CERI 有 害 性 評 価 書

ジニトロトルエン
Dinitrotoluene

CAS 登録番号：25321-14-6

http://www.cerij.or.jp

CERI 有害性評価書について
化学物質は、私たちの生活に欠かせないものですが、環境中への排出などに伴い、ヒトの健康のみならず、生態系や地球環境への有害な影響が懸念されています。有害な影響の程度は、有害性及び暴露量を把握することにより知ることができます。暴露量の把握には、実際にモニタリング調査を実施する他に、特定化学物質の環境への排出量の把握等及び管理の促進に関する法律 (化学物質排出把握管理促進法) に基づく化学物質の排出量情報の活用などが考えられます。
CERI 有害性評価書は、化学物質評価研究機構 (CERI) の責任において、原版である化学
物質有害性評価書を編集したものです。実際に化学物質を取り扱っている事業者等が、化学物質の有害性について、その全体像を把握する際に利用していただくことを目的としています。
予想することが困難な地球環境問題や新たな問題に対処していくためには、法律による一律の規制を課すだけでは十分な対応が期待できず、事業者自らが率先して化学物質を管理するという考え方が既に国際的に普及しています。こうした考え方の下では、化学物質の取り扱い事業者は、法令の遵守はもとより、法令に規定されていない事項であっても環境影響や健康被害を未然に防止するために必要な措置を自主的に講じることが求められ、自らが取り扱っている化学物質の有害性を正しく認識しておくことが必要になります。このようなときに、CERI 有害性評価書を活用いただければと考えています。
CERI 有害性評価書は、化学物質の有害性の全体像を把握していただく為に編集したものですので、さらに詳細な情報を必要とする場合には、化学物質有害性評価書を読み進まれることをお勧めいたします。また、文献一覧は原版と同じものを用意し、作成時点での重要文献を網羅的に示していますので、独自に調査を進める場合にもお役に立つものと思います。
なお、化学物質有害性評価書は、新エネルギー･産業技術総合開発機構 (NEDO) からの委
託事業である「化学物質総合評価管理プログラム」の中の「化学物質のリスク評価およびリスク評価手法の開発プロジェクト」において作成したものです。

財団法人化学物質評価研究機構
安全性評価技術研究所

ii

目

次

1． 化学物質の同定情報...................................................................................................................... 1
2． 我が国における法規制 .................................................................................................................. 1
3． 物理化学的性状.............................................................................................................................. 24． 製造輸入量・用途情報 .................................................................................................................. 3
5． 環境中運命 ..................................................................................................................................... 3
5.1 大気中での安定性....................................................................................................................... 3
5.2 水中での安定性........................................................................................................................... 3
5.2.1 非生物的分解性.................................................................................................................... 3
5.2.2 生分解性................................................................................................................................ 4
5.3 環境水中での動態....................................................................................................................... 4
5.4 生物濃縮性 .................................................................................................................................. 5
6． 環境中の生物への影響 .................................................................................................................. 5
6.1 水生生物に対する影響 ............................................................................................................... 5
6.1.1 藻類に対する毒性 ................................................................................................................ 5
6.1.2 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................... 6
6.1.3 魚類に対する毒性 ................................................................................................................ 8
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)..............................................................................................11
7． ヒト健康への影響........................................................................................................................ 13
7.1 生体内運命 ................................................................................................................................ 13
7.2 疫学調査及び事例..................................................................................................................... 14
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................. 16
7.3.1 急性毒性.............................................................................................................................. 16
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 17
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 17
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 18
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 21
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 22
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 29
7.4 ヒト健康への影響
文(まとめ) .................................................................................................. 35

献 ............................................................................................................................................... 37

iii

1．化学物質の同定情報
化学物質排出把握管理促進法におけるジニトロトルエンは、ジニトロトルエン異性体混合物
及び各異性体の総称として用いられている。本評価書では、特に断りがない限り、ジニトロト
ルエンとはジニトロトルエン異性体混合物及び各異性体の総称を指す。異性体混合物又は個々の異性体を指す場合には、その都度明記する。なお、一般的な製品の主な成分は、2,4-体と 2,6体である。
物質名

化学物質排出把握管理促進法
化学物質審査規制法
CAS登録番号ジニトロトルエン
メチルジニトロベンゼン、
ジニトロフェニルメタン、DNT
1-157
3-446
25321-14-6 (異性体混合物)注）
注：ニトロ基の位置の違いにより 6 種の異性体が存在し、それぞれ CAS 登録番号が異なる。

121-14-2 (2,4-体)
606-20-2 (2,6-体)
610-39-9 (3,4-体)
602-01-7 (2,3-体)
619-15-8 (2,5-体)
618-85-9 (3,5-体)
構造式

CH3

O2N
分子式
分子量

NO2

C7H 6N 2O 4
182.14

2．我が国における法規制
法 律 名
化学物質排出把握管理促進法
化学物質審査規制法
消防法
毒劇物取締法
労働安全衛生法
海洋汚染防止法
船舶安全法
航空法
港則法

項
目
第一種指定化学物質
指定化学物質 (第二種監視化学物質)
危険物第五類ニトロ化合物
劇物
名称等を通知すべき有害物 (2,4-体)
変異原性が認められた既存化学物質 (2,4-体)
有害液体物質 A 類 (溶融状のもの)
毒物類
毒物
毒物類

1

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3．物理化学的性状
項
外
融

目
観
点

沸
引

点
火

点

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

ヘンリー定数換 算 係 数
(気相、20℃)
そ
の
他

特 性 値
黄色固体
71℃ (2,4-体)、66℃ (2,6-体)
300℃ (2,4-体、分解)
207℃ (2,4-体、密閉式)、
207℃ (2,6-体、密閉式)
約 400℃注)
データなし
1.3208 g/mL (2,4-体、71℃)、
1.2833 g/mL (2,6-体、111℃)
6.28 (空気 = 1)
0.020 Pa (2,4-体、22℃)、
0.075 Pa (2,6-体、25℃)
log Kow = 1.98 (2,4-体、測定値)、
2.10 (2,6-体、測定値)
2.08 (推定値)注)
解離基なし
Koc = 370 注) (推定値)
水：270 ｍg/L (2,4-体、22℃)
エタノール、エーテル、アセトン、
ベンゼンなどの有機溶媒 注)：可溶
1.94×10-8 Pa･m3/mol 注) (25℃、推定値)
1 ppm = 7.58 mg/m3 注)
1 mg/m3 = 0.132 ppm 注)
燃焼すると分解して無水フタル酸のフュームを生成する

注：ニトロ基の位置を特定しないジニトロトルエン

2

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出典
U.S. NLM:HSDB, 2002
有機合成化学協会:
有機化学物辞典, 1985
有機合成化学協会:
有機化学物辞典, 1985
IPCS, 1999
EU:IUCLID, 2000
IPCS, 1999
有機合成化学協会:
有機化学物辞典, 1985
計算値
IPCS, 1999
SRC:KowWin, 2002

SRC:KocWin, 2002
SRC:PhysProp, 2002
環境庁環境化学物質研究会,
1988
SRC:PhysProp, 2002
計算値
IPCS, 1999

4．製造輸入量・用途情報(表 4-1、表 4-2)
表 4-1

国内使用量 (トン)

年
1997
1998
国内使用量
232,500
232,500
出典：製品評価技術基盤機構 (2003)

表 4-2

1999
232,500

2000
232,500

2001
232,500

用途別使用量の割合

用途
有機合成原料

詳細割合(%)

トルエンジアミン

98.6

火薬の中間体

1.4

染料
合計

100

出典：製品評価技術基盤機構 (2003)

5．環境中運命
大気中での安定性5.1(表 5-1)
表 5-1

対 象
OH ラジカル
オゾン
硝酸ラジカル

対流圏大気中での反応性

反応速度定数 (cm3/分子/秒)
2.2×10-13 注) (25℃、推定値)
データなし
データなし

濃

度 (分子/cm3)
5×105～1×106

半減期
2～3 か月

出典：SRC, AopWin Estimation Software, ver. 1.90. (反応速度定数)
注：2, 4--体及び 2, 6-体の場合。

5.2
5.2.1

水中での安定性
非生物的分解性

加水分解を受けやすい化学結合はないため、水環境中では加水分解されない。
2,4-DNT の 1 ppm 水溶液 (蒸留水、池水、河川水及び沿岸海水使用) では、太陽光による光分解半減期はそれぞれ、43 時間、3.7 時間、2.7 時間及び 9.6 時間であり、この光分解速度はフミン酸の存在で 2.4～4.6 倍加速されるとの報告がある (U.S. NLM:HSDB, 2002)。なお、調査した範囲内では、2,4-DNT 以外の DNT の水中における光分解性に関しては報告されていない。

3

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5.2.2

生分解性

a 好気的生分解性(表 5-2)

表 5-2

化学物質審査規制法に基づく生分解性試験結果 注)

分解率の測定法
分解率 (%)
判定結果
0
生物化学的酸素消費量 (BOD) 測定
難分解性
0
ガスクロマトグラフ (GC) 測定
0
吸光光度測定被験物質濃度：100 mg/L、活性汚泥濃度：30 mg/L、試 験 期 間 ：4 週間
注：2,4-体 82.1%、2,6-体 17.9%を用いて試験を実施。

出典：通商産業省 (1975) 通商産業公報 (1975 年 8 月 27 日)

DNT を単独の炭素源として試験した場合には、明確な無機化は確認されていないが、アミノニトロトルエンなどへの部分的な分子構造の変化が観測されている (Hallas and Alexsander,
1983; Davis et al., 1981)。
生分解試験において、培養液にバクテリアの生育を助成する因子の一つである酵母エキスを加えた場合には、7 日間で 2,4-体が 50～77%、2,6-体が 57～82%の生分解されたことが報告されている (Tabak et al., 1981)。酵母エキスの添加による分解性の向上は、湖沼水を用いた別の試験でも報告されている (Spanggord et al., 1981)。このことは、バクテリアの生育が速やかで活性が高い場合には、DNT は生分解されることを示唆している。
b 嫌気的生分解性
嫌気条件下においても、DNT からアミノニトロトルエン、ニトロソニトロトルエンに変換されることが示されている (Liu et al., 1984a)。

5.3

環境水中での動態

土壌吸着係数 Koc の値 370 から、水中の懸濁物質及び汚泥にはある程度は吸着されると推定される。水に対する溶解度は 270 mg/L (2,4-体、22℃)、蒸気圧は 0.020 Pa (2,4-体、22℃) であり、ヘンリー定数は 1.94×10-8 Pa･m3/mol (25℃) と小さい。
以上のことなどから、DNT が環境水中に排出された場合は、主として水中に溶存し、表層付近
では光分解を受け、一部分は底質に移行すると推定される。馴化などの特定の条件が調った場合は、生分解による除去の可能性もある。ヘンリー定数から、大気中への揮散による水中からの消失は小さいと推定される (Lyman et al., 1990)。

4

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5.4

生物濃縮性

(表 5-3)

表 5-3

化学物質審査規制法に基づく濃縮性試験結果 注)

生物種
コイ

濃度 (mg/L)
試験期間 (週間)
濃縮倍率
0.25
8
0.6～2.9
0.025
3.2～21.2
出典：通商産業省 (1975) 通商産業公報 (1975 年 8 月 27 日)
注：2,4-体 82.1%、2,6-体 17.9%を用いて試験を実施。

判定結果
濃縮性がない又は低い

6．環境中の生物への影響
ジニトロトルエン (DNT) の影響は、異性体毎に調査した。調査した異性体とその略称は以下の通りである。
2,3-ジニトロトルエン (2,3-DNT)、2,4-ジニトロトルエン (2,4-DNT)、2,5-ジニトロトルエン(2,5-DNT)、2,6-ジニトロトルエン (2,6-DNT)、3,4-ジニトロトルエン (3,4-DNT)、3,5-ジニトロ
トルエン (3,5-DNT)

6.1
6.1.1

水生生物に対する影響
藻類に対する毒性 (表 6-1)淡水緑藻のデータのうちクロレラに対する急性毒性は、2,3-DNT で 0.91 mg/L、2,4-DNT で 0.91
mg/L、2,6-DNT で 6.8 mg/L、また 3,4-DNT では 0.74 mg/L であり、2,6-DNT では影響を受けにくい傾向であった。
生長阻害を指標とした NOEC の報告はないが、同等な EC10 についてはセネデスムスに対する報告があり、2,4-DNT では 48 時間 EC10 が 1.3 mg/L (バイオマス)、2,6-DNT では 72 時間 EC10が 4.2 mg/L (バイオマス) であった (Kuhn and Pattard, 1990)。
海産種では、珪藻のスケレトネマでの 2,3-DNT に対する報告があり、96 時間 EC50 は 0.4 mg/Lであった (U.S. EPA, 1978)。
表 6-1
生物種
2,3-DNT 淡水
Selenastrum
capricornutum1)(緑藻、ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)
Chlorellapyrenoidosa(緑藻､ｸﾛﾚﾗ)
2,4-DNT 淡水
Selenastrum
capricornutum1)(緑藻、ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)

ジニトロトルエンの藻類及び水生植物に対する毒性試験結果
試験法/
方式

温度
(℃)

エンドポイント

止水

ND

96 時間 EC50

OECD
201
止水

23

96 時間 EC50

止水

25

濃度
(mg/L)

文献

生長阻害

1.37
(n)

U.S EPA, 1978

生長阻害

0.91

Deneer et al.,
1989

(n)
96 時間 EC50

生長阻害

5

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2.60
(n)

Dodard et al.,
1999

生物種
Scenedesmus
subspicatus(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)

試験法/
方式
止水

温度
(℃)
24

エンドポイント

48 時間 EC10
48 時間 EC50

Chlorellapyrenoidosa(緑藻､ｸﾛﾚﾗ)
Lemna minor(単子葉植物、
ｺｳｷｸｻ)
2,6-DNT 淡水
Selenastrum
capricornutum1)(緑藻、ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)
Scenedesmus
subspicatus(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)

OECD
201
止水
止水

23

96 時間 EC50

25
96 時間 EC50
96 時間 NOEC

止水

25

止水

24

96 時間 EC50

72 時間 EC1072 時間 EC50

濃度(mg/L)

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
生長阻害

生長阻害
葉状体数

生長阻害

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度

1.3
1.9
3.0
6.3
(n)
0.91

1.6
0.32
(n)
16.4
(n)

4.2
9.5
11
20
(n)
6.8

文献
Kuhn &
Pattard, 1990

Deneer et al.,1989
Adema &
Zwart, 1984

Dodard et al.,1999
Kuhn &
Pattard, 1990

23
96 時間 EC50OECD
Chlorella
生長阻害
Deneer et al.,201
pyrenoidosa
1989
(n)
止水
(緑藻､ｸﾛﾚﾗ)
3,4-DNT 淡水
23
96 時間 EC50OECD
Chlorella
生長阻害0.74
Deneer et al.,201
pyrenoidosa
1989
(n)
止水
(緑藻､ｸﾛﾚﾗ)
2,3-DNT 海水
止水
ND
96 時間 EC50
Skeletonema
生長阻害
0.4
U.S. EPA,
costatum(n)
1978(珪藻、ｽｹﾚﾄﾈﾏ)
ND: データなし、(n): 設定濃度、閉鎖系: 試験容器や水槽にフタ等をしているが、ヘッドスペースはある状態
1) 現学名: Pseudokirchneriella subcapitata

6.1.2

無脊椎動物に対する毒性 (表 6-2)

DNT の急性毒性のうちオオミジンコについて、2,3-DNT では 48 時間 LC50 が 0.66 mg/L
(LeBlanc, 1980) であり、2,3-DNT、2,5-DNT 及び 3,4-DNT の 48 時間 EC50 (遊泳阻害) は、それぞれ 4.7～5.6 mg/L 、3.4 mg/L 及び 3.1～5.6 mg/L であった

(Deneer et al., 1989; Pearson et al.,1979)。また、2,4-DNT、2,6-DNT 及び 3,5-DNT の 48 時間 EC50 (遊泳阻害) は、それぞれ 33.9～
35 mg/L、21.7～33.9 mg/L 及び 45.1 mg/L であった (Deneer et al., 1989; Liu et al., 1976; Pearson etal., 1979)。オオミジンコに対して 2,3-DNT、2,5-DNT 及び 3,4-DNT は、2,4-DNT、2,6-DNT 及び
3,5-DNT に比較してより強い影響があると考えられる。
長期毒性としては、オオミジンコでの 21 日間試験での繁殖に関する NOEC が 2,4- DNT では
6

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0.02 mg/L、2,6-DNT では 0.06 mg/L (Kuhn et al., 1989) の報告がある。また、21 日間試験での成長に関する NOEC は 2,3-DNT、2,4-DNT 及び 2,6-DNT では 1.0 mg/L、3,4-DNT では 0.32 mg/L
(Deneer et al., 1989) であった。

海産種では、ミシッドシュリンプの 2,3-DNT に対する報告があり、96 時間 EC50 は 0.59 mg/Lであった (U.S. EPA, 1978)。
表 6-2
生物種
2,3-DNT 淡水
Daphniamagna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

2,4-DNT 淡水
Daphniamagna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

ジニトロトルエンの無脊椎動物に対する毒性試験結果

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3 /L)

生後
24 時間
以内

U.S. EPA
止水

20

U.S. EPA
止水

生後
24 時間
以内

pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

26

7.28.6

48 時間 EC50
遊泳阻害

4.7
(n)

Pearson etal., 1979

22±1

173

8

24 時間 LC50
48 時間 LC50

LeBlanc,
1980

止水

20

ND

8.0
±
0.2

NEN1)
6501
止水
NEN1)
6502
半止水

20±
0.5

200

8.4
±
0.1

24 時間 EC0
24 時間 EC50
24 時間 EC100
遊泳阻害
48 時間 EC50
遊泳阻害

> 2.8
0.66
(n)
3.1
3.9
4.6
(n)
5.6
(n)

U.S. EPA
止水
止水

20

31-45

7

20

ND

8.0
±
0.2

20

26

25

ND

7.28.6
6.87.4
7

NEN1)
6501
止水
NEN1)
6502
半止水

20±
0.5

200

U.S. EPA
止水

20

U.S. EPA
止水
止水

硬度

21 日間 NOEC
遊泳阻害
成長

半止水

2,5-DNT 淡水
Daphniamagna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

生後
24 時間
以内

8.4
±
0.1

48 時間 EC50
遊泳阻害
24 時間 EC0
24 時間 EC50
24 時間 EC100
遊泳阻害
48 時間 EC50
遊泳阻害
24 時間 EC50
遊泳阻害
21 日間 NOEC
繁殖
48 時間 EC50
遊泳阻害
21 日間 NOEC
遊泳阻害
成長

26

7.28.6

7

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48 時間 EC50
遊泳阻害

Bringmann& Kuhn,1982
Deneer etal., 1989

1.7
1.0
(n)
35
(m)
9.5
22
51
(n)
35.0
(n)
38
(n)
0.02
(m)
33.9
(n)

Liu et al.,
1976
Bringmann
Kuhn,
1982
Pearson etal., 1979
Kuhn etal., 1989

Deneer etal., 1989

0.60
1.0
(n)
3.4
(n)

Pearson etal., 1979

生物種
2,6-DNT 淡水
Daphniamagna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3 /L)

硬度pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

生後
24 時間
以内

止水

20

ND

8.0
±
0.2

26

25

ND

7.28.6
7

16
21
25
(n)
21.7
(n)
20
(n)

Bringmann& Kuhn,1982

20

24 時間 EC0
24 時間 EC50
24 時間 EC100
遊泳阻害
48 時間 EC50
遊泳阻害
24 時間 EC50
遊泳阻害

U.S. EPA
止水
止水

Pearson etal., 1979
Kuhn etal., 1989

21 日間 NOEC
繁殖
48 時間 EC50
遊泳阻害

0.06
(m)
33.9
(n)

Deneer etal., 1989

半止水

3,4-DNT 淡水
Daphniamagna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

3,5-DNT 淡水
Daphniamagna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)
2,3-DNT 海水

NEN1)
6501
止水
NEN1)
6502
半止水

20±
0.5

生後
24 時間
以内

U.S. EPA
止水

20

26

7.28.6

48 時間 EC50
遊泳阻害

3.1
(n)

Pearson etal., 1979

生後
24 時間
以内

NEN1)
6501
止水
NEN1)
6502
半止水

20±
0.5

200

8.4
±
0.1

48 時間 EC50
遊泳阻害

5.6
(n)

Deneer etal., 1989

U.S. EPA
止水

20

200

8.4
±
0.1

21 日間 NOEC
遊泳阻害
成長

21 日間 NOEC
遊泳阻害
成長

9.6
1.0
(n)

1.1
0.32
(n)

48 時間 EC50
遊泳阻害

45.1
(n)

Pearson etal., 1979

Americamysis
ND
ND
ND
ND
ND 96 時間 LC50
bahia
(甲殻類、
ﾐｼｯドｼｭﾘﾝﾌﾟ、
ｱﾐ科)
ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度
1) オランダ規格協会 (Netherlands Normalistie Institut) テストガイドライン

0.59
(n)

U.S. EPA,
1978

6.1.3

生後
24 時間
以内

26

7.28.6魚類に対する毒性 (表 6-3)淡水魚に対する急性毒性として、ブルーギルの 96 時間 LC50 は、2,3-DNT で 0.33 mg/L
(Buccafusco et al., 1981)、2,3-DNT、2,5-DNT 及び 3,4-DNT のファットヘッドミノーに対する 96

時間 LC50 はそれぞれ 1.8～1.9 mg/L、1.3 mg/L 及び 1.5 mg/L であった (Bailey and Spanggord,
1983; Pearson et al., 1979)。また、2,4-DNT、2,6-DNT 及び 3,5-DNT のファットヘッドミノーに対
8

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する 96 時間 LC50 は、それぞれ 24.3～36.1 mg/L、19.8 mg/L 及び 22.0 mg/L であった (Broderius
et al., 1995; Geiger et al., 1990; Liu et al., 1976, 1984b; Pearson et al., 1979)。従って、ファットヘッ
ドミノーに対して、2,4-DNT、2,6-DNT 及び 3,5-DNT は、2,3-DNT、2,5-DNT 及び 3,4-DNT に比較して影響が小さいと考えられる。その他の魚種ではイトヨを用いた 2,4-DNT での 96 時間 LC50
が 6.3 mg/L であった (van den Dikkenberg et al., 1989)。
長期毒性としては、ふ化後 21～28 日のグッピー及びふ化後 3 日以内のアメリカンフラッグフ
ィッシュの仔魚を用いた 28 日間の試験結果が報告されており、28 日間 LC50 はそれぞれ 5.8 と4.9 mg/L (Adema et al., 1981) であった。イトヨの受精卵から仔魚について実施した初期生活段階毒性試験では 35 日間 LC50 及び仔魚の成長を指標とした 35 日間 NOEC は、それぞれ 2.2 mg/L 及び0.77 mg/L (van den Dikkenberg et al., 1989) と報告されている。
海水魚に関する試験報告は、シープスヘッドミノーによる 2,3-DNT での 96 時間 LC50 が 2.3
mg/L (Heitmuller et al., 1981) であった。
表 6-3
生物種
2,3-DNT 淡水
Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

Lepomismacrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)
2,4-DNT 淡水
Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

稚魚

U.S.EPA
止水
止水

20

26

19.522.0

12.0-43.0

U.S.EPA
止水

21-23

32-34

6.77.896 時間 LC50

0.33
(n)

U.S. EPA
止水
U.S.EPA止水
U.S.EPA止水
U.S.EPA
流水

20

45

7.8

96 時間 LC50

20

26

96 時間 LC50

ND

ND

7.28.6ND

96 時間 LC50

31
(m)
32.5
(n)
28.5

20-21

31

7.98.896 時間 LC50
14 日間 LC50

流水

24.1

44.2

7.5

96 時間 LC50

20

45

7.8

96 時間 LC50

4-5 週齢

ASTM
流水
半止水

23

209.43

8.2

96 時間 LC50

1-2 日齢半止水

23209.43

8.2

96 時間 LC50

稚魚
2.4 cm0.28 g
稚魚
0.32-1.2 g

0.6 g
3.3 cm
稚魚
約 90 日齢28 日齢18.3 mm0.087 g26-34 日齢Danio rerio(ｾﾞﾌﾞﾗﾌｨｯｼｭ)Oryzias latipes(ﾒﾀﾞｶ)

ジニトロトルエンの魚類に対する毒性試験結果
硬度pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

7.28.6
6.09.2

96 時間 LC50

1.9
(n)
1.8
(n)

Pearson etal., 1979
Bailey &Spanggord,
1983
Buccafusco
et al., 1981

7 日齢96 時間 LC50

7 日間 LC50

9

http://www.cerij.or.jp

36.1
26.0
(m)
24.3
(m)
24.3
(m)
13
(n)
> 16
2
(n)

Liu et al.,
1976
Pearson etal., 1979
Liu et al.,1984b

Geiger et al.,1990
Broderius etal., 1995
Adema etal., 1981

生物種
Lepomismacrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)

大きさ/
成長段階
稚魚

試験法/
方式
U.S.EPA止水
U.S.EPA
流水

温度
(℃)
ND

(mg CaCO3/L)

硬度

pH

エンドポイント

ND

ND

96 時間 LC50

20-21

27

7.07.596 時間 LC50
14 日間 LC50

濃度(mg/L)
13.5
16.0
9.3
(m)
> 16
5.8
(n)
13.6

Poecilia
reticulata(ｸﾞｯﾋﾟｰ)Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

21-28 日齢半止水

23209.43

8.2

96 時間 LC50
28 日間 LC50

稚魚

U.S.EPA止水
U.S.EPA
流水

ND

ND

ND

96 時間 LC50

13.0

17

6.98.0

96 時間 LC50
14 日間 LC50

Jordanella
floridae(ｱﾒﾘｶﾝﾌﾗｯｸﾞ
ﾌｨｯｼｭ)
Ictalurus
punctatus(ｱﾒﾘｶﾅﾏｽﾞ)

ふ化後 3 日
以内

半止水

23

209.43

8.2

7 日間 LC50
28 日間 LC50

稚魚

U.S.EPA止水
U.S.EPA
流水

ND

ND

ND

96 時間 LC50

24.8

20.0

25

6.57.496 時間 LC50
14 日間 LC50

Gasterosteus
aculeatus(ｲﾄﾖ)

4-5 週齢

19±1

ND

8.2

96 時間 LC50

32.0
16.4
(m)
6.3
(m)
2.2
0.77
(m)

2,5-DNT 淡水
Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
2,6-DNT 淡水
Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
3,4-DNT 淡水
Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

半止水

35 日間 LC50
35 日間 NOEC
成長

産卵後
6 時間
以内の卵

13.9
6.3
(m)
6.9
4.9
(n)

文献
Liu et al.,1984b

Adema etal., 1981
Liu et al.,1984b

Adema etal., 1981

Liu et al.,1984b

van den
Dikkenberg
et al., 1989

稚魚

U.S.EPA止水

20

26

7.28.696 時間 LC50

1.3
(n)

Pearson etal., 1979

稚魚

U.S.EPA止水

20

26

7.28.696 時間 LC50

19.8
(n)

Pearson etal., 1979

稚魚

U.S.EPA
止水
止水

20

26

96 時間 LC50

19.522.0

12.0-43.0

7.28.6
6.09.2

1.5
(n)
1.5
(n)

Pearson etal., 1979
Bailey &Spanggord,
1983

稚魚
2.4 cm0.28 g3,5-DNT 淡水
稚魚
U.S.EPA
20
Pimephales
止水promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
2,3-DNT 海水
U.S.EPA 25-31
14-28 日Cyprinodon
止水齢、
variegates
8-15 mm(ｼｰﾌﾟｽﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度

96 時間 LC50

26

7.28.696 時間 LC50

22.0
(n)

Pearsonal., 1979

塩分濃度:10-31‰

ND

96 時間 LC50

2.3
(n)

Heitmuller etal., 198110

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et

6.2

環境中の生物への影響 (まとめ)DNT 異性体の各生物に対する毒性のまとめを表 6-4 に示す。
DNT の環境中の生物に対する毒性影響については、5 つの異性体に関して比較的多くのデー
タがあり、致死、遊泳阻害、生長 (成長) 阻害、繁殖などを指標に検討が行われている。
藻類の生長阻害試験で、淡水緑藻のクロレラや海産珪藻のスケレトネマに対する急性毒性は、
2,3-DNT、2,4-DNT 及び 3,4-DNT では 0.4～0.91 mg/L であり、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。
無脊椎動物に対する DNT の急性毒性については、オオミジンコに対して 2,3-DNT で 48 時間
LC50 が 0.66 mg/L の報告があり、GHS 急性毒性有害性区分 I に相当し、極めて強い有害性を、
2,3-DNT、2,5-DNT 及び 3,4-DNT では 48 時間 EC50 (遊泳阻害) は 3.1～4.7 mg/L であり、GHS
急性毒性有害性区分 II に相当し、強い有害性を示す。一方、2,4-DNT、2,6-DNT 及び 3,5-DNT
では 48 時間 EC50 (遊泳阻害) は、21.7～45.1 mg/L の範囲であり、GHS 急性毒性有害性区分 IIIに相当し、有害性を示す。海産種では、ミシッドシュリンプの 2,3-DNT に対する 96 時間 EC50
が 0.59 mg/L であり、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。
長期毒性としては、オオミジンコでの 21 日間試験での繁殖に関する NOEC が 2,4-DNT では
0.02 mg/L、2,6-DNT では 0.06 mg/L の報告がある。また、21 日間試験での成長に関する NOEC
は 2,3-DNT、2,4-DNT 及び 2,6-DNT では 1.0 mg/L、3,4-DNT では 0.32 mg/L であった。
魚類では、2,3-DNT でブルーギルの 96 時間 LC50 は 0.33 mg/L であり、GHS 急性毒性有害性
区分Ⅰに相当し、極めて強い有害性、2,3-DNT、2,5-DNT 及び 3,4-DNT ではファットヘッドミ
ノーの 96 時間 LC50 は 1.3～1.9 mg/L で GHS 急性毒性有害性区分 II に相当し、強い有害性を示す。また、2,4-DNT、2,6-DNT 及び 3,5-DNT でファットヘッドミノーに対する 96 時間 LC50 は
概ね 20～36mg/L の範囲にあり、GHS 急性毒性有害性区分 III に相当し、有害性を示す。その他の魚種ではイトヨを用いた 2,4-DNT での 96 時間 LC50 が 6.3 mg/L であった。海水魚では、シープスヘッドミノーによる 2,3-DNT での 96 時間 LC50 が 2.3 mg/L であった。
長期毒性としては、致死を指標にした 2,4-DNT での 3 魚種についての報告があり、それらはグッピー及びアメリカンフラッグフィッシュを用いた 28 日間 LC50 がそれぞれ 5.8 と 4.9 mg/L、イトヨの受精卵から仔魚の初期生活段階毒性試験で得られた成長を指標とした35 日間 NOEC は 0.77
mg/L であった。
以上から、DNT の水生生物に対する毒性は、異性体により異なる。そのうち 2,3-DNT の水生生物に対する急性毒性は、藻類、甲殻類、魚類に対し 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。長期毒性の最小値は、甲殻類であるオオミジンコの繁殖を指標とした
21 日間 NOEC の 0.02mg/L である。各異性体の水生生物に対する有害性は、おおよそ 2,3-DNTと 3,4-DNT に対して高く、2,6-DNT に対して最も低いと判断する。
得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は、2,4-DNT によるオオミジンコの繁殖を指標とした 21 日間 NOEC の 0.02 mg/L である。

11

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表 6-4
生物種

ジニトロトルエン異性体の各生物に対する毒性のまとめ
急性毒性値 (mg/L)1)
2,3-DNT

2,4-DNT

2,5-DNT

2,6-DNT

3,4-DNT

3,5-DNT

Microcystis
aeruginosa
0.22
0.13
－
0.5
－
－
(藍色細菌)
Entosiphon
sulcatum
5.9
0.98
－
11
－
－
(鞭毛虫類)
Chlorellapyrenoidosa
0.91
0.91
－
6.8
0.74
－
(緑藻､ｸﾛﾚﾗ)
33.9
Daphnia magna
5.6
33.9
5.6
－
－
1.0 2)(甲殻類、
1.0 2)
1.0 2)
0.322)
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)
4.7
35.0
3.4
21.7
3.1
45.1
Pimephales
1.9
32.5
1.3
19.8
1.5
22.0
promelas
(魚類、
1.8
－
－
－
1.5
－
ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)1) 同じ著者での報告値 (Bailey & Spanggord, 1983; Bringmann & Kuhn, 1976; Deneer et al., 1989;
Pearson et al., 1979)、2) 21 日間 NOEC (成長)、－; 報告なし

12

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7．ヒト健康への影響
生体内運命（図 7-1）

7.1

CH2 O-GNO 2

胆汁、尿CH2 OH

CH3

NO 2

NO 2

NO 2
2,4- ジニトロ
ベンジルアルコール
グルクロニドNO 2

NO 2

2,4 - ジニトロトルエン

2,4- ジニトロ
ベンジル
アルコール
CHO

CH3

NO 2

N2 O

尿

CH2 OH

CH3
NO 2

O2 N

NO 2

NO 2

NO 2

NO 2
2,4- ジニトロ
安息香酸

NH 2

NO 2
2- アミノ-4- ニトロ
安息香酸

CH2 OHCH2 O-G
O2N

COOH

2,4- ジニトロ
ベンズアルデヒドNH 2
4- アミノ-2- ニトロ
トルエン

O2 N

COOH

O2N

NO 2

NO 2

CH2 OH
O2 N

NH 2

胆汁
2,6- ジニトロ
トルエン

2,6- ジニトロ
ベンジル
アルコール

2,6- ジニトロ
ベンジル
アルコール

2,6- ジニトロ
ベンジル
グルクロニド2- アミノ6- ニトロ
ベンジル
アルコール

OH
CH-OH

CHO

CH3
O2N

NH 2

2- アミノ-6ニトロトルエン

O2N

NO 2

2,6- ジニトロ
ベンズアルデヒド

O2N

NH 2

2- アミノ-6- ニトロ
ベンジルアルコール
硫酸抱合体

2,6- ジニトロ
ベンズアルデヒド
-ジオール

O-G

NO 2

2,6- ジニトロ
安息香酸

図 7-1

O2N

NHOH

2- ヒドロキシアミノ- 6- ニトロベンジルアルコール

活性代謝物

CH-OH(G)

COOH
O2 N

CH2 OHCH2 O-SO3 H
O2 N

NO 2

O2 N

NO 2

胆汁

2,6- ジニトロ
ベンズアルデヒド-ジオールグルクロニド

生体高分子と結合

2,4-及び2,6-ジニトロトルエンの主な代謝経路 (GDCh BUA, 1992を改変)
13

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DNT は経口、吸入あるいは皮膚経由で容易に吸収される。吸収された DNT は代謝を受ける
が、主な代謝物はジニトロベンジルグルクロニド、ジニトロ安息香酸及びアミノニトロ安息香酸である。代謝は主に肝臓で行われるが、腸内細菌によっても行われる。肝臓中ではシトクロ
ム P450 による酸化的代謝が主体で、DNT を酸化してジニトロベンジルアルコールにする。ジ
ニトロベンジルアルコールは抱合され、ジニトロベンジルグルクロニドになるか、さらに酸化されジニトロ安息香酸になる。ジニトロベンジルグルクロニドは一部胆汁中に排泄され、腸内細菌によって代謝され、腸から再吸収される (腸肝循環)。腸内細菌の主な役割はグルクロン酸
抱合体の加水分解とニトロ基の還元である。すなわち、ジニトロベンジルグルクロニドを加水分解し、還元してアミノニトロベンジルアルコールにする。DNT の代謝には性差があり、雄では代謝物の多くが胆汁中に排泄されるが、雌では尿中に排泄される。また、2,4-DNT とその代
謝物は胎盤を通過し、胎児に移行する。
DNT の血液毒性は代謝物の芳香族アミンに起因する。ニトロ化合物からアミンへの還元過程の中間代謝物であるヒドロキシルアミンがヘモグロビンの第 1 鉄イオンを酸化してメトヘモグ
ロビンにする。また、DNT の発がん性については、ジニトロベンジルグルクロニドが腸内細菌によって代謝されてできたアミノベンジルアルコールが、肝臓で N-ヒドロキシル化され、硫酸と抱合するが、硫酸抱合体は不安定で、分解してカルボニウム又はニトレニウムイオンになり、DNA と結合して突然変異やがんを誘発すると考えられている。

7.2

疫学調査及び事例（表 7-1）

ヒトへの DNT の暴露は、主に職業暴露によるものである。 2,4-あるいは 2,6-DNT に暴露された場合、チアノーゼ、貧血、頭痛、動悸、不安、不眠症、めまい、食欲不振、振戦、眼振、反応遅延、視覚障害、嘔吐、下痢、体重減少、皮膚刺激、肝炎などがみられている。
また、慢性影響として DNT のヒトでの、感作性、神経毒性、血管系への影響、心疾患、発がんについての報告があるが、これらの影響と DNT の暴露量との関係が明らかな報告はない。
表 7-1
対象集団
性別・人数
イリノイ州及びバージニア
州の軍需工場で 1940 年 代 から 1950 年 代 に最低1か月間暴
露された労働者(イリノイ州
156人 、 バー ジ
ニア州301人)

暴露状況
ND

ジニトロトルエンの疫学調査及び事例

暴露量

結

果

文献

Levine et al.,
最低1か月間 うっ血性心不全、心停止及び動脈硬化。
濃度不明
15年以上勤務の後に主に虚血心疾患による死亡率 1986が増加した。暴露時間及び暴露量と死亡率の間に相関あり。心血管のアテローマ様変化。このような死
亡は主に高用量で5か月以上暴露されたとみられる労働者にみられた。ただし、喫煙状態などの習慣や心臓血管への危険因子については調べられていな
い。
発がん率の増加、及び肝及び胆嚢がんによる死亡はみられなかった。

14

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対象集団
性別・人数
軍 需 工 場 で1940 年 代 か ら
1950 年 代 の 間に勤務した労働者
バージニアの軍 需 工 場 で1949 年 か ら1980 年 の 間 に
最低5か月間勤
務し、最低1日
間 以 上 DNT に暴露された白人男性4,989人
第二次世界大戦中に無煙爆粉を製造していた154人の男
性労働者

暴露状況

暴露量

ND

ND

ND

結

果

文献

暴露された可能性のある労働者だけに心電図の異 Stayner et
常、頻脈。
al., 1992

アメリカ全体での死亡率に対する比 (標準化死亡 Stayner etND(2,4-DNT 約 比: SMR) が2.7、工場内非暴露コホート群7,436人の al., 1993
死亡率を用いて計算した標準化比率(SRR1)) が3.9で98%、
2,6-DNT 約 あり、胆管、肝臓及び胆嚢がんが増加。
2%)
IARCでは発がん性ありとするには不十分という結論。

比 較 的 高 用 嘔吐、吐気。貧血やチアノーゼ、白血球数の増加を McGee et al.,
量 (著 者の 推 含む血液学的異常。筋力低下。154人中2人において 1942
黄疸及び肝炎。154人中36人が暴露直後の調査で貧測)血を訴えた。
112人が異常を訴え、84人が症状を示していた。症状は味覚異常 (62%)、衰弱 (51%)、頭痛 (49%)、食欲不振 (47%)、めまい (44%)、嘔気 (37%)、不眠症(37%)、手足の痛み (26%)、嘔吐 (23%)、しびれ及び打診痛 (19%) がみられている。所見として蒼白(36%)、チアノーゼ (34%)、貧血 (23%)、白血球増
加 (12%)、白血球減少 (3.2%)、肝臓の急毒症状及び黄疸 (1.4%)
ND
比 較 的 高 用 頭痛、めまい、不眠症、味覚異常、痛み、しびれ及 McGee et al.,
第二次世界大1947
量 (著 者の 推 び手足の打診痛
戦中に軍需工714人中73人が追跡調査の段階で貧血を訴えたが、測)場に勤務して対照群のデータがない
いた男性労働714人中29人で肝臓の痛み者
第 一 次 世 界 大 吸入及び経皮 防 護 を し て チアノーゼ、膝関節の痛み、頭痛及びめまいなどの Perkins,1919
暴露
い な か っ た 症状
戦中の製造工ためおそら
場のフランス
く高濃度人労働者
Ahrenholz &ト ル エ ン ジ ア 吸入暴露 0.026-0.890 肝臓の血液化学検査では異常はなし
Meyer, 1982
mg/m3
腎臓に関する項目に異常はなし。
ミンを製造する化学工場の(0.003 ppm– 精子数、精子形態、卵胞刺激ホルモン(FSH)レベル
労働者52名
0.117 ppm) あるいは彼らの妻の流産の発生率については対照
平 均 0.207 群と比較して異常なし。
mg/m3 (0.027
ppm)
ND
ND
50％以上の精子数の減少
CDC,1981
ケンタッキーの化学工場で
DNT 及 び ト ル
エンジアミン
に暴露された労働者30名ND
工業用DNT 労働者9人の精子数の減少(ただし、対照群9人の精子 Hamill et al.,
ケンタッキー
1982
数が多かった)。
州のトルエン
身体的な影響なし。
ジ ア ミ ン /DNT150人 か ら 採 取 し た 精 子 標 本 で は 受 精 率 の 低 下 な工場の労働者
し。暴露者の平均精子数及び正常形態の精子の割合
及びルイジアが非暴露者及びごくわずかに暴露した人よりも高ナ州の工場労ND

15

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対象集団
性別・人数
働者

暴露状況

職業上ダイナマイトに暴露され、手に湿疹ができた患者

ND

ND

ND
採石場で爆薬を取り扱っていた労働者(1名)ND ; データなし、
1) Standardized Rate Ratio

ND

7.3

実験動物に対する毒性

7.3.1

急性毒性（表 7-2）

暴露量

結

果

文献

かったが、卵胞刺激ホルモン、平均精子数、及び正常形態の精子の割合において有意な差なし。
パッチテスト及び光パッチテストで陽性。感作性が Emtestam &示唆された。
Forsbeck,
1985;
Kanerva etal.,1991
光接触アレルギー
Emtestam &Forsbeck,
1985

DNT の急性毒性は経口経路と吸入経路で著しく異なる。2,4-, 2,5-, 2,6-及び工業用 DNT の経口投与による急性毒性試験の LD50 は、マウスより感受性の高いラットにおいて、それぞれ 270～650、616～650、180～795 及び 1,000 mg/kg である。

実験動物での急性毒性としてはメトヘモグロビンの形成、チアノーゼ、中枢神経系の抑
制、呼吸抑制、運動失調がみられた (GDCh BUA, 1987)。
F344 ラットに 2,6-DNT 0、3.43、25.87、62.44、91.61 ppm (0、26、196、473、694 mg/m3)を吸入暴露 (鼻部) した実験で、25.87 ppm 以上に体重増加の抑制、呼吸異常、運動失調、嗜眠、肺のうっ血及び相対重量の増加、肝臓の暗色化、死亡がみられた (Jackson and Hardy,1991)。

F344 ラットに 2,6-DNT 55、219 mg/kg を腹腔内投与した実験で、55 mg/kg 以上に死亡、病理組織学的検査で肝臓に広範囲な小葉中心性の出血性壊死がみられた (La and Froines,
1993)。
ラット (系統など詳細不明) に 2,6-DNT 150 mg/kg を腹腔内投与又は経口投与した実験で、肝臓で広範囲な小葉中心性の出血性壊死、死亡がみられた (La and Froines, 1992a)。
ネコ (系統など詳細不明) に 2,6-DNT 20、40、50、60、70、80、90、100 mg/kg を腹腔内投与した実験で、60 mg/kg 以上に嘔吐、伸展痙攣、後肢の硬直、瞳孔散大、糞・尿の失禁などの神経障害、メトヘモグロビン量、ハインツ小体形成の増加がみられた (GDCh BUA,
1987)。

16

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表 7-2
物質名
2,4-DNT

2,5-DNT

2,6-DNT

投与経路
経口
LD50(mg/kg)

マウス
1,340 (雌)1,630
1,954 (雄)

ラット

モルモット

270 (雄)650 (雌)

ND

ND

ND

ND

ND

ND

ND

吸入
LC50(ppm)
経皮LD50(mg/kg)
経口
LD50(mg/kg)
吸入
LC50(ppm)
経皮LD50(mg/kg)

652 (雄)659 (雌)経口
LD50(mg/kg)

吸入
LC50(ppm)

工業用DNT

ジニトロトルエンの急性毒性試験結果

経皮LD50(mg/kg)
経口
LD50(mg/kg)
吸入
LC50(ppm)
経皮LD50(mg/kg)

616
650

(雄)
(雌)

ND

ND

ND

ND

ND

ND

ND

621 (雄)807 (雌)1,000

180 (雄)795 (雌)ND

ND

32(6時間)(雄)(240 mg/m3)
87(6時間)(雌)(660 mg/m3)
57(6時間)(雄/雌)(430 mg/m3)

ND

ND

ND

ND

1,250

1,000

1,300

ND

ND

ND

ND

ND

ND

ND:データなし
出典：Ellis et al., 1978; Ellis et al., 1984; Jackson and Hardy, 1991; Korolev et al., 1977; Lee et al., 1975; Tyson, et al.,
1982; Vernot, et al., 1977)

7.3.2

刺激性及び腐食性

ウサギの皮膚に 2,4-及び 2,6-DNT (用量不明) を適用した刺激性試験で、軽度の刺激性がみられた (Ellis et al., 1978; Lee et al., 1975)。
ウサギの眼に 2,4-又は 2,6-DNT (濃度不明) を適用した刺激性試験で、刺激性はみられなかった (Ellis et al., 1978; Lee et al., 1975)。

7.3.3

感作性

モルモット (10 匹、性別不明) を用いた 2,6-DNT のマキシマイゼーション法による皮膚感作性試験で、2/10 匹で陽性であったが、他の異性体 (2,3-、2,4-、2,5-、3,4-及び 3,5-DNT) では陰性であった (Ellis et al., 1978, 1984; Lee et al., 1975)。

17

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7.3.4反復投与毒性 (表 7-3、7-4)

DNT の実験動物における反復投与では、2,4-及び 2,6-DNT とも血液、中枢神経系、肝臓、腎臓、脳、脾臓及び精巣などに有害な影響を及ぼす。神経毒性はイヌへの経口投与でみられている。以下に重要なデータを記載する。
ラット (雌雄各群 38 匹) に 2,4-DNT を 0、0.0015、0.01、0.07％ (雄 0、0.57、3.9、34 mg/kg/
日相当、雌 0、0.71、5.1、45 mg/kg/日相当) 混餌した飼料を 2 年間与えた試験で、0.0015%群では毒性変化はみられなかった。0.01%群の雄に精巣の萎縮、精子形成能の低下が、雌に乳腺腫瘍がみられた。0.07%群では雄に皮下腫瘍、精巣の萎縮、精子形成能の低下が、雌に乳腺腫瘍、肝細胞腺腫が、雌雄に肝細胞癌、生存率の低下がみられた (Lee et al., 1985)。本評価書ではNOAEL は雄で 0.57 mg/kg/日、雌で 0.71 mg/kg/日と判断する。
ビーグル犬 (雌雄各群 6 匹) に 2,4-DNT 0、0.2、1.5、10 mg/kg/日を 2 年間強制経口投与した試験で、1.5、10 mg/kg/日群にメトヘモグロビン血症、貧血、胆管の上皮の過形成がみられ、運動失調、四肢、頸部、口唇、舌の運動障害も出現した。それらの神経毒性に起因する障害は総摂取量が 510 mg/kg に達した後に発生した (Ellis et al., 1985)。本評価書では NOAEL は雌雄で0.2 mg/kg/日と判断する。
雌雄ラットに 2,6-DNT を 0、7、35～37、145～155 mg/kg/日の用量で 13 週間強制経口投与した試験で、35～37、145～155 mg/kg/日群で摂餌量の減少、体重増加抑制、ALT の上昇、メトヘ
モグロビン血症、血小板の増加、脾臓での髄外造血の亢進、精巣の萎縮がみられた (Lee et al.,1976)。
イヌに 2,6-DNT 0、4、20、100 mg/kg/日を 13 週間強制経口投与した試験で、4 mg/kg/日群で軽度の脾臓における髄外造血の亢進がみられ、20、100 mg/kg/日群で食欲減退、体重減少、強直、痙攣を伴う麻痺、貧血、メトヘモグロビン血症、血小板の増加、リンパ球の減少、アルカリフォスファターゼの増加、ALT と尿素窒素の増加、脾臓の髄外造血の亢進、胆管の上皮の過形成、肝臓の変性と炎症、腎臓の変性と炎症、精巣の萎縮が認められ、100 mg/kg/日群のすべての動物は 2 週目から 8 週目の間に死亡した。また、休薬 19 週目で症状は消失していた。LOAEL
は雌雄で 4 mg/kg/日であった (Lee et al., 1976)。
よって、2,4-DNT の NOAEL は、ラットでは 2 年間の混餌投与試験から 0.57 mg/kg/日 (雄)、
イヌでは 2 年間の強制経口投与試験から 0.2 mg/kg/日である。一方、2,6-DNT の NOAEL は、
マウス及びラットとも 13 週間の強制経口投与試験からそれぞれ 11 mg/kg/日及び 7 mg/kg/日である。また、イヌでは 13 週間の経口投与試験で観察された脾臓における髄外造血の亢進から、
LOAEL は 4 mg/kg/日である。

18

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表 7-32,4-ジニトロトルエンの反復投与毒性試験結果

動物種等 投与方法 投与期間
投与量
結
果
文献
Hong et al.,
マウス 混餌投与 13 週間 0、0.07、0.2、 対照群:異常なし
1985
ICR
0.7％
0.07％:体重増加率の低下(雄)、死亡(雄)雌雄各群(雄 0、47、137、0.2％:体重増加率の低下(雄)、肝細胞変性(雄)16 匹
413 mg/kg/日、 0.7%：体重増加率の低下(雌雄)、死亡(雌雄)、雌 0、52、147、 貧血(雌雄)、精巣の変性(雄)、肝細胞変性(雌468 mg/kg/日) 雄)、肝臓のクッパー細胞の色素沈着(雌雄)マウス 混餌投与
ICR
雌雄各群
38匹

2年間

ラット 混餌投与
SD
雌雄各群 5
匹

2 週間

ラット
混餌投与
SD
雌雄各群
16 匹

13 週間

ラット 混餌投与
SD
雌雄各群
38匹

2年間

NOAEL 47 mg/kg/日 (雄) (肝細胞変性)
NOAEL 147 mg/kg/日 (雌) (肝細胞変性)
0、0.01、0.07、 対照群:異常なし
Hong et al.,
0.01％:脾臓・肝臓・副腎・脳・骨髄・眼・リ 1985
0.5％
(0、14、95、898 ンパ節における色素沈着(雌雄)、肝細胞の変性(雄)、腎臓腫瘍(腺腫/癌)(雄)mg/kg/日)
0.07％以上:体重減少(雄)、死亡(雌雄)、脾臓・肝臓・副腎・脳・骨髄・眼・リンパ節における色素沈着(雌雄)、肝臓の色素沈着を伴う肝細胞の腫大・壊死(雄)、腎臓腫瘍(腺腫又は癌)(雄)、精巣の萎縮
0.5%:体重減少(雌)、貧血(雌雄)、肝臓の色素沈
着を伴う肝細胞の腫大・壊死(雌雄)、精子形成能の低下(雄)、成熟卵胞の減少(雌)LOAEL 14 mg/kg/日 (雌雄) (本評価書の判断)
McGown et
0、900、1,200、 対照群:異常なし
1,500、3,000 900-3,000 mg/kg/日:コレステロールの上昇と al., 1983
mg/kg/日
尿細管上皮への硝子滴の沈着(雌雄)、アラニン
アミノトランスフェラーゼ (ALT) 活性の上昇と精子形成能の低下(雄)LOAEL: 900 mg/kg/日
Lee et al.,0、0.07、0.2、 対照群:異常なし
1985
0.7％
0.07％以上:体重増加率の低下(雌雄)(雄 0、34、93、 0.2％:死亡(雄)、網状赤血球の増加(雌雄)、脳、
266 mg/kg/日、 肝臓及び腎臓の相対重量の増加(雌雄)、脾臓の
雌 0、38、108、 色素沈着(雌雄)、精子形成能の低下(雄)、脳幹
145 mg/kg/日 ) 及び小脳における脱髄(雄)0.7％:死亡(雄)、貧血(雌雄)、網状赤血球の増加(雌雄)、脳、肝臓及び腎臓の相対重量の増加(雄)、脾臓の色素沈着(雌雄)、精子形成能の低下(雄)、脳幹及び小脳における脱髄(雄)LOAEL 34 mg/kg/日 (雄)LOAEL 38 mg/kg/日 (雌)Lee et al.,0、0.0015、0.01、12か月
1985
0.07％
対照群、0.0015％:異常なし(雄0、0.57、3.9、0.01%以上: 貧血(雄)34 mg/kg/日、雌 0.07%: 貧血(雌)、精細管の萎縮(雄)、肝細胞の0、0.71、5.1、 変化(雌雄)、脾臓の色素沈着(雌雄)45 mg/kg/日) 12か月以上
対照群、0.0015％:異常なし
0.01%以上: 精巣の萎縮、精子形成能の低下(雄)、乳腺腫瘍(雌)0.07%: 死亡(雌雄)、生存率の低下(雌雄)、貧血(雌雄)、皮下腫瘍(雄)、肝細胞癌(雌雄)、肝細胞腺腫(雌)

19

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動物種等 投与方法 投与期間

ラット
Wistar
雄
7週齢

投与量

結
果
文献
NOAEL 0.57 mg/kg/日 (雄) (本評価書の判断)
NOAEL 0.71 mg/kg/日 (雌) (本評価書の判断)
Kozuka et
混餌投与 6か月間 0(23 匹)、0.5％ 対照群:異常なし(20 匹)
0.5%:体重減少、死亡、メトヘモグロビン、ト al., 1979
(1-3か月目 66 リグリセライド、グルコースの増加、アルブ
mg/kg/日、4-6か ミン、アルブミン/グロブリン比の減少、肝臓
月目 75 mg/kg/ の p-ニトロ安息香酸還元酵素活性とアミノピ
日相当) (摂餌量 リン-N-脱メチル化酵素活性の減少、肝臓、腎換算)
臓、脾臓、精巣重量の減少、心臓、肺重量の
増加

イヌ
ビーグル
雌雄各群
4匹

強制経
口投与

13 週間、
そ の 後
回 復 性
観察

0、1、5、25
mg/kg/日

イヌ
ビーグル
雌雄各群
6匹

強制経
口投与

2 年、そ
の 後 回
復 性 観
察

0、0.2、1.5、10 mg/kg/日

LOAEL: 66-75 mg/kg/日
対照群:異常なし
1、5 mg/kg/日：異常なし
25 mg/kg：麻痺、小脳での空胞化、グリオシ
ス、胆管上皮の過形成、メトヘモグロビン血症

Ellis et al.,1985

NOAEL: 5 mg/kg/日
Ellis et al.,
対照群:異常なし
1985
0.2 mg/kg/日：異常なし
1.5、10 mg/kg：メトヘモグロビン血症、貧血、胆管上皮の過形成、神経障害
NOAEL: 0.2 mg/kg/日 (本評価書の判断)

表 7-4
動物種等 投与方法 投与期間

2,6-ジニトロトルエンの反復投与毒性試験結果
投与量

マウス
雌雄

強制経
口投与

13 週間

ラット
雌雄

強制経
口投与

13 週間

イヌ

強制経
口投与

13 週間、 0、4、20、100
そ の 後
mg/kg/日
回 復 性
観察

結

果

0、11、51-55、 対照群:異常なし
289-299
11 mg/kg /日:異常なし
mg/kg/日51-55 mg/kg/日以上:摂餌量の減少、体重増加
率の減少、死亡、脾臓の髄外造血の亢進、精巣の萎縮、精子形成能の低下、胆管上皮の過形成

文献
Lee et al.,1976

NOAEL: 11 mg/kg/日
Lee et al.,0、7、35-37、 対照群:異常なし
1976
145-155
7 mg/kg/日:異常なし
mg/kg/日
35-37 mg/kg/日以上:摂餌量の減少、体重増加
抑制、ALT の上昇、メトヘモグロビン血症、血小板の増加、脾臓の髄外造血の亢進、精巣の萎縮
NOAEL: 7 mg/kg/日
Lee et al.,
対照群:異常なし
1976
4mg/kg/日以上:脾臓の髄外造血の亢進
20 mg/kg/日以上:食欲減退、体重減少、強直、痙攣、麻痺、貧血、メトヘモグロビン血症、血小板の増加、リンパ球の減少、アルカリフ
ォスファターゼの増加、ALT と尿素窒素の増加、胆管の上皮の過形成、肝臓の変性・炎症、腎臓の変性・炎症、精巣の萎縮
100 mg/kg/日:死亡

20

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動物種等 投与方法 投与期間

投与量

結

果

文献

ＬOAEL: 4 mg/kg/日

7.3.5

生殖・発生毒性 (表 7-5)生殖・発生毒性については、DNTによる催奇形性は報告されていない。2,4-DNTを雄ラットに13週間混餌投与した試験で、繁殖能力の低下がみられており、LOAELは45 mg/kg/日である。
ラットに3世代に亘って混餌投与した繁殖試験においては、F1、F2世代に生存率の低下がみられている。LOAELは0.01% (34.5 mg/kg/日相当) である。また、ラットに工業用DNTを妊娠7～20日に経口投与した試験で、吸収胚の増加がみられている。
表 7-5

2,4-ジニトロトルエンの生殖・発生毒性試験結果

動物種等 投与方法 投与期間
投与量
マウス 経口投与 2日間(優性致 0、250 mg/kg/日
死試験)
2,4-DNT
DBA
雄
マウス
ICR
雌
50匹/群

強制経口 妊娠6-13日目 0、390 mg/kg/日
投与
コーン油 2,4-DNT

結
F0 :妊娠率低下果

F0 :390 mg/kg/日;死亡(15/50)
LOAEL:390 mg/kg/日

文献
Soares &Lock,1980

Hardin et al.,
1987

F 1 :影響なし(奇形についての観察実施せ
ず)

ラット
SD
雄
10匹/群

強制経口
投与
投与後雌
と7週間
交配(2匹/
週)
優性致死
試験に相
当する試
験

5日間
コーン油

NOAEL:390 mg/kg/日
0、60、180、240 F 0 :Lane et al.,mg/kg/日60 mg/kg/日 :チアノーゼ、繁殖能に影響な 1985
2,4-DNTし180 mg/kg/日:チアノーゼ、着床前吸収胚増加(第 2 週目の交配結果)、交配率の低下(第 5 週目の交配結果)
240 mg/kg/日:死亡、交配率の低下(第 1-6週目の交配結果)

LOAEL:60 mg/kg/日
強制経口 妊娠7-20日目 0、14、37.5、75、F 0 :ラット投与
開腹20日 100 、 150 mg/kg/ 37.5 mg/kg/日以上:脾臓重量増加
F344
コーン油 日(76%2,4-DNT、 75 mg/kg/日以上:肝臓重量増加
雌19% 2,6- DNT 、 100 mg/kg/日: 体重増加抑制
13-23匹(対1% 未 満 の 3,5- 150 mg/kg/日: 体重減少
照群：37匹)DNT+他の異性体 LOAEL:14 mg/kg/日
F 1 :14-100 mg/kg/日:影響なし
150 mg/kg/日:吸収胚増加

21

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Price et al.,1985

動物種等 投与方法 投与期間
投与量
結
果
文献
ラット 混餌投与 3世代繁殖試 0 、 0.0015 (15 F 0 :験ppm) 、 0.01 (100 0.07%:体重低値
Ellis et al.,SDppm) 、 0.07 (700 NOAEL:0.01%
1979
雄10匹/群ppm)%
雌20匹/群F1 :2,4-DNT
0.07%:体重低値、新生児の生存率低下
F 2 :0.07%:体重低値、新生児の生存率低下

混餌投与
ラット
SD
雄
混餌投与
ラット
SD
雄
9-10匹/群

14日間

3週間

ラット
雄

混餌投与

13週間

ラット
雄

混餌投与

2年間迄

イヌ
雄

経口投与

13週間

ラット
雄

不明

13週間

イヌ
雄

不明

13週間

NOAEL:0.01％ (34.5 mg/kg/日相当)
0、104、165、261 F 0 :精子形成障害(用量依存的)
McGown et
mg/kg/日al.,1983
2,4-DNTBloch et al.,F 0:0、0.1、0.2%
2,4-DNT
0.1%:体重増加抑制、精巣に局所的影響(具 1988
(0、50、100 mg/kg/
体的記載なし、セルトリ細胞の変化)
日に相当)
0.2%:体重増加抑制、重度の精子形成障害、広範なセルトリ細胞の空胞化、精細管/周囲組織の不規則化、FSH 及び LHの高値

0、45 mg/kg/日
2,4-DNTLOAEL:0.1% (50mg/kg/日相当)
F 0:精細管の萎縮、変性、繁殖能低下

Ellis et al.,
1979

LOAEL:45 mg/kg/日
Ellis et al.,0、0.6 、35 mg/kg/ F 0 :1979; Lee et
日
0.6 mg/kg/日:精細管の萎縮頻度の上昇
2,4-DNT
35 mg/kg/日:精細管の萎縮頻度の上昇、精 al.,1978,
1985
子形成障害
LOAEL:0.6 mg/kg/日
Ellis et
0 、 5 、 25 mg/kg/ F0:al.,1985; Lee日
5 mg/kg/日:影響なし
2,4-DNT
25 mg/kg/日:中等度から重度の精巣変性、 et al.,1978
精子形成障害NOAEL:5 mg/kg/日
0、 7 、 35 mg/kg/ F 0:日
7 mg/kg/日:影響なし
2,6-DNT
35 mg/kg/日:精巣萎縮Lee et al.,1976

NOAEL:7 mg/kg/日
0 、 4 、 20 、 100 F0:mg/kg/日
4 mg/kg/日:影響なし
2,6-DNT
20 mg/kg/日以上:精巣変性

Lee et al.,1976

NOAEL：4mg/kg/日

7.3.6

遺伝毒性 (表 7-6～7-9)

DNT、特に 2,4- 及び 2,6-DNT の遺伝毒性については多くの報告があり、2,4-及び 2,6-DNT はバクテリアの系で明らかに復帰突然変異を誘発し、in vivo では DNA との結合や不定期 DNA 合22

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成の誘発がみられている。一方、工業用 DNT は 2,4-及び 2,6-DNT ほど報告は多くないが、バクテリアの系で復帰突然変異を誘発し、in vivo 試験では SCE 及び不定期 DNA 合成を誘発している。これらのことから 2,4-、2,6-及び工業用 DNT は遺伝毒性を有すると考える。一方、2,5及び 3,5-DNT はバクテリアの系では突然変異を誘発しているものの、培養細胞及び in vivo の系
では陰性の報告もあるが、報告数は少ない。しかし、これらの異性体も遺伝毒性を示す可能性は高いと考える。
表 7-6
試験系
in vitro

復帰突然変異2,4-ジニトロトルエンの遺伝毒性試験結果

試験材料
ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1535
TA1537
TA1538

プレート法
Aroclor 処理ラット
S9
被験物質処理 3 時間
純度 99.98%以上

ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1535
TA1537
TA1538TA100NR3

ND

ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1535
TA1537
TA1538ND

ネズミチフス菌TA98
TA100
YG1021
YG1024

プレート法

YG1026
YG1029
YG1041
YG1042
ネズミチフス菌
TA98
TA100
ネズミチフス菌
TA98
TA100
大腸菌 WP2 uvrA
前進突然変異処理条件

ネズミチフス菌
TM677

用量

ハムスターS9
フラビンモノヌク
レオチド添加
ND
プレート法
Aroclor 処理ラット
S9
被験物質処理 3 時間
純度 99.98%以上

23

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文献
Couch et al.,1981

200μg/plate200μg/plate200μg/plate200μg/plate200μg/plate

+
－
+
+
+

－
－
－
－
－

2,500μg/mL
250μg/mL
2,500μg/mL
2,500μg/mL
2,500μg/mL
ND

－
+
－
－
－
－

－
－
－
－
－
+

125μg/mL
125μg/mL
5,000μg/mL
3,333μg/mL
250μg/mL

+
+
－
－
+

+
+
－
－
－

－
+
+
+

ND
ND
ND
ND

+
+
+
+

ND
ND
ND
ND

－
－

－
－

－
－

+
－

5,000μg/mL－－

Dunkel etal., 1985

500μg/mL++

Couch et al.,1981

0-5μmole/plate

NR(ニトロ還元酵素)+
OAT(0- ア セ チ ル 転 移
酵素)+
NR+
OAT+
NR+, OAT++
NR+, OAT++

ND

結果 a)
- S9
+S9

210μg/mL

Spanggord& Suta,1982

Dunkel etal., 1985

Sayama etal., 1998

Dellarco &Prival, 1989

ND

試験系
DNA 損傷(umu
試験)

試験材料
ネズミチフス菌
NM1000 NR－
NM1011 NR++
NM2000 OAT－
NM2009 OAT++
NM3009 OAT,NR++
TA1535/pSK1002 NR+
大腸菌 PQ37

用量umuC 遺伝子の発現
被験物質処理 5 時間

最高陰性濃度

結果 a)
- S9
+S9

100μg/mL－

ND

最小陽性濃度
2.7μg/mL
91μg/mL
19μg/mL
7μg/mL50.5μg/mL

+
+
+
+
+

ND
ND
ND
ND
ND

－

－

－
+

ND
ND

文献
Oda et al.,
1992; 1993

SOS 修復ラット S90.1-100
μg / assay
0.1-100
μg/assay

マウスリンフォーマP388 細胞Umu 試験
OAT を高発現
OAT と NR を高発現
TK 遺伝子座
被験物質処理 30 分

1.6-1,000
μg/mL

+

－

Styles &Cross., 1983

CHO 細胞HPRT 遺伝子座

3×10-3M－－

Dunkel etal., 1985

CHO 細胞HPRT 遺伝子座
好気的及び嫌気的条件

8×10-4M

－
(好気的)
+
(嫌気的)

Couch et al.,1979

姉妹染色分体交換

CHO 細胞

Aroclor 1254 誘 導
SD ラットの S9840-1,260
μg/mL

－

+w

Loveday etal., 1989

染色体異常

CHO 細胞

Aroclor 1254 誘 導
SD ラットの S9100-1,000
μg/mL

－

－

Loveday etal., 1989

不定期 DNA 合成

ヒト及びラット肝細胞

ND0.0018-0.18
mg/mL

－

ND

細胞形質転換シリアンハムスター
胎児細胞

コロニー法
7 日間暴露1-10μg/mL－

ND

Brambilla &Martelli,
1990;
Butterworth
et al., 1989
Holen et al.,1990

細胞間連絡阻害

シリアンハムスター
胎児由来 BPNi 細胞

100-200μg/mL

DNA 損傷ラット肝初代培養細胞

色素移行法
被 験 物 質 添 加 3-24
時間後に色素添加
アルカリ溶出法
被験物質処理 3 時間

DNA 結合F344 ラット雌雄単回投与、腹腔内及び経口
32
P-ポストラベル法
投与 18 時間後に肝臓、腎臓、肺、乳腺を摘出150mg/kg

F344 ラット雄、80-90
日齢、36 匹/群

経口
肝臓の DNA、RNA、蛋白質との結合10、35 mg/kg

ネズミチフス菌
NM2009NM3009前進突然変異in vivo

処理条件

24

http://www.cerij.or.jp

0.03-3 mM+
ND(毒性用量のみで陽性)+
ND

Ozturk &Durusoy,
1999
Ozturk &Durusoy,
1999

Holen et al.,1990
Sina et al.,1983

La&Froines,＋(投与経路に 1992a
係わらず肝、腎、肺、乳腺
のいずれの
臓器でも陽
性)
+
Kedderis etal., 1984;
Long &
Rickert,1982;
Rickert etal., 1983;
Swenberg etal., 1983

処理条件

用量

単回、腹腔内投与 24時間後に肝、肺、小腸、大腸を摘出
単回、腹腔内投与 24時間後に肝、肺、小腸、大腸を摘出肝150 mg/kg

結果 a)
- S9
+S9
+

150 mg/kg+

Dixit et al.,
1986

ND

+

Mirsalis etat., 1989

100 mg/kg+

Mirsalis &Butterworth,
1982

ラット

単回、経口投与12 時間後肝細胞分
離
肝

ND

+

Ashby et al.,
1985

染色体異常

ヒト

リンパ球

ND

+

Huang et al.,
1995

小核

マウス

骨髄

ND

－

Ashby et al.,
1985

優性致死

CD ラット4-5 匹/群

混餌、10 週間

0.02-0.2％－

Ellis et al.,
1979

CD ラット
7-10 匹/群

混餌、13 週間

0.0015-0.07％－

Ellis et al.,
1979

CD ラット
10-15 匹/群

混餌、13 週間

0.15-0.5％－

Ellis et al.,
1979

CD ラット24 匹/群

混餌、13 週間

0.07-0.15％－

Ellis et al.,
1979

SD ラット10 匹/群

経口、5 日間

60-240mg/kg－

Lane et al.,
1985

DBA/2J マウス
20 匹/群

経口、2 日間

250mg/kg－

Soares &Lock, 1980

精子形態異常マウス

経口及び腹腔内
2 日間250mg/kg－

Soares &Lock, 1980

伴性劣性致死ショウジョウバエ

注射

1.5×10-3M
又は
7.5×10-3M+

Woodruff etal., 1985

結果 a)
- S9
+S9

文献

試験系

試験材料
F344 ラット雄A/J マウス雄、6-8 週齢

不定期 DNA 合成ラット
F344 ラット、雌雄文献
Dixit et al.,1986a) －; 陰性 ＋; 陽性
ND; データなしb) CHO 細胞 ; チャイニーズハムスター卵巣細胞

表 7-7

in vitro

2,6-ジニトロトルエンの遺伝毒性試験結果

試験名

試験材料

処理条件

復帰突然変異ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1535
TA1537
TA1538

プレート法
Aroclor 処 理 ラ ッ ト
S9
被験物質処理 3 時間
純度 99.98%以上

ネズミチフス菌TA98、TA1537
TA100、TA1535
TA1538ND

25

http://www.cerij.or.jp

用量
1,000μg/plate
1,000μg/plate
1,000μg/plate
1,000μg/plate
1,000μg/plate
ND

+
+
+
－
+

－
－
+
+
－

－
－
+

－
－
－

Couch et al.,
1981

Ellis et al.,
1978

試験名

試験材料

処理条件

用量

ネズミチフス菌TA98、TA100

ND

ND

ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1535
TA1537
TA1538TA100NR3

ND

ネズミチフス菌TA98
TA100
YG1021
YG1024

プレート法

YG1026
YG1029
YG1041
YG1042
前進突然変異

－

－
+
－
－
－
－

－
+
－
－
－
－

－
－
－
+

ND
ND
ND
ND

+
+
+
+

ND
ND
ND
ND

+

+

0.03-3 mM+

ND

2,500μg/mL
250μg/mL
2,500μg/mL
2,500μg/mL
2,500μg/mL
2,500μg/mL
0-5μmol/plate

NR(ニトロ還元酵素)+
OAT( ア セ チ ル 転 移 酵
素)+
NR+
OAT+
NR+, OAT++
NR+, OAT++

500μg/mL

ラット肝初代培養
細胞
CHO 細胞455μg/mL－－

マウスリンフォー
マ P388 細胞

TK 遺伝子座
被験物質処理 30 分

ND

－

－

不 定 期 DNA
合成

ヒト及びラット肝細胞

ND0.0018-0.18
mg/mL

－

DNA 結合性F344 ラ ッ ト 肝 細胞

腸内細菌抽出物による前処理なし腸内細菌抽出物により前処理
腸内細菌抽出物による前処理なし腸内細菌抽出物によ
り前処理
コロニー法
7 日間暴露色素移行法
被験物質添加 3-24 時
間後に色素添加ND

240μmol－

ND

240μmol+

ND

240μmol－

ND

240μmol+ND

1-10μg/mL－

ND

前進突然変異A/J マウス肝細胞

細胞形質転換
細胞間連絡阻害

シリアンハムスタ
ー胎児細胞
シリアンハムスタ
ー胎児 BPNi 細胞
チャイニーズハム
スターV79 細胞

in vivo－

プレート法
Aroclor 処 理 ラ ッ ト
S9
被験物質処理 3 時間
純度 99.98%以上
アルカリ溶出法
被験物質処理 3 時間
HPRT 遺伝子座

DNA 損傷ネズミチフス菌TM 677

結果 a)
- S9
+S9

不 定 期 DNA
合成

ラット/肝

経口

100-200μg/mL

182μg/mL

5、20 mg/kg

26

http://www.cerij.or.jp+
ND(毒性用量の
みで陽性)
－

ND

+

文献
Sayama etal., 1989
Spanggord& Suta,1982

Sayama etal., 1998

Couch et al.,
1981

Sina et al.,
1983
Abernethy &Couch, 1982
Styles &Cross, 1983
Brambilla &Martelli,
1990;
Butterworth
et al., 1989
Dixit et al.,1986

Dixit et al.,
1986

Holen et al.,
1990
Holen et al.,
1990
Dorman &Boreiko,
1983
Bermudez etal., 1979

試験名

DNA 結合性

試験材料

処理条件

用量

F344 ラット、雌雄単回、経口投与
投与 12 時間後肝細胞を分離
単回、腹腔内投与 24時間後に肝、肺、小腸、大腸を摘出
経口
肝臓の DNA、RNA、蛋白質との結合5-100 mg/kg

結果 a)
- S9
+S9
+

150 mg/kg+

10、35 mg/kg

+
（無菌動物
ではコンベ
ンショナル
動物の 10％以下）

150 mg/kg+

150 mg/kg

+
（投与経路
に拘わらず
肝、腎、肺、
乳腺のいず
れの臓器で
も陽性）
+

F344 ラット雄F344 ラ ッ ト 雄 、
80-90 日齢、36 匹/
群

A/J マウス雄、6-8
週齢F344 ラット雌雄

単回、腹腔内投与 12、24 時間後に肝、肺、小腸、大腸を摘出
単回投与、腹腔内及び経口
32
P-ポストラベル法
投与 18 時間後に肝臓、腎臓、肺、乳腺を摘出

BALB/c マウス/皮 経皮、4 回投与
膚a) －; 陰性 ＋; 陽性
ND; データなしb) CHO 細胞 ; チャイニーズハムスター卵巣細胞

表 7-8
試験
in vitro

復帰突然変異Mirsalis &Butterworth,
1982
Dixit et al.,1986
Kedderis etal., 1984;
Long &
Rickert,1982;
Rickert etal., 1983;
Swenberg etal., 1983
Dixit et al.,
1986

La &
Froines,
1992 aReddy et al.,1984

3,5-ジニトロトルエンの遺伝毒性試験結果

試験材料

処理条件

ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1535
TA1537
TA1538

プレート法
Aroclor 処理ラット S9
被験物質処理 3
時間
純度 99.98%以上
ND

ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1535
TA1537
TA1538TA100NR3
前進突然変異1.2μmol

文献

ネズミチフス菌
TM677

結果 a)
- S9
+S9

用量

プレート法
Aroclor 処理ラット S9
被験物質処理 3
時間
純度 99.98%以上

27

http://www.cerij.or.jp

40μg/plate
40μg/plate
40μg/plate
40μg/plate
40μg/plate

+
+
－
+
+

+
－
－
－
+

ND
125μg/mL
550μg/mL
ND
ND
550μg/mL

+
+
－
+
+
－

+
+
－
+
+
－

50μg/mL++

文献
Couch et al.,
1981

Spanggord& Suta,1982

Couch et al.,1981

in vivo

不 定 期 DNA
合成
優性致死

CHO 細胞HPRT 遺伝子座

364μg/mL－－

ラット初代培養
肝細胞
DBA/2J マウス

被験物質処理 18時間
経口及び腹腔内2 回投与

1×10-5-1×10-3 M

－

ND
－

250μg/mL

Abernethy &Couch, 1982
Bermudez etal., 1979
Soares &Lock, 1980a) －; 陰性 ＋; 陽性
ND; データなしb) CHO 細胞 ; チャイニーズハムスター卵巣細胞

表 7-9
試験系
in vitro

復帰突然変異前進突然変異前進突然変異不 定 期 DNA
合成
細胞形質転換
細胞間連絡阻害

in vivo

工業用ジニトロトルエンの遺伝毒性試験結果
試験材料

処理条件

ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1535
TA1537
TA1538

プレート法
Aroclor 処理ラット S9
被験物質処理 3
時間

ネズミチフス菌TM 677

CHO 細胞プレート法
Aroclor 処理ラット S9
被験物質処理 3
時間
TK 遺伝子座
被験物質処理 30
分
HPRT 遺伝子座

CHO 細胞

ラット肝細胞

マウスリンフォー
マ P388 細胞

シリアンハムスタ
ー胎児細胞
シリアンハムスタ
ー胎児 BPNi 細胞

姉妹染色分体交換

ラット/リンパ球

不 定 期 DNA
合成

F344 ラット、雌雄F344 ラット
コンベンショナ
ル動物
無菌動物

用量

結果 a)
- S9
+S9

Couch et al.,1981

1,000μg/plate
1,000μg/plate
1,000μg/plate
1,000μg/plate
1,000μg/plate

＋
－
－
－
＋

500μg/mL

＋

＋

ND

－

－

Styles &Cross, 1983

364μg/mL－－

HPRT 遺伝子座

6×10-4M

被験物質処理 18
時間
コロニー法
7 日間暴露色素移行法
被験物質添加3-24 時間後に色素添加
経口

10-5-10-4M

－
(好気的)
＋
(嫌気的)
－

Abernethy &Couch, 1982
Couch et al.,1979

1-10μg/mL－

単回、経口
投与 12 時間後に肝細胞を分離単回、経口
投与 2 又は 12 時
間後に肝細胞を
分離
経口

＋
－
－
－
＋

文献

Holen et al.,1990

100-200μg/mL＋
ND(毒性用量のみで陽性)

Holen et al.,
1990

100 mg/kg＋

Kligerman etal., 1982

100 mg/kg＋

Mirsalis &Butterworth,1982

35-250 mg/kg＋

Mirsalis etal., 1989

100 mg/kg－

http://www.cerij.or.jp

Bermudez etal.,1979

ND

＋

28

Couch et al.,1981

Mirsalis etal., 1982

小核

マウス/骨髄腹腔内

200、400 mg/kg

結果 a)
- S9
+S9
－

スポット試験

BL/6xBL/6 及 び
TxBL/6 マウス

腹腔内100 mg/kg－

優性致死DBA/2J マウス

経口及び腹腔内
2 回投与

250 mg/kg

－

試験系

試験材料

処理条件

用量

文献
Ashby et al.,
1985
Soares &Lock, 1980
Soares &Lock, 1980a) －; 陰性 ＋; 陽性
ND; データなしb) CHO 細胞 ; チャイニーズハムスター卵巣細胞

7.3.7

発がん性 (表 7-10～7-13)

IARC は、2,4-、2,6 及び 3,5-DNT はいずれもヒトに対する発がん性の証拠は不十分であるが、2,4-及び 2,6-DNT の動物に対する発がん性の証拠は十分であるとして 2,4-及び 2,6-DNT ともグ
ループ 2B（ヒトに対して発がん性を示す可能性のある物質）に分類、3,5-DNT はグループ 3（動物での発がん性の証拠は不十分で、ヒトに対する発がん性について分類できない物質）に分類
しており、工業用 DNT については、現在発がん性について評価されていない。
表 7-10 国際機関等でのジニトロトルエンの発がん性評価＜ジニトロトルエン(CAS No.: 25321-14-6)＞
機関/出典
IARC (2002)
ACGIH (2002)
日本産業衛生学会 (2002)
U.S. EPA (2002)
U.S. NTP (2001)

分

類
―
A3
―
―
―

分 類 基 準2002 年現在発がん性について評価されていない。
ヒトへの関連性は不明であるが、実験動物で発がん性が確認された物質。
2002 年現在発がん性について評価されていない。
2002 年現在発がん性について評価されていない。
2001 年現在発がん性について評価されていない。

＜2,4-ジニトロトルエン(CAS No.: 121-14-2)＞
機関/出典
IARC (2002)
ACGIH (2002)
日本産業衛生学会 (2002)
U.S. EPA (2002)
U.S. NTP (2001)

分 類
分 類 基 準グループ 2B ヒトに対して発がん性を示す可能性がある物質。
―
2002 年現在発がん性について評価されていない。
第 2 群 B 人間に対しおそらく発がん性があると考えられる物質であり、証拠が比較的十分でない物質。
―
2002 年現在発がん性について評価されていない。
―
2001 年現在発がん性について評価されていない。

＜2,6-ジニトロトルエン(CAS No.: 606-20-2)＞
機関/出典
IARC (2002)
ACGIH (2002)
日本産業衛生学会 (2002)
U.S. EPA (2002)
U.S. NTP (2001)

分 類
分 類 基 準グループ 2B ヒトに対して発がん性がある可能性がある。
―
2002 年現在発がん性について評価されていない。
第 2 群 B ヒトに対しておそらく発がん性があると考えられ、証拠が比較的に十分でない物質。
―
2002 年現在発がん性について評価されていない。
―
2001 年現在発がん性について評価されていない。

29

http://www.cerij.or.jp

＜3,5-ジニトロトルエン(CAS No.: 618-85-9)＞
機関/出典
IARC (2002)
ACGIH (2002)
日本産業衛生学会 (2002)
U.S. EPA (2002)
U.S. NTP (2001)

分 類
グループ 3――――

分 類 基 準ヒトに対する発がん性について分類できない。
2002 年現在発がん性について評価されていない。
2002 年現在発がん性について評価されていない。
2002 年現在発がん性について評価されていない。
2001 年現在発がん性について評価されていない。

＜2,4/2,6-ジニトロトルエン混合物(CAS No.: なし)＞
機関/出典
IARC (2002)
ACGIH (2002)
日本産業衛生学会 (2002)
U.S. EPA (2002)
U.S. NTP (2001)

分

類
―
―
―
B2
―

分 類 基 準2002 年現在発がん性について評価されていない。
2002 年現在発がん性について評価されていない。
2002 年現在発がん性について評価されていない。
恐らくヒト発がん性物質。動物で発がん性の十分な証拠があり、かつ、疫学調査から不十分な証拠、またはデータがない物質。
2001 年現在発がん性について評価されていない。

2,4-体によってマウスに腎がんが誘発されること (Hong, 1985)、またラットにおいては 2,4体または 2,6-体によって肝細胞がん、乳腺の線維腺腫などの発生率の増加がみられることが示された (Lee, 1985; Leonard et al., 1987)。特に 2,6-体は 2,4-体に比べて低い用量 (7 mg/kg/日の 52
週間の混餌投与) で肝細胞がんを誘発している (Leonard et al., 1987)。2,6-体を 18.8%含む工業用においては 35 mg/kg/日の 52 週間の混餌投与によって肝細胞がんの発生率の増加がみられた(Stoner, 1984; CIIT-Docket 12362, 1982)。2,6-体としての投与量は 0.188×35 mg/kg/日 = 6.58、前記の実験とほぼ同じ約 7 mg/kg/日である。また、本実験では 104 週において工業用 3.5 mg/kg/
日以上で肝細胞がんの発生率の増加がみられている。また、2,4-体、2,6 体は肝発がんにおけるプロモーション活性を有し (Leonard et al., 1986)、さらに 2,6-体はイニシエーション活性も有することが示されている (Leonard et al., 1983; Popp and Leonard, 1982)。

30

http://www.cerij.or.jp

表 7-11
動物種等 投与方法 投与期間

2,4-ジニトロトルエンの発がん性試験結果
投与量

結

果

腫瘍の誘発はみられなかった。

マウス
B6C3F1
雌雄
6 週齢雌
雄各群
50 匹
雌雄
A マウス
6-8 週齢
雌雄各群
26 匹

混餌投
与

91 週
0 、 0.008 、
78 週間、 0.04%
純度>95%

強制経
口投与

マウス
ICR
雌雄
雌雄各群
38 匹

混餌投
与

マウス
A、雌雄
6-8 週齢
雌雄とも52-53 匹

腹腔内
投与

ラット、
F344 雄130-150
g、28 匹

混餌投
与

ラット
F344
雌雄
約 6 週齢
雌雄とも
50 匹
ラット
SD
雌雄
離乳時、
雌雄とも
50 匹

混餌投
与

総投与量とし 肺の腫瘍の誘発はみられなかった。
30 週
2 回/週、 て、0、1,200、12 週間、 3,000、6,000(最大耐量) mg/kg
純度 92-95%(不純物は主に 2,6-DNT)
24 か月 0、0.01、0.07、 腎臓 腺腫又はがん(嚢胞状腺腫、嚢胞状乳頭状腺腫、嚢胞状乳
間0.5%(0、 14、 95、 頭状癌から成る)
雄
898 mg/kg/ 日
0
0/24
相当)
0.01
6/22*
純度 98.5-99%
0.07
16/19*( 不 純 物 は
0.5
10/29*
2,6-DNT)*Fisher 正確確率検定で有意(CERI 検定)
総投与量とし 肺の腫瘍の誘発はみられなかった。
30 週
3 回/週、 て、0、1,500、
8 週間、 3,000(最大耐量) mg/kg
純度 92-95%(不純物は主に 2,6-DNT)
52 週間 0 、 27 mg/kg/ 肝臓 肝細胞腺腫
0
0/20
日相当
27
1/20
投与群で 1 匹に肝細胞腺腫がみられた。また、肝臓の好酸性又は好塩基性変異細胞巣がそれぞれ投与群ラットの 70%にみられた。
(IARC は動物数が少ないこと、投与期間が短いことを指摘している。)
104 週
0、0.008 (最初 乳腺 線維腺腫
雌78 週間、 の 19 週間は
0
4/23
0.0075)、0.02%
0.008(記述なし)
純度>95%
0.02
23/50**Fisher 正確確率検定で有意24 か月 0 、 0.0015 、 肝臓 肝細胞腺腫
雄0.01、0.07%
間
01/25(雄で 0、0.57
0.00152/27± 0.02 、 3.92
0.01
1/19
± 0.15 、 34.5
0.07
2/27
±0.8、雌で 0、雌0.71 ± 0.02 、
0
0/23
5.14 ± 0.18 、
0.00152/28
45.3 ± 1.4

混餌投
与

31

http://www.cerij.or.jp

文献
NCI, 1978

Stoner,1984

Hong, 1985

Schut,
1982a;
Stoner,1984

Leonard etal., 1987

NCI, 1978

Lee, 1985

動物種等 投与方法 投与期間

投与量mg/kg/日相当)
純度 98.5-99%( 不 純 物 は
2,6-DNT)

イヌ
ビーグル
雌雄、
各6匹

強制経
口投与

24 か月

表 7-12動物種等 投与方法 投与期間A マウス
雌雄6-8 週齢
雌雄とも
26 匹

強制経
口投与

A マウス 腹腔内投与
雌雄6-8 週齢、雌雄とも
26 匹

0.2 、 1.5 、 10
mg/kg/日
純度 98%( 不 純 物 は
2,6-DNT)

結
0.01
0.07

果

文献

2/26
5/25

肝臓 肝細胞がん雄
01/25
0.0015
0/27
0.01
1/19
0.07
6/27
雌
0
0/23
0.0015
0/28
0.01
1/26
0.07
10/25*
皮膚 主に線維腫
雄02/25
0.0015
4/27
0.01
3/19
0.07
15/27#
乳腺 主に線維腺腫
雌011/23
0.0015
1/28
0.01
16/26
0.07
21/25#*Fisher 正確確率検定で有意#Dunnett’s 検定で有意(高用量は雌雄とも投与終了予定時までにほぼ死亡、19-20 か月における死亡率は雌雄とも 50%。)
腫瘍の誘発はみられなかった。

Ellis, 1985

2,6-ジニトロトルエンの発がん性試験結果
投与量

結

果

総投与量とし 肺の腫瘍の誘発はみられなかった。
30 週
2 回/週、 て、0、1,200、12 週間、 3,000、6,000(最大耐量) mg/kg
純度 98%
総投与量とし 肺の腫瘍の誘発はみられなかった。
30 週
3 回/週、 て、0、600、
8 週間、 1,500、3,000(最大耐量) mg/kg32

http://www.cerij.or.jp

文献
Stoner,1984

Stoner,1984

動物種等 投与方法 投与期間

投与量

混餌投
与

純度 98%
0、7、14 mg/kg/
日相当

ラット
F344
雄
130-150
g
28 匹

52 週間

表 7-13

強制経
口投与

A マウス
雌雄
6-8 週齢
雌雄とも
26 匹

腹腔内
投与

ラット
F344
雌雄
雌雄とも
130 匹

混餌投
与

果

文献

Leonard et
肝臓 肝細胞腺腫
al., 1987
00/20
718/20*
14
15/19*
肝臓 肝細胞がん
00/20
718/20*
14
19/19**Fisher 正 確 確 率
検定で有意(CERI 検定)
肝細胞癌の肺への転移が 7 mg/kg/day で
3/20 に、14 mg/kg/day で 11/19 にみられた。

混合物及び工業用ジニトロトルエンの発がん性試験結果

動物種等 投与方法 投与期間A マウス
雌雄6-8 週齢
雌雄とも
26 匹

結

投与量

混合物
30 週
2 回/週、 (2,4-体:2,6-体=2:1)
12 週間、 総投与量として、
0、1,200、3,000、6,000(最大耐量)mg/kg
純度
2,4-体 98.5-99%(不純物は2,6-DNT)
2,6-体 98%
混合物
30 週
3 回/週、 (2,4-体:2,6-体=2:1)
8 週間、 総投与量として、
0、960、2,400、
4,800(最大耐量)mg/kg
純度
2,4-体 98.5-99%(不純物は2,6-DNT)
2,6-体 98%
最長 104 工業用(2,4-体 76.5%、
週間、26、52、 2,6-体 18.8%、 3,478 (高用 体 2.43%、 2,3-体
1.54%、 2,5-体量は55)、104 0.69%、3,5-体週(高用 0.04%)
0、3.5、14、35
量はなし)で解 mg/kg/日 相当
剖

結

果

文献

肺の腫瘍の誘発はみられなかった。

Stoner, 1984

肺の腫瘍の誘発はみられなかった。

Stoner, 1984

肝臓 肝細胞がん
雄(26 週)
0
0%
3.5
0%
14
0/10
35
0/10
雌(26 週)
0
0%
3.5
0%
14
0/10
35
0/10
雄(52 週)
0
0%
3.5
0%

Stoner,1984;33

http://www.cerij.or.jp

0%
0%
0/10
2/10
0%
0%
0/10
0/10
0%
0%

CIIT-Docket
12362, 1982

動物種等 投与方法 投与期間

ラット
F344
雄
130-150g
28 匹

混餌投
与

52 週間

投与量

混合物
(2,4-体 76.5%、
2,6-体 18.8%、 3,4体 2.43%、 2,3-体
1.54%、 2,5-体
0.69%、3,5-体
0.04%)
35 mg/kg/日相当

ラット
F344

ND

ND

結

果

14
4/10
3/10
35
3/10
10/10
雌(52 週)
0
0%
0%
3.5
0%
0%
14
0/10
0/10
35
8/10
4/10
雄(55 週)
0
0%
0%
35
5/20
20/20
雌(55 週)
0
0%
0%
35
12/20
11/20
雄(78 週)
0
0%
0%
3.5
0%
0%
14
11/20
19/20
雌(78 週)
0
0%
0%
3.5
ND
ND
14
0/20
10/20
雄(104 週)
0
9/61
1/61
3.5
11/70
9/70*
14
16/23*
22/23*雌(104 週)
0
5/57
0/57
3.5
12/61
12/61*
14
53/69*
41/63**Fisher 正確確率検定で有意(CERI 検定、104 週のみについて行った。)(高用量群では死亡率の増加がみられたため 55
週で全例を解剖した。)
肝臓 肝細胞腺腫
00/20
3510/19*
肝臓 肝細胞がん
0
0/20
35
9/19*
肝臓 肝内胆管癌
0
0/20
35
2/19
*Fisher 正確確率検定で有意(CERI 検定)
イニシエーション-プロモーション試験
γ-GTP 陽性巣の計測によってイニシエーショ
ン活性の有無を検討。

工業用(2,4-体 76%、2,6体 18%、3,4-体、2,3-体それぞれ 3%
混合物 (工業用) 及び 2,6-体にイニシエーショ
未満)、2,6-、2,3-、2,4-、 ン活性が認められた。
2,5-、3,4-または
3,5-体
用量不明

34

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文献

Leonard etal., 1987

Leonard etal., 1983;
Popp &
Leonard,1982

動物種等 投与方法 投与期間

投与量

結果参
照

工業用
(2,4-体 76.5%、
2,6-体 18.8%、 3,4体 2.4%、 2,3-体
1.5%、 2,5-体
0.7%、3,5-体0.1%)、2,4-または
2,6-体
2,4-、2,6-体とも純度>99.4%

ラット
F344
雄
130-150g

結果参
照

結

果

イニシエーション-プロモーション試験
N-nitrosodiethylamine 150 mg/kg の単回腹腔内投与 2 週間後に各物質を以下の用量、期間で混餌投与。
2,4-体 0.47%を 6 又は 12 週間
2,6-体 0.06、0.12、0.24%を 6 又は 12 週間
混合物 0.55、0.2%を 3 又は 6 週間
γ-GTP 陽性巣の計測によってプロモーション
活性の有無を検討。

文献
Leonard etal., 1986

いずれにおいてもプロモーション活性がみられた。

7.4

ヒト健康への影響(まとめ)

DNT は経口、吸入あるいは皮膚経由で容易に吸収される。吸収された DNT は主に肝臓で代謝されるが、腸内細菌によっても代謝される。肝臓中ではシトクロム P450 による酸化的代謝が主体で、DNT はジニトロベンジルアルコールに代謝される。ジニトロベンジルアルコールは抱合され、ジニトロベンジルグルクロニドになるか、さらに酸化されジニトロ安息香酸になる。
ジニトロベンジルグルクロニドは一部胆汁中に排泄され、腸内細菌によって代謝され、腸から再吸収される。腸内細菌の主な役割はグルクロン酸抱合体の加水分解とニトロ基の還元である。
DNT の血液毒性は代謝物の芳香族アミンに起因する。ニトロ化合物からアミンへの還元過程の中間代謝物であるヒドロキシルアミンがヘモグロビンの第 1 鉄イオンを酸化してメトヘモグロ
ビンにする。また、DNT の発がん性については、ジニトロベンジルグルクロニドが腸内細菌によって代謝されてできたアミノベンジルアルコールが、肝臓で N-ヒドロキシル化されて硫酸と抱合するが、これは不安定で、分解してカルボニウム又はニトレニウムイオンになり、DNA と結合して突然変異やがんを誘発すると考えられている。
ヒトへの DNT の暴露では、2,4-あるいは 2,6-DNT に暴露された場合、チアノーゼ、貧血、頭痛、動悸、不安、不眠症、めまい、食欲不振、振戦、眼振、反応遅延、視覚障害、嘔吐、下痢、
体重減少、皮膚刺激、肝炎などがみられている。また、慢性影響として DNT のヒトでの、感作性、神経毒性、血管系への影響、心疾患、発がんについての報告があるが、これらの影響と
DNT の暴露量との関係が明らかな報告はない。
DNT の急性毒性は経口経路と吸入経路で著しく異なる。2,4-, 2,5-, 2,6-及び工業用 DNT の経口投与による急性毒性試験の LD50 は、マウスより感受性の高いラットにおいて、それぞれ 270～650、616～650、180～795 及び 1,000 mg/kg である。毒性としては、メトヘモグロビンの形成、中枢神経抑制のほか、肝臓への影響が認められている。
2,4-及び 2,6-DNT は実験動物において軽度の皮膚刺激性を示すが、眼刺激性は示さない。感作性に関しては、2,6-DNT はモルモットで軽度の感作性を示すが、他の異性体は感作性を示さない。
35

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DNT の実験動物における反復投与では、2,4-及び 2,6-DNT とも血液、中枢神経系、肝臓、腎臓、脳、脾臓及び精巣などに有害な影響を及ぼす。神経毒性はイヌへの経口投与でみられている。2,4-DNT の NOAEL は、ラットでは 2 年間の混餌投与試験から 0.57 mg/kg/日 (雄)、イヌでは 2 年間の強制経口投与試験から 0.2 mg/kg/日である。一方、2,6-DNT の NOAEL は、マウス
及びラットとも 13 週間の強制経口投与試験からそれぞれ 11 mg/kg/日及び 7 mg/kg/日である。
また、イヌでは 13 週間の経口投与試験で観察された脾臓における髄外造血の亢進から、LOAEL
は 4 mg/kg/日である。
生殖・発生毒性については、DNTに催奇形性は報告されていない。2,4-DNTを雄ラットに13週間混餌投与した試験で、繁殖能力の低下がみられており、LOAELは45 mg/kg/日である。ラットに3世代にわたって混餌投与した繁殖試験においては、F1、F2世代に生存率の低下がみられている。LOAELは0.01% (34.5 mg/kg/日相当) である。また、ラットに工業用DNTを妊娠7～20日に経口投与した試験で、吸収胚の増加がみられている。
遺伝毒性については、DNT、特に 2,4- 及び 2,6-DNT の遺伝毒性試験に関する多くの報告があり、2,4-及び 2,6-DNT はバクテリアの系で明らかに復帰突然変異を誘発し、in vivo では DNAとの結合や不定期 DNA 合成の誘発がみられている。一方、工業用 DNT は 2,4-及び 2,6-DNT ほ
ど報告は多くないが、バクテリアの系で復帰突然変異を誘発し、in vivo 試験では SCE 及び不定
期 DNA 合成を誘発している。これらのことから 2,4-、2,6-及び工業用 DNT は遺伝毒性を有すると考える。一方、2,5-及び 3,5-DNT はバクテリアの系では突然変異を誘発しているものの、培養細胞及び in vivo の系では陰性の報告もあるが、報告数は少ない。しかし、これらの異性体も遺伝毒性を示す可能性は高いと考える。
発がん性については、ヒトでの疫学調査が行われているが、明確な相関は見られていない。
実験動物では、2,4-体によってマウスに腎がんが誘発されること (Hong, 1985)、またラットにおいては 2,4-体または 2,6-体によって肝細胞がん、乳腺の線維腺腫などの発生率の増加がみられている。特に 2,6-体は 2,4-体に比べて低い用量 (7 mg/kg/日の 52 週間の混餌投与) で肝細胞がんを誘発している。2,6-体を 18.8%含む工業用においては 35 mg/kg/日の 52 週間の混餌投与によって肝細胞がんの発生率の増加がみられている。2,6-体としての投与量は 0.188×35 mg/kg/日 =6.58、前記の実験とほぼ同じ約 7 mg/kg/日である。また、本実験では 104 週において工業用 3.5
mg/kg/日以上で肝細胞がんの発生率の増加がみられている。また、2,4-体、2,6 体は肝発がんにおけるプロモーション活性を有し、さらに 2,6-体はイニシエーション活性も有することが示されている。
IARC は 2,4-、2,6 及び 3,5-DNT はいずれもヒトに対する発がん性の証拠は不十分であるが、しかし、2,4-及び 2,6-DNT の動物に対する発がん性の証拠は十分であるとして 2,4-及び 2,6-DNT
ともグループ 2B（ヒトに対して発がん性を示す可能性のある物質）に分類、3,5-DNT はグループ 3（ヒトに対する発がん性について分類できない物質）に分類しており、工業用 DNT については、現在発がん性について評価されていない。

36

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文献(文献検索時期：2002 年 4 月1))

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データベースの検索を 2002 年 4 月に実施し、発生源情報等で新たなデータを入手した際には文献を更新した。また、2004 年 4 月に国際機関等による新たなリスク評価書の公開の有無を調査し、キースタディとして採用すべき文献を入手した際には追加した。

37

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平成 18 年 3 月 1 日
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