI、血清コレステ
ロール、血清トリグリセリド、高血圧、糖尿病で調整したCox比例ハザードモデルで解析。
調整ﾓﾃﾞﾙ4：ﾓﾃﾞﾙ3に烏脚病を加え調整
井戸水中ヒ ヒ素飲用 (年)
虚血性心疾患のオッズ比 (95%CI)
>13
1.0
素濃度
13-29
2.6 (1.0-6.4)
1,140μg/L≧30
2.9 (1.0-8.3)
以下、1956
年から漸減
オッズ比は年齢、性別で調整
累積ヒ素暴露量と有意な相関なし

27

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備 考1964-1966
年の台湾の
公表データ
使用
Natelson法
を用いた(Tseng etal., 1968;
Kuo, 1968)

文献
Wu et al., 1989

暴露濃度はKuoの分析
(1968; 29
村の126サンプル、Natelson
法)に基づ
き村の井戸
水中ヒ素中
央濃度
暴露濃度
は、Kuoの分
析(1968; 29
村の126サンプル、Natelson
法)に基づ
き村の井戸
水中ヒ素中
央濃度。死
亡は少数

Chen et al.,
1996

暴露濃度
は、Kuoの分
析 (1968;
29 村の126
サンプル、
Natelson
法)に基づ
き村の井戸
水中ヒ素中
央濃度

Chen et al.,
1996

Hsueh et al.,
1998

研究
横断研
究

対象集団
台湾北東
部の
LanyangBasin在住の成人男
女8,102人

暴露状況
概要飲料水中ヒ 暴露群
脳血管障害
脳梗塞
素
(μg/L)
オッズ比 (95%CI) オッズ比 (95%CI)
<0.1
1.0
1.0
0.1-502.5 (1.5-4.4)***3.4 (1.6-7.3)***50.1-299.9 2.8 (1.6-5.0)***4.5 (2.0-9.9)***≧300
3.6 (1.8-7.1) *** 6.9 (2.9-16.4)***
累積暴露群 脳血管障害
脳梗塞(mg/L)･年 オッズ比 (95%CI) オッズ比 (95%CI)
<0.1
1.00
1.00
0.1-4.9 2.26 (1.23-4.15) **2.66 (1.21-5.83) *≧5.0
2.69 (1.35-5.38) **3.39 (1.42-8.11) **

コホ
ート
研究
コホ
ート
研究

コホ
ート
研究
コホ
ート
研究
生態
学的
研究

日本、宮崎
県土呂久
地域の鉱
山
米国ユタ
州Millard
郡Latter
Day
Saints、The
Church of
Jesus
Christのメ
ンバー
4,058人

日本、佐賀
関銅製錬
所作業者
839人
米国農薬
プラント
作業者611
人
米国の30
郡の死亡
研究
1968-1984
年

備 考
文献
Chiou et al.,
オッズ比は
年齢、性別、 1997b
喫煙、飲酒。
高血圧、糖
尿病で調
整。暴露群
は井戸水中
ヒ素中央値
で決定

*P＜0.05, **P＜0.01, ***P＜0.001
虚血性心疾患SMR (95%CI）
全コホート 2.14 (1.00-4.37）
男性
1.48 (0.40-4.35)
女性
3.19 (1.09-8.22)
SMR (95%CI)
暴露濃度
死因
男性
女性
3.5- 620
0.79 (0.62-0.99) 0.87 (0.71-1.06)
μg/L、中央 脳血管障害
全心臓障害
0.80 (0.73-0.88) 0.81 (0.72-0.91)
値 14-166
虚血性心疾患0.76 (0.67-0.85) 0.64 (0.53-0.76)
μg/L
地域差あり 動脈・毛細血管障害 0.93 (0.61-1.35) 0.86 (0.52-1.32)
動脈硬化
1.24 (0.69-2.04) 1.18 (0.68-1.88)
大動脈瘤
0.76 (0.35-1.44) 0.48 (0.6-1.73)
高血圧性心臓障害
2.20 (1.36-3.36) 1.73 (1.11-2.58)
その他の心臓障害
0.94 (0.71-1.22) 1.43 (1.11-1.80)

Tsuda et al.,
1990

コホート
2,073人、それぞれの町
で "最大"
20年の暴露
歴あり
ヒ素汚染地
域に居住し
た時期があ
ればコホー
ト(1985人)血管障害への用量相関性なし。最大暴露群の暴露量は、 を調整しひとつの地域で低濃度のヒ素に改善されたため過大に た。現在及算出されている可能性あり。分析には考慮されていな び過去のヒ
い
素濃度を使
用
ユタ州の
1960-1992
年の死亡率
を用い、死
亡期待値を
算出
製錬所内大 心臓障害：SMR 0.47：死亡者7人／期待値14.9人
1949‐1971
気年

Lewis et al.,1999

ヒ素吸入暴 全循環器系障害：SMR 0.80 (95%CI 0.65- 0.98)
露Sobel et al.,1988

飲料水中ヒ 動脈、細動脈、毛細動脈の障害
素
暴露群
SMR (90%CI)
μg/L
男性
女性
5-10
1.10 (1.10-1.20) 1.10 (1.10-1.20)
10-20
1.10 (1.00-110) 1.10 (1.00-1.20)>20
1.60 (1.50-1.80) 1.90 (1.70-2.10)
全ての循環障害、虚血性心疾患、脳血管障害で影響なし28

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期待死亡数
は米国内の
死亡率から
算出
ヒ素濃度は
公共水道局
のデータ

Tokudome &Kuratsune,
1976

Engel & Smith,
1994

研究
コホ
ート
研究

コホ
ート
研究

コホ
ート
研究

コホー
ト研究

コホ
ート
研究

対象集団
米国
男性2,802人1940-1964年にTacoma製
錬所で1年
以上従事
人口動態
統計は
1941-1986
年まで追跡
米国
男性2,802人1940-1964年にTacoma製
錬所で1年
以上従事
人口動態
統計は
1940-1976
年まで追跡
米国
1957年以前に1年以上Anaconda
製錬所に
従事した
白人男性
8,104人
英国ラン
カシャー

スウェー
デン
Ronnskar
製錬所で
1928-1967
年に3か月
以上従事
した男性
3,916人
人口動態
統計は1981年まで追跡

暴露状況
概
製錬所内大 累積暴露
虚血性心疾患気（mg/L）･年
死亡者数< 0.75
55
0.75‐
67
2.0‐
74
4.0‐
87
8.0‐
91
20‐
46
45‐
8

要
SMR
1.08
1.03
1.07
1.22
1.28
1.32
0.90

備 考
労働衛生デ
ータと尿中
ヒ素濃度の
外挿から推
定された暴
露量(1938年から使用)

文献
Enterline et al.,1995

累積暴露量と死亡者数は弱い相関性あり
製錬所内大 累積暴露
(mg/L)･年気< 0.750.75 -1.999
2.0-3.999
4.0-7.999
8.0-19.999>20

20年間の経 Hertz-Picciotto
過と仕事の et al., 2000
現況がモデ
ルに含まれ
る
Enterline etal.,1995と同
じコホート
研究、追跡
期間は短い

虚血性心疾患
率比
95%CI
1.0
0.9
0.64-1.3
1.1
0.78-1.6
1.4
0.98-2.0
1.7
1.2-2.5
1.5
0.95-2.5

脳血管障害はなし

製錬所内大動脈硬化と冠状動脈性心臓障害
気脳血管障害

Lubin et al.,2000

SMR (95%CI)
1.05 (0.99-1.10)
1.03 (0.93-1.15)

人口動態統計は1938-1987年まで追跡

累積暴露量
<500
500-999
1,000-1999>2,000 mg

製錬所内
大気
累積暴露
群
< 0.250.25-15
15-100≧100 (mg/m3)･年

SMR (95%CI)
心血管障害 0.91 (0.74-1.10)
虚血性障害 0.85 (0.60-1.10)
脳血管障害 0.72 (0.40-1.10)
全群でSMR 用量相関なし
1945-1969年に 2週間から12年間ホーレル水を用いた478人。その後1990年まで追跡
SMR (95%CI)
虚血性心疾患：1.07 (0.97-1.17)
脳血管障害： 1.06 (0.88-1.26)

29

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使用数が少
ない
ホーレル
水：1%亜ヒ酸カリウム
溶液

Cuzick et al.,
1992

以前の報告
(Axelson etal.、1978)
で、心血管
障害での死
亡が2倍増
加

Jarup et al.,
1989

研究
コホ
ート
研究

コホ
ート
研究
横断
研究

横断
研究

対象集団
オースト
ラリア西
部1974年
金鉱採掘
作業者
フランス
金鉱、精製
所作業者
1,330人
デンマー
クヒ素暴
露作業者
32人
非暴露対
照群26人

台湾烏脚
病発生地
域の住民
男性382人女性516人

暴露状況
ヒ素、ラド
ン、シリカ
の大気暴
露

概
要
虚血性心疾患：SMR 1.03 (期待値 1.73)

ヒ素、ラド
ン、シリカ
の大気暴
露
平均尿中
ヒ素
暴露群
35.9対照群14.5 μmol/mol
ｸﾚｱﾁﾆﾝ「循環器系障害」：SMR

井戸水中
ヒ素濃度
1,140μg/L
以下、1956
年から漸
減

対照群
暴露群

考

高血圧
オッズ比 (95%CI）*
1.0
0.8 (0.2-3.2)
2.3 (0.8-6.8)
3.4 (1.2-9.2)
3.8 (1.4-10.3)
2.9 (1.1-7.3)
1.5 (0.6-4.2)*多重ロジスティック回帰分析
オッズ比は、年齢、性別、糖尿病、蛋白尿、BMI、空腹時血清トリグリセリド値で調整
SMR (95%CI)
死因
男
女
高血圧
0.73 (0.62-0.85） 1.20 (1.06-1.37)
虚血性心疾患 1.75 (1.59-1.92) 1.44 (1.27-1.61)
脳血管障害
1.14 (1.08-1.21)
1.24 (1.18-1.31)
血管障害
3.56 (2.91-4.30)
2.30 (1.78-2.93)

文献
Armstrong etal., 1979

Simonato et al.,
1994

0.54 (95%CI 0.39-0.73)

平均収縮期血圧
117 mmHg
125 mmHg**p = 0.023

累積暴露量(mg/L)・年
0
0.1-6.3
6.4-10.8
10.9-14.7
14.8-18.5
>18.5
不明

備

暴露群には
剥製師、庭
の垣根製作
者、週末コ
テージ建築
者、含浸木
材、含浸電
極、新家屋
建築者を含
む
Kuo分析
(1968; 29
村の126サンプル、Natelson
法)に基づ
き住民の経
歴と村の井
戸水中ヒ素
中央濃度か
ら暴露濃度
決定

Jensen &Hansen, 1998

Chen et al.,
1995

Tsai et al., 1999
死亡期待値
は国内統計
を使用。死
亡原因の
99%は医師
の診断によ
る。烏脚病
発生地域の
初期の研究
とオーバー
ラップする
Rahman et al.,
横断
バングラ
飲料水中
高血圧*
現在のヒ素
1999
研究
デシュの4 ヒ素
(mg/L)･年 健康者 患者 有病率比**(95%CI)
含有水を測
<1
225
13
0.8 (0.3-1.7)
村1,595濃度<0.5、
定(フロー
1- 5
610
83
1.5 (0.7-2.9)
人、30歳以 0.5-1、>1
インジェク
5-10
239
40
2.2 (1.1-4.4)
上mg/L、不
ション水素
>10
209
62
3.0 (1.5-5.8)
明化物発生ヒ素暴露でそれぞ
原子吸光分*収縮期140 mmHg以上、拡張期90 mmHg以上を高血圧
群1,481人
れ39、36、
析法)。1,794
と定義
非暴露群
18、7%
人の適格者
**マンテル－ヘンツェル有病率 (年齢、性別、BMI
114人
から面接時
で調整）
に在宅の
1,595人を選出
BMI：体格指数、CI：信頼区間、SMR：標準化死亡比(IPCS, 2001 を一部改変)
生態
学的
研究

台湾烏脚
病発生地
域の4 郡
区
1971-1994
年の死亡
地域と国
内比率で
比較

井戸水中
ヒ素濃度
250-1,140
μg/L、1956年から漸減

30

http://www.cerij.or.jp

表 7-2

ヒ素及びその無機化合物に吸入暴露されたヒトの発がん性に関する報告
暴露状況/
濃度

肺 / 呼吸器がん

計画

研究集団

コホ
ート
研究

米国ワシン
観察値 期待値 SMR
トン州
全死亡
1,061
1,028.50 1.032
Tacoma 製
全がん
231
186.96 1.236*
錬所で呼吸器がん 10454.91 1.894*
1940-1964* p<0.01
年に、1 年以上就労した
累積ヒ素暴露量と肺がんのSMR
白人男性作
が相関
業者 2,802人
1941-1976
年の死亡を
人口動態統
計で追跡
累積暴露
米国ワシン
SMR
量：
トン州
呼吸器系全体のがん：2.10
Tacoma 製 < 0.75- >45 気管･気管支･肺：2.14
錬所で(mg/m3)･年
1940-1964
呼吸器系がん
年に、1 年以累積 平均累積
SMR
上就労した<0.750.405
1.54
白人男性作
0.751.305
1.76**
業者 2,8022.02.925
2.10**人
4.05.708
2.12**
1941-1986
8.012.33
252**
年の死亡を
2028.34
2.84**
人口動態統4558.96
3.16*
計で追跡(mg/m3)･年** p<0.01; * p < 0.05
TWA
呼吸器がん
従業員
米国モンタ
8,047 人の (μg/m3)
ナ州のSMR
Anaconda 銅 うち 1800 <100
1.38
人を対象
製錬所
100
3.03*
500
3.75*
≧5,000
7.04*

コホ
ート
研究

コホ
ート
研究

累積暴露量 呼吸器がん(μg/m3)･年
SMR
<500
0.69
500-2,000
1.57
2,000-12,000
4.00*≧120005.50**p <0.0131

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他の部位のがん; 備考

著者

1940年以降作業者に呼吸保護具を使用したため、尿中ヒ素量で吸入量を推定。

Enterline &Marsh, 1982

SMR
口腔･咽頭 1.69 (NS)
大腸がん 1.62**
骨がん
4.56*
直腸がん 1.76 (NS)
腎臓がん 1.64 (NS)
肝臓がん 0.21 (NS)(1症例のみ)
NS：有意差なし

Enterline etal., 1995

大気中ヒ素は以下の計算式から求めた。
大気中ヒ素 = 0.0064 ×(尿中ヒ素)1.942
全死因、全悪性腫瘍、呼吸器がん、全心疾患、虚血性心疾患、その他の死因でSMRは有意な上昇。
呼吸器がんのSMRは喫煙
群で非喫煙群より高率。喫煙の影響はヒ素の影響より少ない。

Welch et al.,
1982

計画

研究集団

コホ
ート
研究

米国モンタ
ナ州
Anaconda 銅
製錬所で1957 年以前に 12 か月以
上就労した
作業者白人
男性 8,014人;
1938-1989
年の人口動
態統計で追
跡

コホ
ート
研究

米国 8 金属
製錬所作業
者 2,228 人

コホ
ート
研究

米国農薬製
造業者 611
人

コホ
ート
研究

コホ
ート
研究

米国金鉱採
掘作業者
5,408 人スウェーデ
ン Ronnskar
製錬所で
1936-1966
年の間雇用
されていた
従業員
3,919 人

暴露状況/
濃度
エリアの
推定暴露
量：軽度 L
0.29、中等度M
0.58、重度
H 11.3 mg
As/m-3;最大追跡
年 52 年間

肺 / 呼吸器がん

他の部位のがん; 備考

著者

SMR(95%CI)
呼吸器系がん: 1.55 (1.41-1.70)
神経系/感覚器疾患:
1.31 (1.01-1.70)
非悪性呼吸器疾患:
1.56 (1.42-2.12)
肺気腫:
1.73 (1.41-2.12)
診断名不明確な症状:
2.26 (1.85-2.77)
外因:1.35 (1.23-1.49)

SMR (95%CI)
消化器官･腹膜のがん
0.94 (0.83-1.07)
胃がん
1.16 (0.91-1.49)
腎臓がん 0.57 (0.33-1.01)
皮膚がん 0.53 (0.26-1.06)
肝臓がん 0.82 (0.50-1.33)
膀胱がん 1.28 (0.93-1.76)

Lubin et al.,2000

累積暴露 呼吸器がん死
十分位数 相対リスク 95%CI
L
Ⅰ
1.00
L
Ⅱ
1.0
0.6-1.8
LⅢ
1.0
0.6-1.1
M Ⅳ
2.1
1.2-3.9
M Ⅴ
2.6
1.4-4.6
M Ⅵ
2.4
1.3-4.3
M Ⅶ
1.7
1.0-3.2
H
Ⅷ
3.4
1.9-6.1
HⅨ
2.7
1.5-5.0
HⅩ
4.0
2.2-7.1

大気中ヒ素、約 70
μg/m3
最大暴露
量の製錬
所
ヒ素と他
の農薬

ヒ素、ラ
ドン、デ
ィーゼル
排気ガス

累積暴露量＝0.29 × L + 0.58 × M+ 11.3 × H注）
肺がん SMR 2.11
過剰死亡は 1/8、製錬所のみ

注）

軽度 (または不明）、中等度、重度と推定されたエリアで働いた年数。
以前の研究ではそれぞれ0.38、7.03、61.99(Lee-Feldstein、1989) (内部対照群を用いてポアッソ
ン回帰分析)

他の発がん部位は報告なしEnterline etal., 1987

二酸化硫黄の推定暴露
は肺がん死亡に関係ない

SMR(95%CI)
肺がん 2.25 (1.56-3.12)

SMR(95%CI)
肺がん 1.40 (1.22-1.59)
1946 年前から金鉱で働き始め、ウラニウムやニッケルは採掘していない作業者
ヒ素暴露作業者では、肺がんと胃がんの発生が有意に高く、暴露期間の長さと罹患率とが比例
呼吸器がん死亡：
スウェーデン全体より3倍、近隣住民より6倍高い

32

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消化器系がん(0.58-1.17)
膀胱がん

SMR(95%CI)
1.06

0.72
(0.1-4.03)
腎臓がん
0 (0-2.31)
他の部位の報告なし

Sobel et al.,1988

Kusiak et al.,1991, 1993

Wall,1980

計画

研究集団

コホ
ート
研究

スウェーデ
ン Ronnskar
製錬所で
1928-1967
年に、3 か
月以上就労した男性
3,916 人1947-1981
年の人口動
態統計で追
跡
中国の鍚鉱
山

症例
対照
研究

コホ
ート
研究

コホ
ート
研究

生態
学的
研究

コホ
ート
研究

オーストラ
リア
1,974 金鉱採掘作業者;
25,551 人･
年
フランス
3 か月以上
金鉱と精製
所で作業し
ていた男性
1,330 人1972-1987
年の人口動
態統計で追
跡
ベルギー
一般集団
低～中程度
のヒ素の暴
露条件 (空気中ヒ素濃度 0.3μg/m3
で、飲料水
20～50μg
As/L)
日本、佐賀
関銅製錬所
作業者 839
人、1949‐1971 年

暴露状況/
濃度
製錬所の
大気暴露

肺 / 呼吸器がん
累積暴露
肺がん(mg/m)･年 SMR 95%CI< 0.25
2.71
1.48-4.54
0.25-< 1
3.60
1.92-6.15
1-< 5
2.38
1.39-3.82
5-< 15
3.38
1.89-5.58
15-< 50
4.61
3.09-6.62
50-< 100
7.28
2.67-15.85
＞100
11.37
5.88-19.86

他の部位のがん; 備考

著者

消化器系がん：SMR 1.17
(130症例)
泌尿生殖器系がん：
SMR1.09 (124症例)
統計解析なし暴露測定値は通常1951年から使用; 1945-1951年の数測定値は生産図を基にして推定。

Jarup et al.,
1989;
Sandstrom etal., 1989

Taylor etal.,1989

累積暴露量 肺がん
(mg/m3)･月 オッズ比95%CI
0
1.0
11.5
6.5 (2.0-21.0）
46.6
24.6 (7.5-80.0）
97.5
21.1 (6.5-68.3）*

大気中ヒ
素、ラド
ン、ディ
ーゼル排
気ガス
ヒ素、ラ
ドン、シ
リカ

*カイ二乗傾向分析で有意呼吸器がん SMR 1.40 *SMR
胃がん： 0.40 (4 症例)
結腸･直腸がん：0.80 (9 症例)
膀胱がん：0.60 (2 症例)

Armstrong etal., 1979

鉱山労働者

SMR
1.15 (3 症例)
0 (0.79 期待値)
0.74 (1 症例)

Simonato etal., 1994

死因と SMR との関連を調べた研
究
尿中のヒ素濃度は暴露群は非暴
露群より 3～4 倍高く、男性でのみ肺がんの増加 (過去の職業性暴露または喫煙の影響である可能性がある)
低～中程度のヒ素の暴露では、ヒ素と発がんの用量相関性は特に直線関係にない
胃がん： SMR 0.68 (10 症例)
肺がん SMR 11.89**
大腸がん(直腸を除く)：**有意差あり
SMR 5.08 (3 症例)
肺がん潜伏期間、37.6 年
肺がん死 29 例中 26 例が製錬所を離れた後に死亡

Buchet andLison., 1998

*有意差あり鉱山労働者 SMR
肺がん

2.13

胃がん
腎臓がん
膀胱がん

33

http://www.cerij.or.jp

Tokudome &Kuratsune,
1976

計画

研究集団

コホ
ート
研究

日本、土呂
久鉱山、141
人、1972‐1989 年

暴露状況/
濃度
三酸化二
ヒ素

肺 / 呼吸器がん

他の部位のがん; 備考

著者

呼吸器がん:SMR 6.53 (95%CI 3.48-11.98)
作業者/周辺住民で比較(SMR):
全がん:
247/63
呼吸器がん: 923/0
膀胱・腎臓・尿路がん: 1131/0

膀胱・腎臓・尿路がん: SMR
7.66 (95%CI
1.36-27.95)
作業者/周辺住民で比較(SMR): 膀胱・腎臓・
尿路がん: 1131/0
喫煙習慣のある作業者に
呼吸器がんによる死亡が有意に高い。
ボーエン病は合計 26 人に観察、呼吸器がん患者 10人のうち 8 人に、尿路がん患者 2 人みられた

Tsuda et al.,1990

常俊, 2000

慢性ヒ素中毒認定患者の皮膚疾
患：約 97%
操業停止後 35 年を経過した時点での死亡の割合：
肺がん：全死亡の 20％ (宮崎
県平均の 4.9 倍）膀胱がん：2.5％ (宮崎県平均の 6.3 倍）膀胱以外の泌尿器系がん：
1.3％ (宮崎県平均の3.3 倍)
急性影響が生じない程度の暴露
では 5～10 年の間にボーエン病を含む皮膚疾患が生じ、15 年以降に肺がん、30 年以降に膀胱がんが多発
CI：信頼区間、SMR：標準化死亡比、TWA：時間荷重平均 (IPCS, 2001 を改変)

生態
学的
研究

土呂久

表 7-3
研究
横断
研究

ヒ素及びその無機化合物に経口暴露されたヒトの発がん性に関する報告

暴露状況/
濃度
台湾南西部、 114 井戸のヒ素高濃度
142 サンプ
烏脚病発生
ルのヒ素
地域 37 村のを分析
男性、女性
1-1,097μ40,421 人、低 g/L の濃度
濃度地域の幅で、50％
7,500 人が 300-700
μg/L
研究集団

概
色素沈着
高濃度地域 183.5

要有病率 (10-3)角化症 烏脚病
71.0
8.9

備
皮膚がん
10.6

対照集団: ヒ素濃度 1-17μg/L (平均 9μg/L)
ヒ素濃度
μg/L
全濃度
<300
300-600>600
不明

皮膚がん有病率 (10-3)
男
女
計
16.1
5.6 10.6
4
1.3
2.6
14.4
6.3 10.1
31.0
12.1 21.4
16.5
4.7 10.434

http://www.cerij.or.jp

考対照群はヒ素濃度分析されている
有病率は年齢の増加共に増加し、女性より男性でその程度は強かった

著者
Tseng et al.,
1968; Tseng,
1977

研究

研究集団

生態
学的
研究

台湾南西部
の烏脚病発
生地域 84 村;
死亡率
1968-1982 年

症例
対照
研究

台湾南西部
烏脚病発生
地域、
1980-1982 年の死者：膀胱
がん 69 人、肺がん 76 人、肝臓がん 59人。生存対照群 368 人。
台湾南西部
烏脚病発生
地域、烏脚病患者 789 人(1968-1984
年追跡、7,278
人･年)

コホ
ート
研究

生態
学的
研究

台湾南西部
烏脚病発生
地域 Peimen、
Hsuechia、Putai、
Yensui、
Hsiyang 郡区の 42 村の1973-1986 年の 20 歳以上
の死亡率

暴露状況/
濃度
飲料水ヒ
素
0.35-1.14
mg/L、1956
年から開
始された
保存水の
使用によ
り減少
ヒ素濃度
最大 1.14
mg/L の深掘り井戸から 40 年
以上飲用

概

要

備

考

著者

烏脚病発生地域の SMR (95%CI)
男性 332 人
女性 233 人膀胱がん: 11.00 (9.33-12.67) 20.09 (17.02-23.16)
腎臓がん:7.72 (5.37-10.07) 11.19 (9.38-14.00)
皮膚がん:
5.34 (3.79-6.89)
6.52 (4.69-8.35)
肺がん:
3.20 (2.86-3.54)
4.13 (3.60-4.66)
肝臓がん:
1.70 (1.51-1.89)
2.29 (1.92-2.66)
結腸がん:
1.60 (1.17-2.03)
1.68 (1.26-2.10)

男女の鼻咽頭・食道・胃・小腸・直腸がん、白血病、
甲状腺がんの増加は有意差なし。
対照は全台湾Chen et al.,
1985

ヒ素汚染水飲用年数でのオッズ比
部位
飲用なし
1-20 21-40 ≧40 年
膀胱がん:
1.0
1.3
1.7
3.90 (p<0.01)
肺がん:
1.0
1.1
1.5
3.39 (p<0.01)
肝臓がん:
1.0
0.9
1.1
2.67 (p<0.1)

対照群は同一
地域、年齢と性別でマッチさせた

Chen et al.,
1986

追跡期間に
10.6%不明
SMR の算出の基準として、1968-1983 年の
全台湾、烏脚病発生地域の烏脚病患者を除いた集団を使用。

Chen et al.,1988

男性 257,935
人･年
女性 234,519
人･年
1976 年の世界
人口動態統計に対して 105
人あたり年齢
調整した死亡率。
Chen etal.,1992 年研究に比べ人･年は同じだが、
観察死者数は少ない。

Wu et al.,1989

オッズ比は年齢、性別、喫煙、飲茶、 菜食習慣、
菜食頻度、豆腐消費頻度で調整
ヒ素の暴露量と膀胱・肺・肝臓がんに用量-反応関
係あり
飲料水濃
度
350-1,140
μg/L

42 村の 155の井戸、
1964-1966
年のヒ素
データを
使用、解析
には村の
中央値を
使用

烏脚病患者の SMR
全台湾
烏脚病地域*
膀胱がん:
38.80 (p<0.001) 2.55 (p<0.01)
皮膚がん:
28.46 (p<0.01)
4.51 (p<0.05)
腎臓がん:
19.53 (NS)1.60 (NS)
前立腺がん: 17.29 (NS)2.68 (NS)
肺がん:
10.49 (p<0.001) 2.84 (p<0.01)
肝臓がん:
4.66 (p<0.001) 2.48 (p<0.01)
結腸がん:
3.81 (p<0.05)
2.30 (NS)
食道がん:
3.05 (NS)2.22 (NS)胃がん:
1.94 (NS)2.02 (NS)*烏脚病発生地域の烏脚病患者を除いた集団
NS：有意差なし
105 人あたり年齢調整死亡率
ヒ素濃度* <300 300-599 ≧600 μg/L p
男性 (467,173 人･年)
全がん:
224.6 405.1
534.6< 0.001
膀胱がん: 22.6
61.0
92.7
< 0.001
腎臓がん:
8.4
18.9
25.3
< 0.05皮膚がん:
2.03 14.01 32.41< 0.001
肺がん:49.2 100.7
104.8< 0.001
肝臓がん: 47.8
67.6
86.7
< 0.05
前立腺がん: 1.0
9.0
9.2< 0.05
女性 (431,633 人･年)
全がん:
162.2 277.2
487.2< 0.001
膀胱がん: 25.6
57.0
111.3
< 0.001
腎臓がん:
3.4
19.4
58.0
< 0.001
皮膚がん:
1.73 14.75
18.66< 0.05
肺がん:
36.7
60.8
122.2
< 0.001
肝臓がん: 21.4
24.2
31.8
有意差なし
*村あたりの中央値
白血病、鼻咽頭がん、食道がん、胃がん、結腸がん、子宮頸部がんに有意差なし

35

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研究

研究集団

生態
学的
研究

台湾南西部
の 314 管郡区、
1972-1983 年
のがん死亡
率

台湾南西部
烏脚病発生
地域

暴露状況/
濃度
分析には
村平均を
用いた

各村の井
戸水中ヒ
素濃度中
央値で 4 群に分類

概要

都市化と工業化の指標で調整後、井戸水中ヒ素濃度と肺、肝臓、腎臓、膀胱、皮膚、前立腺、鼻咽頭のがんでの死亡率に統計的に有意差あり。肝臓がんでの死亡は、女性より男性が 3 倍多い。
地区数74%： ＜5%＊15%： 5-14%
12%： 15%≦＊50μg/L 以上のヒ素濃度の井戸数/全井戸数
累積人･年
＜100
100-290 300-590
600≦ (μg/L)
男 171,224
87,826
138,562
69,561女 157,775
81,032
127,50265,324

備考

ヒ素に暴露されたほぼ全てのがん死亡はChen et al.
(1985)の研究に含まれている。
リスクは数値
では算出されていない

著者
Chen &
Wang, 1990

Chen et al.,
1992

105 人･年あたりの死亡数(人)＜ 100 100-290 300-590 600 ≦ ( μ

生態
学的
研究

横断
研究

コホ
ート
研究

g/L)
膀胱がん 男 11.1
9.1
27.4
46.0
女 14.6
12.3
29.0
53.6
腎臓がん 男
4.1
3.4
9.4
10.1
女
1.3
6.2
12.5
19.9
肺がん
男 22.2
29.6
49.1
53.2
女 19.6
27.1
35.3
56.6
肝臓がん 男 22.1
29.6
33.2
43.1
女 10.1
14.8
16.5
9.9
台湾の烏脚
台湾全土、 膀胱がん平均年間発生数/105 人
病発生地域、 4 つの烏脚４郡区
23.5
1981-1985 年 病発生地
隣接郡
4.45
の膀胱がん
域、2 つの
全台湾
2.29
発生症例。
隣接郡区
の腫瘍登
録から特
定された
台湾の烏脚
1960 年代
累積暴露量 有病オッズ比（95％CI）
病発生地域、 初期の井(mg/L)･年
30 歳以上の
戸水中ヒ
≦4
1.0
5-24
6.7 (1.1-59)
住民 1,571 人 素中央値
≧2513.8 (1.1-77)
1988-1989 年 0.70-0.93
mg/L
サツマイモ (低栄養) の消費期間と皮膚がんの有病率とに暴露反応関係あり。
オッズ比は年齢、性別、サツマイモの消費期間、稲田での作業、B 型肝炎表面抗原保菌者で調整。
台湾烏脚病
患者 263 人、
住民 2,293 人
追跡期間 7
年

村の井戸
中央ヒ素
濃度から
の飲料水
の累積ヒ
素暴露量
算出、
1964-1966
年の研究
で決定

SMR (95％CI)
累積暴露(mg/L)･年
膀胱がん
肺がん
0
1.00
1.00
0.1-19.9
1.60 (0.44-5.60)
2.74 (0.69-11.00)＞20
3.60*(1.10-12.20) 4.01 (1.00-16.12)36

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腫瘍登録は検証されていない。年齢で調整

Chiang et al.,
1993

飲料水ヒ素濃度は、Natelson
法を用いて1960 年代の研究(Kuo 1968)に基づき算出。
検診率 68.8%、
約 25%の累積暴露歴は不明。
年齢、性別、
喫煙、烏脚病で調整
死亡は以前の台湾での研究と重複していない。烏脚病の症例と対照群は大部分が異なった村

Hsueh et al.,1995

Chiou et al.,
1995

研究
コホ
ート
研究

暴露状況/
濃度
台湾南西部、 発生率
1989-1992
烏脚病発生
地域、普泰郡 年、30 歳以
上区の 3 村研究集団

概要

居住期間 症例数 相対リスク (95％CI)
(年)
≧33
1
1.0
34-43
4
5.01 (0.5-48.1)
44-53
8
4.9 (0.6-41.6)>53
20
6.8 (0.9-53.7)(傾向分析、P= 0.07)
飲用期間 症例数 相対リスク (95％CI)
(年)
0
1
1.0
1-15
1
1.2 (0.4-19.7)
16-25
8
3.9 (0.5-32.1)>25
23
8.9 (1.1-72.9) (傾向分析、P< 0.05)
平均濃度 症例数 相対リスク (95％CI)(mg/L)
01
1.0
0.01-0.70 12 3.3 (0.4-35.8)
0.71-1.10 13 8.7 (1.1-65.5) (傾向分析、P= 0.07)
不明
7 4.8 (0.6-40.4)
累積量 症例数 相対リスク (95％CI)(mg/L)･年
01 1.0
0.1-10.6
2 2.8 (0.3-31.9)
10.7-17.7
5 2.6 (0.3-22.9)>17
18 7.6 (0.95-60.3) (傾向分析、P= 0.06)
不明
7 5.1 (0.6-44.4)

生態
学的
研究

台湾 243 郡区、皮膚がん
の発症例
1980-1987 年

ヒ素は1974-1976
年に83,656 の
井戸で測
定。
78%の郡
区で平均
ヒ素量は
不検出、
91 の郡区で<50μg/L、99.5%の郡区で<640 μg/L

血清β-ｶﾛﾁﾝ
オッズ比 (95％CI)(μg/mL) (16 例：対照 61 例)
≦0.14
1.0
0.15-0.18
0.4 (0.1-2.9)>0.18
0.01 (0.0-0.4) (傾向分析、P< 0.01)
皮膚がんの発現と郡区の平均井戸水ヒ素濃度との相関なし。
皮膚がんと最高濃度(> 640μg/L)群の井戸との相関あり。
皮膚がんと最低濃度群の井戸との相関なし。

がん登録等の症例確認による潜在的なバイアスは検証されていない。

37

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備考

皮膚がんのない 654 人 ( 男275 女 379)。皮膚がん 33 例。
合計 2,239 人･年。年齢、性別、教育レベルで相対リス
クを調整。

著者
Hsueh et al.,1997

オッズ比は、
ヒ素濃度、血清コレステロール値、トリグリセリド
値、喫煙、アルコール摂取量について年
齢、性別、累積暴露量で調整した。
頻度
14.74/1,000 人･年

井戸水ヒ素
は、臭化第二水銀法による1970 年代の研究データを使用。喫煙はこの研究の全てのがんの判断材料にならな
いので、モデルに含まれていない。

Guo et al.,1998

暴露状況/
濃度250-1,140
μg/L の飲料水
1956 年か
ら開始さ
れた保存
水の使用
により漸
減

研究

研究集団

生態
学的
研究

台湾南西部
烏脚病発生
地域の 4 郡区、
1971-1994 年の烏脚病発
生地域の 4 郡
区と全国の
死亡率を比
較

生態
学的
研究

台湾南西部
烏脚病発生
地域
死亡と人口
動態統計は
1973-1986 年の台湾の 42
村から

飲料水濃度
350-1,140
μg/L

コホ
ート
研究

台湾北西部
のヒ素汚染
地域の住民
8,102 人。
1991-1994 年

1940 年終わりから1990 年中ごろまで飲用。3-6
年モニタ
ー

生態
学的
研究

アルゼンチ
ン、コルドバ住民
1986-1991 年

高濃度群
のうち、2
つの町の
測定数
42/61 か所と 49/57 か所で 40μg/L 以上の濃度。最高濃度は 533
μg/L

概

要

備

SMR (95％CI) (4 郡と比較)
男性
女性
全がん:
2.19 (2.11-2.28)
2.40 (2.30-2.51)
食道がん: 1.67 (1.30-2.12)
1.58 (0.82-2.76)
胃がん:
1.36 (1.17-1.46)
1.40(1.15-1.68)
小腸がん: 2.10 (1.20-3.54)
1.38 (0.59-2.72)
結腸がん: 1.49 (1.20-1.83)
1.42 (1.13-1.76)
直腸がん: 1.44 (1.05-1.92)
1.50 (1.03-2.11)
肝臓がん: 1.83 (1.69-1.98)
1.88 (1.64-2.14)
鼻腔がん: 3.00 (2.14-4.09)
4.98 (3.33-7.15)
喉頭がん: 1.78 (1.20-2.55)
4.76 (2.53-8.15)
肺がん:
3.10 (2.88-3.34)
4.13 (3.77-4.52)
骨がん:2.46 (1.77-3.34)
2.25 (1.56-3.14)
皮膚がん: 4.83 (3.74-6.15)
5.68 (4.41-7.21)
前立腺がん: 2.52 (1.86-3.34)
膀胱がん:8.92 (7.96-9.96) 14.07 (12.51-15.78)
腎臓がん:
6.76 (5.46-8.27)
8.89 (7.42-10.57)
リンパ腫:
1.63 (1.23-2.11)
1.70 (1.18-2.37)
白血病:
1.34 (1.04-1.70)
1.07 (0.76-1.46)
井戸水中ヒ素男女の SMR(μg/L)
膀胱がん
肺がん
肝臓がん
0-50
10.02
1.56
1.18
50-100
4.15
1.43
0.65
100-200
10.47
2.43
1.74
200-300
7.66
3.08
1.44
300-400
7.44
1.97
0.77
400-500
29.68
3.65
1.60
500-600
14.90
3.32
1.59
600＜
32.70
5.14
2.17

標準化罹患率比 (95％CI)
全尿路がん 2.05 (1.22-3.24)*
膀胱がん1.96 (0.94-3.61)
腎臓がん2.82 (1.29-5.36)*
井戸水濃度
相対リスク (95％CI)
μg/L
尿路系がん
尿路移行上皮がん
0-10.01.0***
1.0**
10.1-50.0
1.5 (0.3-8.0)
1.9 (0.1-32.5)
50.1-100
2.2 (0.4-13.7)
8.2 (0.7-99.1)>100
4.8 (1.2-19.4) )* 15.3 (1.7-139.9)**p<0.05; ** p<0.05(傾向分析); *** p<0.01(傾向分析)SMR (95% CI)
低濃度群
男性
膀胱がん 0.80(0.66-0.96)
肺がん
0.92(0.85-0.98)
腎臓がん 0.87(0.66-1.10)
皮膚がん 2.04(1.38-2.89)
女性膀胱がん 1.22(0.86-1.67)
肺がん
1.24(1.06-1.42)
腎臓がん 1.00(0.71-1.37)
皮膚がん 0.85(0.42-1.51)

中濃度群

高濃度群*

1.28(1.05-1.53)
1.54(1.44-1.64)
1.33(1.02-1.68)
1.49(0.83-2.45)

2.14(1.78-2.53)
1.77(1.63-1.90)
1.57(1.17- 2.05)
1.49(0.71-2.73)

1.39(0.93-1.99)
1.34(1.12-1.58)
1.36(0.94-1.89)
0.82(0.32-1.68)

1.81(119-2.64)
2.16(1.83-2.52)
1.81(1.19-2.64)
2.78(1.61-4.44)

膀胱がん、肺がん、腎臓がんの死亡率はヒ素濃度と共に増加

38

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考著者

内務省の人口
動態統計に基づく年齢-性別
調整死亡率
死者数はコン
ピュータデー
タベースから
採用
死亡原因の99%は医師の診断
全がんは病理学的検査で確定以前の台湾研究と重複する

Tsai et al.,1999

Peimen、
Hsuechia、Putai、Yensui、
Hsiyang 郡区の42 村の井戸155 か所の1964-1966 年の研究データを使用
分析には村の中央値を使用飲水期間、喫煙等は標準化
した質問票を基に面接。

Morales etal., 2000

喫煙データなし。
暴露群で喫煙データの代わりに用いた慢性閉塞性肺疾患で差異なし。
肝臓がん、皮膚がんとヒ素暴露との関連不明確

Chiou et al.,2001

HopenhaynRich et al.,
1998

研究

生態
学的
研究

生態
学的
研究

症例
対照
研究

コホ
ート
研究

研究集団

チリ北部地
域Ⅱ(高濃度)と地域 VIII(低濃度)と比
較
地域Ⅱはヒ
素汚染地域
1952-1990 年
の死亡率

暴露状況/
濃度

1950-1992
年の飲料
水中ヒ素
濃度
地域Ⅱの
異なった
場所で不
検出から
860μg/Lまで。

チリ北部地域Ⅱ(高濃度)(1989-1993)
その他のチ
リ地域と比
較、1991 年の
死亡率及び
年齢段階別
の 1992 年の
人口動態統
計データを
用いた
チリ北部の 3地域(Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ)
1994-1996 年
に組織学的
に確定され
た肺がん患
者 151 人、対照者 419 人、症例あたり
対照群 2 人飲料水濃度は
1930-1994
年間の平均濃度

日本、新潟県
中条町住民
454 人

1955-1959
年に工場
のヒ素で
汚染され
た飲料水
1959 年に飲料水中
ヒ素の分
析 (3 群：
0.05 未満、
0.05-0.99、
1 mg/L 以上)概要

女性の高濃度群、男性の低濃度群のみ皮膚がん死亡率が増加*粗平均濃度＝178μg/L
がん死亡
率比
95％CI
全がん
1.2
1.17-1.21
肺がん
5.6
5.3-6.3
膀胱がん
6.7
5.9-7.7
腎臓がん
2.7
2.4-3.1
喉頭がん
3.2
2.7-4.0
肝臓がん
1.1
1.0-1.2皮膚がん
4.3
2.3-5.1
州の荷重飲料水中ヒ素濃度（年間）
1950-1957 年：約 200μg/L
1958-1970 年： 650μg/L
1971 年：
200μg/L
1972-1977 年： 540μg/L
1978-1987 年： 100μg/L
1988 年-：50μg/LSMR (95％CI)
男性
女性
膀胱がん: 6.0 (4.8-7.4)
8.2 (6.3-10.5)
肺がん:
3.8 (3.5-4.1)
3.1 (2.7-3.7)
腎臓がん: 1.6 (1.1-2.1)
2.7 (1.9-3.8)
肝臓がん: 1.1 (0.8-1.5)
1.1 (0.8-1.5)
皮膚がん: 7.7 (4.7-11.9) 3.2 (1.3-6.6)
飲料水平均濃度1950-1994 年：43-568μg/L
1955-1969 年：569μg/L
1990-1994 年：43μg/L
飲料水濃度μg/L 肺がんオッズ比 (95％CI)
0-10
1
10-29
1.6 (0.5-5.3)
30-49
3.9 (1.2-12.3)
50-1995.2 (2.3-11.7)
200-400
8.9 (4.0-19.6)
飲料水濃度 肺がんオッズ比 (95％CI)
μg/L
非喫煙者
喫煙者
≦49
1
6.1 (1.31-39.2)
50-1995.9 (1.2-40.2) 18.6 (4.13-116.4)≧200
8.0 (1.7-52.3) 32.0 (7.22-198.0)
SMR (95％CI) (1 mg/L 以上/対照群)
全死亡1.58 (1.12-2.22)
全がん3.63 (2.25-5.71)
肺がん
15.69 (7.38-31.02)
尿路がん
31.18 (8.62-91.75)
肝臓がん
7.17 (1.28-26.05)
子宮がん
13.47 (2.37-48.63)
Cox の比例ハザード比 (1 mg/L 群以上/対照群)
全死亡1.74 (1.10-2.74)
全がん4.82 (2.09-11.14)
肺がん
1,972.16 (4.34-895,385.11)
皮膚症状 (色素沈着、白斑、角化) は、その後の発39

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備

考

著者

大気中ヒ素濃度はいくつかの場所で測定最大 2.7μg/m3の濃度は地域
Ⅱの銅製錬所地域である
Chuquichamata
で観察（他の 2 か所：約 0.2、0.02
μg/m3）

Rivara et al.,1997

ヒ素濃度は日常的に実施
水道会社で測定集団はRivara(1997)と一部重複、
慢性の閉塞性肺疾患での死亡率は増加せず、喫煙情報なし

Smith et al.,1998

数年間暴露濃度に空白あり年齢、性別、
喫煙状況、職歴の個人情報で調整

Ferreccio etal., 2000

1959 年の住民454 人の人口動態統計を
1959-1992 年まで追跡
SMR は喫煙と年齢で調整:

Tsuda et al.,
1995

研究

研究集団

暴露状況/
濃度

症例
対照
研究

米国ユタ州
で、新たに膀
胱がんと組織学的に診断された 117
人と集団対
照群 266 人

飲料水;
ヒ素累積
量:
<19 mg19-33 mg
33-53 mg
＞53 mg

コホ
ート
研究

米国ユタ州
Millard 郡
Latter Day
Saints、The
Church ofJesus Christのﾒﾝﾊﾞｰ
4,058 人暴露濃度3.5- 620μ
g/L、中央
値 14-166
μg/L
地域差あ
り

生態
学的
研究

米国 26 州
133 郡、白人
男性 250 万人、
1950-1979 年

地下水ヒ
素濃度
3-60μg/L

生態
学的
研究

ベルギー
ヒ素に暴露
されている
住民

年平均 0.3μg/m3 の
大気暴露;
飲料水20-50μg
ヒ素/L
毎日の幾
何平均 Uヒ素最高
暴露群(製錬所地域)35μg/日、低暴露
群 7-12μg/
日

概

要

備

考

がんリスクを示唆する指標として有用
ヒ素摂取と喫煙は肺がん発生に相乗作用
累積量膀胱がんのオッズ比 (95％CI)<19 mg
1.00
19-33
1.6 (0.8-3.2)
33-53
1.0 (0.4 -2.0)＞53
1.4 (0.7-2.9)

1978 年以前の10-19 年間にわたる喫煙者
は、オッズ比と一日水分摂取量とヒ素含累積暴露群を性別、年齢、喫煙、塩素添加水の飲用、
有飲料水の比膀胱感染症の罹患歴、高リスクの職業歴、教育レベル、の四分位数と都市化の程度で調整:関連した
SMR (95％CI)
男性
女性
飲料水のヒ素全症例：
0.91 (0.86-0.96)
0.96 (0.92-1.04)
濃度は過去の非悪性呼吸器腫瘍： 0.68 (0.54-0.85)
0.93 (0.70-1.20)
数値を用い
全がん：
0.82 (0.70-0.95)
0.73 (0.61-0.87)
た。
大腸がん：
0.50 (0.28-0.99)
0.74 (0.40-1.24)
期待死亡数は胆管がん･肝臓がん：0.85 (0.18-2.48)
1.42 (0.57-2.93)
1960- 1992 年
呼吸器がん：
0.57 (0.38-0.82)
0.44 (0.16-0.95)のユタ州の死
前立腺がん：
1.45 (1.07-1.91)－
亡率を用い、腎臓がん：
1.75 (0.80-3.32)
1.60 (0.44-4.11)
死亡期待値を膀胱がん、その他の尿路系がん：
0.42 (0.8-1.22)
0.81 (0.10-2.93)
算出
肺がん、膀胱がん、全がんの SMR が低いのは、コホート集団の喫煙者の有病率がユタ州の対照集団の有病率より少ないことによる。分析対象になっていなかった地域にヒ素濃度の低い水を導入したことにより、最高の濃度群の暴露濃度は過大評価の可能性がある。
【IARC (2004) の注記：ヒ素暴露と膀胱がん・腎臓がん死との関係については、飲料水中濃度のバラツキ、
喫煙等に問題があり情報として役立たない】
地下水ヒ素濃度
膀胱がん
μg/L
郡数
SMR (95％CI)
3.0-3.953
0.95 (0.89-1.01)
4.0-4.9220.95 (0.88-1.02)
5.0-7.4
28
0.97 (0.85-1.12)
7.5-9.9
14
0.89 (0.75-1.06)
10.0-19.9
110.90 (0.78-1.04)
20.0-49.9
30.80 (0.54-1.17)
50.0-59.9
20.73 (0.41-1.27)
計
133
0.94 (0.90-0.98)
肺・腎臓・膀胱がん、白血病を研究
製錬所の男性肺がん患者で、低暴露群と比較して、率比 1.3 (1.14-1.43) で、増加した
著者らは職業性暴露で肺がんリスクの増加を説明。他の“ヒ素関連” 診断書を分析したがリスクの増加はなかった。

40

http://www.cerij.or.jp

著者

Bates et al.,
1995

Lewis et al.,1999

膀胱がんの死亡と地下水ヒ
素濃度は関連しない

Lamm et al.,2004

直接標準化率比(SRRs)を使用

Buchet &Lison, 1998

研究

研究集団

生態
学的
研究

オーストラ
リア、ビクトリアの 22 地域でのがん発生率
1982-91 年
人口動態統
計 1986 年、
152,246 人

症例
対照
研究

暴露状況/
濃度

前立腺がん:
メラノーマ:
乳がん:
慢性骨髄性白血病:
肝臓がん:

フィンラン
ド、膀胱がん61 人、腎臓がん 49 人、市
水道公社の
供給を受け
ていない対
照群 275 人

対照群の
5%が飲料
水中ヒ素 5μg/L 超、1%(11/275)
が 10μ
g/L 超

コホ
ート
研究

英国ランカ
シャー
1946-1960 年に 2 週間から 12 年間ま
でホーレル
水を飲んだ
患者 478 人、1990 年まで
追跡

横断
研究

インド
1995-1996 年の西ベンガ
ル州の 25 村の住民 7,683
人。
ヒ素汚染水
は 1960 年代
終り頃から
飲用
インド
1995-1996 年の西ベンガ
ル州の 25 村の住民 7,683
人。
ヒ素汚染水
は 1960 年代
終り頃から
飲用

ホーレル
水による
累積暴露
量
500 mg 以
下、
500-999
mg、1,000-1999
mg、2,000
mg 以上
45%が飲
料水 ヒ素
<50μg/L、69%が<20
μg/L、88%が< 500μg/L、99.8%が<800μ
g/L

横断
研究

概

土壌/飲料
水 ヒ素含
有比率で
検討

要
標準化罹患率 (95％CI)
1.14 (1.05-1.23)
1.36 (1.24-1.48)
1.10 (1.03-1.48)
1.54 (1.13-2.10)
0.53 (0.34-0.82)

鼻腔・肺・膀胱・胃・結腸・直腸のがん、ホジキンリ
ンパ腫、非ホジキンリンパ腫、多発性骨髄腫、急性/
慢性リンパ性白血病、急性骨髄性白血病の標準化罹患率は 1.20 以下。有意差なし【IARC (2004) の注記：ヒ素汚染水実際の使用については記載されてない】
3-9 年間暴露の年齢、性別、喫煙で調整した膀胱がんのリスク比
飲料水中ヒ素μg/L
率比 95％CI< 0.1
1.0
0.1-0.5
1.5 0.8-3.1>0.5
2.4 1.1-5.4
飲料水中ヒ素： <0.05 から最大 64μg/L
検出感度：0.05μg/L
全コホート研究でがんによる死亡
SMR (95％CI)
全がん：
0.95 (0.17-1.30)
膀胱がん：
3.07 (1.01-7.30)
肝臓がん：
1.23 (0.40-4.70)
造血系がん：
0.38 (0.1-2.00)
消化器官がん： 1.19 (0.70-1.90)
胃がん：
0.99 (0.30-1.70)
呼吸器系がん： 1.00 (0.50-1.70)
皮膚がん：
2.44 (0.8-14.00)
有病率 (%)
角化症
色素沈着
男 (女)
男 (女)
0.2 (0.0)
0.4 (0.3)
1.5 (0.4)
3.2 (0.8)
1.6 (1.2) 11.0 (5.7)
4.7 (2.3)
7.8 (5.1)
4.9 (2.0) 13.1 (6.5)
9.0 (2.7) 15.7 (9.5)
8.9 (3.1) 13.8 (5.3)
10.7 (8.3) 22.7 (11.5)
有病オッズ比 (95％CI)＊
咳
肺音異常
息切れ
男
5.0 (2.6-9.9)
6.9 (3.1-15.0)
3.7 (1.3-10.6)女
7.8 (3.1-19.5) 9.6 (4.0-22.9)
23.2 (5.8-92.8)＊
飲料水ヒ素 50μg/L 未満の正常皮膚の住民に対する500μg/L 以上の皮膚疾患のある住民のオッズ比
ヒ素
μg/L
< 50
50-99
100-149
150-199
200-349
350-499500-799>800

低ヒ素飲料水地域：1-2μg/L (中央値)
高ヒ素飲料水地域：3-1,077μg/L (中央値)(中央値の中央値、80μg/L)41

http://www.cerij.or.jp

備

考

著者

水中ヒ素のサンプリング範囲と頻度の情報なし。
期待症例の計算に用いた郵便番号は、広い地域を示すので、誤分類を引き起こす可能性がある。

Hinwood etal., 1999

累積ヒ素暴露量と膀胱がんとの関連なし井戸水中ヒ素と腎臓がんに関連なし

Kurttio et al.,1999

膀胱がんで有意な過剰死亡率あり

Cuzick et al.,1992

皮膚疾患はヒ素濃度に相関する。
有病率は年齢で調整。角化症は栄養不良の影響の可能性あり

Guha
Mazumder etal., 1998

長期のヒ素飲用は呼吸器へ
の有害影響を及ぼす。
有病率は年齢で調整
非喫煙者のみGuha
Mazumder etal., 2000

研究

研究集団

横断
研究

メキシコ北
部のヒ素汚
染飲料水の
町とそうで
ない町の 2 つの町の 1/3 の
家族

横断
研究

バングラデ
シュ 4 村の患者 1,481 人

暴露状況/
濃度1975-8 年の 20 サン
プルに基
づく平均
ヒ素飲料
水 400(標準偏差 ±114)μg/L。
対照は 5(±7)μg/L
井戸水中
ヒ素濃度
10-2,040μ
g/L

概

要

備

考

著者

有病率
対照群 暴露群
色素沈着減少
2.2
17.6
色素沈着
1.9
12.2
手掌足底角化症 0.3
11.2
丘疹性角化症
0.0
5.1
がん
0.0
1.4

有病率は年齢で標準化していない。対照群では、60 歳
超は暴露群より多い

Cebrian etal., 1983

ヒ素
皮膚疾患有病率 (%)
μg/L
男性
女性
≦150
18.6
17.9
151-35021.9
20.5
351-55032.9
32.1
551-1000
36.8
34.0
＞1000
37.0
24.9

個人ごとの皮膚疾患の種類のデータなし。ヒ素濃度は原子吸光分
析で過去の研究データ。

Tondel et al.,
1999

井戸水中ヒ素濃度に依存して皮膚疾患(色素沈着過多/減少、角化症)の有病率増加
CI：信頼区間、 OR：オッズ比、RR：率比、SMR：標準化死亡比(IARC, 2004; IPCS, 2001 を改変)

表 7-4 ヒ素及びその無機化合物の生殖毒性に関する報告
研究

研究集団

症例
対照
研究

米国
生存新生児 (n= 270 人)、マサ
チューセッツ州(米国)、
1980-1983 年に重度の先天的な心臓障害と診断。 対照は マ
サチューセッツ
州の全出生児から無作為に選出(n = 665)
米国の郡区住民
飲料水中ヒ素濃度>5µg/L (n = 30
郡区)、
1968-1984 年

生態
学的
研究

暴露状
況/濃度
飲料水。
公共水
道のヒ
素測定
値；検出
下限 0.8μg/L；最高濃度
22μg/L

飲料水
濃度：5.4-91.5μg/L、
暴露群:
低: 5-10
中: 10-20
高: >20μg/L

概要有病オッズ比*（95％CI）
先天的な全心臓障害: 1.0 (0.6-1.6)大動脈縮窄症:
3.4 (1.3-8.9)
動脈管開存:
1.2 (0.6-2.6)円錐動脈幹奇形:
0.9 (0.5-1.7)
心室中隔奇形:
1.3 (0.6-2.8)*検出下限の上下で区分

備

考

飲料水中ヒ素濃度は非常に低値 (90 パーセンタイ
ルは 1μg/L)
飲料水中の他の化学物
質、親の教育、水源は規制されていた (表層対地下)その他の潜在的な交絡要因の対照はない

先天異常の SMR（90％CI） そ の 他 の 暴 露 の 対 照 な
し；飲料水中の数値は水
暴露群
男性
女性
道会社提供；SMR は米国
心臓人
口動態統計と比較し低 1.20 (1.10-1.30) 1.00 (0.90-1.10)
た。
中 0.90 (1.10-1.30) 1.00 (0.90-1.10)20μg/L 超の 2 つの郡 (そ高 0.90 (0.60-1.20) 1.30 (1.00-1.80)
れぞれ
29、46μg As/L 飲
循環器系
料水)
で、心臓や他の循
低 1.00 (0.80-1.30) 1.10 (0.90-1.10)
環系の先天異常の軽微な中 1.10 (0.80-1.50) 1.00 (0.70-1.40)増加。最高のヒ素濃度
高 1.30 (0.70-2.40) 2.00 (1.10-3.40)(92.5 μ g/L) の チ ャ ー チ
ル郡では増加なし

42

http://www.cerij.or.jp

著者
Zierler etal., 1988

Engel &
Smith, 1994

研究

研究集団

症例
対照
研究

米国
1976-1978 年にマサチューセッ
ツ州の 2 病院で出産、症例：妊娠 27 週までに
自然流産 ( (n =158)； 同じ病院の対照 ( (n =
690)

症例
対照
研究

生態
学的
研究

横断
研究

米国
症例：テキサス
病院での死産(119 人)、1983-1993 年。
対照：同じ病院から無作為に抽出、頻度は年間出産数 (267 人)
で調整
チリの 3 市： サ
ンチャゴ、アントファガスタ、
バルパライソ；
1950-1996 年出産

バングラデシュ女性 533 人

暴露状
況/濃度
飲料水
中汚染
物質：
ヒ素は、
pH、アル
カリ性、
硬度、シ
リカ、塩
素、アン
モニア、
硝酸塩、
亜硝酸
塩、その
他の金
属の一
つとし
て分析
吸入暴
露、ヒ素
農薬工
場周辺
の空気
濃度を
大気拡
散モデ
ルで推
定
飲料水、
アント
ファガ
スタは
高濃度
地域
1958-197
0年(800
μg/L、市
水)
飲料水

概

要

備

自然流産
ヒ素 (μg/L) オッズ比 (95％CI)
不検出
1
0.8-1.3
1.1 (0.6-1.8)
1.4-1.9
1.5 (0.4-4.7)【IARC (2004) の注記：1.4-1.9μg/L
は検出限界に近いかさらに低い。偶然
あるいは不明の交絡要因が除外されていない可能性がある】

死産の有病オッズ比 (95％CI)
0-10
0.7 (0.4-1.3)
10-1001.2 (0.6-2.3)>100 ng/m3 4.0 (1.2-13.7)
高暴露されたヒスパニック系>100 ng/m3 7.8 (1.6-38.6)

4 年間隔での後期死産、新生児死亡、0 歳児死亡の傾向；率差は高ヒ素暴露
期間に最大の差異を示唆し、ヒ素は幼児の死亡増加に役割
死亡率：
率比 (95％CI)
後期胎児 1.7 (1.5-1.9)
新生児
1.53 (1.4-1.7)
0 歳児
1.26 (1.2-1.3)

ヒ素
自然濃度μg/L 流産
≦50
1.0

死産

新生児
死亡

1.0
1.0
2.5
2.5
1.8
(1.5-4.3) (1.3-4.9) (0.9-3.6)
51-1002.4
1.1
2.7(1.2-5.1) (0.3-3.1) (1.1-6.73)
＞100
2.5
2.9
1.7
(1.5-4.4) (1.5-5.9) (0.8-3.3)
括弧内は 95％CI
＞50

横断
研究

バングラディシ
ュ

飲料水、
高濃度
域 86 人低濃度域 192 人

流産･死産･早産発生率/人
低濃度域
高濃度域
流産
0.07
0.23 (有意差あり)
死産
0.07
0.18 (有意差あり)
早産
0.08
0.23 (有意差あり)

43

http://www.cerij.or.jp

考著者

病院での自然流産に限定(数 値 は 過 小 評 価 の 可 能性あり)；オッズ比は母親
年齢、教育レベル、自然流産の経験、その他の暴
露即ち非有機汚染物質で調整した。マサチューセ
ッ ツ 州 の Department ofEnvironmental
QualityEngineering でヒ素測定。
水分析日から妊娠した日までは 5 日から 3.5 年( 中 央 値 は 症 例 で は 1.6
年、対照では 2.2 年)

Aschengrau
et al., 1989

実際の測定値に基づきモデル計算。モデルを検証する追加の測定はなし；
民族による亜群は少数；
暴露濃度は入院前妊婦居
住地の濃度

Ihrig et al.,1998

過去のヒ素測定データ；
その他の潜在的な交絡要
因はない
1970 年にヒ素の除去プラントが作動開始、濃度は約 100μg/L に減少し、更に約 40μg/L まで低下

Hopenhayn- Rich etal., 1999,
2000

身長、高血圧、糖尿病、最初の妊娠時年齢で調整。
長期的なヒ素の飲用は自然流産と死産のリスクの増加と関連がある。

Milton etal., 2005

低濃度域：≦0.02 ppm
高濃度域：
平均 0.240 ppm
最高 1.371 ppm
高濃度域では住民の 10%がヒ素中毒症状。出産成績は聞取り

Ahmad etal., 2001

研究

研究集団
台湾、3 都市

暴露状
況/濃度
飲料水

概

要

備

考

著者
Soong etal., 1991

血中ヒ素濃度
母体臍帯血6.8±0.58 7.9±0.67 (μg/L)
血中ヒ素濃度 (中央値)母体臍帯
11
9 (μg/L)

母体と臍帯中の血中ヒConcha etal., 1998a

アルゼンチン、
サンアントニオ･デロスコブレス村アンデス
系住民

飲料水、
ヒ素濃
度：約
200μg/L

アルゼンチン、
サンアントニオ･デロスコブレス村アンデス
系住民

飲料水、
ヒ素濃
度：約
200μg/L

スウェーデン
1975-1976 年にRonnskar 製錬所で雇用されていた女性から生まれた子、及び1930 年以降に製錬所近くの 2
地域と遠くの 2
地域で生まれた子；対照は1955、1965、1975
年のスウェーデン Umea 地域の群
スウェーデン
Ronnskar 製錬所
周辺で 1930 年
以後に生まれた全ての妊娠女性

吸入暴
露、
製錬所
雇用者
の職業
暴露と
近隣住
民の環
境

平均出生時体重 (g)雇用者
対照群
3,391 <0.05
3,460
3,395 <0.001
3,412 <0.01
3,495
有意差なし
3,470
有意差なし

製錬所での鉛、銅等の暴 Nordstrom
露の可能性はある； 鉛、 et al., 1978a
銅等やその他の潜在的な交絡要因 (母親の年齢、生活様式、健康)の対照は
ない

吸入暴
露、
製錬所
からの
距離: 地
域 A、B
は <10
km、C、
Dは
10-15 km
吸入暴
露、妊娠
中の雇
用状態
(仕事場
3 か所)、
及び製
錬所か
ら住居
までの
距離

地域 自然流産 (%) 全妊娠数
A
11
1,358
B
9.2
791
C
8.2
969
D
7.0
1,118

全群の流産は低比率; ヒ
素の暴露データはない;
潜在的な交絡要因の調整なし、特に社会経済的地位；混合暴露の可能性

Nordstrom
et al.,
1978b

平均出生時体重 (g)全
第 2 子以降
従業員
3,366 3,213
高暴露業種
3,087 3,061
家から<10 km
3,406 3,397
家から>10 km
3,411 3,435
対照 (Umea 地域) 3,460 3,568

個人の喫煙習慣データ、その他の違いは不明；製錬所及び周辺地域でのその他の暴露も同様

Nordstrom
et al., 1979a

素濃度に相関性はない
妊娠によりヒ素のメチル化が亢進した。

新生児と母親の血漿中ヒ素はほとん
どがｼﾞﾒﾁﾙｱﾙｼﾝ酸であり、新生児と妊娠後期の母親の尿中ヒ素の約 90%もｼﾞﾒﾁﾙｱﾙｼﾝ酸であった。
血液

尿

母乳

中央値 全ヒ素 無機+MMA+DMA 中央値
9.8

390

320

2.3

(4.4-19)(0.83-7.6)

血中濃度と尿中濃度に相関あり。
血中濃度と母乳中濃度、及び尿中濃度と母乳中濃度に相関なし。

Concha etal., 1998b

血液・尿μg/L、母乳μg/kg 新鮮重量

生態
学的
研究

生態
学的
研究

コホ
ート
研究

スウェーデン
1930-1959 年生
れの Ronnskar
製錬所の被雇用女性 662 人、または製錬所周辺
の住民

流産：
妊娠中従業
父親母親ともに従業
高暴露職種

14%
19%
28%

44

http://www.cerij.or.jp

研究

研究集団

コホ
ート
研究

スウェーデン
Ronnskar 製錬所の女性従業員の子 (n = 1291)

生態
学的
研究

横断
研究

生態
学的
研究

暴露状
況/濃度
吸入暴
露、製錬
所のヒ
素含有
排ガス

ブルガリア
Srednogorie (製錬所の隣接町)及びブルガリアでの妊娠中毒症率
ブルガリア、
Srednogorie 製錬
所近隣の地域での出生児 (n =34 人)； 製錬所のない地域を対照 (n = 15)

吸入暴
露、銅製
錬所近
くに住
居

ハンガリーの 2
地域；研究期間
1980-1987 年

飲料水、
高濃度
地域の
最高濃
度 0.1
mg/L

吸入暴
露、降下
粉塵中
のヒ素
0.047-0.3
7 mg/m2

概
被雇用母親
非雇用母親

要
奇形率：
5.8%
2.2% (p < 0.05)

母親亜群 (1930 年以降に出産):
妊娠前雇用 3.2%
妊娠中雇用 5.1% (p < 0.025)
妊娠中毒症率/1000 出産:
Srednogorie
8.0
ブルガリア
2.5

製錬所地域
非製錬所地域

平均出生時体重:3012 g3193 g

胎盤中ヒ素濃度0.023 mg/kg
0.007 mg/kg;
p < 0.001
自然流産 (1,000 生産児あたり) :高濃度地域: 69.57 児
低濃度地域: 51.14 児
率比:
1.4 (p < 0.05)
製錬所地域
非製錬所地域

死産 (1,000 生産児あたり) :高濃度地域: 7.68 児
低濃度地域: 2.84 児
率比:
2.7 (p < 0.05)【IARC (2004) の注記：分析法、サン
プリングの頻度の記載がない。喫煙、
生活習慣、職業、社会経済的階層等の記載がなく、母親の年齢のような重要な項目、他の環境暴露が考慮されていない。】
CI：信頼区間、SMR：標準化死亡比45

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備考

質問票と健康記録により先天性奇形を特定；;鉛、カドミウム等の他の金属への潜在的な暴露；その他の潜在的な交絡要因(母親の年齢、生活様式、健康)の対照はない
妊娠中毒症に関連する他の要因に対照なし

著者
Nordstrom
et al.,
1979b

Tabacova etal., 1994a

その他の金属 (鉛、カドミウム)は測定し、製錬所
地域と非製錬所地域間で胎盤濃度に有意差なし；
出生時体重は喫煙群と非喫煙群間で差異あり

Tabacova etal., 1994b

症例確認手順、その能力または同時暴露、人口動態統計の特性などの情報なし。低濃度地域の記載なし。図はなく、2 地域間の末梢血管障害のがんの頻度に差はなかったと記載あり

Borzsonyi
et al., 1992

(IPCS、2001 を改変)

表 7-5
研究

研究集団

横断
研究

米国ネバダ州
暴露18人、対
照群18人

横断
研究

米国ネバダ州Warner et al.
(1994)の研究
と同じ。
FISH法

横断
研究

チリ北部
飲料水ヒ素高濃度の男性70
人、対照群55
人、
膀胱細胞の小核使用。FISH法

ヒ素及びその無機化合物のヒトでの遺伝毒性に関連する疫学調査結果
暴露状況/
濃度
汚染井戸
水中ヒ素
濃度平均
1,312μg/L、対照
群平均16
μg/L

汚染井戸
水中ヒ素
濃度平均
1,312μg/L、対照
群平均16
μg/L
ヒ素高濃
度群平均
600μg/L、対照群15μg/L。平
均尿中ヒ
素濃度そ
れぞれ
616と66
μg/L

介入
研究

チリ北部
Mooreらの研究 (1997a)の暴露群男性34
人

ヒ素600
μg/Lの暴露群34人に8週間45μg/Lの飲
料水を供
給

横断
研究

インド西ベンガル州 24
Parganas住民
163人、西Midnapur地域
の対照住民
154人
インド西ベンガル州 24
Parganas住民
30人、西Midnapur地域の対照住民30
人

飲料水の
ヒ素濃度
214.7 (±
9.0) μg/L、対照群9.2 (±
0.3) μg/L
飲料水のヒ素濃度
247.12 (±18.93) μg/L、対照群7.69 (±
0.49) μ
g/L

横断
研究

概

要

膀胱細胞の小核出現頻度/1,000細胞(±SE)
暴露群
対照群
出現頻度(95%CI)
混合 2.79 (0.73) 1.57 (0.28)
1.78 (1.06-2.99)
2.34 (1.27-4.29)
男性 5.00 (1.50) 2.14 (0.46)
女性 1.82 (0.53) 1.28 (0.31)
1.42 (0.76-2.65)

備

考

著者

年齢、喫煙で調整

Warner etal., 1994

全体として、
動原体のな
い小核と全
染色体のあ
る小核はそ
れぞれ65%、
37%増加
尿中ヒ素濃
度は五分位
数で層化し
た。

Moore etal., 1996;

口腔細胞の小核出現頻度/1,000細胞(±SE)
暴露群
対照群
出現頻度(95%CI)
混合 2.49 (0.42) 2.50 (0.50)
1.00 (0.65-1.53)
無動原体染色体、全染色体は増加
口腔細胞の小核は変化なし
膀胱細胞 (%出現頻度)
小核－ (%)
小核+
暴露群 対照群 (p) 暴露群 対照群(p)男性 0.190 0.102 (0.08) 0.167 0.081 (0.07)
女性 0.078 0.072 (0.31) 0.057 0.041 ( 0.48)
小核＋：染色体全体を含む小核
小核－：動原体のない断片化した小核
膀胱細胞/1,000細胞
尿中ヒ素
小核+ * (95%CI) 小核－*(95%CI)(μg/L)<54
1.0
1.0
54-1372.3 (1.0-5.0)
4.7 (1.7-13.2)
137-4152.0 (0.9-4.5)
7.5 (2.8-20.3)
415-729
3.1 (1.4-6.6)
5.2 (1.9-14.6)>729
0.9 (0.4-2.2)
1.0 (0.3-3.3)*：出現率
小核＋：染色体全体を含む小核
小核－：動原体のない断片化した小核
尿中ヒ素：742→225μg/Lに低下
膀胱細胞：小核頻度/1000細胞：2.63→1.79に減少(出現率0.7に減少、p<0.05)
尿中ヒ素 ＜700μg/Lの男性：3.54→1.47に減少(出現率 0.4に減少、p=0.002)
尿中ヒ素 ＞700μg/Lの男性：1.60→2.14に増加(出現率 1.3に増加、p=0.25)
喫煙者： 4.45→1.44に減少
非喫煙者：2.04→1.90に減少。
小核出現頻度 (対照群比)
末梢血リンパ球：
5.33
口腔粘膜細胞：4.63
尿路上皮細胞：4.71

末梢血リンパ球を用いたコメットアッセイ
損傷細胞（%）
非暴露群 12.13±1.302
暴露群
29.7 ±1.649* （*p＜0.01）

46

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第2-4五分位数で増加、第5五分位数で
は細胞毒性
のため変化
なし
ヒ素摂取量
の減少で小
核出現率が
低下、ヒ素は
膀胱細胞に
遺伝毒性を
もつ

Moore etal., 1997aMoore etal., 1997b

Basu et al.,2004

Basu et al.,
2005

研究

研究集団

横断
研究

メキシコ
Lagunera 地域
飲料水暴露住民11人、低濃度住民13人

横断
研究

横断
研究

横断
研究

暴露状況/
濃度
飲料水平
均ヒ素濃
度390
μg/L、低
濃度群
19-60
μg/L

メキシコ
Lagunera地域
住民
ヒ素汚染井戸
水暴露群35人、低濃度群34人
メキシコ
Lagunera 地域
暴露33人、対
照群30人

暴露群飲
料水平均
ヒ素408
μg/L、対照群30μg/L

アルゼンチン
北西部Salta
暴露群：女性12人、子供10人
対照群：女性10人、子供12
人

生涯飲用
暴露群飲
料水ヒ素
205μg/L、対照群
0.7μg/L

症例症例研究

アルゼンチン,チリ
123人のヒ素による膀胱がん患者

横断研究

アルゼンチン
の隣接地域
非喫煙暴露群282人、対照群
155人

暴露群で
飲料水ヒ
素平均412
μg/L、対
照群37
μg/L

飲料水ヒ
素暴露群
≥130μ
g/L、対照群地域、≦
20μg/L。
20年以上
暴露

概

要

備

リンパ球
姉妹染色分体 HPRT座位
染色体異常％ 交換％
変異頻度
低濃度 2.55 (1.73)
9.10 (2.7)
2.42 (2.26)
高濃度 3.00 (2.82)
8.80 (1.6)
5.03 (2.99)( )：標準偏差
全て有意差なし
染色体異常% (SE)
リンパ球

低濃度群
2.96 (0.54)
高濃度群
7.12 (1.00)*
皮膚疾患群 7.38 (1.46)* p<0.05

小核%(SE)
口腔粘膜細胞
膀胱細胞

0.56 (0.13)
2.21 (0.47)*
3.28 (0.96)*

0.48 (0.10)
2.22 (0.99)*
4.64 (2.59)*

末梢血リンパ球増殖能
ラベリング指数対照群：
3.37 (SE 0.61)
皮膚疾患のない暴露群： 3.95 (0.56)
皮膚疾患のある暴露群： 2.42 (0.49; p<0.05)。
72時間分裂指数
対照群：3.78 (SE 0.34)
暴露群：
6.34 (0.45; p < 0.01)
48、72時間で差異なし
複製指数は暴露群で 女性の48、60、72時間で低い;
男性では差異なし
リンパ球
小核/1000 姉妹染色分体交換/1,000細胞
暴露群 子供 35 (4.6)
4.4 (1.1)
女性 41 (4.9)
5.7 (1.3)
対照群 子供 5.6 (1.6)
4.6 (1.2)
女性 8.5 (3.4)
5.5 (1.3)
カッコ内、標準誤差
尿中ヒ素中央値
女性 子供
暴露群：
260
310μg/L対照群：
813
染色体転座に変化なし; 暴露群で異数性が高い頻度(0.21 対 0 %)。異常型はFISH法で検出
ヒ素濃度
染色体
腫瘍グレードμg/L 腫瘍数 変異数 増幅 欠失 G1 G2-3
0-＜10
45
5.7
2.4
3.3
3.5
6.3
10-99
24
5.6
2.4
3.2
1.1
8.3
100-299 29
7.3
3.8
3.6
2.5 10.3
≥300
25
9.1
4.1
5.1
3.6 10.5
リンパ球姉妹染色分体交換/1,000細胞：
対照群 7.49 (SD 0.97、p< 0.001)
暴露群 10.46 (SD 1.02)
姉妹染色分体交換頻度の有意な増加
尿中ヒ素と姉妹染色分体交換との相関: R2 0.64 女性、0.33 男性
暴露群には、過角化症、メラノーシス、光線性角化症、基底細胞がんがみられている

47

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考

複雑な染色
体異常 (二動
原体染色体、
リングrings、
転座)はより
高濃度群で増加 (0.73%
対 0.16%)。
喫煙、年齢、
性別等で統
計学的な比
較

著者
OstroskyWegman etal., 1991

Gonsebattet al., 1997

Gonsebattet al., 1994

対照群の小
核頻度は異
常に低い。ヒ
素代謝物の
パターンは
は白人集団
で以前報告
されていた
ものと異な
る。喫煙、飲
酒量、コカの葉の消費量を考慮

Dulout etal., 1996

Moore etal., 2002

暴露群は対
照群よりか
なり若い(平
均年齢、38.9
対 56.7歳)。
年齢、性別は分析に考慮せず

Lerda,
1994

研究

研究集団

横断
研究

フィンランドヒ素含有井戸水の現在使用者32人、過去
使用者10人、
対照群8人

コホ
ート
内症
例対
照研
究

横断
研究

横断
研究

横断
研究

台湾の烏脚病
発生地域、住民686人のうち、4年間の追跡期間にがん
発症した31人

暴露状況/
濃度
井戸水ヒ
素中央
濃度 410μg/L、対照群、検出
限界 (1μg/L) 以下

井戸水中
ヒ素濃度≦1,140μg/L、1956年から漸減

台湾の烏脚病
発生地域
ボーエン病患者23人、基底細胞がん患者7人、扁平上皮
がん患者9人

井戸水中
ヒ素濃度≦1,140μg/L、1956年から漸減

台湾
慢性ヒ素暴露のボーエン病患者26人、非暴露のボーエン病患者群22
人

井戸水中
ヒ素濃度
≦1140
μg/L、
1956年から漸減

台湾の烏脚病
発生地域、ボーエン病15人、対照群34
人

井戸水中
ヒ素濃度
≦1,140μg/L、1956年か
ら漸減

概

要

備

リンパ球染色体異常
ギャップを含む; p 含まない ; p
過去使用者：4.2 (1.9)
1.9 (1.3)
現在使用者：6.9 (3.4)
3.5 (2.5)
対照群：
8.6 (3.6); 0.02 3.6 (1.7); 0.1
累積暴露量mg/生涯*≦1.8946.0 (2.9)> 1.894
8.6 (4.3); 0.02

2.8 (4.3)
4.5 (3.0); 0.02μg尿中ヒ素/L*≦206
6.1 (3.0)>206
8.9 (4.4); 0.02

2.8 (1.8)
4.8 (3.0); 0.008*カットオフポイント75パーセンタイル。
P値は分散分析; カッコ内、標準偏差症例
対照群
pSCE/細胞6.73 (1.53) 6.22 (1.11)
0.36
CA (染色体型)
2.6 (1.7)
0.9 (1.0)＜0.001
CA (染色分体型) 3.3 (1.8)
3.4 (2.0) 有意差なし
CA 合計
6.1 (2.4)
4.4 (2.6)
0.018
SCE、姉妹染色分体交換；CA、染色体異常
染色体型とCA合計の頻度は有意に高い
カッコ内は標準偏差CA
症例 対照群 ｵｯｽﾞ比
染色体型合計515
1.00(中央頻度1.007超) 17612.00
染色分体型合計
1091.00(中央頻度3.009超) 12
12
1.00
合計
5
12
1.00
(中央頻度4.023超) 1799.00
p53がん抑制遺伝子の突然変異
ボーエン病患者：
9/23 (39%)
基底細胞がん患者： 2/7 (29%)
扁平上皮がん患者： 5/9 (56%)

Maki-Paakkanen etal., 1998

31人のうち9
人の血液標
本は乾燥の
ため使用不
可；最終分析
は症例22人と対照22人で分析

Liou et al.,
1999

ヒ素関連皮
膚がんのP53
遺伝子の突然変異比率、部位、型が紫
外線による
皮膚がんと
有意差あり

Hsu et al.,
1999

慢性的なヒ
素暴露地域
のボーエン
病患者にp53
タンパク質
が有意に過
剰発現

Kuo et al.,
1997

対照群は年
齢、性別、住居で調整

Hsu et al.,1997

1.14-71.04

HFC %; p
17.89 (2.83)
8.59 (1.66)< 0.05

HFC、姉妹染色分体交換高頻度の細胞比率
括弧内：標準誤差

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性別、年齢、
喫煙、海産物
消費量、居住歴で調整

0.29-36.45

細胞増生は暴露群、非暴露群で変化なし

48

著者

95%CI
1.56-92.29

免疫組織化学：p53がん抑制遺伝子の過剰発現
ボーエン病患者：44%
基底細胞がん患者：14%扁平細胞がん患者：44%
腫瘍中のp53がん抑制遺伝子の過剰発現と増生検討
免疫組織化学的染色で10%以上の腫瘍細胞p53タン
パク質の検出割合：
暴露群： 11/26
非暴露群： 2/22 (p=0.01)

末梢血リンパ球
姉妹染色分体交換/1,000細胞; p患者群 8.42 (51)
対照群 6.94 (0.37); <0.05

考

研究

研究集団

横断
研究

台湾の烏脚病
発生地域、がん患者22人、烏脚病患者10人、がん及び烏脚病患者8
人、健康者26
人；非暴露対照者23人
台湾の烏脚病発生地域
尿路がん13人(37-74歳)

横断
研究

横断
研究

暴露状況/
濃度
井戸水中
ヒ素濃度
≦1,140μg/L、1956年か
ら漸減

井戸水中
ヒ素濃度
≦1,140μg/L、1956年か
ら漸減

概

要

備

考

著者

姉妹染色分体交換頻度はそれぞれの群で差異なし
マイトマイシン誘導姉妹染色分体交換頻度は、ヒ素暴露のない対照群より烏脚病発生地域で大きい

Liou et al.,1996

8/13症例のp53がん抑制遺伝子のexon 5-8に変異あり
9/10症例の点突然変異は転位

Shibata etal., 1994

著者らは、観
察された変
異型はヒ素
暴露されて
いない患者
の移行上皮
腫瘍にみら
れる変異型
とは異なる
と結論
p53がん抑制遺伝子のexon 5-8またはコドン12、13、 個々の暴露
61 H-、K-、N-rasがん遺伝子に変異なし
濃度、研究期間、患者、年
齢、性別、喫煙の個人情
報なし

Hsieh et台湾の烏脚病
井戸水中al., 1994
発生地域
ヒ素濃度
ras及びp53 の ≦1,140
変異を持つボμg/L、ーエン病患者
1956年か
16人から皮膚ら漸減
生検26個
CI：信頼区間、FISH：fluorescent in situ hybridization 蛍光in situ ハイブリッド法、HPRT：ヒポキサンチン・ホ
スフォリボシル・トランスフェラーゼ(IPCS, 2001を改変、一部追加)

7.3

実験動物に対する毒性

7.3.1

急性毒性 (表 7-6)

三酸化二ヒ素の経口経路の LD50 はマウスで 26～39 mg As/kg、ラットで 15 mg As/kg～293 mg
As/kg であり、その症状は、痙れん、吐気、消化管出血である。その他の物質のラットの経口経路での LD50 は、ヒ酸カルシウムは 53 mg As/kg、亜ヒ酸ナトリウムは 24 mg As/kg、ヒ酸鉛は231 mg As/kg であった。
ヒ化水素の吸入暴露の LC50 は、マウスで 250 mg/m3 (10 分)、ラットで 390 mg/m3 (10 分) であり、その主な毒性症状は溶血作用で、in vitro でも溶血を誘発する。雌ラットでの経皮投与のLD50 は、ヒ酸カルシウムで 400 mg As/kg 超、ヒ酸鉛で 500 mg As/kg 超であった。
表 7-6
化合物
経口 LD50(mg As/kg)

三酸化二ヒ素
ヒ酸カルシウム
亜ヒ酸ナトリウム

ヒ素及びその無機化合物の急性毒性試験結果
マウス

ラット
15 (雌雄)26-39 (若齢雄、4 系統) 145 (雌雄、乾燥飼料中)
26 (雄、離乳直後) 293 (雌雄、ゼラチンカプセ
ル中)ND
53 (雌)
24 (雌雄、ゼラチンカプセ
ND
ル中)

49

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ハムスター
ND
ND
ND

化合物
吸入 LC50(mg/m3)

ヒ酸鉛

マウス
ND

ラット
231 (雌)

ハムスター
ND

ヒ化水素

250 (10 分)

390 (10 分)

ND

ND＞400 (雌)ND

ND＞500 (雌)ND

経皮 LD50 (mg ヒ酸カルシウム
As/kg)
ヒ酸鉛
筋肉内 LD50(mg As/kg)

亜ヒ酸ナトリウム

8 (若齢雄)ND

ND

ヒ酸ナトリウム

21 (若齢雄)ND

ND

腹腔内 LD50(mg As/kg)

亜ヒ酸ナトリウム

ND

4-5 (LD75 若齢雌雄不明)

8

ヒ酸ナトリウムND

14-18 (LD75 若齢雌雄不明)

ND

MMA(V)

916

ND

ND

DMA(V)

648

ND

ND

TMAO(V)

5,500

ND

ND

参考

経口 LD50(mg As/kg)>4,260ND
ND
アルセノベタイン
腹腔内 LD50
ND
2ND
MMA(Ⅲ)(mg As/kg)
ND：データなし
DMA(V)：ジメチルアルシン酸、MMA(Ⅲ)：モノメチルアルソナス酸、MMA(V)：モノメチルアルソン酸、
TMAO(V)：トリメチルアルシンオキシド
出典：Bencko et al., 1978; Done and Peart, 1971; Franke and Moxon, 1936; Gaines, 1960; Harrison et al., 1958; Hughes,
2002; IPCS, 2002; Kaise et al., 1985, 1989; Petrick et al., 2001

7.3.2

刺激性及び腐食性調査した範囲内では、ヒ素及び無機化合物の実験動物に対する眼及び皮膚の刺激性に関する試験報告は得られていない。

7.3.3

感作性 (表 7-7)ヒ酸ナトリウムと亜ヒ酸ナトリウムは、モルモットを用いたマキシマイゼーション試験で皮膚感作性を示さなかった (Wahlberg and Boman, 1986)。
表 7-7
試験法
動物種等
投与方法
モルモット
ヒ酸ナトリウム
亜ヒ酸ナトリウム
マキシマイゼーション法
ND: データなし

7.3.4

ヒ素及びその無機化合物の感作性試験結果
投与期間
ND

投与量
ND

結

果

亜ヒ酸ナトリウム、
ヒ酸ナトリウムともグレードⅠ (陽性率 0-8 %)文献
Wahlberg & Boman,
1986

反復投与毒性 (表 7-8)

ヒ素及びその無機化合物の反復投与毒性について、マウス、ラット、イヌを用いた経口投与50

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試験、およびマウス、ラット、ハムスターを用いた吸入暴露試験が実施されている。標的器官/
組織は、経口経路では肝臓、腎臓、免疫系、神経系及び精巣、吸入暴露では血液系であった。
重要なデータについて以下に記載する。
雌の B6C3F1 マウス (12 匹/群) にヒ酸二ナトリウム (Na2HAsO4･7H2O) を 0、0.014、1.4 mg As/L
(0、3、300μg As/kg/日相当; 本評価書換算) を 28 日間飲水投与した試験で、摂餌量、摂水量、体重増加に影響はなかった。0.014 mg As/L 群以上で血漿中のトリグリセリドの減少及び肝細胞
空胞変性がみられた。1.4 mg As/L 群では、肝臓、肺及び腎臓の絶対･相対重量が減少した。また、肝臓の非タンパク性スルフィドリル量の低下、血漿中のグルコースの減少、血漿中のクレ
アチニンの増加がみられた。クレアチニンの増加は、ヒ素が腎臓に影響を及ぼしていることを示唆するが、尿分析ではアルカリホスファターゼ活性に変化なく、また、病理組織学的検査でも腎臓に異常はみられなかったため、投与が腎臓に影響を与えたかは不明であるとしている(Hughes and Thompson, 1996)。本評価書では、肝細胞の組織学的変化を指標にこの試験の LOAEL
を 0.014 mg As/L (3μg As/kg/日) と判断した。
雌 B6C3F1 マウス (12 匹/群) にヒ化水素 0、0.025、0.5、2.5 ppm (0、0.08、1.6、7.8 mg As/m3)
を 6 時間/日、5 日/週、12 週間吸入暴露し、回復期間を設けた試験で、全ての群で体重には影響はみられなかったが、濃度に依存した著しい脾臓腫大が 0.025 ppm 以上の群でみられた。病理組織学的検査では、0.025 ppm 以上の群で脾臓の髄外造血亢進、赤脾髄における赤血球の破壊像とマクロファージにヘモジデリンの沈着がみられた。暴露終了 3 日後の血液検査で、0.025
ppm 以上の群で MCV の増加、0.5 ppm 以上の群で白血球数の増加、2.5 ppm 群で赤血球数・ヘマトクリット値・ヘモグロビン濃度の低下がみられ、20 日後の血液検査では全て回復していた。
赤芽球コロニー形成細胞数は暴露終了後 6、21 日目に 2.5 ppm 群で有意に低下していたが、顆
粒球-マクロファージ系芽球の活性は変わらなかった (Hong et al., 1989)。本評価書ではヒ化水素の造血系への影響を指標としてこの試験での LOAEL を 0.025 ppm (0.08 mg As/m3) と判断した。
雌雄の F344 ラット (各 16 匹/群) にヒ化水素 0、0.025、0.5、2.5 ppm (0、0.08、1.6、7.8 mg As/m3)
を 6 時間/日、5 日/週、13 週間吸入暴露した試験で、0.025 ppm 以上の群の雌で、赤血球数低下、ヘモグロビン濃度低下、ヘマトクリット値低下がみられた。0.5 ppm 以上の群の雌雄で、脾臓の相対重量増加、MCV・MCH 値の上昇、アミノレブリン酸脱水酵素活性の増加がみられ、雄では赤血球数の低下、ヘモグロビン濃度の低下、ヘマトクリット値の低下が観察された。最高
用量の 2.5 ppm 群では、雌雄で血小板数増加、脾臓の腫大・ヘモジデリン沈着・髄外造血、骨髄過形成が観察され、肝臓のヒ化水素濃度は用量に依存して対照群の 4～5 倍に達していた。また、雌の肝臓の相対重量は増加した (Blair et al., 1990b)。著者らは、最低投与群 (0.025 ppm 群)の雌で有意な貧血がみられたとしており、本評価書では、この試験での LOAEL は貧血を指標にして 0.025 ppm (0.08 mg As/m3) と判断した。
以上、経口投与における最小の N(L)OAEL として、マウスにヒ酸二ナトリウムを 28 日間飲水投与した試験で、肝細胞空胞変性を指標にして LOAEL は 0.014 mg As/L (3μg As/kg/日) である (Hughes and Thompson, 1996)。
51

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吸入による反復暴露試験はヒ化水素で実施されており、その LOAEL はマウスに 12 週間吸入
暴露した時の造血系への影響を指標として、またラットに 13 週間吸入暴露したときの貧血を指標にして 0.025 ppm (0.08 mg As/m3) (Blair et al., 1990b; Hong et al., 1989) である。
表 7-8

ヒ素及びその無機化合物の反復投与毒性試験結果

動物種等 投与方 投与期間
投与量
法
14 日間
三酸化二ヒ素経口マウス(arsenic投与
ddY
trioxide)(強制)雄
0、3、10
10 匹/群
mg/kg/日
3 週間
亜ヒ酸ナトリ経口マウス
ウム (sodium
投与
Swissarsenite)(飲水)
雄0、0.5、2、10
ppm
28 日間
ヒ酸二ナトリ経口マウス
ウム投与
B6C3F1(Na2HAsO4･(飲水)
雌12 匹/群
7H2O) 0、0.014、1.4 mg
As/L (0、3、300
μg As/kg/日
相当)ⅴ-Ha-ras
ト ラ ン
ス ジ ェ
ニ ッ ク
マウス
雌

経口
投与
(飲水)

17 週間

As(Ⅲ) 150 As
ppm、As(V)200 As ppm、
MMA(V)
1,500 As
ppm、DMA(V)
1,000 As ppm;
4 週間後
TPA1.25μg/200mL を背部に 4 回塗付

結果

三酸化二ヒ素は血液-脳関門を通過し、脳中濃度
は部位によって差はあるが用量依存性
三酸化二ヒ素は中枢神経系の代謝機能を変化
垂直及び水平運動機能は、3 mg/kg/日では増加、10 mg/kg/日では減少
1 次及び 2 次免疫応答反応(免疫グロブリン IgM及び IgG の産生)は、0.5 ppm で最大抑制、応答は対照の約 50%
肝臓・腎臓のヒ素濃度は 10 ppm 群で高かった。
液性免疫抑制との関連なし
摂餌量、摂水量、体重増加対照と有意差なし
0.014 mg As/L 以上：
血漿中のトリグリセリド減少
肝細胞空胞変性
1.4 mg As/L：
肝臓、肺及び腎臓の絶対･相対重量の減少
肝臓の非タンパク性スルフィドリル量低下、血漿中のグルコースの減少、血漿中のクレアチニンの増加LOAEL: 0.014 mg As/L (3μg As/kg/日)(肝細胞の組織学的変化)(本評価書判断)
肝臓のみ検討
肝臓に腫瘍はみられなかったが、前がん病変はみられた。
As(Ⅲ) 150 As ppm:
死亡：3/15 例（20%）
アポトーシスと壊死巣
ヒ素蓄積量：1.2μg/g 組織
As(V) 200 As ppm:
ヒ素蓄積量：2.0μg/g 組織
MMA(V) 1,500 As ppm:
死亡：6/15 例（40%）
炎症細胞浸潤、変性、細胞腫大
ヒ素蓄積量：16μg/g 組織（表から読取）
DMA(V) 1,000 As ppm:
死亡：3/15 例（20%）
炎症巣、肝細胞変性
ヒ素蓄積量：7μg/g 組織（表から読取）
肝臓でのヒ素の蓄積は、化学種に関係なく、投与量に強い相関あり
MMA(V)≫DMA(V)＞As(V)＞As(Ⅲ)
そのほか、広汎な DNA メチル化の減少、多くの52

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文献
Itoh et al.,
1990

Blakley etal., 1980

Hughes &Thompson,
1996

Xie et al.,2004

動物種等 投与方 投与期間
法

マウス
雄

経口
投与
(飲水)

35 日間

マ ウ ス
Swiss
雄
10-12 匹/
群

経口
投与
(強制)

30 日間

マ ウ ス
Swiss
雄

経口
投与
(飲水)

365 日間ラット
Wistar雄
各 30 匹/
群

経口
投与
(飲水)

投与期
間
7 か月
回復期
間
4 か月

投与量

結

果

遺伝子発現 (グルタチオン-S-トランスフェラー
ゼ、酸化ストレス、アポトーシス、細胞増殖、初期の腫瘍発現に関連する遺伝子など) の変化
を引き起こした。
533.90 μ mole/L (10-12.5 mg As/kg/ 日 、 大 村
亜ヒ酸ナトリ
(2002)換算）：精子数の減少
ウム (sodium
精子運動能の低下
arsenite)
異常精子出現頻度の増加
0、53.39、
精巣中のヒ素濃度対照の 10 倍
133.47、精巣：17β-ヒドロキシステロイ
266.95、533.90
ドデヒドロゲナーゼ濃度低下、乳μmole As/L
酸デヒドロゲナーゼ・γ-グルタ(0、4、10、20、
ミルトランスペプチダーゼ活性40 ppm As)
増加
0.5 mg/kg：
三酸化ヒ素
精巣中のコレステロール濃度増加(As2O3)タンパク質濃度減少
0、0.5 mg/kg
精巣の精細管変性と精上皮細胞の剥落
精細管内腔に精子なし
精巣中の 3β-、17β-ヒドロキシステロイドデ
ヒドロゲナーゼ濃度低下
血清のテストステロン減少
53.39μmole/L:
sodium
精巣重量減少arsenite
精巣上体、副生殖器重量変化なし(NaAsO2)
精子数、精子運動性減少53.39μ異常精子の割合増加
mole/L (4 ppm
精子形成や精細胞、セルトリ細胞に関与する酵As)
素類（ソルビトールデヒドロゲナーゼ、アシッ
ドホスファターゼ、乳酸デヒドロゲナーゼ、γグルタミルトランスペプチダーゼ、17β-ヒドロ
キシステロイドデヒドロゲナーゼ）は影響を受けた
三酸化二ヒ素 0.125 ppm 以上：
肝臓相対重量増加（統計処理せず）(As2O3)肝細胞索の不規則化
0、0.125、12.5、肝細胞変性及び肥大62.5 ppm (0、肝小葉の円形細胞浸潤0.008、0.776、
肝小葉の類壊死
3.053 mg/匹/
肝小葉周辺部胆管増生
日:0、
グリソン鞘の円形細胞浸潤0.006、0.588、
上記肝臓の病理組織学的所見は 4 か月の回復期
2.312 mg As/
間後もみられた。
匹/日)
固型飼料中に小葉周辺部胆管増生
含まれるヒ素: 0.012 mg
投与期間 回復期間
As/匹/日 (計
月数(投与開始後)
3
7
9
11
算値)
対照
0/8 1/9 0/5
0/5
合計投与量:
0.125 ppm
0/8 0/8 4/5
5/8
それぞれ
12.5 ppm
0/8 1/8 5/5
4/5
0.012、0.018、 62.5 ppm
3/9 2/8 4/4
5/80.600、2.324
mg As/匹/日
LOAEL：0.125 ppm (0.036 mg As/kg/日相当) (肝臓の病理組織学的変化） (本評価書判
断）53

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文献

Pant et al.,
2001

Chinoy etal., 2004

Pant et al.,2004

Ishinishi etal., 1980

動物種等 投与方 投与期間
法

投与量

ラット
SD
雄

経口
投与
(飲水)

320 日間ヒ酸ナトリウム (sodiumarsenate)
0、50μg/mL

イヌ
ビ ー グ
ル
雌
7-8 か月
6 匹/群

経口
投与
(混餌)

高用量
群：17
週間、
その他
の群
26 週間

亜ヒ酸ナトリウム(NaAsO2)
第 1-8 週
0、1、2、4mg/kg/日
第 9-17、-26
週
0、2、4、8mg/kg/日(0.9、1.9、3.7
mg As/kg/日)に変更
その他に
pair-fed 群結果

NOAEL：0-0.125 ppm (0.024-0.036 mg As/kg/日相当) (肝臓の病理組織学的変化) (本評価書判断)
50 μg As/mL：
試験終了時に尿中に高濃度のヒ素排泄
腎臓、肝臓にヒ素の蓄積、腎臓の糸球体及び尿細管の限局性変化、肝臓小葉中心静脈近傍の肝細胞の腫大
圧反射感受性には変化なし
恐らく抗迷走神経作用に関係する交感神経性の機能亢進/感受性亢進がみられた。
血清 AST
第 1-8 週 第 9-17 週 第 9-26 週
対照
18
17
16
低用量
21 (1)
19 (2)
20 (2)
中用量
22 (2)
29**(4)29* (4)高用量
26* (4)26* (8)pair-fed
16
15
血清 ALT
第 1-8 週 第 9-17 週 第 9-26 週
対照
29
24
23
低用量
37 (1)
42 (2)
44* (2)
中用量
27 (2)
42 (4)
45**(4)高用量
98** (4)84**(8)pair-fed23
22
括弧内は投与量、*ｐ＜0.05、**ｐ＜0.01

文献

Carmignani
et al., 1983

Neiger &Osweiler,
1989

病理組織学的検査で肝臓への影響なし
59 日目以降の投与量の増加と共に摂餌量の減少
及び体重増加抑制がみられたが、摂餌量を制限した対照群でも低下したため、亜ヒ酸ナトリウ
ム投与の影響ではない

マウス
B6C3F1
雌各 12 匹/
群

吸入

14 日間
6 時間/
日

ヒ化水素
0、0.5、2.5、5ppm (0、1.6、7.8、16 mg
As/m3)LOAEL: 2 mg/kg/日(0.9 mg As/kg/日)(血清 ALT、AST 活性の上昇)( 本評価書判断)
体重に変化なし
0.5 ppm 以上の群：脾臓腫大（濃度依存性）、髄外造血亢進、赤脾髄における赤血球の破壊像とマク
ロファージのヘモジデリン沈着（濃度依存性）
暴露終了 1 日後：
0.5 ppm 以上の群：白血球数の増加
2.5 ppm 以上の群：赤血球数低下、平均赤血球容積増加
5 ppm 群：ヘモグロビン濃度低下
2 日後：
0.5 ppm 以上の群：顆粒球-マクロファージ系
芽球の活性低下
3 日後：
0.5 ppm 以上の群：赤芽球コロニー形成細胞数減少
15 日後：
0.5 ppm 以上の群：平均赤血球容積増加
5 ppm 群：ヘモグロビン濃度低下

54

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Hong et al.,
1989

動物種等 投与方 投与期間
法

投与量

結

果

文献

23 日後：
5 ppm 群：平均赤血球容積増加
24 日後：
5 ppm 群：赤芽球コロニー形成細胞数減少

マウス
B6C3F1
雌各 12 匹/群

マウス
B6C3F1
雌雄各 10 匹マウス
B6C3F1
雌雄各 16 匹/
群

ラット
F344
雌雄
各 16 匹/

吸入

吸入

吸入

吸入

12 週間
6 時間/
日
5 日/週

5、15、
90 日間
6 時間/
日
5 日/週

LOAEL: 0.5 ppm (1.6 mg As/m3) (貧血) (本評価書
判断)
ヒ化水素
体重に変化なし
0、0.025、0.5、 0.025 ppm 以上の群：
2.5 ppm (0、脾臓腫大（濃度依存性）、髄外造血亢進、赤脾
0.08、1.6、7.8
髄における赤血球の破壊像とマクロファージ
mg As/m3)のヘモジデリン沈着（濃度依存性）
暴露終了 3 日後：
0.025 ppm 以上の群：平均赤血球容積増加
0.5 ppm 以上の群：白血球数増加
2.5 ppm 群：赤血球数・ヘマトクリット値・ヘモグロビン濃度低下
6、21 日後：
2.5 ppm 群：赤芽球コロニー形成細胞数低下
LOAEL: 0.025 ppm (0.08 mg As/m3) (造血系) (本評価書判断)
ヒ化水素
5 日後：
0、0.025、0.5、2.5 ppm 群：
2.5 ppm (0、中等度の溶血性貧血、赤血球数・ヘマトク
0.08、1.6、7.8
リット・ヘモグロビン濃度の減少、平均mg As/m3)
赤血球ヘモグロビン量(MCH)、平均赤血球
ヘモグロビン濃度(MCHC)の増加。網状赤
血球数も増加
15、90 日後：
2.5 ppm 群：
貧血は重篤ではなかったが、平均赤血球容積はより増加、網状赤血球数の代償性増加が顕著。90 日後、メトヘモグロビン濃
度が高値

NOAEL：0.5 ppm (1.6 mg As/m3) (貧血) (本評価書
判断)
13 週間
ヒ化水素
0.5 ppm 以上の群：
6 時 間 / 0、0.025、0.5、
雄：脾臓相対重量増加、脾臓の腫大・ヘモジ
日
2.5 ppm (0、デリン沈着・髄外造血
5 日/週
0.08、1.6、7.8 2.5 ppm：
mg As/m3)
雌雄：アミノレブリン酸脱水酵素活性増加、肝臓の毛細胆管性胆汁うっ滞 (雄 7/10、
雌 3/10)
雄：肝臓相対重量増加
雌：脾臓相対重量増加、脾臓の腫大・ヘモジ
デリン沈着・髄外造血

13 週間
6 時間/
日
5 日/週

NOAEL: 0.025 ppm (0.08 mg As/m3) (造血系) (本評価書判断)
0.025 ppm 以上の群：
ヒ化水素
雌：赤血球数低下 (暴露 80/81 日目)、ヘモグ
0、0.025、0.5、ロビン濃度低下 (暴露 80/81 日目)、ヘマ
2.5 ppm (0、トクリット値低下 (暴露 80/81 日目)
0.08、1.6、7.855

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Hong et al.,
1989

Blair et al.,1990aBlair et al.,1990b

Blair et al.,1990b

動物種等 投与方 投与期間
投与量法
群mg As/m3)

結

果

文献

0.5 ppm 以上の群：
雌雄：脾臓相対重量増加、ヘマトクリット値
低下 (暴露 3 日目)、MCV・MCH 値上昇(暴露 80/81 日目)、アミノレブリン酸脱水
酵素活性増加雄：赤血球数低下 (暴露 80/81 日目)、ヘモグ
ロビン濃度低下 (暴露 80/81 日目)、ヘマ
トクリット値低下 (暴露 80/81 日目)
2.5ppm 群：
雌雄：血小板数増加 (暴露 80/81 日目)、脾臓
の腫大・ヘモジデリン沈着・髄外造血、骨髄過形成、肝臓のヒ化水素濃度は対照群の 4～5 倍
雌：肝臓相対重量増加

LOAEL: 0.025 ppm(0.08 mg As/m3) (貧血) (本評価書判断)
28 日間 ヒ化水素
ハ ム ス 吸入0.5 ppm 以上の群：
Blair et al.,
6 時 間 / 0、0.5、2.5、5ター
雌雄：ヘマトクリット値低下 (暴露 3 日目)
1990b日
ppm (0、1.6、シ リ ア
雄：アミノレブリン酸脱水酵素活性増加
5 日/週
2.5 ppm 以上の群：
7.8、16 mg
ンゴー
雌雄：脾臓相対重量増加、脾臓の腫大・ヘモAs/m3)
ルデン
ジデリン沈着・髄外造血、肝臓のヘモジ
雌雄
デリン沈着
雌：アミノレブリン酸脱水酵素活性増加
ALT：アラニンアミノトランスフェラーゼ、AST：アスパラギン酸アミノトランスフェラーゼ、TPA：
12-O-tetradecanoylphorbol-13-acetate

7.3.5

生殖・発生毒性 (表 7-9)

ヒ素及びその無機化合物の生殖・発生毒性について、単回投与試験では、マウス、ラットを用いた経口投与試験、マウス、ラット、ハムスターを用いた腹腔内投与試験が行われている。
反復投与試験では、マウス、ラット、ウサギを用いた経口投与試験、ハムスターを用いた皮下投与試験、マウス、ラットを用いた吸入暴露試験が行われている。
単回投与試験の結果から、無機ヒ素化合物はマウス、ラット、ハムスターの腹腔内投与およびマウスの経口投与で催奇形性を示し、As(Ⅲ)はAs(V)より催奇形性は強く、腹腔内投与の方が経口投与より催奇形性は強かった。奇形の主な特徴は頭軸癒合不全 (cephalic axial dysraphic
disorders) と神経管奇形であり、それぞれ頭部神経ヒダの閉鎖不全と部分閉鎖である。その他の奇形は、癒合肋骨、小肢症、顔面奇形、小眼球、無眼球がみられている。また、マウスの精子及び卵の形成過程に影響がみられており、脳への影響も示唆されている。重要なデータについて以下に示す。
雌 SD ラット (23～25 匹/群) に三酸化二ヒ素 (As2O3) 0、1、2.5、5、10 mg/kg/日 (0、0.8、1.9、3.8、7.6 mg As/kg/日; 本評価書換算) を、交配前 14 日間及び交配期間を通して妊娠 19 日目まで経口投与し、妊娠 20 日目に帝王切開した試験で、母動物では 5 mg/kg/日以上の群で肝臓重量の増加がみられたが、すべての群で生殖機能への影響 (交尾率、受胎率、黄体数、着床率) は
56

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みられなかった。胎児では 10 mg/kg/日群で体重の減少及びそれに伴う成長遅滞による化骨遅延(第 5、6 胸骨) 等がみられたが、すべての群で奇形はみられなかった。著者らは、経口投与された三酸化二ヒ素は、胎児に母動物より強い毒性を引き起こすことはなく、母動物毒性を示す
濃度でも神経管奇形を引き起こす傾向もないとしている。以上の結果から、5 mg/kg/日群で肝臓重量の増加がみられていることから、母動物毒性の NOAEL は 2.5 mg/kg/日 (1.9 mg As/kg/日)と判断し、発生毒性の NOAEL は体重と骨格への影響を指標にして 5 mg/kg/日 (3.8 mg As/kg/日) としている (Holson et al., 2000)。
妊娠した雌 Swiss マウス (21～24 匹/群) と雌 F344 ラット (23～27 匹/群) にヒ化水素 (AsH3)0、0.025、0.5、2.5 ppm ( 0、0.08、1.6、7.8 mg As/m3) を妊娠 6 日目から 15 日目まで 6 時間/日、吸入暴露し、マウスは妊娠 17 日目、ラットは妊娠 20 日目に帝王切開した試験で、マウスにおいては、2.5 ppm の吸入暴露で親に脾臓の腫大がみられたが、一腹あたりの生存胚の数、胎児の平均体重、吸収胚や奇形の頻度は対照群と有意差はなかった。ラットにおいて 2.5 ppm 群の親に脾臓の腫大がみられ、胎児の平均体重が有意に増加した。著者らはこの胎児の平均体重の増加の重要性は明らかでないとし、マウス、ラット共に母動物の脾臓の腫大を引き起こす 2.5
ppm で発生毒性はないと結論している (Morrissey et al., 1990)。本評価書では、マウスとラットのヒ化水素の母動物毒性の NOAEL は脾臓の腫大を指標にして 0.5 ppm (1.6 mg As/m3) であり、発生毒性は、マウス、ラット共に NOAEL 2.5 ppm (7.8 mg As/m3) 超と判断した。
以上から、反復投与では、ラットに三酸化二ヒ素を、交配前14日間及び交配期間を通して妊娠19日目まで経口投与した試験で、母動物の肝臓重量を指標にして母動物毒性のNOAELは2.5
mg/kg/日 (1.9 mg As/kg/日)、胎児では体重及び化骨遅延等を指標にして発生毒性のNOAELは5mg/kg/日 (3.8 mg As/kg/日) であった (Holson et al., 2000)。
吸入暴露では、マウスとラットにヒ化水素を妊娠 6 日目から 15 日目まで 6 時間/日、吸入暴
露し、マウスは妊娠 17 日目、ラットは妊娠 20 日目に帝王切開した試験で、マウスとラットのヒ化水素の母動物毒性の NOAEL は共に脾臓の腫大を指標にして 0.5 ppm (1.6 mg As/m3) であり、発生毒性は、マウス、ラット共に NOAEL 2.5 ppm (7.8 mg As/m3) 超である (Morrissey et al., 1990)。

57

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表 7-9 ヒ素及びその無機化合物の生殖・発生毒性試験結果
動物種 投与方 投与期等
法
間マウス 経口投 単回
与(強制) 妊娠
ICR
8-15 日
雌
目
匹数不
明

投与量

結

果

文献

亜ヒ酸ナトリウム 母動物：
Baxley et al.,40 mg/kg 以上：(sodium arsenite)
1981
死 亡 率 の 増 加 (40 mg/kg: 19%; 45 mg/kg:
0、20、40、45 mg/kg
36%）、摂餌量の減少(0、11.5、23、26 mg
児動物：
As/kg)
45 mg/kg：
胎児体重減少 (妊娠 9-15 日目の投与)
妊娠 18 日目に帝王
40 mg/kg 以上：
切開
死亡胚/吸収胚数の増加 (妊娠 10-15 日目の投与)外脳(顔面異常)、眼瞼開裂 (妊娠 8-10 日目投与)

NOAEL：母動物：20 mg/kg(11.5 mg As/kg) (本評価書
判断)
発生毒性：20 mg/kg(11.5 mg As/kg) (本評
価書判断)
ヒ酸二ナトリウム 妊娠 用量 吸収胚率 外脳症 体重Morrissey ＆
マウス 腹腔内 単回
妊娠 7、 (Na2HAs(V)O4･
Mottet, 1983
BALB/ 投与
mg/kg
%
%
g
8、9 日目 7H2O)
c
7 日目
0
31.5
0.0
0.75
雌
45
7.1
3.0
0.61
0、45 mg/kg
0
12.0
0.0
0.73
妊娠 18 日目に帝王 8 日目
45
14.4
65.0*
0.64
切開
9 日目
0
0.0
0.0
0.66
45
0.0
0.0
0.70
*P<0.05
ヒ素投与による奇形は神経管の閉鎖障害と関係
mg/kg 着床数 吸収数(%) 生存胎児 神経管奇形(%) Wlodarczyk et
ヒ酸ナトリウム
マウス 腹腔内 単回
妊娠 7、8 (sodium arsenate)al., 1996
LM/Bc/ 投与
0
100
4(4)
96
0(0)
0、30、37.5、40、 30
日目
Fnn
62
2(3)
60
19(32)*
45 mg/kg/日
雌
37.5
83
5(6)
78
42(54) *妊娠 15 日目帝王切 40
43
10(23) *33
33(100)*開45
114
66(58) *48
48(100) **P<0.05
Stump et al., 1999
母動物：
三酸化二ヒ素ラット 経口投 単回
5 mg/kg 以上：
与(強制) 妊娠 9 日 (As(Ⅲ)2O3 )
SD
摂餌量減少
目
雌
0、5、10、20、30
25 匹/
mg/kg (0、3.8、7.6、 20 mg/kg 以上：
体重増加抑制/減少、肛門・鼻周囲の汚れ等
群
15.2、22.7
30 mg/kg：
mg As/kg)
死亡 7/25 例
妊娠 20 日目に帝王 児動物：
30 mg/kg：
切開
生存胎児数の減少
吸収胚数の増加
着床後胚損失率の増加
LOAEL：5 mg/kg (3.8 mg As/kg) (母動物毒性）
NOAEL：20 mg/kg (15.2 mg As/kg) (発生毒性）58

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動物種 投与方 投与期
投与量
結
果
文献
等
法
間
三酸化二ヒ素仁藤ら, 2000
8.5 mg/kg:
ラット 経口投 単回
胎児の死亡なし
Wistar 与(強制) 妊娠 17 (As2O3 )日目
雌0、8.5 mg/kg (0、6.5 母動物：
12、24、 mg As/kg)
脳中ヒ素濃度は As のみ 12 時間目に約 4 倍増
3 匹/群
48 時間
加
目に屠
脳組織には全ての時間でアポトーシスなし
殺ネクローシスなし
胎児：
脳中ヒ素濃度は As が 12 時間目に約 2 倍増加
DMA は全ての時間で 4～5 倍高値
脳組織には全ての時間でアポトーシスがみら
れ、12 時間目に最も顕著
ネクローシスなし
Stump et al., 1999
母動物
三酸化二ヒ素ラット 腹腔内 単回
10 mg/kg：投与
妊娠 9 日 (As(Ⅲ)2O3 )SD
1/25 例死亡目
雌0、1、5、10、15 mg/kg
体重減少
25 匹/
(0、0.8、3.8、7.6、眼/口周囲の汚れ (4 例)群
11.4 mg As/kg)
摂餌量の減少妊娠 20 日目帝王切 15 mg/kg
19/25 例死亡開児動物：
10 mg/kg：
生存胎児数の減少
吸収胚数の増加
着床後胚損失率の増加
胎児体重の減少小眼球/無眼球、外脳等の頭蓋奇形
15 mg/kg：
妊娠親の生存率低く、データ不採用

ラット 腹腔内
投与
SD
雌
25 匹/
群

NOAEL：5 mg/kg (3.8 mg As/kg) (母動物毒性・発生
毒性)
Stump et al., 1999
ヒ酸二ナトリウム 母動物：
単回
20 mg/kg 以上：
妊娠 9 日 (Na2HAs(V)O4･
摂餌量減少
目
7H2O)
35 mg/kg：
0、5、10、20、35
体重減少
mg/kg (0、1.2、2.4、4.8、8.4 mg As/kg) 児動物：
20 mg/kg 以上：
小眼球/無眼球の増加傾向
妊娠 20 日目帝王切
35 mg/kg：
開生存胎児数の減少
吸収胚数の増加
着床後胚損失率の増加
胎児体重の減少頭蓋顔面奇形・神経管奇形（小眼球/無眼球、小上顎、頭瘤、外脳、口唇裂、水頭、水腫、無舌等）
NOAEL： 10 mg/kg (2.4 mg As/kg) (母動物毒性・発
生毒性)

59

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動物種 投与方 投与期
投与量
結
果
文献
等
法
間
妊娠 9-15 日目 (妊娠期間 16 日) まで胚/胎児の発生 Carpenter, 1987
ハムス 腹腔内 単回、妊 ヒ酸ナトリウム投与
娠 8 日目 (NaHAs(V)O4･を観察
ター
出産前日の生存胚/胎児：頭軸癒合不全障害がゴール
7H2O) 0、20 mg/kg
81.4 - 98.2%（主としデンて外脳と脳瘤）雌6-25 匹/群
Hood & Harrison,
亜ヒ酸ナトリウム 児動物：
ゴール 腹腔内 単回
1982
2.5 mg/kg 以上：(sodium arsenite)妊娠
デンハ 投与
死亡胚/吸収胚の増加（妊娠 8 日-12 日の投与群）
8-12 日 0、2.5、5 mg/kg
ムスタ
小肢、小顎等の外形異常、肋骨癒合(妊娠 8-10目
ー
日目の投与群)
妊娠 15 日帝王切開
Lak:LV
5 mg/kg：
G
胎児体重の減少(妊娠 11 日、12 日目の投与群)
(SYR）
雌
10 匹以
上/群
Nemec et al.,
ヒ酸 (arsenic acid、 母動物：
マウス 経口投 妊娠
1998
24 mg/kg/日以上：
与(強制) 6-15 日 H3As(V)O4 75%水ICR
体重増加抑制
目
雌
溶液)
22-25
0、7.5、24、48 mg/kg/ 48 mg/kg/日：
死亡 2/25 例匹/群
日 (0、4.0、12.7、眼周辺の赤色物、軟便等、脾臓の腫大25.3 mg As/kg/日;
児動物：
本評価書換算)妊娠 18 日目に帝王 24 mg/kg/日：
全胚/胎児死亡 1/24 例
切開
48 mg/kg/日：
全胚/胎児死亡 6/22 例
吸収胚の増加胎児体重減少全群の奇形の発生頻度に変化なし
NOAEL： 7.5 mg/kg/日 (4.0 mg As/kg/日) (母動物毒性)
ほぼ 7.5 mg/kg/日 (4.0 mg As/kg/日) (発生毒性)
Holson et al.,
母動物：
ラット 経口投 交配前 三酸化二ヒ素
2000
5 mg/kg/日以上：
与(強制) 14 日-妊 (As(Ⅲ)2O3 )SD
肝臓重量の増加娠 19 日 0、1、2.5、5、10
雌
児動物：
目
23-25
mg/kg/日匹/群(0、0.8、1.9、3.8、 10 mg/kg/日：
胎児体重の減少
7.6 mg As/kg/日; 本
第 5/6 胸骨化骨遅延評価書換算)
妊娠 20 日目に帝王 NOAEL：2.5 mg/kg/日 (1.9 mg As/kg/日) (母動物毒性)切開
5 mg/kg/日 (3.8 mg As/kg/日) (発生毒性)60

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動物種 投与方 投与期
投与量
等
法
間
ラ ッ ト 経口投 28 日間 sodium arsenite
0、0.4 ppm/匹/日
Wistar 与(飲水)雌18 匹 /
群

ウサギ 経口投 妊娠
NZW 与(強制) 6-18 日
目
雌
20 匹/
群

結

果

文献

Chattopadhyay et
0.4 ppm:al., 2003
卵巣・子宮重量減少
発情休止期の延長
血漿・卵巣・子宮にヒ素の蓄積
卵胞と子宮の細胞変性
黄体形成ホルモンと卵胞刺激ホルモン、エスト
ラジオールが血漿中に有意に減少
中脳と間脳のセロトニン増加
ドーパミン・ノルエピネフリン減少
Nemec et al.,
ヒ酸 (arsenic acid、 母動物：
1998
3.0 mg/kg/日：
H3As(V)O4 75%水肛門周囲の汚れ等、体重増加抑制溶液)
死亡：3/20 例
0、0.19、0.75、3.0
流産：2/17 例
mg/kg/日(0、0.1、0.4、1.6 mg 児動物：
As/kg/日; 本評価書 3.0 mg/kg/日：
全胚・胎児死亡：1/17 例
換算)
吸収胚の増加 (早期吸収胚の増加)
妊娠 29 日目に帝王
生存胎児数の減少
切開

NOAEL： 0.75 mg/kg/日 (0.4 mg As/kg/日) (母動物毒
性・発生毒性)Ferm & Hanlon,
ハ ム ス 皮下投 妊娠 4-7 ヒ酸二ナトリウム 一腹あたりの奇形出現頻度:
日目か (Na2HAs(V)O4･
1985
与
ヒ素濃度に依存して増加
ター(ミニポ ら 13 日 7H2O）(150-250
最小の奇形発現濃度：70μmol/kg/24 時間
雌目まで mg/mL)
胎児体重・頭臀長：暴露期間、ヒ素濃度の増加
2 匹/対 ンプ)
に従って減少照群、41μL/時間、24 時間
吸収胚：暴露期間、ヒ素濃度の増加に従って減匹/物
少質群
三酸化二ヒ素児動物：
Nagymajtenyi et
妊娠
マウス 吸入0.26 mg/m3：
al., 1985
9-12 日 (As(Ⅲ)2O3 )CFLP
目
雌0、0.26、2.9、28.5
胎児体重減少 (3.7%減)
8-11 匹/mg/m3 (0、0.20、2.9 mg/m3：3
群
2.20、21.6 mg As/m ;胎児体重減少 (9.9%減)
28.5 mg/m3：
本評価書換算）4 時間/日胎児体重減少 (22.9%減)
妊娠 18 日目帝王切
胸骨及び四肢の骨化遅延
開肝細胞の染色体異常
母動物：
交配前 三酸化二ヒ素
ラット 吸入
Holson et al.,
10 mg/m3：体重増加抑制、摂餌量の減少
全身
14 日-妊 (As(Ⅲ)2O3 )1999
SD娠 19 日 0、0.3、3、10 mg/m3
雌
目
23-24
(0、0.2、2.3、7.6 mg 児動物：影響なし
匹/群As/m3; 本評価書換
NOAEL：3 mg/m3（2.3 mg As/m3）(母動物毒性）
算）
6 時間/日≧10 mg/m3（7.6 mg As/m3）(発生毒性）
妊娠 20 日目帝王切開ヒ化水素 (AsH3)
妊娠
母動物：2.5 ppm：脾臓の腫大
マウス 吸入Morrissey et al.,6-15 日 0、0.025、0.5、2.5 児動物：
Swiss
1990
目
一腹あたりの生存胚数、平均胎児体重、吸収胚、
雌
ppm (0、0.08、1.6、奇形の頻度は対照と有意差なし
21-24
7.8 mg As/m3)
匹/群
6 時間/日NOAEL：0.5 ppm (1.6 mg As/m3)(脾臓の腫大)(母動物
妊娠 17 日目に帝王毒性）切開＞2.5 ppm (7.8 mg As/m3) (発生毒性)61

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動物種 投与方 投与期等法
間妊娠
ラット 吸入6-15 日
F344
目
雌
23-27
匹/群

7.3.6

投与量

結

果

文献

ヒ化水素 (AsH3)
母動物：
Morrissey et al.,
2.5 ppm：脾臓の腫大
0、0.025、0.5、2.5
1990
ppm (0、0.08、1.6、児動物：一腹あたりの黄体数、着床前胚損失率、着床後胚損失率、生存胚数、奇形の頻度は対7.8 mg As/m3)
照と有意差なし
6 時間/日
2.5 ppm：一腹あたりの平均胎児体重増加
妊娠 20 日目に帝王NOAEL：0.5 ppm (1.6 mg As/m3)(脾臓の腫大)(母動切開
物毒性)＞2.5 ppm (7.8 mg As/m3) (発生毒性)

遺伝毒性 (表 7-10)

ヒ素及びその無機化合物の遺伝毒性については、無機ヒ素化合物は、in vitro での DNA 損傷
試験で陰性、大腸菌と CHO 細胞・シリアンハムスター胎児線維芽細胞を用いた突然変異試験で陰性を示したが、マウスリンフォーマ細胞を用いた突然変異試験では陽性であった。染色体異常試験、小核試験、姉妹染色分体交換試験、形質転換試験ではいずれも陽性を示した。in vivo
では MutaTM マウスを用いた突然変異試験では陰性であったが、コメットアッセイ、染色体異常試験、小核試験では陽性であった。マウスを用いた優性致死試験においては生殖細胞への影
響はみられなかった。全体として、As(V)は As(Ⅲ)より遺伝毒性は弱い。
これらの結果から As は点突然変異を誘発せず、直接的な遺伝毒性物質ではないが、染色体単位で遺伝毒性を引き起こす遺伝毒性物質であり、紫外線との組み合わせで相乗的な作用を持
つ変異原補助物質であると判断する。
一方、5 価の有機ヒ素化合物では、いずれの試験でも弱い陽性か陰性を示したが、3 価ではコ
メットアッセイで強い DNA 損傷性がみられた。3 価の MMA(Ⅲ)、DMA(Ⅲ)には直接的な遺伝毒性作用がある (Hughes et al., 2002)。
また、有機ヒ素化合物の結果も、ヒ素の遺伝毒性を考慮する上で欠かせないので参考として掲げ、本文中でも言及した。
調査した範囲内では、ヒ化水素の遺伝毒性に関する試験報告はない。
表 7-10
試験系
in
vitro

化合物

DNA 損傷： 3 価
SOS クロモ
テスト
DNA 損傷： 5 価
コメットア
ッセイ
3価
遺伝子突然
変異試験

ヒ素及びその無機化合物の遺伝毒性試験結果
試験材料

亜ヒ酸ナトリウム

E. coli PQ37、LacZ 遺伝子誘導

As(V)ヒト末梢血リンパ球As(Ⅲ)

5 価 ヒ酸ナトリウムヒト末梢血リンパ球
マウスリンフォーマ L5178Y 細胞、チミジンキナーゼ遺伝子62

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用量 (LED ま
たは HID）

結果
S9－105μg/mL－

Lantzsch &Gebel, 1997

1,000μM－

Mass et al.,2001

1,000μM－

10μg/mL+

文献

Mass et al.,
2001
Moore et al.,
1997c

試験系

用量 (LED ま
たは HID）
ヒ酸二ナトリウ
マウスリンフォーマ、チミジン
39.5μg/mL
ムキナーゼ遺伝子(DMFD）
ヒ酸ナトリウムシリアンハムスター胎児線維芽31μg/mL細胞、ウアバイン耐性
シリアンハムスター胎児線維芽31μg/mL細胞、6-チオグアニン耐性
3 価 亜ヒ酸ナトリウム E. coli、トリプトファン復帰変異
3,250μg/mL
化合物

試験材料

CHO 細胞、ウアバイン耐性突然変異

CHO 細胞、6-チオグアニン耐性
突然変異

染色体異常
試験

5 価 ヒ酸ナトリウム

ヒ酸
ヒ酸水素二ナトリウム
ヒ酸水素二ナト
リウム、オルトヒ
酸、五酸化二ヒ素
3 価 亜ヒ酸ナトリウ
ム
亜ヒ酸ナトリウム
三酸化二ヒ素

染色体異常
試験 (数的異常)

シリアンハムスター胎児線維芽細胞、ウアバイン耐性突然変異
シリアンハムスター胎児線維芽細胞、6-チオグアニン耐性突然変異
マウスリンフォーマ L5178Y 細胞、チミジンキナーゼ遺伝子突
然変異
マウスリンフォーマ、チミジン
キナーゼ遺伝子突然変異
マウスリンフォーマ L5178Y 細胞
シリアンハムスター胎児線維芽細胞
ヒト初代臍帯線維芽細胞
ヒトリンパ球
ヒト白血球

マウスリンフォーマ L5178Y 細胞
シリアンハムスター胎児線維芽細胞
ヒト初代臍帯線維芽細胞

亜ヒ酸ナトリウヒトリンパ球ム
亜ヒ酸ナトリウ
ヒト白血球
ム、三塩化ヒ素、
三酸化二ヒ素3 価 亜ヒ酸ナトリウ
ヒト末梢血リンパ球
ム
ヒト末梢血リンパ球

63

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結果
S9－
+
－
－
－

文献
松浦 (永崎)ら, 2005
Lee et al., 1985a
Lee et al., 1985aRossman etal.,1980
Lee et al.,1985b;
Rossman etal.,1980
Rossman etal.,1980
Lee et al.,1985b
Lee et al., 1985a

0.65μg/mL－

13μg/mL－

1.3μg/mL－

1.3μg/mL－

1.3μg/mL－

1μg/mL+

0.78μg/mL(DMFD）+

10μg/mL+

20μg/mL+

5μg/mL

+

1μg/mL－2.25 (0.6 As
ppm)+

1.5μg/mL+

0.8μg/mL+

0.5μg/mL+

0.09μg/mL+

0.31μg/mL+

Oya-Ohta et al.,1996
Nordenson etal., 1981
Nakamuro &Sayato, 1981

0.4μg/mL+

Eastmond &Tucker, 1989

0.31 ng/mL+

Lee et al., 1985aMoore et al.,1997c
松浦 (永崎)ら, 2005
Moore et al.,1997c
Lee et al., 1985a
Oya-Ohta et al.,1996
Nordenson etal., 1981
Nakamuro &Sayato, 1981
Moore et al.,1997c
Lee et al., 1985aRamirez et al.,
1997

試験系
小核試験

化合物

試験材料

5 価 ヒ酸ナトリウムマウスリンフォーマ L5178Y 細胞
CHO 細胞

3 価 亜ヒ酸ナトリウ
ム

CHO 細胞CHO 細胞
V79 細胞
マウスリンフォーマ L5178Y 細胞
ヒト末梢血リンパ球
姉妹染色分
体交換試験

5 価 ヒ酸ナトリウム
3 価 亜ヒ酸ナトリウ
ム

シリアンハムスター胎児線維芽細胞
CHO 細胞シリアンハムスター胎児線維芽細胞
ヒト末梢血リンパ球

形質転換試
験

5 価 ヒ酸ナトリウム
3 価 亜ヒ酸ナトリウ
ム

シリアンハムスター胎児線維芽細胞
シリアンハムスター胎児線維芽細胞
BALB/3T3 マウス線維芽細胞
ラット肝細胞 TRL1215

in
vivo

DNA 損傷： 3 価 三酸化二ヒ素
コメットア
ッセイ
遺伝子突然 3 価 三酸化二ヒ素
変異試験
染色体異常 3 価 亜ヒ酸ナトリウ
ム
試験

雄スイスアルビノマウス、白血球
雄 MutaTM マウス肺･腎臓･膀胱･骨髄、LacZ 遺伝子
雌雄スイスアルビノマウス骨髄スイスマウス骨髄

三酸化二ヒ素小核試験

3 価 亜ヒ酸ナトリウ
ム

亜ヒ酸ナトリウ
ム、亜ヒ酸カリウム (C57BL マウ
スのみ）

妊娠 CFLP マウス、帝王切開胎
児肝臓BALB/c マウス骨髄内多染性赤血球

雄 BALB/c、CBA、C57BL マウ
ス骨髄内多染性赤血球64

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用量 (LED ま
たは HID）

結果
S9－10μg/mL+

1μM+

5.21μg/mL(ｸﾞﾗﾌから算
出)

+

0.5μM

+

0.325μg/mL+

1.5μg/mL+

0.06μg/mL+

3.1μg/mL+

0.65μg/mL+

0.1μg/mL+

0.03μg/mL+

5μg/mL+

0.20μg/mL

+

＜10μM

+

0.125μM+

0.13 mg/kg×
1 回、経口+7.6 mg/kg×5回、腹腔内0.1 mg/kg×4回、皮下2.5 mg/kg×1回、経口28.5 mg/m3×
4 日、吸入10 mg/kg 24
時間、0.5mg/kg 30 時間、腹腔内
5 mg/kg×1
回、腹腔内

－
+
+
+

+

+

文献
Moore et al.,
1997c
Dopp et al.,2005
Wang et al.,
1997
Dopp et al.,2005
Gebel, 1998
Moore et al.,
1997c
Schaumloffel &Gebel, 1998
Lee et al.,1985a
Lee et al.,1985b
Lee et al.,
1985aGebel et al.,1997;
Nordenson etal., 1981;
Rasmussen &Menzel, 1997
Lee et al.,1985a
Lee et al.,1985a
Sabbioni et al.,1991
Zhao et al.,
1997
Saleha Banu etal., 2001
Noda et al.,
2002
RoyChoudhury
et al., 1996
Biswas et al.,
1999
Nagymajtenyi etal., 1985
Deknudt et al.,1986

Tinwell et al.,
1991

試験系

化合物

試験材料

亜ヒ酸ナトリウム

B6C3F1 マウス骨髄内多染性赤
血球

三酸化二ヒ素雄 MutaTM マウス末梢血網赤血球
雄 BALB/c マウス胚細胞

用量 (LED ま
たは HID）

結果
S9－

5 g/kg×4 回、
経口

+

文献
Tice et al., 1997

Noda et al.,
7.6 mg/kg×5
+
2002
回、腹腔内
3
価
亜ヒ酸ナトリウ
Deknudt et al.,
優性致死試
5 mg/kg×1
－
ム
1986
験
回、腹腔内
+: 陽性、－: 陰性
IARC (2004) を改変、一部追加
CHO 細胞：チャイニーズハムスター卵巣細胞、DMFD：突然変異頻度を 2 倍増加させる用量、HID：最高無作
用量、LED：最低作用量、V79 細胞：チャイニーズハムスター肺線維芽細胞

(参考)
試験系
in
vitro

化合物

有機ヒ素化合物の遺伝毒性試験結果
試験材料

DNA 損傷：コ 5 価 MMA(V)メットアッセイ
DMA(V)

ヒト末梢血リンパ球

3 価 MMA(Ⅲ)

ヒト末梢血リンパ球

DMA(Ⅲ)

ヒト末梢血リンパ球

遺伝子突然
変異試験

5 価 MMA(V)DMA(V)MMA(V)DMA(V)

TMAO(V)

染色体異常試験

5 価 MMA(V)

結果
S9－

875μM

－

1,000μM－

ヒト末梢血リンパ球

マウスリンフォーマ L5178Y
細胞、チミジンキナーゼ遺伝
子突然変異
マウスリンフォーマ L5178Y
細胞、チミジンキナーゼ遺伝
子突然変異
マウスリンフォーマ、チミジ
ンキナーゼ遺伝子突然変異

マウスリンフォーマ、チミジ
ンキナーゼ遺伝子突然変異

マウスリンフォーマ、チミジ
ンキナーゼ遺伝子突然変異

MMA(V)

マウスリンフォーマ L5178Y
細胞
マウスリンフォーマ L5178Y
細胞
ヒト初代臍帯線維芽細胞

DMA(V)

ヒト初代臍帯線維芽細胞

TMAO(V)ヒト初代臍帯線維芽細胞

DMA(V)

用量 (LED または HID）

65

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文献
Mass et al.,2001

2,500μg/mL+

Mass et al.,2001
Mass et al.,2001
Mass et al.,
2001
Moore et al.,1997c

5,000μg/mL+

Moore et al.,1997c

3,000μg/mL(3 時間処理)500μg/mL(24 時間処理)
2,000μg/mL(3 時間処理)200μg/mL(24 時間処理)
5,000μg/mL(3 時間処理)2,000μg/mL(24 時間処理)－

2.12μg/mL(ｸﾞﾗﾌから算出)
1.22μg/mL(ｸﾞﾗﾌから算出)++

松浦 (永崎)ら, 2005－(+)

松浦 (永崎)ら, 2005(+)－

松浦 (永崎)ら, 2005(+)

4,000μg/mL+

8,000μg/mL+

196μg/mL+

96.6μg/mL+

503μg/mL+

Moore et al.,
1997c
Moore et al.,
1997c
Oya-Ohta et al.,
1996
Oya-Ohta et al.,
1996
Oya-Ohta et al.,
1996

試験系

小核試験

化合物
アルセノ
コリン
アルセノ
ベタイン
テトラメ
チルアル
ソニウム
イオダイ
ド
アルセノ
シュガー
5 価 MMA(V)
MMA(V)DMA(V)DMA(V)
TMAO(V)
3 価 MMA(Ⅲ)
DMA(Ⅲ)

in
vivo

形質転換試
験
DNA 損傷(DNA 鎖切
断)

アルセノ
ベタイン
5 価 DMA(V)

遺伝子突然
変異試験
小核試験

5 価 DMA(V)
5 価 DMA(V)

試験材料

用量 (LED または HID）

結果
S9－

4,950μg/mL+

1,958μg/mL+

4,978μg/mL+

4,860μg/mL+

4,000μg/mL+

7,000μM－

10,000μg/mL－

1,000μM－

5,000μM

－

5μM

+

1μM

+

＞500μM－

1,500 mg/kg、経口+－

ヒト初代臍帯線維芽細胞
ヒト初代臍帯線維芽細胞
ヒト初代臍帯線維芽細胞

ヒト初代臍帯線維芽細胞
マウスリンフォーマ L5178Y
細胞
チャイニーズハムスター卵巣
細胞 CHO-9
マウスリンフォーマ L5178Y
細胞
チャイニーズハムスター卵巣
細胞 CHO-9
チャイニーズハムスター卵巣
細胞 CHO-9
チャイニーズハムスター卵巣
細胞 CHO-9
チャイニーズハムスター卵巣
細胞 CHO-9
BALB/3T3 マウス線維芽細胞
ICR マウス：
肺細胞 (+)
肝臓、腎臓、脾臓細胞 (－)
雄 MutaTM マウス肺･腎臓･膀胱･骨髄、LacZ 遺伝子
雄 MutaTM マウス末梢血網赤血球
ICR マウス骨髄10.6 mg/kg×5回、腹腔内10.6 mg/kg×5
回、腹腔内

－
－

文献
Oya-Ohta et al.,
1996
Oya-Ohta et al.,
1996
Oya-Ohta et al.,
1996

Oya-Ohta et al.,
1996
Moore et al.,
1997c
Dopp et al.,2005
Moore et al.,
1997c
Dopp et al.,
2005
Dopp et al.,
2005
Dopp et al.,
2005
Dopp et al.,2005
Sabbioni et al.,
1991
Yamanaka etal.,1989;
Yamanaka &Okada,1994
Noda et al.,
2002
Noda et al.,
2002
Kashiwada etal., 1998

染色体異常 5 価 DMA(V)
300 mg/kg、腹試験 (数的+腔内
異常)+: 陽性、－: 陰性 (+)強い細胞毒性による非特異的反応の可能性あり。
IARC (2004) を改変、一部追加
DMA(Ⅲ)：ジメチルアルシナス酸、DMA(V)：ジメチルアルシン酸、HID：最高無作用量、LED：最低作用量、MMA(Ⅲ)：モノメチルアルソナス酸、MMA(V)：モノメチルアルソン酸、TMAO：トリメチルアルシンオキシド、
in vitro 試験の単位：μg/mL

7.3.7

発がん性 (表 7-11、7-12)

ヒ素及びその無機化合物の発がん性については、無機ヒ素化合物の発がん性に関する動物試
験で、亜ヒ酸ナトリウムでは、へアレスマウスに飲水投与で紫外線を背部に照射 (3 回/週) した試験で、皮膚扁平上皮がんがヒ素濃度の増加と共に直線的に増加した。また、トランスジェ
ニックマウスでは皮膚の扁平上皮乳頭腫の出現頻度が有意に高まった。妊娠マウスに投与した試験では、マウスの児に経胎盤性による肝細胞がん、副腎のがん、卵巣・子宮の腫瘍、及び肺66

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がんの高頻度の発生がみられた。シリアンハムスターにヒ化カルシウムを気管内投与した試験
では、肺腫瘍がみられている。
一方、有機のヒ素化合物では、マウスに DMA を飲水投与して肺がんを認め、DMA の単独あるいはプロモーター、プログレッサーとしての作用がみられている。DMA と UV 照射との組み合わせでマウスの皮膚に腫瘍発生の有意な増加が観察されている。トランスジェニックマウ
スでは DMA (V) による皮膚腫瘍のプロモーション作用を認めた。p53 ノックアウトマウスでは、DMA (V) の飲水投与で自然発生腫瘍 (全身腫瘍) の発生に用量依存性がみられた。
ラットでは、DMA (V) は単独では膀胱腫瘍を引き起こし、プロモーターとして、膀胱、肺、肝臓、腎臓、甲状腺にがんを誘導した。更に MMA、TMAO も肝臓の GST-P 陽性巣の数及び面積を増加させ、肝臓の発がんのプロモーターであること、また TMAO は単独でも肝細胞腺腫の増加を引き起こしている。
Rossman はその総説の中で、皮膚が As(Ⅲ)の標的組織であり、メチル化された代謝物は膀胱等に作用する可能性を述べている (Rossman, 2003)。
Yamanaka ら (2004) は、DNA 損傷の指標である cis-チミングリコールの産生が、通常の ROS経由でなく、DMA(Ⅲ)と酸素分子が反応して生じるジメチルアルセニックパーオキシドの産生を経由して生じること示し、そのことから、マウスの DMA による皮膚腫瘍の主要なプロモー
ターはジメチルアルセニックパーオキシドであること、マウスの肺腫瘍の主要なイニシエーターが、DMA(V)から DMA(Ⅲ)(GS) となり、GSH 還元酵素でジメチルアルシン [(CH3)2AsH] に変換され、次いで酸素分子と反応して生じるジメチルアルセニックラジカル [(CH3)2As] やジメチルアルセニックパーオキシラジカル [(CH3)2AsOO] のようなフリーラジカルである可能性を示唆した。
無機ヒ素化合物は、体内に取り込まれると迅速に有機の 3 価や 5 価の MMA、DMA、TMAOに代謝されること、更にこれらの有機ヒ素化合物は単独でも、あるいは紫外線などと共に共同
発がん物質 co-carcinogen としても働くこと、ヒ素の代謝過程に栄養等の修飾要素があることな
どから、複数の機序が組み合わさって発がんに関与している可能性が考えられた。
ヒ素の代謝経路については、3 価の有機ヒ素化合物に対する新しい分析技術が加わって詳細なメカニズムが明らかにされつつある。
なお、表中には、有機ヒ素化合物の最近の知見を補足した。
IARC は、ヒ素及びヒ素化合物の発がん性をグループ 1 (ヒトに対して発がん性がある物質)に分類している。

67

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表 7-11 ヒ素及びその無機化合物の発がん性試験結果 (有機ヒ素化合物も含む)
動物種等
マウス
K6/ODCトランス
ジェニック
20-30 匹/
群

投与方
投与期間
投与量
法
亜ヒ酸ナト
経 口 5 か月リウム
投 与 間
(sodium(飲水)
arsenite)
0、10 ppm

へアレス
マ ウ ス
Skh 1

経 口
投 与
(飲水)

マウス
C3H
児マウス
10 匹/群

経 口
投 与
(飲水)

マウス
ICR
妊娠雌

経口
投与
(飲水)

シリアン
ハムスタ
ー
雄
投与群 30
匹/群、対
照群 22
匹/群

気
内
与

管
投

結

果

皮膚扁平上皮乳頭腫
担腫瘍動物発生率(%)
腫瘍数/匹

文献
Chen et al.,
2000

対照群
0 ppm
0
0.00
亜ヒ酸ナトリウム群
10 ppm15
0.15
DMA(V) 10、 DMA(V)群
100 ppm
10 ppm8
0.08
100 ppm220.22
紫外線+ヒ素亜ヒ酸ナト
182 日Burns etkj/m2 + mg/L 扁平上皮がんか所/匹数
リウム
間al., 2004
1.0 + 02.40（±0.48）(sodium
投与 3
1.0 + 1.25
5.40（±0.73）
arsenite)
週間後
1.0
+
2.50
7.21（±0.89）
0、1.25、2.5、
から紫
1.0
+
5.00
11.10（±1.05）
5.0、10 mg/L
外線照
1.0 + 10.0
6.80（±0.82）
射（3 回
1.7
+
0
3.47（±0.48）/週）
1.7 + 10.0
9.56（±0.85）
亜ヒ酸ナト
母動物
児(雄)
肝細胞がんの発生率(%)
Waalkes etリウム
妊娠al., 2003
0 ppm:
12(NaAsO2)
8-18 日42.5 ppm:
38
児動物
85 ppm:61 (腫瘍数: 対照の 5.6 倍)
0、42.5、85
授乳 4ppm
副腎のがん発生率及び副腎あたりの腫瘍数に
週間後、
用量依存性
雄 74 週間、雌児(雌)腫瘍発生率 (%)
90 週間
卵巣がん
肺がん
0 ppm:
8042.5 ppm:
26
4
85 ppm:61
21
子宮及び卵管に過形成
亜ヒ酸ナト
妊娠
Waalkes et
雌児を 90 週まで飼育
リウム
8-18 日al., 2006
085 ppm(NaAsO2)目
卵巣: 全腫瘍 1):
0/33 (0%)
7/34 (21%)*0、85 ppm
卵管: 過形成5/33 (15%) 27/34 (79%)*
子宮: 全上皮系腫瘍 0/33 (0%)
5/34 (15%)*
全腫瘍 1)
0/33 (0%)
7/34 (21%)*
副腎: 腺腫1/33 (3%)
9/34 (26%)*
有意差のある腫瘍のみ記載 *P<0.05
1) 間葉系と上皮系を含む
15 週間 三酸化二ヒ
Yamamoto群
15 週後生存率
肺腫瘍
1 回/週
素(As2O3)、ヒ 対照群:
et al., 1987
22/22
1/21(4. 8%)
三酸化二ヒ素群:
18/30
1/17(5.8)
化カルシウ
ヒ化カルシウム群 :27/30
7/25(28.0)
ム
23/30
1/22(4.5)(Ca3(AsO4)2)、 三硫化二ヒ素群:
三硫化二ヒ素(As2S3)
その他の腫瘍
対照群(腎臓腺がん 1 例、腎臓腺腫 1 例)、三酸
0、0.25 mg
化二ヒ素投与群(腎臓腺腫 1 例、肝臓血管肉腫
As/0.1 mL
1 例)、ヒ化カルシウム投与群(腎臓腺がん 2 例、白血病 1 例)、三硫化二ヒ素投与群(腎芽細胞腫
1 例、腎臓腺腫 1 例)68

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動物種等

投与方
投与期間
法

投与量

結

果

文献

有機ヒ素化合物
マウス
ddY
雄

経口
投与
(飲水)

マウス
A/J
雄
24 匹/群

経 口
投 与
(飲水)

へアレス
マウス
HR-1
雌

経 口
投 与
(飲水)

マウス
C57BL/6J
K6/ODC
トランス
ジェニッ
ク
雌

経 皮
投与

マウス
K6/ODCトランス
ジェニック
20-30 匹/群
マウス
C57BL/6J
p53 遺伝子ノックアウト
型：雄29-30 匹/群
野生型：
雄 30 匹/
群

経 口
投 与
(飲水)

経 口
投 与
(飲水)

25 週間
(4NQO
皮下投
与後)

DMA
0、200、400ppm

群
担腫瘍動物数 腫瘍数/匹
4NQO:
2/9 (22.2%)
0.22
4NQO+5%ｸﾞﾘｾﾛｰﾙ:
5/10 (50.0)
1.40
4NQO+200 ppm DMA: 8/13 (61.5)
3.92
4NQO+400 ppm DMA: 10/13 (76.9)
4.38**4NQO+5%ｸﾞﾘｾﾛｰﾙ群に対して P<0.005
25 週投与：25、50
DMA
肺腫瘍発生マウス数、マウスあたりの平均肺週間
0、50、200、腫瘍数、腫瘍の平均径に対照と有意差なし
400 ppm
50 週投与：200 ppm 以上：
乳頭状肺腺腫/腺がんのマウスの数有意に増加
400 ppm：
マウスあたりの平均肺腫瘍数有意に増加
25 週間 DMA
400 ppm 以上：
0、400、1,000
皮膚細胞の異型性の増加
ppm
1,000 ppm：
B 波長紫外線
皮膚腫瘍発生数の増加
照射(2 回/週）
悪性腫瘍(carcinoma)への進行(1 回 2 kJ/m2)
第 1 群：12-o-テトラデカノイルフォルボール
2 回/週、 DMA(V)-13-アセタート 5μg/中性クリーム 50
19 週間 3.6 mg/50 mg
mg
中性クリー
塗布
第 2 群：DMA(V) 3.6 mg/中性クリーム 50 mg
ム
第 3 群：中性クリーム 50 mg
7,12-ジメチ
ルベンズ(α) 第 4 群：DMBA なし、DMA(V) 3.6 mg/中性クリーム 50 mg
アントラセ
ン (DMBA)
平均腫瘍数/匹の 50μg/200
μg アセトン第1群
20.7
を 1 回背部に
第2群
19.4
塗布してイ
第3群
9.7
ニシエート
第4群
0
皮膚扁平上皮腫瘍
5 か月
DMA(V)
間
0、10、100
担腫瘍動物発生率(%)
腫瘍数/匹
ppm
0 ppm
0
0.00
10 ppm8
0.08
100 ppm
22
0.22

80 週間

DMA(V)
0、50、200
ppm

P53 遺伝子ノックアウト型：
発生頻度(%) 腫瘍数/匹
0 ppm： 48.3
23
50 ppm： 62.1
33
200 ppm： 63.3
36*
野生型：
発生頻度(%) 腫瘍数/匹
0 ppm： 10650 ppm： 30**17*200 ppm： 30**
18*
*P<0.02、**P<0.05
腫瘍の発生に器官特異性なし

69

http://www.cerij.or.jp

Yamanaka
et al., 1996

Hayashi etal., 1998

勝又ら,
1999

Morikawa
et al., 2000

Chen et al.,2000

Salim et al.,
2003

動物種等
ラット
F344
雄

ラット
F344
雄
20 匹/群

投与方
投与期間
投与量
結
果
法
肺腫瘍の発生頻度:
経 口 30 週間 DMA(V)
対照群：
23.5%
0、100、200、投 与
100 ppm 群： 16.7%
400 ppm(飲水)200 ppm 群： 26.7%
ｲﾆｼｴｰﾀｰで前肺腫瘍の発生は対照と有意差なし
処理
肺腫瘍のプロモーター作用はみられず。

経 口
投 与
(飲水)

32 週間

8 週間

ラット
F344
雄
36 匹/群

経 口
投 与
(飲水)

104 週
間

2 週間

ｲﾆｼｴｰﾀｰで前処理：発がんイニシエーターN-ビス(2-ヒドロキシプロピル)ニトロサミン の 0.1%溶液を 1 週間飲水投与した後投与
膀胱の病変
DMA(V)
0、2、10、25、BBN DMA(V) 過形成
乳頭腫
がん
50、100 ppm ＋
0 14/20(70%) 3/20(15%)
1/20(5%)(BBN を 4 週 ＋
2 13/20(65%) 2/20(10%)
2/20(10%)
間飲水投与＋ 10 14/20(70%) 7/20(35%)
3/20(15%)
後)＋ 25 18/19(95%) 11/19(58%) 7/19(37%)＋ 50 20/20(100%) 13/20(65%) 10/20(50%)＋ 100 20/20(100%) 17/20(85%) 12/20(60%)
－
0
0/12
－
0/12
－ 100
0/11
－
0/11
下線数値は有意差あり
走査型電子顕微鏡観察による膀胱上皮の変化：
DMA(V)
0、10、25、・膀胱粘膜の BrdU 標識率の有意な増加
100 ppm
・DMA(V) による膀胱上皮の細胞増殖の用量依存性の増加
50、200 ppm 群の膀胱上皮でブロモデオキシウ
DMA(V)
0、12.5、50、 リジンの標識率が有意に増加
200 ppm
膀胱の病変
DMA(V) 過形成 乳頭腫 移行上皮がん 担腫瘍
動物数
0:
0
0
0
0
12.5: 0000
50: 12/31(39%)* 2/31(6) 6/31(19) * 8/31(26) *200: 14/31(45)* 2/31(6) 12/31(39) * 12/31(39)**有意差ありDMA(V)
膀胱で 8-OHdG の生成：
0、200 ppm
対照群： 1.21 ± 0.13/105dG
200 ppm：1.76 ± 0.59/105dG (有意差あり)
シクロオキシゲナーゼ-2 が腫瘍組織中に発現

70

http://www.cerij.or.jp

文献
Seike et al.,
2002

Wanibuchi
et al., 1996

Wei et al.,
2002

動物種等
ラット
F344
雄

投与方
投与期間
投与量
法
実験① 6 (ジエチルニ
経口
トロサミン
週間
投与
を単回投与
(飲水)
後)
実験②
DMA(V)
2 週間
実験①
0、25、50、
実験③
100 ppm
3 週間
実験②
0、10、50 ppm
実験③0、100 ppm

ラット
F344
雄

経 口
投 与
(飲水)

6 週間

ラット
F344
雄

経 口
投 与
(飲水)

2 年間

MMA、
DMA(V)、
TMAO
0、100 ppm
(ジエチルニ
トロサミン
を単回投与
後)

TMAO
0 、 50 、 200
ppm

結

果

実験①
投与 3 週目に肝臓 2/3 を部分切除
イニシエーションした場合：
体重：用量依存性に減少 (有意差なし)
肝臓相対重量：変化なし
肝臓 GST-P 陽性病巣の数/面積：用量依存性に増加 (25 ppm 以上で有意差あり)
イニシエーションしなかった場合：
肝臓 GST-P 陽性病巣の数/面積：増加せず
実験②
3 週目に肝臓 2/3 を部分切除
肝臓オルニチンデカルボキシラーゼ活性は有意に増加 (対照: 30.0、10 ppm: 52.0、50 ppm:
49.3 pmol/mg)
実験③
肝臓 8-OHdG は有意に増加
投与 3 週目に肝臓 2/3 部分切除
MMA、DMA(V)、TMAO：
肝臓 GST-P 陽性巣の数/面積：増加
対照 MMA DMA(V) TMAO
GST-P 数
1.3
2.43
2.26
2.48 /cm2
GST-P 面積 0.18 0.30
0.29
0.27
mm2/cm2
肝臓 8-OHdG：増加
肝臓ミクロソーム総 P450 量：増加 (有意差なし)
肝臓 CYP 2B1 タンパク量：増加、特に MMA で著増87～104 週までに死亡または剖検したラット
050200 ppm
肝細胞腺腫
担腫瘍動物数
6/42
10/42
16/45
(%)
(14.3) (23.8)(35.6)*
腫瘍数/匹
0.21
0.33
0.53*
肝臓
8-OHdG
0.53
0.627
0.654*
PCNA
3.01
5.41
6.11*
* P<0.005
PCNA: 増殖細胞核抗原、陽性細胞数/100 細胞

71

http://www.cerij.or.jp

文献
Wanibuchi
et al., 1997

Nishikawa
et al., 2002

Shen et al.,
2003

動物種等
ラット
F344
雄

投与方
投与期間
投与量
法
経 口 30 週間 DMA(V)0、50、100、
投 与
200、400(飲水)
ppm、ｲﾆｼｴｰﾀ
ｰで前処理

結

果

文献

膀胱、肝臓、腎臓、甲状腺の腫瘍の増加

Yamamoto
et al., 1995

前がん病変

肝臓
腎臓
GST-P 陽性巣DMA(V) 異型尿細管
個数
面積
0
0.46
3.50
0.367
50
0.37
3.37
0.330
100
0.45
6.03*
0.654*
200
1.02*
NE
NE
400 ppm
1.26*
NENE
NE: 肝臓腫瘍のため計測不能* P<0.005
ｲﾆｼｴｰﾀｰ：ｼﾞｴﾁﾙﾆﾄﾛｻﾐﾝ、1,2-ｼﾞﾒﾁﾙﾋﾄﾞﾗｼﾞﾝ、
N-ﾌﾞﾁﾙ-N-(4-ﾋﾄﾞﾛｷｼﾌﾞﾁﾙ)ﾆﾄﾛｻﾐﾝ、N-ﾒﾁﾙ-N-ﾆﾄﾛｿｳﾚｱ、N-ﾋﾞｽ(2-ﾋﾄﾞﾛｷｼﾌﾟﾛﾋﾟﾙ)ﾆﾄﾛｻﾐ
ﾝ
BBN：N-ブチル-N-(4-ヒドロキシブチル)ニトロサミン、DMA：ジメチルアルシン酸、 MMA：モノメチルアル
ソン酸、TMAO：トリメチルアルシンオキシド、8-OHdG：8-ヒドロキシデオキシグアノシン

表 7-12 ヒ素及びその無機化合物の国際機関等での発がん性評価機関/出典
IARC(2005)
ヒ素及びヒ素化合物
ACGIH(2005)
ヒ素及び無機ヒ素化合物
日本産業衛生学会(2005)
ヒ素及びヒ素化合物
U.S. EPA(2005a)
ヒ素及び無機ヒ素化合物
U.S. NTP(2005)

7.4

分

類

分

類

基

準

グループ 1

グループ 1(ヒトに対して発がん性がある)

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

グループ A

グループ A (ヒト発がん性物質)－

2005 年現在発がん性について評価していない

ヒト健康への影響 (まとめ)吸入経路では、ヒ化水素は気体で、三酸化二ヒ素等の場合には粉塵として気道から吸収される。ヒ化水素は血液中に速やかに吸収され、血液中から短時間で消失する。粉塵からの吸収量は主に粒径と溶解性に依存する。水等に溶解したヒ素は容易に消化管から吸収される。皮膚経
由によるヒ素の吸収はわずかである。無機ヒ素は胎盤を通過する。
消化管から門脈経由で肝臓に取り込まれたヒ素は効率よくメチル化されるが、他の器官でもメチル化される。重量単位では肝臓が最大のメチル化を行う器官である。
肝細胞に取り込まれたヒ素は、ほとんどの動物で 2 つの経路で代謝を受ける。一つは、5 価から 3 価への還元反応であり、もう一つは、無機ヒ素が S-アデノシルメチオニンと GSH を用
いてモノメチル、ジメチル、トリメチル化代謝物にメチル化される酸化的メチル化反応である。
ラットでは、無機ヒ素は数時間で肝臓や他の器官/組織でDMA(Ⅲ)にまで代謝され、血中に排出した後、選択的に赤血球に取り込まれるが、赤血球への取り込みはヒトを含む他の動物で少72

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ない。マーモセット、チンパンジー、モルモットでは、肝臓でのメチル化能がほとんどない。
Asのヒトの尿中排泄の生物学的半減期はおおよそ4日であり、通常5～7日以内で投与量の60～80%が尿中に排泄された。米国の暴露アセスメント調査で、尿中には、DMAが総ヒ素量の65～73%を占めて最も多く、MMAは9～18%、アルセノベタインは14～20%、3価と5価のAsは3～20%であった。トリメチルアルシンオキシドとトリメチルアルシンは、大部分のほ乳動物では非常に稀な代謝物である。AsBeはほ乳動物の体内での生成は確認されていない。
従来、Asのメチル化は、メチル化された5価の代謝物 MMAやDMA がAsより急性毒性や細胞毒性が弱く、細胞成分との反応性も少ないこと、すぐに代謝されてAsより尿中へ排泄しやすい
ため、解毒機序と説明されていたが、MMA(Ⅲ)のin vitroやin vivo試験で亜ヒ酸As(Ⅲ)より急性の毒性は強く、DMA(V)に発がん性と腫瘍促進作用があること、in vitro試験でMMA(Ⅲ)やDMA(Ⅲ)が直接的にDNAを損傷して遺伝毒性作用を示すなどの知見が蓄積し、むしろ毒性増強化と発がん物質生成への機序であると指摘されている。三酸化二ヒ素の細胞毒性は、特にアポトーシスを引き起こす作用のために、急性前骨髄球性白血病や多発性骨髄腫の治療薬として利用されている。ヒ素の体内での挙動には種差や個人差があることが知られており、ヒトではメチル化に関与する酵素調節に遺伝子多型が示唆されている。また、栄養状態がヒ素の毒性発現に影響を与えることが知られている。
ヒトでの急性経口暴露の致死量は、2、8、21 g とさまざまであり、1～4 g から 8～16 g のヒ素を経口的に摂取して死に至らなかった症例も報告されている。
急性症状は、経口暴露では、口腔、食道などの粘膜刺激症状に続き、食道の疼痛や嚥下困難、悪心、嘔吐などの急性胃腸症候群が出現する。呼気は、金属臭、ガーリック臭である。重篤な場合は著明な腹痛、激しい嘔吐、吐血、水様性下痢をきたし、脱水によるショック、血圧下降、
筋痙れん、心筋障害、腎障害が出現し、早い場合は、循環不全で 24 時間以内に死亡する。吸入暴露では、高濃度の場合、呼吸器への刺激性と腐食性のため、鼻粘膜刺激症状、咳、呼吸困難が出現し、肺水腫をきたし、死亡することもある。ヒ化水素では、急激な進行性血管内溶血がみられ、腹痛、血色素尿、黄疸が現れる。重篤な場合、腎不全を起こし、乏尿、無尿に至る。
慢性症状として最も特異的な所見は、皮膚にみられ、色素沈着･脱出、手掌や足底部の過角化症、ボーエン病などがある。血管系では、末梢血管の炎症があり、先端紫藍症、レイノー現象がみられ、台湾風土病として知られた烏脚病は、ヒ素による末梢血管の障害の結果と考えられている。また、高血圧、糖尿病が誘発される可能性がある。神経毒性は明確でない。
非腫瘍性病変として、吸入経路では NOAEL 等を導出できる適切な報告はないが、経口暴露
では皮膚病変を基にした NOAEL が求められており、米国 EPA (2005a) および ATSDR (2005) は
台湾での横断研究から色素沈着と角化症の増加を指標にして、NOAEC を 9μg/L (換算値
NOAEL 0.8μg/kg/日) と判断している。米国 Cal EPA (2004) は台湾北東部の横断研究でみられた脳血管系障害の結果から、累積暴露量の 1%有効量 (LED01 ) (NOAEL 相当) を 3.0 (mg/L)･年としている。
腫瘍性の病変では、吸入経路では、呼吸器がん、膀胱・尿路系がんがみられている。米国ワ
シントン州の Tacoma 銅製錬所でのコホート研究で得られた呼吸器がんの SMR は累積暴露量0.75 (mg/m3)･年以上から増加しており、Anaconda、Ronnskar 銅製錬所での研究も同様な傾向を
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示している。産業衛生学会 (2000) は Tacoma 銅製錬所でのコホート研究のデータから、累積暴露量を基にした 40 年間の労働年数の呼吸器過剰死亡リスクを、10-3 に対して 3μg/m3 と提案している。経口暴露では、ヒ素を高濃度に含む飲料水について台湾、チリ、日本、米国等での疫学研究が多数あり、皮膚、膀胱、尿路系、腎臓、肺、肝臓、消化器系等の多臓器にがんの有意な増加が報告されている。チリの症例対照研究で飲料水濃度 30～49μg/L 以上でヒ素による肺がん患者のオッズ比の増加、台湾のコホート研究で膀胱がんの罹患率が 100μg/L 超で増加しているように濃度と発がんの相関性は明確である。米国 EPA (2001) は水道水基準の最大汚染濃度(MCL) を、台湾での疫学的知見に基づいて 10μg/L とし、2006 年に 10μg/L としている。米国
で低濃度では膀胱、肺、皮膚がんの増加の証拠は見つかっていない、台湾のヒ素汚染地域の膀胱がん死亡率は低濃度の浅い井戸の濃度には依存しない、井戸水中の特定の汚染物、例えばフミン酸、蛍光物質、かび毒等との共同で作用しているとする報告もある。さらに、無機ヒ素はDNA に直接作用する物質ではないものの、高タンパク質摂取、栄養状態や民族による感受性の差異、紫外線による皮膚がんの誘導、セレン等の環境中にある化学物質による影響など種々の要素の修飾を受け、無機ヒ素の発がんメカニズムも単独ではなく共同発がん物質として関与している可能性も論議されている。なお、WHO (2003, 2004) は暫定ガイドライン値として 10μ
g/L を維持している。
ヒ素のヒトへの生殖毒性は、長期的なヒ素の飲用は自然流産と死産のリスクの増加が認められたが、一般的に器官形成期の母親の暴露量と交絡因子の管理が正確でなく、明確な一致点はない。胎児には母体から経胎盤的に有機のヒ素として移行する。母乳からの移行は少ない。
ヒ素に暴露されたヒトの末梢血リンパ球や尿路上皮細胞で、小核、染色体異常、姉妹染色分体交換の頻度が増加した。ヒ素はヒトに染色体異常誘発作用を示すが、点突然変異を引き起こす作用は弱く、DNA に直接作用する物質ではないと考えられた。
As の実験動物に対する影響を以下に示す。
三酸化二ヒ素の経口経路の LD50 はマウスで 26～39 mg As/kg、ラットでは 15 mg As/kg～293
mg As/kg である。その他の物質のラットにおける経口経路の LD50 として、ヒ酸カルシウムは53 mg As/kg、亜ヒ酸ナトリウムは 24 mg As/kg、ヒ酸鉛は 231 mg As/kg である。ヒ化水素の吸入暴露の LC50 は、マウスで 250 mg/m3 (10 分)、ラットで 390 mg/m3 (10 分) である。ヒ酸カル
シウム、ヒ酸鉛の雌ラットでの経皮投与の LD50 は、それぞれ 400 mg As/kg 超、500 mg As/kg超である。三酸化二ヒ素の急性経口毒性の症状は、痙れん、吐気、消化管出血である。ヒ化水素の動物における急性吸入毒性は主に溶血作用であり、in vitro でも溶血を誘発する。
調査した範囲内では、ヒ素及び As の実験動物に対する眼及び皮膚の刺激性に関する試験報告は得られていない。
ヒ酸ナトリウムと亜ヒ酸ナトリウムは、モルモットを用いたマキシマイゼーション試験で皮膚感作性を示さなかった。
無機ヒ素の反復投与毒性試験での標的器官/組織は、経口経路では肝臓、腎臓、免疫系、神経系及び精巣、ヒ化水素の吸入暴露では血液系が標的であった。
経口投与における最小の N(L)OAEL として、マウスにヒ酸二ナトリウムを 28 日間飲水投与
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した試験で、肝細胞空胞変性を指標にして LOAEL は 0.014 mg As/L (3μg As/kg/日) である。吸入による反復暴露試験はヒ化水素で実施されており、その LOAEL はマウスに 12 週間吸入暴露
した時の造血系への影響を指標として、またラットに 13 週間吸入暴露したときの貧血を指標にして 0.025 ppm (0.08 mg As/m3) である。
生殖・発生毒性試験では、Asはマウス、ラット、ハムスターの単回腹腔内投与およびマウスの単回経口投与で催奇形性を示し、As(Ⅲ)はAs(V)より催奇形性は強く、腹腔内投与の方が経口
投 与 よ り 催 奇 形 性 は 強 か っ た 。 奇 形 の 主 な 特 徴 は 頭 軸 癒 合 不 全 (cephalic axial dysraphic
disorders) と神経管奇形であり、それぞれ頭部神経ヒダの閉鎖不全と部分閉鎖である。その他の奇形は、癒合肋骨、小肢症、顔面奇形、小眼球、無眼球がみられた。また、マウスの精子及び卵の形成過程に影響がみられており、脳への影響も示唆されている。反復投与では、ラットに三酸化二ヒ素を、交配前14日間及び交配期間を通して妊娠19日目まで経口投与した試験で、母動物の肝臓重量を指標にして母動物毒性のNOAELは2.5 mg/kg/日 (1.9 mg As/kg/日)、胎児では体重及び化骨遅延等を指標にして発生毒性のNOAELは5 mg/kg/日 (3.8 mg As/kg/日) であった。吸入暴露では、マウスとラットにヒ化水素を妊娠6日目から15日目まで6時間/日、吸入暴露
し、マウスは妊娠17日目、ラットは妊娠20日目に帝王切開した試験で、マウスとラットのヒ化
水素の母動物毒性のNOAELは共に脾臓の腫大を指標にして0.5 ppm (1.6 mg As/m3) であり、発生毒性のNOAELは共に2.5 ppm (7.8 mg As/m3) 超であった。
As は、in vitro での DNA 損傷試験で陰性、大腸菌と CHO 細胞・胚細胞を用いた突然変異試
験で陰性を示したが、マウスリンフォーマ細胞を用いた突然変異試験では陽性であった。染色体異常試験、小核試験、姉妹染色分体交換試験、形質転換試験ではいずれも陽性を示した。in vivo
では MutaTM マウスを用いた突然変異試験では陰性であったが、コメットアッセイ、染色体異常試験、小核試験では陽性であった。マウスを用いた優性致死試験においては生殖細胞への影
響はみられなかった。全体として、As(V)は As(Ⅲ)より遺伝毒性は弱い。これらの結果から As
は点突然変異を誘発せず、直接的な遺伝毒性物質ではないが、染色体単位で遺伝毒性を引き起こす遺伝毒性物質であり、紫外線との組み合わせで相乗的な作用を持つ変異原補助物質である。
一方、5 価の有機ヒ素化合物では、いずれの試験でも弱い陽性か陰性を示したが、3 価ではコメ
ットアッセイで強い DNA 損傷性がみられた。
発がん性に関する動物試験で、亜ヒ酸ナトリウムでは、へアレスマウスに飲水投与で紫外線を背部に照射 (3 回/週) した試験で、皮膚扁平上皮がんがヒ素濃度の増加と共に直線的に増加した。また、トランスジェニックマウスでは皮膚の扁平上皮乳頭腫の出現頻度が有意に高まった。妊娠マウスに投与した試験では、マウスの児に経胎盤性の肝細胞がん、副腎のがん、卵巣・子宮の腫瘍、及び肺がんの高頻度の発生がみられた。シリアンハムスターにヒ化カルシウムを気管内投与した試験では、肺腫瘍がみられている。一方、有機のヒ素化合物では、マウスに DMAを飲水投与して肺がんを認め、DMA の単独あるいはプロモーター、プログレッサーとしての作用がみられている。DMA と UV 照射との組み合わせでは、マウスの皮膚に腫瘍発生の有意な増加が観察され、トランスジェニックマウスでは DMA(V) による皮膚腫瘍のプロモーション作用が認められた。p53 ノックアウトマウスでは、DMA(V) の飲水投与で自然発生腫瘍 (全身腫瘍) の発生に用量依存性がみられた。ラットでは、DMA(V) が単独で膀胱腫瘍を引き起こし、
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も肝臓の GST-P 陽性巣の数及び面積を増加させ、肝臓の発がんのプロモーターであること、また TMAO は単独でも肝細胞腺腫の増加を引き起こしている。
IARC は、ヒ素及びヒ素化合物をグループ 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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CERI 有害性評価書 砒素及びその無機化合物
平成 20 年 8 月 20 日
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