CERI 有 害 性 評 価 書

ジクロロメタン
Dichloromethane

CAS 登録番号：75-09-2

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

財団法人化学物質評価研究機構
安全性評価技術研究所

ii

目

次

1． 化学物質の同定情報...................................................................................................................... 1
2． 我が国における法規制 .................................................................................................................. 1
3． 物理化学的性状.............................................................................................................................. 24． 製造輸入量・用途情報 .................................................................................................................. 2
5． 環境中運命 ..................................................................................................................................... 3
5.1 大気中での安定性....................................................................................................................... 3
5.2 水中での安定性........................................................................................................................... 3
5.2.1 非生物的分解性.................................................................................................................... 3
5.2.2 生分解性................................................................................................................................ 3
5.3 環境水中での動態....................................................................................................................... 4
5.4 生物濃縮性 .................................................................................................................................. 4
6． 環境中の生物への影響 .................................................................................................................. 4
6.1 水生生物に対する影響 ............................................................................................................... 4
6.1.1 藻類に対する毒性 ................................................................................................................ 4
6.1.2 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................... 5
6.1.3 魚類に対する毒性 ................................................................................................................ 6
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................... 7
7． ヒト健康への影響.......................................................................................................................... 8
7.1 生体内運命 .................................................................................................................................. 8
7.2 疫学調査及び事例......................................................................................................................11
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................. 17
7.3.1 急性毒性.............................................................................................................................. 17
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 18
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 18
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 18
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 22
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 24
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 29
7.4 ヒト健康への影響
文(まとめ) .................................................................................................. 34

献 ............................................................................................................................................... 36

iii

1．化学物質の同定情報
物質名

化学物質排出把握管理促進法
化学物質審査規制法
CAS登録番号
構造式

ジクロロメタン
塩化メチレン、二塩化メチレン、メチ
レンクロリド、メチレンジクロリド
政令号番号 1-145
官報公示整理番号 2-36
75-09-2

H
Cl

C

Cl

H
分子式
分子量

CH2Cl284.93

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
労働安全衛生法

環境基本法

水道法
下水道法
水質汚濁防止法
大気汚染防止法
土壌汚染対策法
海洋汚染防止法
船舶安全法
航空法
廃棄物処理法項
目
第一種指定化学物質
指定化学物質 (第二種監視化学物質)
第二種有機溶剤
変異原性が認められた既存化学物質
名称等を表示すべき有害物
名称等を通知すべき有害物指針を公表した化学物質
管理濃度 10 ppm
水質汚濁に係る環境基準 0.02 mg/L
地下水の水質汚濁に係る環境基準 0.02 mg/L
土壌汚染に係る環境基準 0.02 mg/L
(溶出試験検液濃度)
大気の汚染に係る環境基準 0.15 mg/m3 (年平均)
水質基準 0.02 mg/L
水質基準 0.2 mg/L
排水基準 0.2 mg/L
指定物質
環境基準 0.15 mg/m3 (年平均値)
特定有害物質、土壌溶出量基準 0.02 mg/L
有害液体物質 D 類
毒物類
毒物
特別管理産業廃棄物判定基準 2 mg/L (廃酸・廃塩基、含有量)・0.2 mg/L
(汚泥など、溶出量)1

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

ヘンリー定数換 算 係 数
(気相、20℃)

特 性 値
無色液体
-95℃
39.75℃
引火点なし (引火せず)
556℃
12～25 vol％ (空気中)1.3255 (20℃/4℃)
2.93 (空気 = 1)
46.4 kPa (20℃)、66.5 kPa (30℃)
log Kow = 1.25 (測定値)、1.34 (推定値)
解離基なし
Koc = 24 (推定値)
水：13 g/L (20℃)
アルコール、エーテル、ジメチルホ
ルムアミドなどの有機溶媒：混和
329 Pa･m3/mol (25℃、測定値)
1 ppm = 3.53 mg/m3
1 mg/m3 = 0.283 ppm

4．製造輸入量・用途情報

出典
Merck, 2001
Merck, 2001
Merck, 2001
NFPA, 2002
IPCS, 2000
IPCS, 2000
Merck, 2001
計算値
Verschueren, 2001
SRC:KowWin, 2002
U.S.NLM: HSDB, 2002
IPCS, 2000
U.S.NLM:HSDB, 2002
SRC:HenryWin, 2002
計算値

(表 4-1、表 4-2)
表 4-1

製造・輸入量等 (トン)

年
1997
1998
1999
2000
製造量
101,994
97,26584,69979,896
輸入量
7,886
7,189
10,98017,907
輸出量
5,787
5,398
4,733
4,318
国内供給量
104,093
99,05690,946
93,485
出典：通商産業省 (1998-2000)、経済産業省 (2001-2002)、財務省 (2003)

表 4-2

ジクロロメタンの用途別使用量の割合
用途

割合(%)

洗浄剤（プリント基板、金属脱脂）
医薬・農薬溶剤
エアゾール噴射剤、塗料剥離剤
ポリカーボネートの反応溶剤
ウレタンフォーム発泡助剤
繊維・フィルム溶剤
接着剤
その他溶剤
合
計
出典：製品評価技術基盤機構 (2002)

50
16
9
6
5
5
4
5
100

2

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2001
70,022
10,71
3,089
77,684

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)
1.42×10-13 (25℃、測定値)
データなし
1.66×10-17 (25℃、測定値)

濃度 (分子/cm3)
5×105～1×106

半減期
2～4 か月2.4×108～2.4×109

0.6～6 年

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

290 nm 以上の光を吸収しないので、大気環境中では直接光分解されない (U.S.NLM:HSDB,
2002)
水中での安定性5.2
5.2.1

非生物的分解性

一般的な環境水中では加水分解を受け難く、加水分解半減期の最も短い報告でも18か月である (U.S. NLM: HSDB, 2002)。290 nm 以上の光を吸収しないので、表層水中では太陽光に1年以上暴露されても光分解されない (U.S. NLM: HSDB, 2002)。

5.2.2

生分解性

a 好気的生分解性(表 5-2)

表 5-2

化学物質審査規制法に基づく生分解性試験結果

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

分解率 (%)
13
1

判定結果
難分解性

被験物質濃度：100 mg/L、活性汚泥濃度：30 mg/L、試 験 期 間 ：4 週間
出典：通商産業省 (1986) 通商産業公報 (1986 年 12 月 27 日)

その他に、馴化した条件では生分解速度は速くなるとの報告がある (U.S. NLM: HSDB, 2002)。
b 嫌気的生分解性嫌気性菌を用いた生分解性試験では、分解半減期は11日であったとの報告がある (U.S. NLM:
HSDB, 2002)。
以上のことから、ジクロロメタンは馴化を行った特定の好気的条件及び嫌気的条件では生分解されると推定される。

3

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環境水中での動態

5.3

ヘンリー定数を基にした水中から大気中への揮散については、水深1 m、流速1 m/秒、風速3
m/秒のモデル河川での半減期は1時間で、水深1 m、流速0.05 m/秒、風速0.5 m/秒のモデル湖水での半減期は4日と推算される (Lyman et al., 1990)。
蒸気圧は46.4 kPa (20℃) であり、ヘンリー定数は大きい (329 Pa･m3/mol、25℃)。土壌吸着係
数 Koc は24 と小さいので土壌には吸着され難いと推定される。
以上のことなどから、環境水中にジクロロメタンが排出された場合は、高い揮発性のために、生分解されるよりも速やかに大気に揮散されると推定される。
生物濃縮性

5.4

(表 5-3)

表 5-3
生物種
コイ

化学物質審査規制法に基づく濃縮性試験結果
濃度 (mg/L)
0.25
0.025

試験期間 (週間)6

濃縮倍率
2.0～5.4
6.4 未満～40

判定結果
濃縮性がない又は低い

出典：通商産業省 (1986) 通商産業公報 (1986 年 12 月 27 日)

6．環境中の生物への影響
水生生物に対する影響

6.1
6.1.1

藻類に対する毒性 (表 6-1)

藻類の生長阻害におけるEC50 は淡水種のセレナストラムと海産種のスケレトネマの報告があり、ともに662 mg/L超であった (U.S. EPA, 1978)。その他、緑藻のセネデスムス、クロレラ、
クラミドモナスに関する報告があるが、いずれの毒性値も1,000 mg/L超であった。また、調査した範囲では生長阻害を指標としたNOECの報告はなかった。
表 6-1
生物種
淡水
Selenastrum
capricornutum1)(緑藻、ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)
Scenedesmus
quandricauda(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)
Chlorellavulgaris(緑藻、ｸﾛﾚﾗ)
Chlamydomonas
anglosa(緑藻、ｸﾗﾐﾄﾞﾓﾅｽ)

ジクロロメタンの藻類に対する毒性試験結果

試験法/
方式

温度
(℃)

止水

ND

エンドポイント

96 時間 EC50

生長阻害
ｸﾛﾛﾌｨﾙ a
細胞数

濃度(mg/L)

> 662
> 662
1,450
(n)

止水
閉鎖系

27

8 日間毒性閾値 1)

生長阻害

止水

19

3 時間 EC50

光合成阻害
CO2 吸収

2,300
(n)

止水

19

3 時間 EC50

光合成阻害
CO2 吸収

1,500
(n)

4

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文献

U.S. EPA,
1978
Bringman &Kuhn, 1977,
1978a
Hutchinson etal., 1978

生物種

試験法/
方式

温度
(℃)

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

海水
U.S. EPA,
Skeletonema
止水
ND
96 時間 EC50
生長阻害
> 662
1978
costatum
ｸﾛﾛﾌｨﾙ a
細胞数> 662(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、2) 対照区と比較して 3％の影響を与える濃度 (EC3)、3) 対照区と比較して 5％の影響を与える濃度 (EC5)無脊椎動物に対する毒性 (表 6-2)

6.1.2

無脊椎動物に対するジクロロメタンの急性毒性については、淡水種としてオオミジンコの報告があり、このうち信頼ができるデータはジクロロメタンの揮発性を考慮して、試験を半止水
あるいは止水方式の閉鎖系又は密閉方式で実施したもの、あるいは試験液中の被験物質濃度を測定し 、そ の測定 濃度 で毒性 値を 示した もの である 。オ オミジ ンコ の48時間 LC50 は136～
1,250mg/L、24時間及び48時間EC50は1,682～2,100mg/Lであった。
海産甲殻類のミシッドシュリンプとグラスシュリンプに対する毒性試験の報告があり、48
時間及び96時間LC50は108.5～256mg/Lであった (Burton and Fischer, 1990; U.S. EPA, 1978)。
調査した範囲で長期毒性試験の報告は得られていない。

生物種

表 6-2

ジクロロメタンの無脊椎動物に対する毒性試験結果

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

生後 24
時間以内

U.S.
EPA
止水
閉鎖系
止水

22
±1

173

7.49.448 時間 LC50

220
(n)

LeBlanc,
1980

20

ND

24 時間 EC50
遊泳阻害

2,100
(n)

止水

ND

ND

8.0
±
0.2
ND

48 時間 LC50

1,250
(n)

DIN1)
38412-2
止水
閉鎖系
止水
閉鎖系
閉鎖系

20

ND

ND

24 時間 EC50
48 時間 EC50
遊泳阻害

1,959
1,682
(n)

Bringmann& Kuhn,1982
Bringman &Meinck,1964
Kuhn et al.,
1989

23
±2
1820

ND

ND

48 時間 LC50

11.7

8

48 時間 LC50
48 時間 NOEC

136
(n)
480
100

硬度

pH

エンドポイント(mg CaCO 3 /L)

濃度

文献(mg/L)

淡水
Daphnia magna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)5

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Abernethy etal., 1986
RIVM, 1986

生物種

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

硬度

pH

エンドポイント(mg CaCO 3 /L)

濃度

文献(mg/L)

海水
Americamysis
ND
止水
ND
ND
ND 96 時間 LC50
256
U.S. EPA,
bahia
(n)
1978
(甲殻類、
ﾐｼﾂﾄﾞｼｭﾘﾝﾌﾟ、
ｱﾐ科)
ASTM2) 20±2
体長
塩分濃度:6.1- 48 時間 LC50
Palaemonetes
108.5 Burton &
20ｍｍ
8-12‰
8.0
pugia
止水
(m)
Fischer,
以内の
(甲殻類、
密閉
1990
幼生
ｸﾞﾗｽｼｭﾘﾝﾌﾟ、
ﾃﾅｶﾞｴﾋﾞ科)
ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度、閉鎖系: 試験容器や水槽にフタ等をしているが、ヘッドス
ペースはある状態、密閉: 試験容器上端まで試験液を満たしてヘッドスペースはない状態
1) ドイツ規格協会 (Deutsches Institut fur Normung) テストガイドライン、2) 米国材料試験協会 (American
Society for Testing and Materials) テストガイドライン

6.1.3

魚類に対する毒性 (表 6-3)

信頼できるデータは、ジクロロメタンの揮発性を考慮して試験を流水、半止水あるいは止水方式の閉鎖系又は密閉方式で実施したもの、あるいは試験液中の被験物質濃度を測定し、その測定濃度で毒性値を示したものである。淡水魚としては、ファットヘッドミノー、メダカ、ブルーギル及びニジマスに関する急性毒性データがある。その 96 時間 LC50 は 193.0～502 mg/Lの範囲にある。
長期毒性としては、ファットヘッドミノーの初期生活段階毒性試験での致死と成長を指標とした32日間NOECがそれぞれ142 mg/Lと82.5 mg/L (Dill et al.,1987)、ファットヘッドミノー及びニジマスの受精卵からふ化後4日まで暴露した試験でのLC50 がそれぞれ約34 mg/Lと13.2 mg/L
（Black et al., 1982）、さらにメダカの致死を指標とした3週間のNOECが75 mg/L (RIVM, 1986) の報告がある。
海水魚としては、マミチョグに対する試験報告があり、その48時間LC50は97.0 mg/L (Burtonand Fischer, 1990) であった。
表 6-3
生物種
淡水
Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

ジクロロメタンの魚類に対する毒性試験結果

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

受精後
24 時間
以内の卵

ASTM1)
流水

25±1

73-82

平均体長
4.9mm、
平均体重
1.04g

流水

12

硬度

ND

pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

7.68.1
6.88.696 時間 LC50

502
(m)
142

Dill et al.,1987

7.88.06

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32 日間 NOEC
致死
32 日間 NOEC
成長
96 時間 LC50

82.5
(m)
193.0
(m)

Alexander
et al., 1978

生物種

大きさ/
成長段階
受精後
2-8 時間
以内の卵

試験法/
方式
流水
閉鎖系

Lepomismacrochilus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)
Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

ふ化後
1 年以内
0.32-1.2 g
受精後30 分以内
の卵

U.S.
EPA
止水
流水
閉鎖系

Poecilia
reticulata(ｸﾞｯﾋﾟｰ)Oryzias latipes(ﾒﾀﾞｶ)

2-3 か月
齢

半止水
閉鎖系
助剤 2)
半止水

卵-仔魚

温度
(℃)
20.4±
0.6

硬度

pH

エンドポイント

7.8±
0.02

5.5 日間 LC50
(ふ化 0 日目)
9.5 日間 LC50
(ふ化 4 日目)

(mg CaCO3/L)

95.3±0.8

濃度(mg/L)>34

文献
Black etal., 1982

約 34
(m)

22±1

32-48

6.77.896 時間 LC50

220
(n)

Buccafusco
et al., 1981

13.3±
0.3

106±1.5

7.8±
0.07

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

13.5

Black etal., 1982

13.2
(m)
295
(n)

Konemann,
1981

3 週間 LC50
3 週間 NOEC
致死

106
75

RIVM,
1986

22±1

25

ND

25±1

11.7

7.68.4

海水Fundulus
ASTM1) 20±2
塩分濃度:
6.1- 48 時間 LC50
稚魚
97.0
Burton &heteroclitis
8-12‰
8.0
止水
(m)
Fischer,
ふ化後(ﾏﾐﾁｮｸﾞ、
密閉1990
23 日以内ﾒﾀﾞｶ科)
ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度、閉鎖系: 試験容器や水槽にフタ等をしているが、ヘッドス
ペースはある状態、密閉: 試験容器上端まで試験液を満たしてヘッドスペースはない状態
1) 米国材料試験協会 (American Society for Testing and Materials) テストガイドライン、2) 種類は未確認

6.2

環境中の生物への影響 (まとめ)ジクロロメタンの環境中の生物に対する影響については数多くのデータがある｡
ジクロロメタンは揮発性が高いことから、水生生物に関して信頼できるデータは試験を流水、閉鎖系又は密閉方式の半止水又は止水方式で実施したもの、あるいは試験液中の被験物質濃度を測定したものである。
藻類の生長阻害試験では、セレナストラム、セネデスムス及びスケレトネマの報告があり、阻害濃度は662～1,450 mg/Lの範囲である。これらの値はGHS急性毒性有害性区分に該当しない。
また、長期的な毒性指標としての生長阻害に関するNOECの報告はない。
無脊椎動物に対する急性毒性は、甲殻類のオオミジンコ、ミシッドシュリンプ、グラスシュ
リンプに対するものであり、108.5～2,100 mg/Lの範囲にある。これらの値もGHS急性毒性有害
性区分に該当しない。長期毒性に関する報告はない。
魚類の急性毒性データ (48～96時間LC50) は97.0～502 mg/Lの範囲にあり、マミチョグに対する48時間LC50 (97.0 mg/L) はGHS急性毒性有害性区分IIIに相当し、有害性を示す。長期毒性
としては、ファットヘッドミノー、ニジマス及びメダカの報告があり、このうち最小値はニジマスの受精卵からふ化4日目まで暴露したときの27日間LC50の13.2 mg/Lであった。
また、海産生物種に対する影響は、データが少なく明確ではないが、藻類、甲殻類及び魚類
では同程度の影響があると推察される。

7

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以上から、ジクロロメタンの水生生物に対する急性毒性は、魚類に対してGHS急性毒性有害性区分IIIに相当し、有害性を示す。
得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は、魚類であるニジマスに対する 27 日間
LC50 の 13.2 mg/L である。

7．ヒト健康への影響
7.1

生体内運命（表 7-1、図 7-1）
ジクロロメタンは蒸気圧が高いこと等で暴露経路として吸入が多く、主要吸収経路としての肺から迅速に吸収され全身へ循環する。ヒトの吸入暴露では濃度に依存して 30～75％程度が吸収され (ACGIH, 2001)、血液中濃度は 4 時間で平衡に達し、暴露終了後は急速に消失する(Stewart and Kaplan, 1981a,b)。
液体の皮膚接触からも吸収されるが、吸入経路に比べて吸収速度は遅い (IPCS, 1996)。
吸収されたジクロロメタン及びその代謝物は、ラットのデータでは、肝臓、腎臓、肺、脂肪組織、筋肉、脳に分布する (Carlsson and Hultengren, 1975; McKenna et al., 1982)。
ジクロロメタンの代謝は、1) シトクロム P450 経路 (CYP 経路) 及び 2) グルタチオン S転移酵素 (GST) 経路の 2 種により行なわれ、そのどちらか 1 つまたは両方を通して行なわれ、総代謝量は暴露量と動物の種が関連する 。
Cl
O2

H
HO

C

Cl
Cl

シトクロム
P-450

C

CO

O

+

HCl

H

CH2Cl2GSCHO

GST
GSCH2Cl

H2O

CO2

HCOOH

GSCH2OH

GSH

+

HCHO

グルタチオン
S-トランスフェラーゼ

GSCHO

図 7-1

HCOOH

CO2

ジクロロメタンの代謝

比較的低濃度では吸収されたジクロロメタンの大部分は未変化体のまま呼気に排出され、残りは通常の酸化的代謝 (シトクロム P450 (CYP)) の経路で一酸化炭素、二酸化炭素，無機塩素に代謝される。これ以上の濃度では酸化的代謝以外にグルタチオン転移酵素 (GST) の経路を含む代謝が行われる。GST の経路ではホルムアルデヒド、蟻酸を経て二酸化炭素に代謝される。
この経路は酸化的代謝経路が飽和する場合に作動する。シトクロム P450 (CYP) の経路ではミ8

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クロソームの代謝酵素 CYP 2E1 により酸化され、中間代謝物であるジクロロメタノール、塩化
ホルミルを経て、一酸化炭素、二酸化炭素になる (IPCS, 1996)。この一酸化炭素とヘモグロビンが結合し、血液中にカルボキシヘモグロビン (CO-Hb) が形成される。吸入されたジクロロ
メタンはきわめて早く排泄される。大部分は肺を経由して呼気から、比較的高濃度までは吸収された大部分のジクロロメタンは未変化体のまま呼気中に排出され、少量は尿や乳汁から排泄される。未変化体の尿中への排泄の割合は低い (IPCS, 1996)。
表 7-1

ジクロロメタンの生体内運命

動物種・試料等
実験条件
測定項目等
結
果
文献
ヒト
吸入 (座位)ECG、一連の血 初期吸収は急速:100～200 ppmの濃度で暴露開 Stewart &(非喫煙男性 暴露液検査項目、血 始1時間目までの血中濃度は0.6 mg/L (50 ppmで Kaplan,
ボランティ
7.5時間/日1981a,b
液生化学
0.2 mg/L)
ア、:23-27歳) 1日又は5日
血中ジクロロメ 暴露中－暴露終了2時間目の血中ジクロロメタ
3人タン濃度、血中 ン平衡状態時の濃度は暴露濃度依存的。暴露開50、100、150、CO-Hb値
始4時間目に血中濃度は平衡状態になり暴露中
200 ppm
止まで継続。暴露中止後、暴露濃度に対応し急速に血中から消失
暴露中止後7時間で暴露濃度150 ppmまでは血中濃度は0.1 mg/L以下。200 ppmでは16時間後に1.0
mg/L
肺の吸収は吸入量の70-75%
吸収されたジクロロメタンの25-34%が一酸化炭素として呼気中に排泄、未変化体の排泄は5%未
満
肺の最大一回換気中と血液中のジクロロメタン
及びCO濃度は暴露期間中不変。呼気中のジクロ
ロメタン及び一酸化炭素濃度は各暴露濃度群で一定。各暴露濃度群の血中CO-Hb平均濃度は低暴露濃度群から1.9、3.4、5.3、6.8%
100 ppm8時間暴露では平均CO-Hb飽和血中濃度は約3%と推定でき、一酸化炭素の推奨TLVである35 ppm暴露で生じるCO-Hb血中濃度上昇以下
ヒト
経皮吸収
Stewart &ガスクロマトグ 最大ジクロロメタン濃度: 30分後3.1 ppm(健康男女
母指 (無傷)ラフによる肺胞 2時間後呼気中ジクロロメタン濃度: 0.69 ppm Dodd, 1964
25-62歳、技術 をビーカー
呼気濃度測定) 皮膚の状態、症状:者)(揮発を防ぐ) 皮膚の状態、症 焼けるような感覚 (2分後)焼けるような感覚とともに麻痺の感覚やさらに中のジクロロ 状の記録
燃えるような感覚 (10分後)
メタンに2時
皮膚の発赤 (ごく軽度)、ごく軽度の白色鱗屑
間浸漬
ラット
SD
雄
10匹

14

C-ジクロロ
メタンを吸入
1,935 mg/m3(6,800 ppm)
1時間

ヒト
213 ppm( ボ ラ ン テ ィ 1時間吸入
ア,男, 1名)

血中、組織中の ジクロロメタン及びその代謝物濃度:
Carlsson &ジ ク ロ ロ メ タ 暴露直終了後濃度: 白色脂肪組織が最高、以下 Hultengren,
ン、CO、CO-Hb 肝臓、腎臓、副腎、脳に分布を確認
1975
値測定
脂肪組織と脳のジクロロメタンとその代謝物は暴露終了後急速に消失 (2時間後に脂肪組織では90%以上消失)
2時間後に肝臓では約25%、脳では75%消失
血中CO-Hb値の 暴 露 前 全 ヘ モ グ ロ ビ ン 量 に 対 す る CO-Hb 値 : Stewart et
測定
0.4% 、 暴 露 開 始 直 後 上 昇 し 3 時 間 後 に 最 大 値 al., 1972
(2.4%)

9

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動物種・試料等
実験条件
ラット
全身暴露
SD
6時間 14C-ジ
雄クロロメタン
2-9匹
50, 500, 1500ppm
赤外線分光分
析法

測定項目等
結
果
文献
ジ ク ロ ロ メ タ 放射能の分布: 肝臓、腎臓、肺、脳、精巣上体 McKenna et
ン、二酸化炭素、脂肪、筋肉､精巣、等に分布
al., 1982
一酸化炭素 (放 血中CO-Hb値は暴露開始 (約30分) 直後から急射能) 濃度:速に上昇し、暴露終了時までほぼ一定のレベル
全血、血漿、呼 を保つ。500 ppm以上の群で血中CO-Hb値が増加
気、尿、糞、カ しないのは、一酸化炭素生成が飽和したためとーカス、皮膚、 推定
肝臓、腎臓、肺、脳、精巣上体脂
肪、筋肉､精巣、肝臓、肺
肝臓/肺の細胞 GST活性、Reitz et al.,Vmax (nM産生物質/分/mgタンパク質)
ラット
質画分, ミク CYP活性の測定 最尤推定値は、マウス、ラット、ハムスター、 1988
(F344)
ロゾーム画分ヒトの順に、マウスを分離
測定結果及び文 GST活性 : 118.2、計算不能、計算不能、6.04(B6C3F1)～7.05 (2名の範囲)
献値を用い
ハムスター
PB-PK model に CYP活性 : 15.9、5.39、20.8、1.53～13.0 (4名の(Syrian
範囲)
よるリスク評価
Golden)
上記結果及び文献値を用いPB-PK数学モデル
実施。
ヒト
により発がんリスクを計算 (PB-PK数学モデル:(事故死し臓LMS モデル、ロジットモデル (logit model)、ワ
器移植対象健イブルモデル、プロビットモデル) LMS モデル
常人)
が最も大きなリスクを示した。
吸入暴露での肝臓がん、肺がん、肝＋肺がんのユニットリスクは、3.8×10-8 、6.8×10-9 、
3.7×10-8 であり、受容リスクを10-5 とすると、肝＋肺がんについては、270μg/m3 となる。50ppm ジクロロメタン職業暴露時のリスクは、
各々1.4×10-5 、3.7×10-7 、1.8×10-5
マウス
肝 臓 、 腎 臓 、 細 胞 質 中 の 種差を、ホルムアルデヒド産生を指標に比較: Thier et al.,B6C3F1
赤 血 球 ( ヒ ト GSTT1-1 活 性 測 肝臓での活性 (平均値、単位:nM/分/mg細胞質タ 1998
定のみ)ンパク) :雌マウス (29.7) ＞雄マウス (18.2) ＞
ラットF344、
ラット (3.71) ＞HC (1.60) ＞LC (0.62) ＞ハム
ヒトの分類
スター (0.27) ＞NC (不検出)、
ハムスター
NC: 抱 合 体 非 腎臓での活性 (平均値、単位: nM/分/mg細胞質タ
SG、形成者ンパク) :雌マウス (3.88) ＞雄マウス (3.19) ＞
LC: 抱合体低形 HC (3.05) ＞ラット (1.71) /LC (1.38) ＞ハムスヒト
成者
ター (0.25) /NC (不検出)
HC: 抱 合 体 高 ヒトのNCでは活性は検出されず、HCの活性は
細胞質中の
形成者
LC の2 倍程度。マウス、ラット、ハムスター
GSTT1-1 活のGSTT1-1 活性は肝臓が腎臓の2～7 倍、ヒト性測定
では腎臓が肝臓より約2倍高い
マウス
10～4,000 ppm 血液中ジクロロ ①血中ジクロロメタン濃度は、2,000、4,000 ppm IPCS, 1996
(B6C3F1)
6時間
メタン、
暴露で、ラットがマウスより5倍高い。
(Green、ラット
CO-Hb 、
②低濃度暴露では CYP 経路がマウス、ラット 1995)
呼気中二酸化炭 ともに主代謝経路であり、マウス、ラットと Green, 1995
(F344)
素、一酸化炭素 もに100～500 ppm を超えると代謝が飽和③ (健康影響評の測定
GST 経路はマウスのみの主要代謝経路であ 価検討委員
り、4,000 ppm での活性はラットと比較すると 会, 1997か
1 桁以上高い。
ら引用)④代謝経路は、暴露濃度に依存すると報告。
マウス、ラット、ハムスター、ヒトの肝臓及び肺を用いたin vitroでのジクロロメタン最大
代謝速度を測定した結果がまとめられており、CYP 経路活性の種差は大きくないが、GST経路の活性はマウスが著明に高い。
ヒト (非喫煙 50、100、250 血液中CO-Hb
血液中CO-Hb濃度: 2.9、5.7、10.3、11.7%
OSHA,者)及び500 ppm
1997、日本
7.5時間全身暴
産業衛生学
露会,199410

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動物種・試料等
実験条件
ラツト肝臓
GSTの純化(Wistar、SD)

測定項目等
結
果
文献
各純化分画の活 ジ ク ロ ロ メ タ ン 代 謝 に は 、 純 化 分 画 の 中 で Meyer et al.,性測定
GST θclass 酵素の関与を確認
1991; IPCS,
GST及 び GSH過
1996
ヒト肝臓
酸化酵素活性の(FH47)
測定による
ヒト赤血球の GST活性測定
ヒト赤血球中のGST活性を測定した結果、ヒト Hallier et al.,
GST活性測定の1/4には活性がなく、GST活性の多型性を確認。1993(GST family が未確定時点での研究)
ヒト溶血血液 各種濃度のジ 生成するホルム GSTT1-1により生成するホルムアルデヒド最大 Hallier et al.,
クロロメタン アルデヒド濃度 生成速度は180pM/分/mgHb、Kmは60mMであり、1994
を添加の測定
ハイリスク集団の存在に注意の必要あり。
死体腎臓移植 肝 臓 細 胞 質 を ジクロロメタン ヒトのホルムアルデヒド産生能に個体差あり Bogaards et
時及び手術時 分画に 対 す る 肝 臓 ［産生能なし: 3例、低産生能: 11例 (平均 0.31 n al., 1993の22 例の肝
GST活性の測定 M/分/mgタンパク質)、高産生能: 8例 (平均 1.03
臓生検試料
n M/分/mgタンパク質)］。最大産生能の例でもマウスより1桁低く (IPCS,1996等)、ラットの産生能より1.4 倍低いことを確認
ジクロロメタンに対するヒトのリスク評価に肝臓GST活性の個体差の考慮の必要なしと結論
ヒト
呼気中濃度、脂肪組織中濃度、 呼気中急速排泄相半減期:1分以内、第2相半減 Graves et al.,
血 液 中 濃 度 各 測 定 、 血 液 中 期:1.5時間、第3相:10-15時間
1994b;
CO-Hb濃度測定
暴露30分後:最大呼気中濃度到達
Graves et al.,
脂肪組織中ジクロロメタン:徐々に血液中に移 1995, 1996行
500 ppm (1,740 mg/m3) 短時間暴露:CO-Hb数時
間増加

7.2

疫学調査及び事例（表 7-2）
他のハロゲン化炭化水素と同様ジクロロメタンは中枢神経の抑制作用と麻酔作用がある。事故例の急性症状としては、眩暈、気絶、軽い頭痛、過度の疲労感、頭痛、集中力の低下がみられ、肺の浮腫によると思われる吐き気、呼吸困難、チアノーゼ、呼吸困難もみられた。 重篤な場合に意識喪失、眠気を伴う麻酔作用があらわれ、場合によっては死に至る (HSE, 1985)。また、ジクロロメタンは中枢神経の抑制作用とともに血中に CO-Hb を形成する (IPCS, 1996)。眼
皮膚への刺激作用があり、長期の接触は薬傷を起こす (IPCS, 1996)。事故例の死因はジクロロ
メタンの深麻酔作用であり、一酸化炭素中毒ではない (Leikin et al., 1990)。麻酔から回復する
場合は完治すると考えられる (HSE, 1985)。なお、ジクロロメタンの嗅覚閾値は 150～600 ppm
である (IPCS, 1996)。長期吸入暴露における標的器官は肝臓と中枢神経である。高濃度の暴露
では、幻覚、てんかん発作、側頭葉変性等の不可逆的な中枢神経障害が発現する (IPCS, 1996) 。
表 7-2

ジクロロメタンの疫学調査及び事例

対象集団
暴露状況
暴 露 量
性別・人数
非職業暴露
製 造 工 程 か 暴 露 と 出 産 50 µg/m3
ら 周 辺 環 境 時 体 重 と の 推定最高濃度
への排出
関連調査

結

果

文

献

91,302 例 (白人の単児出産) を対象
Bell et al.,暴露の推定に関した問題があったものの有意な 1991
悪影響はなし11

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対象集団
暴露状況
暴 露 量
性別・人数
56 歳女性経口摂取
推定 300mL/ヒト
ペンキ剥離 (主成分の濃剤 (主成分: 度 の 記 載 な
ジクロロメ し)タンとメタ
ノール)
職業暴露 (急性的暴露) 事例報告
家 具 塗 料 剥 塗料剥離剤 暴露濃度不明
離 工 場 作 業 (主成分ジク
者5名
ロロメタン)
その他 3 事 への直接接
故例
触家 具 塗 料 剥 剥離剤組成 暴露濃度不明
離 工 場 の 事 ジクロロメ
故例
タン: 65男子 2 名
85 %,
MeOH:
6-12%,その
他
空気採取
聞き取り調
査、剖検
塗料剥離作 2 名の事故 OSHA の算定
業
及 び そ の 救 4.5%～14%
助者 3 名の
事故

結

果

文

献

摂 取 約 1 時 間 後 、 CO-Hb 値 9% (2 日 目 ま で Hughes &2.5-12%、その後 1%以下)、14 時間後に意識回復 Tracey, 1993
その後 3 週間以上、進行性腎臓障害､肺炎､すい臓炎、胃・消化管への出血、敗血症、摂取 25 日後死亡。死因はこの剤の腐食性と結論

死亡は 2 例、生存例は心拍の不規則性、角膜薬傷 Hall &(1 度・2 度)、CO-Hb 値 8.6%以下
Rumack, 1990
呼吸器保護具装着なし、換気不適切。ジクロロメ
タンの麻酔作用に起因すると結論。
ジクロロメタン主成分のペンキ剥離剤を使用中 Novak &の吸入により急性中毒死する場合あり。大部分の Hain, 1990
ケースでは暴露濃度は不詳であるが、中毒死者の各種組織からジクロロメタンを検出

患者①29 歳男性: 救急病院での処置の効果なく Leikin et al.,
搬入 15 分後死亡。剖検: 肺の出血を伴う浮腫、 1990
皮膚の炎症、剖検後の CO-Hb 値 : 6%、 組織ジ
クロロメタン濃度: 血清: 15.5 mg/L 、尿中: 22μg/g、肝臓: 35μg/g、脳: 109μg/g、脾臓: 58μg/g、腎臓: 40μg/g
患者②32 歳男性: 救急病院での処置の効果なく
搬入 4 日後死亡。血清ジクロロメタン濃度: 55
mg/L、剖検: 硬化を伴う肺炎、小脳扁桃ヘルニアを伴う大脳浮腫患者③～⑤: 生存
5 例の中毒はジクロロメタンを含む溶剤の麻酔作用による昏睡(一酸化炭素中毒ではない)によると考えられる.
空 井 戸 内 作 作 業 環 境 で 583 mg/L、低濃度 ジクロロメタンの血中濃度は 571 及び 601 mg/L Manno et al.,
業の暴露ないし痕跡濃度の 他溶剤(数 mg/L)も検出。
1989
他の溶剤が存在
死後 24hCO-Hb 値は約 30%。
67 歳男性作 業 環 境 で 暴露濃度不明
主訴: 頭痛、胸部痛、症状: 見当識障害、警戒性 ATSDR, 1993
ペ ン キ 剥 離 の暴露
喪失、疲労感と無気力の亢進、記憶喪失、時間感
作業
換気不十分
覚喪失
植 物 成 分 抽 作 業 環 境 で 暴露濃度不明
中枢神経抑制, 麻酔, 眼の刺激、気管／肺の浮腫 Moskowitz &出釜作業員 の暴露
及び死亡
Shapiro, 1952
4名
換気不十分
ペ ン キ 剥 離 換 気 不 十 分 暴露濃度不明
嘔吐、激頭痛を感じ、眩暈、気持ち悪さのため 1 Fagin et al.,
剤使用
な無暖房室
時間後部屋を出た直後気を失う。
1980
芸 術 大 女 子 内で使用
橈骨脈拍: 98/分、血圧 120/70 mmHg 循環器,呼吸学生 20 歳器、腹部は正常、ヘモグロビン濃度: 13.7g/L、白血球数: 7.3×109/L、CO-Hb 値 (搬入時) : 50%、胸部 X 線及び心電図検査は正常
60%の酸素吸入 (４L/分) を 12 時間実施時点での CO-Hb 値は 20%となる。４日後退院
この例の 搬入時 CO-Hb 値 (50%) は異常に高かったが症状は軽度。
ペ ン キ 剥 離 作 業 環 境 で 1,300 ppm
1 事例: 心筋梗塞による死亡
Stewart et al.,
作業者 3 名 の暴露(4,511 mg/m3 相当)
1976
約 ８ か 月 以 換気不十分
上12

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対象集団
暴露状況
暴 露 量
性別・人数
エ ア ロ ゾ ル 2 回／週
暴露濃度不明防臭剤
12 週間使用
75 名の男女
直接の皮膚
接触量・範囲不明
接触
ジクロロメ
15 分間全身浸漬
タンとメタ
ノール混合
物の桶に転
落
作 業 者 の 容 容 器 内 に ジ 暴露濃度不明
器内転倒
クロロメタ
ンの蒸気が
充満
ヒト志願者を用いた吸入毒性研究
吸入300 ppm (1040 mg/m3 相当)
95 分間
吸入

結
軽度の発赤

果

文

献

Meltzer et al.,
1977

灼熱痛

Stewart &Dodd, 1964
広範の病変皮膚表面の薬火傷、表皮の強度の損 Weber et al.,
傷、強度角結膜炎
1990

気を失って容器底に転倒し約 2L のジクロロメタ Wells &ン入りのバケツを倒す。容器内に約３0 分留まる。Waldron, 1984
意識喪失の間体重を支えた両脚に 2-3 度の薬火傷。退院後この部分は乾燥、皮膚移植は不要
視覚機能検査のうち臨界 flicker frequency の減少 Fodor &Winneke,1971
神経行動学的な影響 (警戒心の混乱、複合警戒追 Putz et al.,
跡行動の障害)1976

200 ppm(700 mg/m3 相当)
1.5-3 時間.
吸入
二重盲検法
警戒行動の障害は発現せず。
Kozena et al.,
志願者数の記載なし
1990
710 ppm (2,500 mg / m3 相当)
暴露時間/暴露人数の記載なし
職業暴露 症例研究及び疫学研究
ア セ テ ー ト 調査対象志願者は米国のアセテ 考慮事項: 喫煙習性、人種、性別、年齢、暴露量、Ott et al., 1983
工 場 の 従 業 ート工場 (ジ及びトリ) の暴露 静脈穿刺の回数
員 に お け る 暴露群: 266 名 (参加率 61%)
検査項目 :RBC、Hb、Ht、MCV、MCH、MCHC、
吸入暴露
CO-Hb、AST、ALT、LDH、ALP、総ビリルビン、
対照群: 251 名 (参加率 55%)
(症例研究) 8 時間荷重平均暴露濃度:
アルブミン
CO-Hb 値の上昇 (ジクロロメタン暴露群で 4.9～
職場により異なる。
5.2％,対照群: 1.1～1.5％)
約 60 ppm : 11 名、
475 ppm に暴露の白人女性の赤血球数とヘマトク
約 140 ppm: 162 名、
リット値の増加、約 280 ppm: 28 名、
血清ビリルビン量の濃度相関的増加 (他の肝機約 475 ppm: 65 名
能指標/溶血との関連なく意義不明
暴露群男 24 名 (3 名)、参考群男: 26 名 (8 名)
アセトン (110～1000 ppm) への () 内は心臓病歴者数
同時暴露あり (60 ～475 ppm 群) 24 時間の心電図検査:
暴露に関連した心室性/上室性期外収縮の増加なし、偶発性 ST 間部下降なし
13 年間に暴 フィルム製造業
100 ppm 程度の暴露では神経系や循環器系の慢 Friedlander et
露した 751 13 年間の TWA8h: 10-114 ppm
性影響による死亡率、発がん率への影響は見られ al., 1978
名の従業員 (35.3-402 mg/m3 )ず (統計的有意差なし)。
Hearne et al.,
23 年間に暴 平均暴露濃度: 26 ppm (90 mg/m3 肺がん、肝臓がん、虚血性心疾患による死亡があ 1987相当) (Hearne et al., 1987).
露したHearne et al.,ったが死亡率に統計学的有意差なし
1,013 名の .
1990
従業員
(死亡率、発
がん率の研
究/疫学研
究)
( 罹 患 率 の 28-4,800 ppm (100 -17 000 mg/m3 尿中に蟻酸排泄。その他 (内部検査, 神経系, 目, Kuzelova &相当)
laboratory examinations ) に変化はなし
Vlasak, 1966
研究)13

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対象集団
暴露状況
暴 露 量
結
果
文 献
性別・人数
10 年以上 暴露濃度: 475 ppm
検査項目: 既往歴・暴露歴質問票、胸部Ｘ線撮影、Soden, 1993
ジクロロメ (1,677 mg/m3 相当)
心電図、尿検査、呼吸機能検査、聴力検査 (26 項
タンに暴露 (8 時間 TWA)目の血清生化学及び完全な末梢血検査)
した従業員:
同時暴露 (アセトン、メタノー 循環器系、神経系、肝への影響、自覚症状 (胸部150 名ル) の 8 時間荷重平均暴露濃度 不快感、脈拍不整、頭痛、四肢異常、記憶障害、対照群:
年齢、性、 各 900/100 ppm
めまい) に対する質問の回答、肝機能、末梢人種に関し検査結果：群間に差はなし。
て暴露群と
対応した近
隣の工場従
業員: 260 名(症例研究)
一 航 空 会 社 諸作業者の暴露濃度平均値: 82 1,758 名中、航空機塗料剥離、修理/塗装等のオー Lash et al.,の 一 労 働 組 ～236 ppm (290～830 mg/m3 相 バーホール作業に 6 年以上従事、且つ塗料剥離作 1991
業で平均 225 ppm、非剥離作業でジクロロメタン
合 に 所 属 し 当)
平均 100 ppm へ暴露整備工 (最大濃度 826 ppm)
た退職航空
機 整 備 工25 名の調査 (対照群に有機溶剤暴露のなかった
1758 名作業者 21 名をランダム選抜)
中枢神経影響残存の有無を調査。選抜漏れ退職者(症例研究)
特性を選抜群と比較 (2 方法) 、大差なし。
検査項目: WAIS、Beck 抑うつ度調査、自己評価
質問票、主に神経系に関する 33 項目の自覚症状
調査票、握力、P300 事象関連電位、嗅覚閾値、色覚、脳波検査、神経行動検査、心理検査 (短期
視覚記銘、視覚再生、言語記憶、数字記入、運動機能、注意力等)
検査結果 : 両群間で有意差なし、退職後に中枢神経系影響の残存している証拠なし
年 齢 に 対 応 数年 (平均 2 年)
46 名にジクロロメタン起因すると考えられる神 Cherry et al.,
し た 対 照 を 作業は三交代制
経行動学的障害、運動神経伝導速度、心電図、臨 1981
設置
75～100 ppm (260～350 mg/m3 相 床検査実施〔対照: 同一工場の同一交代制の作業
ア セ テ ー ト 当)者 (ジクロロメタンの暴露なし) 作業者 12 名〕:
フィルム製
対照と暴露群との間に差はなし。
補足試験として上記検査者 46 名のうちの 29 名と造工場:
作業者 46 名 ジ ク ロ ロ メ タ ン 以 外 に 全 量 の 対照として同数の年齢に対応するジクロロメタ
ン暴露のない同系工場の作業者について、ECG、10%がメタノールを調査
神経生理検査、心理学検査実施。: 対照と暴露群(症例研究)との間に差はなし。
中 枢 神 経 機 8 名ジクロロメタンの入りバケ 主訴 : 精巣、精巣上体、下腹部の痛み (前立腺が Kelly, 1988
能 障 害 で 通 ツに手を浸漬、ジクロロメタン 原因と判明)。ジクロロメタン暴露作業開始以降院 し た 同 一 を自動車用プラスチック部品に 避妊処置せずも不妊状態。非喫煙者 6 人各々暴露
工場の 8 名 振りかけ、接着作業前の表面ふ 終了から採血までの時間及び CO-Hb 値: 24 時間(年齢 20 ～ き取り作業に従事。
5.6%、16 時間-6.4%、16 時間-5.1%、8 時間-1.2%、
47 才、暴露90 時間-1.2%、4 時間-11.0%。精液採取協力者 4
期間 0.4 ～ 環境測定データ (NIOSH 実施-測 名の精子数は、1ml あたり 200 万～2,600 万個／
2.9 年)
定実施の詳細情報なし) を引用: mL (明らかに減少)、運動精子数 2,000 万個以下、(症例研究) 平均 68 ppm (範囲 3.3～154.4)。 精子奇形率高し (生殖器の外傷、感染症の既往・現症なし)。既婚者 3 人中 2 人はジクロロメタン
暴露作業以前に子供が産まれ、1 名 (暴露期間 2.9
スチレンへの同時暴露あり。
年)は全 4 回の検査で精子数・活動度減少。
※本報告は、ジクロロメタンに精巣毒性があることの示唆しているが、NIOSH の環境測定値はこの職場の暴露濃度が単に他に比し高いことを示すための引用であり、暴露と影響の関係の考察には用いていず。また、CO-Hb 値 の生物学的半減期が 13 時間 (IPCS,1996)であること、報告されている CO-Hb 値などから判断し、経皮及び経気道
呼吸あわせこの測定を上回る高濃度のジクロロ
メタンの吸収があったと判断。

14

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対象集団
暴露状況
暴 露 量
性別・人数
3
男性 1 名2,290–12,500 mg/m
(症例研究) 5 年
男性 1 名500-1,000 ppm(症例研究) (1,800 –3,500 mg/m3 相当)
3年
精 神 錯 乱 と 精神錯乱と癲癇発作の
癲癇発作の 発生した１人の症例
発生した１
人
4年
(症例研究)
小 集 団 の 職 TWA : 32 ppm (114 mg/m3 相当)
業暴露(症例研究)
症例研究
46 症例に関する分析
46 症例に関 6-34 mg/m3
する分析
数年間
石 油 精 製 工 対照: 320 例
場や化学工
場密集地域
の 300 の症
例
(症例対照
研究)

結

果

文

献

幻聴・幻覚を伴う中枢神経の不可逆的損傷

Weiss, 1967

側頭葉両側の変性

Barrowcliff &Knell, 1979

12 か月の病歴: 断続的頭痛、吐き気、眼のちらつ Tariot, 1983
き、息切れ、一過性の記憶障害がみられた。
神経心理学、脳波検査で右脳の障害を確認
作業環境から隔離することにより全症状と体調不良は消失
CO-Hb 値: 0.8 - 2.5%.
Di Vincenzo &臨床化学検査、血液検査、心電図では影響なし。 Kaplan, 1981a

消化器障害の多数発生 (有意性なし)、低血圧発生 Kashin et al.,
胆嚢の病変、肝臓の腫大頻発
1980
飲酒、喫煙の状況不明
脳星状細胞腫に関して
Heineman et
四塩化炭素、ジクロロメタン、トリクロロエチレ al., 1994
ン、テトラクロロエチレンの暴露は関連有り
クロロホルム、1,1,1-トリクロロエタンの暴露は関連なし
ジクロロメタンは、ロジスティック解析による年齢等の調整後、高濃度・長期暴露群のオッズ比は8.5 (95%CI 1.3-55.5) で、推定暴露レベルと脳星状細胞腫発現の可能性の間に関係のある傾向を認める。一方、累積暴露濃度と脳星状細胞腫発現の可能性の間に関係ある傾向は認められずと結論。
米国 24 州 死亡記録及び職業コード (1984 乳がん発症例は 33,509 例、対照として 117,794 例 Cantor et al.,〔症例対照 -89 年) に基づいた研究
1995
を抽出
研究 (乳がジクロロメタンのオッズ比んリスク)〕 社会経済的因子などの調整後、 暴露可能性を 4 段階 (1～4) に区分した場合、順関連性が示唆された化合物: ス に、白人で 0.94 (95%CI: 0.9-0.98) 、1.15 (1.1-1.2) 、チレン、ジクロロメタン、四塩 1.05 (0.97-1.1) 、0.76 (0.3-2.0)、黒人で 1.09
化炭素、ホルムアルデヒド、金 (0.93-1.09)、1.02 (0.9-1.1)、 1.13 (0.9-1.4) 、NA 、
暴露レベルを 3 段階 (1～3) に区分した場合、順
属酸化物 (数種)、酸ミストに、白人で 0.95 (95%CI 0.9-0.98) 、1.04 (0.97-1.1)、
1.17 (1.1-1.3)、黒人で 1.01 (0.9-1.1)、1.12 (0.9-1.3)、
1.46 (1.2-1.7)。
以上オッズ比はジクロロメタンの暴露は乳がんとの関連を示唆する。
フ ィ ン ラ ン 妊娠の情報: 病院から取得
流産とジクロロメタンとの関連の調査 (11 名)
Taskinen et
ド の 製 薬 工 暴露の情報: 工場から取得
単変量解析 (univariate analysis) によるオッズ比: al., 1986
場 勤 務 女 性 健常人のデータ
2.3 (95% CI =0.6-6.6):
44 名の流産 対照として 2.5 年以内に出産し ロジスチック解析 (matched logistic analysis)によ1973 (1975) 症例との年齢合致者 3 例を選択 るオッズ比 :暴露回数 1 回/週 以下: 2.0 (95% CI = 1.0-5.7):1980
暴露濃度の記載なし
暴露回数 1 回/週 以上: 2.8 (95% CI = 0.8-9.5)(症例対照
流産とジクロロメタン暴露には関連があると結研究)
論
2 化 学 工 場 暴露濃度の記載なし
作業による暴露分類、暴露年数と過剰死亡に関連 Ott et al., 1985
で 1 年以上なし
作業従事した 1,919 名(コホート研
究-死亡調
査)

15

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対象集団
暴露状況
暴 露 量
結
果
文 献
性別・人数
化 学 会 社 酢 3 カ月以上作業従事者
SMR:
Lanes et al.,酸セルソー
胆管がん＋肝がん 4 例: 5.75 (95%CI 1.82-13.78) 1990
ル繊維製造
胆管がん
3 例のみ : 20 (95%CI 5.2-56)
作業でジク
ロロメタン
4 例の就業期間:10 年以上、1 例は暴露 1 年以内。
暴露の男女
1,271 名がん組織型:Vater 乳頭胆管がん、肝及び総胆管が(後ろ向きコん、総胆管がん、肝腺がん。
ホート研究)
上 欄 同 一 集 1977～1978 年の暴露濃度は、 SMR (標準人口として同一郡 (米国) を使用) :Lanes et al.,団 を 1990 8 時間荷重平均で 140～745 ppm 全死因: 0.90 (95%CI 0.77-1.04)
1993
年 12 月まで (Ott et al., 1983)
全悪性新生物 : 0.82 (95%CI 0.58-1.52)
追跡した最虚血性心疾患 : 0.90 (95%CI 0.65-1.21)。
新結果
同時暴露:
胆管・肝がん : 2.98 (観察死亡 4 例、95%CI(コホート研 アセトン、メタノール
0.81-7.63) やや過剰
究)
コホート研究 (前報告) における膵がん (1 例)の SMR は 0.65 。
著者らは暴露による過剰死亡はないと結論。
化 学 会 社 の 最低 1 年間勤務
平均追跡年数は 33 年 (1988 年まで追跡、追跡率 Hearne et al.,
ロ ー ル コ ー 26 ppm (range 10 ～114 ppm)
99%以上)。
1990
テ ィ ン グ 作 23 年間の 8 時間荷重平均
標準集団として、ニューヨーク州人口及び当該化業場の男性学会社の当該工場職員を使用。
常 勤 労 働 者 同時暴露:
SMR は全死因で有意な減少、観察当初は有意な1,013 名
アセトン、メタノール、1,2-ジク SMR を示した膵がんは、観察数 8、期待数 4.2 (両(後ろ向きコ ロロエタン、1,2-ジクロロプロパ 標 準 集 団 と も ) で 多 い 発 現 だ が 有 意 性 は な し
ホート研究) ン(Hearne et al., 1987 を引用)。
暴露レベル (ppm-年) 解析、期間 (暴露開始-発症)
解析では、有意性なし。
酢酸セルロ 3 か月以上従事者
男性: 前立腺がんの過剰死亡を観察 (有意性な Gibbs, 1992
ース製造作
し) 。
業者 3,211 暴露段階の分類
特定集団に限定した場合の前立腺がんの SMR
名
非暴露群、
高濃度群 20 年以上暴露群 : 2.084 (有意)(男 2,187 名、低濃度群 (50-100 ppm)
高濃度群連続 20 年以上暴露群 : 2.909 (有意)女 1,024 名) 高濃度群 (350-700 ppm)
女性 : 低濃度群において子宮頸がんで過剰死(コホート研亡を観察 (有意性なし)。
究)特定集団に限定した場合の子宮頸がんの SMR
20 年以上の群 : 8.022 (有意)疫学の結果に一貫性がなく、動物実験では観察されていないこと、他の化学物質への暴露があること等から、前立腺がん、子宮頸がんの増加はジク
ロロメタンに起因するとは考えられず。
ラ ン プ 製 造 最低 6 か月間作業従事
ジクロロメタンとトリクロロエチレン使用のコ Shannon et al.,
作業者
イル・針金製造作業従事の女性のがんの増加。 1988
(後ろ向きコ 作業環境測定データなし
5 年間以上の暴露で、15 年間以上従事女性は、原ホート研究) この集団の雇用開始時の使用化 発性乳がん及び生殖器がんの SMR が 3.0 (95%CI
学物質については不明
129- 590)。
Tomenson et
酢 酸 セ ル ロ 1946～88 年の従事者
肺がんの SMR : 0.48
ー ス フ ィ ル 平均作業期間 9 年 (1994 年末ま 活動的作業の冠動脈疾患の SMR : 0.83
al., 1997
ム製造工場 で)累積暴露の最高群 (>800 ppm/年) でも過剰死亡
男性作業者
なし
1,473 名平均暴露濃度 19 ppm(70 mg/m3(コホート研 相当)
究)16

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対象集団
暴露状況
暴 露 量
結
果
文 献
性別・人数
航空機整備 最短 1 年以上業従事者
全死亡の SMR: 0.97 (期待値とほぼ一致)、
Blair et al.,
作業 14,457
がん死亡の SMR: 0.96 (期待値とほぼ一致)。
1998
名トリクロロエチレン等種々溶剤 有意な過剰死亡 SMR :(1990 年末ま に暴露
虚血性心疾患 : 1.08 (95％CI: 103-113)
で)ぜん息: 1.60 (95%CI：102-251)
比較群:
骨がん: 2.77 (95%CI:108-476 )ユタ州の人
ジクロロメタン等種々溶剤への暴露従業員の死
口亡率比の算定、〔コホート
ジクロロメタンの死亡率:
研究 (死亡非ホジキンリンパ腫: 3.0 (95%CI: 0.9-10.0、男
調査) 〕
性)
多発性骨髄腫 : 3.4 (95%CI:0.9-13.2、男性)
乳がん : 3.0 (95%CI: 1.0-8.8 、女性)
その他の発がんについては報告なし。
この研究の特徴は、大規模のコホート研究、多数の女性データを分析、産業医が潜在的暴露の可能性を分析/算定。複雑な労働環境中暴露のため、
複合的暴露から各種要因の分離が不可能で、個々化学物質へのリスクの評価は不可能と判断。
SMR: 標準化死亡比 (Standerdized Mortality Rate)

7.3

実験動物に対する毒性

7.3.1

急性毒性（表 7-3）

実験動物に対するジクロロメタンの吸入暴露による急性毒性試験の LC50 はラット・マウスで15,000 ppm (6 時間)、経口投与による LD50 は 1,710 mg/kg である。

表 7-3ジクロロメタンの急性毒性試験結果
マウス

ラット

モルモット

イ

ヌ

吸入 LC50 (6 時間暴露)

14,000-16,000
ppm(53,000-56,000
mg/m3)

15,000 ppm(53,000 mg/m3)

11,000 ppm(39,000 mg/m3)

ND

経口 LD50ND

1,710-2,250 mg/kg

ND

ND

経皮 LD50

ND

ND

ND

ND

腹腔内 LD50

448-1,990 mg/kg

ND

ND

1,260 mg/kg

皮下 LD50

6,500 mg/kg

ND

ND

ND

ND: データなし
出典：Bonnet et al., 1980; Gradiski et al., 1978; Scott et al., 1979；Balmer et al., 1976; Carreon, 1981; Klimmer, 1971;
Kimura et al., 1968; Laham, 1978

吸入急性毒性の症状として中枢神経の抑制 (Clark and Tinston, 1982) に関連した痙攣 (Laham,1978)、感覚麻痺 (Schumacher and Grandjean, 1960)、体性感覚惹起反応 (Mattsson et al., 1988)、
脳波への影響 (Rebert et al., 1989)、脳波や睡眠に対する影響 (Fodor and Winneke, 1971; Fodor etal., 1973)、中枢神経抑制による昏睡 (回復性を伴う) (Aviado et al., 1977a,b; Svirbely et al., 1947)17

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等がみられる。

7.3.2
a.

刺激性及び腐食性

皮膚刺激性
ウサギに 0.5 ml を 24 時間半閉塞貼付した場合、損傷皮膚、正常皮膚いずれにも壊死及び表皮肥厚を伴う重度の発赤及び浮腫がみられた (Duprat et al., 1976)。また、ウサギに 0.5 ml を 4
時間パッチによる閉塞貼付した場合、他の塩素系溶剤の存在の有無にかかわらず中等度の刺激性がみられたが、皮膚に対する腐食性はなかった (Van Beck, 1990)。液体のジクロロメタンの皮膚に対する刺激性は中等度である (IPCS, 1996)。この判定は、気化をしない状態の場合である。
反復吸入全身暴露動物実験では皮膚の刺激性の報告はない。

b.

眼刺激性
ウサギに液体 0.1 mL 点眼した試験で、角膜の肥厚、眼内圧の亢進を伴う結膜、眼瞼の中等

度ないし重度の炎症、眼内圧の亢進がみられ、結膜、眼瞼の炎症は 2 週間後にも回復しない例(2/6 例) が見られた。少量の飛散を想定した 0.01 mL の点眼でも同様な炎症反応がみられたが、0.1 mL 点眼に比べ短期間で回復した (Ballantyne et al., 1976)。また、SD ラットに対する 10,000
ppm の吸入暴露終了後に結膜の発赤が 1～10 時間継続した (Leuschner et al., 1984)。
5,000 ppm の濃度の暴露は軽度の角膜の肥厚と眼内圧の上昇がみられる。液体のジクロロメ
タンの眼に対する刺激性は中等度である (IPCS, 1996)。

7.3.3

感作性

調査した範囲内で、ジクロロメタンの実験動物に対する感作性に関する報告はない｡

7.3.4

反復投与毒性 (表 7-4)ジクロロメタンの反復投与毒性に関しては、実験動物を用いた発がん性試験との併合試験として行なわれた慢性毒性試験を含む反復投与毒性試験が多く実施されている。以下に重要なデータを記載する。
ラットに 0、525、1,050、2,100、4,200、8,400 ppm (0、1,850、3,700、7,400、14,800、29,700 mg/m3)の用量で 6 時間/日、5 日/週、3 か月間吸入暴露した試験で、4,200 ppm (雄は 8,400 ppm のみ) 以
上で、肝臓の脂肪/肝重量比 の有意な減少を、また 8,400 ppm で死亡、体重増加の抑制、異物性肺炎がみられた (U.S. NTP,1986 )。
ラットに 0、50、200、500 ppm (0、180、700、1,800 mg/m3) の用量で 6 時間/日、5 日/週、2
年間吸入暴露した試験で、200 ppm (700 mg/m3) では肝臓に対する影響はみられなかった(Nitschke et al., 1988a)。
マウスに 37、75、150、300 ppm (130、260、530、1,100 mg/m3)の用量で１か月間昼夜連続して吸入暴露した試験で、75 ppm で肝臓に脂肪の蓄積、肝臓重量の増加、血中ブチリルコリンエ
ステラーゼ量の上昇がみられ (Kjellstrand et al., 1986)、また、マウス及びラットに 0, 25 及び 100
18

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ppm (0, 88、350 mg/m3) の濃度で (100 日間) 連続吸入暴露した試験で、25 ppm 以上で軽度の肝細胞空胞化等がみられており、著者らは本試験での LOAEL を 25 ppm としている (Haun et al.,1972)。
F344 ラットに 0、5、50、125、250 mg/kg/日の用量で 104 週間飲水投与した発がん性試験では、50 mg/kg 以上の群で雌雄にヘマトクリット値、ヘモグロビン量、赤血球数の増加、肝細胞の変異細巣がみられ、250 mg/kg 群では ALP、クレアチニン、血清尿素窒素、総タンパク、コレステロール値の低下がみられている (Serota et al., 1986a)。本評価書では本試験での NOAEL
は 5 mg/kg/日と判断した。
よって、吸入暴露の LOAEL はジクロロメタンの毒性標的の一つとして明らかにされている
肝細胞空胞化、肝細胞脂肪染色陽性が認められたマウス及びラットの 100 日間連続吸入暴露試
験での 25 ppm (88 mg/m3)である (Haun et al., 1972)。また、反復経口投与の NOAEL はラットの試験での 5 mg/kg/日である (Serota et al., 1986a)。
表 7-4
動物種
マウス
B6C3F1
雄
匹数未記載

投 与
方 法
吸 入
(全身
暴露)

投与期間

マウス
NMRI
10-11匹/群

吸 入
(全身
暴露)

30日間
24時間/日
7/日/週

6時間/日

(低濃度連
続)

吸入
(全身
暴露)

量

結

果

文

献

1,625、3,250、 用量依存的な活動性の亢進、U.S. NTP,
6,500、13,000、 暴露に関連する肉眼的病理変化なし
1986
13,000 ppm以上: 死亡、生存個体は体重の減
16,000 ppm(5,740、11,500、
少(雌)、又は増加抑制(雄)22,900、
45,900、56,500
mg/m3)
Kjellstrand
37、75、150、 観察項目:
300 ppm (130、血中ブチリルコリンエステラーゼ濃度、 et al., 1986
260、530、1,100
器官重量(肝臓、腎臓、脾臓)
mg/m3)
75 ppm 以上:
血中ブチリルコリンエステラーゼ濃度の上昇(雄) 肝臓重量の増加(雄)、肝細胞に脂肪蓄積150 ppm以上:
肝臓重量増加(雌)0、100 ppm
Weinstein
3 週目: 対照群に比べた体重の減少 (増加抑(0、350 mg/m3) 制) 及び肝臓重量の減少&
10週目まで: 肝細胞の脂肪浸潤、空胞変性、 Diamond,
核の肥大、可逆性の血漿中性脂肪の増加
1972

19日

マウス
B6C3F1
雌雄10匹/群

与４,000 ppm
(14,100 mg/m3)

吸 入
(全身
暴露)

吸入
(全身
暴露)

投

単回及び
3週
6時間/日

マウス
B6C3F1
雌雄
5匹/群

マウス
ICR
雌
16匹/群

ジクロロメタンの反復投与毒性試験結果

70日
24時間/日
7/日/週
(低濃度連
続)
13週
6時間/日
5/日/週

Eisenbrandt
1 日後: 肺の病変
気管支、細気管支上皮細胞の壊死、クラ & Reitz,
ラ細胞の腫大と空胞化、細胞分裂の軽度 1986
亢進
3 日後: 肝臓重量の増加
2～3 週間後: 肝臓の細胞分裂活性の亢進
気管支、細気管支上皮細胞の壊死、周辺リンパ組織の反応性肥大

0、525、1,050、 4,200 ppm(雌) 及び8,400 ppm (雌雄):2,100、4,200、
肝臓中心性水腫変性
8,400 ppm
8,400 ppm(雌雄):(0、1,850、
平均体重、肝臓脂肪/肝臓重量の減少
3,700、7,400、死亡例散見14,800、
29,700 mg/m3)

19

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U.S. NTP,
1986

動物種
マウス
B6C3F1雌4-6 週齢
5 匹/群

マウス
CD-1

投 与
方 法
吸入
(全身
暴露)

1,2,3,4 週
6 時間/日
5 日/週

0、2,000、8,000
ppm(0、7,060、
28,240 mg/ m3)
2,000 ppm
(7,060 mg/ m3)

吸入
(全身
暴露)

13, 26, 52,
78 週
6 時間/日
5日/週
暴露期間
は濃度と
併記

ラット
SD

投与期間

6時間/日,
5日/週

ラット
F-344

投

与

量

0 (19日間),
2,500 (18日間),
5,000(19/d間),
8,000(7日間)ppm(0、8,800、
17,700、28,200
mg/m3)

ハムスター
GoldenSyrian結果

ラット2,500 ppm: 掻爬行動の亢進(対照群との比較)
5,000 ppm: AST 増加
軽度の麻酔作用, 体重の減少(雄)、肝臓重量の増加
8,000 ppm: 麻酔作用、体重の減少
ハムスター
2,500 ppm: 掻爬行動の亢進(対照群に比べた)5,000 ppm : 肝臓重量の増加(雌)体重の減少、肝脂肪の過酸化亢進、脳内ジク
ロロメタン濃度の上昇、暴露直後の脂肪組織、脳、腎臓、血中濃度上昇
肝細胞の肥大、脂肪過酸化反応亢進、グルタ
チオン過酸化酵素活性亢進

吸入
(全身
暴露)

15 日
2 時間/日1,000 ppm
(3,500 mg/m3)

ラット
Wistar
雄
匹数未記載
ラット
F344
雌雄
5匹/群

吸 入
(全身
暴露)

20 日 ( 連
続) 及び
2時間/日

1,000 ppm
可 逆 的 (3,500
mg/m3)

吸 入
(全身
暴露)

19日
6時間/日

ラット
F344

吸 入
(全身
暴露)

10日
6時間/日

1,625、3,250、 6,500 ppm以上:
6,500、13,000、
断続的掻爬、運動失調、活動性亢進
16,000 ppm
13,000 ppm 以上:(5,740、11,500、
呼吸困難、知覚麻痺、死亡
22,900、45,900、
56,500 mg/m3)
200、400 ppm
200、400 ppm:
(7,100、14,100 光学顕微鏡、電子顕微鏡検査で肝臓、肺に変
mg/m3)
化なし(ごく限局的変化はみられる)

ラット
系統の記載
なし
ラット
SD
雌雄各20匹/
群
ラット
F344
雌雄
各10匹/群

吸 入
(全身
暴露)
吸 入
(全身
暴露)

28日

吸 入
(全身
暴露)

13週

5時間/日
90日
6時間/日
7日/週

6時間/日
5日/週

ラット
F344
雌雄
12匹/群
ラット/
性別、系統
の記載なし
総数20匹
マウス
性別、系統

肝臓への影響なし

伊藤ら,
1990
竹下ら,
1991
U.S. NTP,
1986

Hext et al.,1986
Norpoth etal., 1974

血液学検査、臨床化学検査、尿指標、組織学
検査
日々の暴露終了後に結膜の発赤が 1-10 時間
継続
0、525、1,050、 4,200 ppm 以上雌(雄は 8,400 ppm のみ)
2100、4,200、肝臓の脂肪/肝重量比 の有意な減少(雌)8,400 ppm (0、 8,400 ppm :1,850、3,700、
異物性肺炎(４,200 ppm の雌 1 例にも)
7,400、14,800、死亡(雌雄各 1 匹)
29,700 mg/m3)
体重増加の抑制

Leuschner
et al., 1984

Mattsson etal., 1990

10,000 ppm(35,000 mg/m3)

吸 入
(全身
暴露)

13週
6時間/日
5/日/週

50、200、2,000 感覚誘発能検査(閃光反応、聴覚脳幹、体性感
ppm (177、710、 覚神経、尾神経)、神経病理検査に影響なし
7,100 mg/m3 )

吸入
(全身
暴露)

100日
24時間/日
7日/週

0、25、100 ppm(0、88、350
mg/m3)

(低濃度連
続)

献

Kanno et2,000, 8,000 ppm :繊毛性細気管支細胞、非繊毛性細気管支細 al., 1993
胞、終末細気管支細胞は異常なし、AB-PAS
で粘液含有細胞に染色性は正常。気管支領域の組織に肥大､萎縮､壊死、異形化なし。
肺 typeⅡ細胞の過形成、肺胞/気管支の腫瘍、気管支/細気管支への炎症細胞の軽度から中等度の浸潤、気管支/細気管支上皮細胞の粘液細胞化生
Nitschke
マウス
2,500 ppm: 掻爬行動の亢進(対照群との比較) et al., 1981
5,000 ppm: AST 上昇(雌) 肝臓重量増加(雌)ラット
Wistar
匹数未記載

250 ppm(880 mg/m3)

文ラット
25 ppm 以上: 肝細胞脂肪染色陽性、軽度肝
細胞空胞化
マウス
25 ppm 以上: 肝細胞脂肪陽性、軽度肝細胞空胞化、P450 濃度の減少

20

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U.S. NTP,
1986

Haun etal., 1972

動物種
の記載なし
20匹/群
ラット
SD
雌雄
90-108匹/群

投
方

与
法

吸入
(全身
暴)

ラット、ウサ 吸入
ギ、イヌ、サル、(全身モルモット 暴露)イヌ
beagle
雌雄
3 匹/群

吸入
(全身
暴露)

サル
(アカゲザ
ル)

吸入
(全身
暴露)

スナネズミ

吸入
(全身
暴露)

スナネズミ

吸入
(全身
暴露)

マウス
B6C3F1
雌雄20 匹/群

経口
(飲水)

マウス
経口
B6C3F1(飲(7 週齢)
水)雄雌650/4,350匹
構成: 対
照 1-雄/雌60/50 匹、対照 2-雄/雌 65/50匹、 60
mg/kg –
雄/雌 200/
100 匹, 125 及び 185 mg/kg –雄/雌 100/50
匹、250 mg/kg

投与期間

投

与

量

結

果

LOAEL 25 ppm
2 年
0、50、200、50，200 ppm: 影響なし (但し、用量依存的な6時間/日、 500 ppm
CO-Hb値の上昇)
5日/週、(0、180、700、 500 ppm:
1800 mg/m3)
雌雄 暴露群で肝細胞空胞化
雌: 暴露群で多核肝細胞の増加
NOAEL 200ppm
5,000、10,000
6か月
10,000 ppm: ラット、ウサギ、モルモット、ppm
イヌ、サルで中枢神経の抑制、イ(17,700、35,000
7時間/日
ヌで肝小葉中心性脂肪変性。
mg/m3)
5,000 ppm: モルモットで肝中心性脂肪変性、
5 日/週
肺炎以外、他種では暴露に関連した変化はなし。
血液検査、臨床生化学検査、尿検査、ECG、
90日
5,000 ppm
6 時間/日 (17,700 mg/m3) 循環器検査、組織学検査
暴露期間通期: 軽度の鎮静
各暴露終了後から 10 時間: 軽度の発赤
死亡なし、その他の毒性兆候なし。
28日
5,000 ppm
CO-Hb値の上昇(24時間暴露後にはヘマトク(17,700 mg/m3) リット値, ヘモグロビン濃度赤血球数に変化はなし).
肝細胞の軽度の変化(脂肪変性、空胞化) がみられた
3 か月
100 ppm
脳内神経伝達物質量の減少(350 mg/m3)
3か月
(無暴露期
4 か月)
追加)
3 か月

104 週

350 ppm(1,240 mg/m3)

二種の脳神経膠タンパク濃度の上昇と海馬と小脳のDNA量の減少
神経細胞の減少

文

献

Nitschke
et al.,
1988aHeppel etal., 1944

Leuschner
et al., 1984

MacEwenet al.,
1972;
Haun etal., 1972
Briving etal., 1986
Rosengren
et al., 1986

0、0.15、0.45、 死亡率、臨床観察、摂餌量、剖検所見にジク Kirschman,
ロロメタン投与の影響はみられず。
1.50%
1986
(雄:0、226、0.15%以上:
587、1911
mg/kg/日,
雌 : 網状赤血球数の増加
雌:0、231、586、 雌雄: 肝細胞の空胞化(殆どの例で空胞内に脂2030 mg/kg/日)
肪はない)
0.45%以上:
雌 : 肝小葉中心性壊死、肉芽巣、セロイド/
リポフスチンの蓄積、細胞質の好酸性
化
雌雄: 体重の軽度の減少
1.50% (雄 1911, 雌 2030 mg/kg/日) :雌 : 腎臓重量の増加
雌雄 体重の軽度の減少、血糖低下、コレステ
ロール、中性脂肪の低下、尿 pH の低下
0、60、125、250 mg/kg/日: 肝細胞にオイルレッド O 陽性 Serota et
185、250
物質の増加、
al., 1986b
mg/kg/日
死亡率、体重増加、摂水量、血液検査への影(2対照群)
響なし

21

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動物種

投
方

与
法

– 雄/雌 125/50
匹
マウス
経口
CD-1
コー
雄
ン油
5匹/群
ラット
F344
雌雄
20匹/群

経口
(飲水)

ラット
Wistar
30 匹/群

経口
(飲水)

経口
ラット
Fischer 344 （飲
水）
7 週齢
雌雄
各 85/群第 2 対照群は雌雄
各 50/群
回復試験
群として78 週 250
mg/kg/日
投与+26 週回復
雌雄各 25 匹
/群
ラット
SD
正常血圧/
高血圧動物
総数27匹

7.3.5

皮下

投与期間

投

与

量

14 日

133、333、665
mg/kg/日

17 週

2,000 mg/kg

結

果

文

献

133 mg/kg/日以上:
CondiePAH(パラアミノ馬尿酸) の腎臓皮質スライ et al., 1983
スへの取り込み阻害、血清 BUN クレアチ
ニン量 ALT は対照群と同程度。
333 mg/kg/日以上:
肝臓に軽度の空胞変性
0、0.15、0.45、 0.15%以上:
3 か月
Kirschman
1.50%
et al., 1986
雄 :ALT 上昇(雄: 166、420、 雌 : ヘモグロビン濃度の上昇
1200 mg/kg/日, 雌雄: 血糖低下、コレステロール、中性脂肪
雌: 209、607、の低下、尿 pH 低下、肝細胞の空胞化
1469 mg/kg/日) 0.45%以上:
雌 : DH 上昇、肝小葉中心性壊死、肉芽巣、セロイド/リポフスチンの蓄積、細胞質の好酸性化
雄 : 体重の軽度の減少（減少率 6％以内）
雌雄: 血糖低下、肝細胞の空胞化(殆どの例で空胞内には脂肪はない)
1.50%:
雄 : 肝小葉中心性壊死、肉芽巣、セロイド/
リポフスチンの蓄積、細胞質の好酸性化
雌 : AST 上昇、LDH 上昇、腎臓重量の増加、体重の軽度の減少
雌雄:ヘモグロビン濃度の上昇、血清タンパクの低下、赤血球数の増加(平均赤血球ヘ
モグロビン濃度の低下を伴う)
LOAEL:166 mg/kg/日
13 週
0、125 mg/L
体重増加、行動への影響なし。血液検査、生 Bornmann
化学(血糖、中性脂肪) 、尿検査に異常はなか & Loeser,った(雄のみで実施した) 。性周期(膣スメア) 1967
は正常であった。下垂体、副腎､卵巣重量は対照群と同等、下垂体、副腎､卵巣､精巣､心臓、肺､肝臓，脾臓，腎臓、膀胱､胃，腸の組
織学検査で影響なし
0、5、50、125、 50 mg/kg/日以上: 雌雄: ヘマトクリット値、 Serota et
104 週［78 週目 250 mg/kg/日al., 1986a
ヘモグロビン量、赤血球数の増加、肝細(2 対照群)
解剖グル
胞の変異細胞 (巣/領域)ープ (雌125 mg/kg/日以上: 雌雄: 低い体重及び体重雄各 20/
増加抑制、低い摂水量/摂餌量群) 設置
250 mg/kg/日: 雌雄
250
mg
ALP,クレアチニン、血清尿素窒素、総タ/kg/ 日 の
ンパク、コレステロール各値の低下。
み 26、52、死亡率、臨床症状、眼底検査、尿検査、器官
78 週に中重量への影響はなし
間屠殺］
NOAEL 5 mg/kg/日 (本評価書の判断)

2 日/週

高血圧ラット
収縮期血圧の低下
肺と肝臓の極軽度の変化
正常血圧ラット
影響なし

Loyke,
1973

生殖・発生毒性 (表 7-5)ジクロロメタンの生殖・発生毒性試験が数多く報告されているが、いずれの報告でも影響は22

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みられていない。
表 7-5
動物種

投与方法

ジクロロメタンの生殖・発生毒性試験結果

投与期間

生殖器官への毒性
マウス 吸 入 ( 全 身 102 週
暴露
6 時間/日,
5 日/週

投与量

結

果

文献

U.S.
0、2,000、4,000 2,000、4,000 ppm :精巣萎縮 発現率(対照: 0%, 2,000 ppm: NTP(1986)ppm
8%、4,000 ppm : 62%)
卵巣萎縮 発現率(対照: 12%、2,000(0、7,100、14,100 mg/m3) ppm: 60%、4,000 ppm : 74%)
4,000 ppm:
子宮萎縮 発現率(対照: 0%、2,000 ppm:
2%、4,000 ppm : 17%)

生殖毒性
ラット 吸 入 ( 全 身 F0への暴露:
0 、100、500、 受精能、産児数、産児の成育、産児の Nitschke etal., 1988b
F-344(F0) 暴露)
交 尾 前 暴 露 14 1,500 ppm
生存、親の肉眼的病理検査
雌雄１群
週, 6時間/日,(0、350、1,770、 受精能、児のサイズと成長、生存率を30匹
5日/週5,300 mg/m3)
調べ、一部の児については組織病理学
6週齢
各群F1 への暴的検索実施。
露: F1雌雄ラ親としてのF0 、F1 、児としてのF1、ット30匹のラF2 ともに異常所見なし、
ンダム選択後1500 ppmまで繁殖性への影響なし
交 尾 前 暴 露 17週間, 6時間/日,
5日/週
F2 へ の 暴 露 :なし(検査観察のみ)
ラット 飲水交尾前13週125 mg/L( 体 重 繁殖指数, 産児数、産児の4週間生存、 Bornmann& Loeser,
当 た り の 投 与 吸収胚の増加なし
1967
量不明)
発生毒性
母: 肝臓重量の増加、CO-Hb 値の増加 Schwetz et
マウス 吸 入 ( 全 身 10日 (妊娠6～ 0、1,250 ppm(0、4,400 mg/m3) (3, 10 日目)-10 日目の暴露終了 24 時間 al., 1975
15日)
Swiss- 暴露)
後には対照と同レベル
7時間/日
Webster
児: 過剰胸骨個体増加
発生毒性なしラット
母: 肝臓重量の増加、CO-Hb 値の増加
SD
(3, 10 日目) : 10 日目の暴露終了 24 時間
後には対照と同レベル
児: 腎盂の拡張個体増加、胸骨化骨遅延個体増加。
発生毒性なし。
体重の減少
Hardin &ラット 吸 入 ( 全 身 妊娠0～17日(妊 0、4,500 ppm
死亡胎児・吸収胚・骨格奇形・内臓奇 Manson,
Long- 暴露)
娠 前 暴 露 12 ～ (16,000 mg/m3)形の増加なし1980
Evans14日), 6時間/日
ラット 吸 入 ( 全 身 妊娠0～17日(妊 4,500 ppm
体重増加, 摂餌・摂水量・輪回し行動・ Bornschein娠 前 暴 露 約 21 (16,250 mg/m3)
Long- 暴露)et al., 1980.
回避行動の学習への影響なし
日)Evans
雌雄 F1 10 日齢以後の活動性の変化。
(雄 F1 では 150 日まで継続)。
ジクロロメタンの直接的影響とは考えられないが､母(F0) のカルボキシヘモ
グロビン、ジクロロメタン濃度の上昇に起因した可能性あり
妊娠6～15日
母 動 物 に 対 す 母動物の体重増加抑制(軽度) がみられ Narotsky et
ラット 経口al., 1992
る 毒 性 発 現 の たが児への影響はなし
F-344 媒 体 : コ ー(学会抄録)
ため高用量を使 用 動 物 ン油
選択 (用量記載
数の記載
なし)
なし
西尾ら,
0、0.04、0.4、 母:
ラット 混餌妊娠0～20日
1984
0.04, 0.4%: 影響なし
4.0%
Wistar
新生児は出産4.0%: 体重増加の有意な抑制(0～20日の総20日目に解剖
摂取量: 0、134、 児:
4.0%: 20 日目の雌胎児の体重低下
新 生 児 の 成 育 1,394、13,626

23

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動物種

投与方法

投与期間

投与量

結

果

文献

を 出 産 後8週 間 mg)
いずれの群でも奇形(骨格・内臓) の発まで観察現なし、化骨遅延・腎盂拡張なし
3.46、6.54、9.79、 6.54μMl/mL: 卵黄嚢には明らかな影 Brownラット 器 官 ( 胚 培 受精10.5日のWoodman
11.88 M/mL:
響のない、胚発育の遅延
SD養) 液
胎児(12～15
11.88μM/mL: 卵黄嚢の血管発育の遅 et al., 1998
妊娠10.5 に添加
somite期) に延、胚発育と発達の重度の遅延
日の胎児
暴露開始
発育程度を観察:頭/臀間距離の測定
このNOELと、ヒトの暴露後の死亡例で
暴露時間:の血液中濃度の文献値、6μM/m,L
１、2、4、8、(Bonbebtre et al.,1977)、3.51μM/mL
16、32、40時(Winek et al.(1981) ) 、6.73と7.08μ間M/mL (Manno et al.(1992) ) を比較すると、母胎が死亡する暴露レベルに相当
し、ヒトでの生殖毒性はほとんど発現
しないと結論できる。

7.3.6

遺伝毒性 (表 7-6、7-7)ジクロロメタンは S9 添加の有無に関わらずバクテリア及び酵母の系で陽性を示し、培養細胞や哺乳動物個体を用いたアルカリ溶出試験、高濃度暴露した動物の染色体異常で陽性を示す。
よって、ジクロロメタンは遺伝毒性を有する物質であると判断する。また、GSTT1 遺伝子の発現する生物種や個体で遺伝子障害性が発生する可能性があることが知られている。
表 7-6

in vitro

ジクロロメタンの遺伝毒性試験結果

試験名

試験材料

処理条件

用量

復帰突然変異試験

ネズミチフス菌TA100, TA98

± 30%ラット又はハムスター肝臓 S9
蒸気暴露-デシケーター法
ND

0.1-1.0mL/暴露室± S9

最大 750μL/デシ
ケーター(9L)

ネズミチフス菌TA100, TA1535
ネズミチフス菌TA1535, TA100,
TA1538, TA98,
TA1537
ネズミチフス菌
TA100
ネズミチフス菌TA100, 100gsh(glutathione
deficient)
ネズミチフス菌
TA100
ネズミチフス菌
TA100

±S9
±S9
蒸気暴露

S9
-S9
蒸気暴露

ネズミチフス菌TA98, TA100

±S9
蒸気暴露

ネズミチフス菌TA98, TA100

±S9
蒸気暴露

結果 1)

文献
Zeiger et al.,
1990

＋

ND

＋
＋

Nestmann etal., 1980
Gocke et al.,1981

0-1.4%＋

0-5%
2, 4, 6, 48 時間＋

Jongen et al.,1982
Dillon et al.,1992

2.8% v/v＋

Green, 1983＋

Simmon et al.,
1977＋

Jongen et al.,1978

0, 50-800μL/デシ
ケーター(9L) (約18-318 mg/m3) 7
時間
0, 20, 100-201,000
mg/m3 (5 濃度)
48 時間
0、125、250、500、750μL/デシケー
ター(9L)(0-293 mg/ m3) 8
時間

24

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Rapson et al.,
1980
＋

試験名

試験材料

処理条件

用量

ネズミチフス菌
TA100

±S9
蒸気暴露

0、28,000、50,000、8,4000 ppm(0、98,800、 177, 000、297,000 mg/m3) 3
日間 ②トル0、7,000、12,000、23,000、
46,000、94,000
ppm(0、24,700、
42,400、81,200、
162,400、331,800
mg/ m3) :ジクロロメタンの凝集物が寒天平板上にみられた0, 38, 76, 96, 115
μM/plate (0-38,500
mg /m3 蒸気ガス気
密暴露室)
濃度範囲の 記載なし;
72 時間
0-5% r 2, 4, 6,
48 時間

ネズミチフス菌TA 1535

遺伝子突然変異試験

蒸気暴露

ネズミチフス菌TA1535, TA98,
TA100

±S9
蒸気暴露

ネズミチフス菌TA1535,TA100
大腸菌
WP2uvrA,pKM10
1
ネズミチフス菌TA1535, TA1537,
TA1538, TA98,
TA100
ネズミチフス菌TA100, TA1535,
TA1537, TA97,
TA98
ネズミチフス菌TA1535,
TA1537,
TA1538, TA98,
TA100
ネズミチフス菌
TA100

+S9
蒸気暴露

チャイニーズハ
ムスター細胞
上皮細胞 (V79)

マウスリンフォーマ細胞
L5178YHGPRT-deficient
V79 チャイニー
ズハムスター肺細胞
マウスリンフォーマ細胞
L5178Y
真菌類

±S9
蒸気暴露
蒸気暴露

0.5ml/デシケーター(容積不詳)± 10%又は 30%
ラット又はハムスター肝臓 S9100-10,000μg/
plate

± S9
plate-incorpolation assay

最大 26 mg /plate,DMSO に溶解

plate-incorpolation assay

0.1-1000μg /plate(5 濃度), 1 plate/濃度
0.5-5% v/v

6-チオウラシルに対する前進変
異
-S9

ND

文献
Green, 1983＋

McGregor,
1979

＋

＋

Barber et al.,
1980＋

Longstaff etal., 1984＋

Dillon et al.,
1992－

Nestmann etal., 1980－

Zeiger et al.,1990
Nestmann etal., 1980－

0、10,000－40,000
ppm（0、35,000–141,000 mg/m3)(4 濃度 1 時間):
観察は 6 日後
ND

ND

±S9

結果 1)

－

Rapson et al.,1980－

Jongen et al.,
1981

－

－

Thilagar etal., 1984 a,b－Jongen et al.,1981±

Myhr et al.,
1990＋

Callen et al.,
1980

0-4%

0-3000μL/ml

ND

サッカロミセスセ
ス セレビシエビシエ
D725

http://www.cerij.or.jp

0-209mM

試験名

試験材料
真菌類

処理条件

用量

ND

0-0.8% v/v

アスペルギルス
ニズランス

不 定 期 DNA
合成試験

姉妹染色分体
交換試験

染色体異常
試験

小核試験
形質転換試験

in vivo

染色体異常
試験

ディプロイドP1
ラット
初代肝細胞
ヒトリンパ球チャイニーズハムスター
V79 細胞ラット
初代肝培養細胞ラット初代肝培
養細胞
チャイニーズハ
ムスターCHO 細胞
チャイニーズハ
ムスターCHO 細胞
チャイニーズハムスター V79 細胞
ヒト末梢リンパ細胞、CHO 細胞、
マウスリンフォーマ L5178Y 細胞
ヒト末梢リンパ
球、 CHO 細胞,
マウスリンフォーマ細胞
L5178Y
チャイニーズハムスター CHO
細胞
チャイニーズハ
ムスターCHO 細胞
チャイニーズハ
ムスターV79 細胞
マウス
BALB/C-3T3
マウス
C3H-10T1/2
CL8
シリアンハムス
ター初代胚細胞マウス
C57BL/6
雄骨髄細胞
マウス
B6C3F1
雌
骨髄細胞

結果 1)

文献
Crebelli et al.,
1988, 1992

＋

ND

ND

－

±S9

2.5-10.0μL/ml

－

ND

0-5%
－

ND

0.7-16.0 mM

－

ND

ND

±

±S9

0-5000μg/ml－±S90-15μL/ml
－

ND

0-4%
±

ND

ND

Trueman etal., 1987
Perocco &Prodi, 1981
Jongen et al.,
1981
Andrae &Wolff, 1983
Thilagar etal., 1984aAnderson etal., 1990
Thilagar &Kumaroo ,1983
Jongen et al.,1981
Thilagar etal., 1984 a,b

＋

ND

ND

Thilagar etal., 1984 a,b＋±S90-15μL/ml－

Thilagar &Kumaroo,1983
Anderson etal., 1990－

Gu & Wang,
1988－

Price et al.,1978－

Thilagar etal., 1984 a＋±S90-5000μg/ml

ND

ND

ND

0.01%

ND

ND

ND

0.5 ml/4.6 L 暴露室

ND

i.p.: 0-2,000 mg/kg

－

－

ND

s.c.: 2500、5000
mg/kg
－

26

http://www.cerij.or.jp

Hatch et al.,
1983
WestbrookCollins etal., 1988;
Westbrook-Co
llins et al.,
1990
WestbrookCollins etal., 1989
Allen et al.,
1990

試験名

試験材料

処理条件

用量

マウス
B6C3F1
雌
骨髄細胞

吸入

4,000、8,000 ppm(14 100、28,200
mg/m3) 10 日間

ラット骨髄細胞吸入

マウス
C57BL/6
雄
骨髄細胞

ND

マウス
B6C3F1
雌
骨髄細胞

ND

マウス
B6C3F1雌肺細胞 梢血リ
ンパ細胞

吸入

マウス
B6C3F1
雌
肺細胞
小核試験

マウス
B6C3F1
雌末梢赤血球
マウス
B6C3F1
雌
末梢赤血球
マウス
C57BL/6
骨髄細胞

不 定 期 DNA
合成試験

ラット
Alpk
雄
肝細胞
マウス
B6C3F1
雄肝細胞
ラット
Fischer-344
雄,マウス
B6C3F1
雄肝細胞
マウス
B6C3F1
雄肝細胞

500、1,000、3,500
ppm (1770、3500、
12,400 mg/m3)
6h/d, 5d/w, 6 か月
間暴露
i.p: 0-2000 mg/kg

結果 1)

±

s.c.: 2500、5000
mg/kg
－

吸入

吸入

吸入

経口 (コーン油)

2,000 ppm (7,100
mg/m3)
3 か月間暴露4,000、8,000 ppm(14,100、28,200
mg/m3)
10 日間暴露2,000 ppm (7,100
mg/m3)
3 か月間暴露

±

±

±

±

最大 4 g/kg－

経口

経口 (コーン油)100、500、1000
mg/kg
投与後 4, 12 時間目にオートラジオグラフイー
100 mg/kg

吸入2,000、4,000 ppm(7,100、14,100
mg/m3)
2 又は 6 時間暴
露4,000 ppm
(14,100 mg/m3)
2 時間暴露27

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WestbrookCollins etal., 1988;
Westbrook-Co
llins et al.,
1990
WestbrookCollins etal., 1989;
Allen et al.,
1990
WestbrookCollins etal., 1989;
Allen et al.,
1990
WestbrookCollins etal., 1989;
Allen et al.,
1990
WestbrookCollins etal., 1989;
Allen et al.,
1990
WestbrookCollins etal., 1988;
Allen et al.,1990
Sheldon et al.,1987
Trueman etal., 1987－－
吸入WestbrookCollins etal., 1989;
Allen etal.,1990
Burek et al.,
1984

－

－

4,000、8,000 ppm(14,100、28,200
mg/m3)
10 日間暴露文献

Lefevre &Ashby, 1989
Trueman &Ashby, 1987－－

Lefevre &Ashby, 1989

試験名

試験材料

優性致死試験

処理条件

マウス
Swiss-Webster雄

皮下 (コーン油)
吸入

伴性劣性致死試験
体細胞変異
試験
遺伝子組み替え試験
Basc 試験ショウジョウバエ
Berlin K、Basc

ND

ショウジョウバエ
Berlin K、Basc

ND

用量

結果 1)

文献

5 ml/kg,－
5% 又は 10% v/v
3 日/週 4 週間暴露
350、530、710－
mg/m3,
組織学的2 時間/日、5 日/週、病変なし
6 週間暴露3
0 –14,260 mg/m
6 時間、1 又は 2 週
間－Raje et al.,1988

125, 620 mM

＋
劣性致死
の頻度増
加

Basso et al.,
1987
Raje et al.,1988
Kramers etal., 1991

Gocke et al.,
19811)＋: 陽性、－: 陰性、±: 不明確又は未決定
ND: データなし

表 7-7

ジクロロメタンの遺伝毒性メカニズム試験結果

試験・試験材料

結果

ネズミチフス菌TA100 (野生株)
復帰突然変異試験

TA100/NG-11(グルタチオン
欠損 90%)

大腸菌
K12 (野生株)
復帰突然変異試験/
uvrA (DNA 修復
細胞致死試験
能欠損株)
recA/uvrA (DNA 修
復能欠損株)
14
B6C3F1 マウス、C で標識したジク
SG ハムスター
ロロメタンを暴露
ジクロロメタン
F344 ラット、10,000 ppm (5mM)
B6C3F1 マウス、以上の濃度で暴露
SG ハムスター、し、DNA タンパクヒト (3 例)
複合体 (DPX) 形の遊離肝細胞成、RNA-HCHO 付
加物 (RFA) の生成を測定

文献

TA100 は TA100/NG-11 に比較しジ Graves et
クロロメタン暴露で 2 倍の変異発 al., 1994a
生 (１mM のグルタチオン含有寒天平板上ではこの差はなし)
TA100 はホルムアルデヒドに感受性がないため、サルモネラの遺伝±S9
子障害物質は、GSH 抱合体 (S-ク
蒸気暴露
ロロメチルグルタチオン) と推定
K12: マウス肝S9添加のみ+
uvrA、recA/uvrA: 細胞致死作用
結論: 細胞致死作用は代謝産物ホルムアルデヒドに起因。
ラット肝 S9 添加により遺伝子障
害性/細胞死滅作用消失
14
C -ホルムアルデヒドと DNA の crosslink を測定
Casanova
し、マウスの肝臓でのみ DNA-protein crosslink 検出 et al., 1992
DPX は B6C3F1 マウス肝細胞でのみ検出され、F344 Casanova et
ラット、SD ラット、SG ハムスター、ヒト肝細胞 al., 1997
では暴露濃度換算 10,000 ppm でも検出されず。
RFA は GSTT1 遺伝子や GSTM1 遺伝子が欠損していない動物では検出され、マウスでの RFA の産生量に比べると、同じ暴露濃度ではラットで 1/4 倍、
ヒトで 1/7 倍、ハムスターで 1/14 倍

28

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試験・試験材料
肝細胞 DNA 一本鎖
切断試験

結果

マウス (B6C3F1)
雄及びラット(Alpk) 雄の肝細胞
CHO 細胞マウス B6C3F1.

ヒト
ボランティア

7.3.7

血液採取
PCR とサザンブロ
ット法を用いた
GSTT 遺伝子の測定

文献

ジクロロメタン添加による DNA 一本鎖切断発現
Graves et
濃度: マウス肝細胞 0.4 mM、ラット肝細胞 30mM。 al., 1994b;
ラツト肝細胞で高濃度ホルムアルデヒド添加でも Graves et
DNA 一本鎖切断が発現するが、ジクロロメタンが al., 1995;
代謝されて発生するホルムアルデヒドの量程度で Graves et
は DNA 一本鎖切断は発現しない。
al., 1996
ハムスター肝細胞/ヒト肝細胞にジクロロメタン 5～90 mM 添加では DNA 一本鎖切断発現せず。
GSH 枯渇剤 (ブチオニンスルフォキシミン) 前処
理マウス:
DNA 障害程度の低減。
CHO 細胞を用いた DNA 損傷試験:
ジクロロメタンとマウス肝画分 (S9) 添加により DNA 一本鎖切断と DNA タンパク複合体発現。
肝画分分離 (ミクロゾーム画分、細胞質画分(S100 画分) ) :細胞質画分でのみ DNA 障害が発生 (GST 経路の関与を示唆)。
ホルムアルデヒド捕獲剤 (セミカルバジド) によるホルムアルデヒドと GSH 抱合体の作用の分離:
DNA タンパク複合体の形成は捕獲剤添加で抑止、DNA 一本鎖切断は発現。
ホルムアルデヒド添加で濃度依存的 (0.125～
0.25mM) DNA 一本鎖切断発生。
0.5mM 以上で DNA タンパク複合体の形成。
結論: GSH2Cl が DNA 損傷性 (DNA 一本鎖切断)に関与、ホルムアルデヒドが DNA タンパク複合体
形成に関与
ヒトのθクラス GSTTをエンコードするcDNAシ
Pemble et
ーケンスの82%がラットのθクラスrGSTT1-1と共 al., 1994
通。GSTT1のcDNAをクローニングし、ヒトの38%
はθクラスGSTT遺伝子は欠損していること、
GSTT1遺伝子欠損者とジクロロメタン代謝の表現
型は一致することを確認。

発がん性 (表 7-8～7-10)

IARC は、グループ 2B（ヒトに対して発がん性がある可能性がある物質）に分類している。
表 7-8
機関/出典
IARC (1999)
ACGIH (2001)
日本産業衛生学会 (2002)

ジクロロメタンの国際機関等での発がん性評価
分 類
グループ
2B
A3
第2群B

U.S. EPA (1995)

B2

U.S. NTP (2002)

R

分 類 基 準ヒトに対して発がん性がある可能性がある。
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。
人間に対しておそらく発ガン性があると考えられる物質である。証拠が比較的に十分でない物質。
動物での発ガン性の十分な証拠があり、かつ、疫学研究から不十分な証拠、またはデータがない物質。
ヒトに対して発がん性があることが予想される物質。

吸入暴露による動物試験で発がん性があるとする複数の報告が見られるが、経口投与 (飲水投与) 試験では発がん性を示す報告はない。B6C3F1 マウスでは肺がん、肝臓がん発生の感受性
29

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が高く系統の特異性を考慮する必要がある。ラットでは良性乳腺腫瘍の増加は観察されている
ものの、悪性腫瘍の増加は観察されていない。発がん性には種差がみられ、マウスに対しては発がん性を示すと考えられるが、ラット、ハムスターに対しては明らかな発がん性はみられていない。
また、動物を用いた発がん試験結果から、ジクロロメタンの発がん性に関与する代謝特性には種差及び器官特異性があることが明らかであり、その発がんのメカニズムに関して報告がさ
れている。
表 7-9

ジクロロメタンの発がん性試験結果

動物種
マウス
B6C3F1雌雄
8-9 週齢各 50 匹/群

投与方法
吸入（全身
暴露）

投与期間
102 週
6 時間/日
5 日/週

ラット
F-344/N
雌雄
7-8 週齢
各50匹/群吸入 (全身暴露)

102 週
6 時間/日5日/週

ラットSD
6-8 週齢雄: 90 匹/群雌: 108匹/群

吸入 (全身
暴露)

2年
6時間/日
5日/週、

投与量
0、2,000、4,000 ppm
(0, 7,100,
14,100mg/m3)

結果
文献
102 週目の 0, 2,000, 4,000 ppm
U.S. NTP,
全群の生存率低下
1986;
雄 39/50, 24/50, 11/50
Mennear et
雌 25/50, 25/49, 8/49
al., 1988
主に肺・肝臓がんの二次的影響
0, 2,000, 4,000 ppm 各群の発生率
肺胞・気管支腺腫(%):
雄 3/50 (6)、19/50 (38)、24/50 (48)
雌 2/50 (4)、23/48 (48)、28/48 (58)
(自然発生率: 雄 12.1%, 雌 4.9%)
肺胞・気管支がん(%):
雄 2/50 (4)、10/50 (20)、28/50 (56)
雌 1/50 (2)、13/48 (27)、29/48 (60)
（自然発生率: 雄: 4.9%、雌:2.0%）。
肝細胞腺腫又は肝細胞がん(%):
雄 22/50 (44), 24/49 (49), 33/49(67)
雌 3/50 (6), 16/48 (33), 40/48 (83)
(自然発生率: 雄 30.3%、雌 8.3%)
暴露群では肺・肝臓とも担がんマウスのがん個体数は多い。
0 、 1,000 、 雄の試験終了時生存率低下:
U.S. NTP,
2,000、4,0000、1,000、2,000、4,000 ppm でそ 1986
ppm
れぞれ 16/50、16/50、17/50、9/50。
(0、3,500、
大部分は暴露最終 16 週以内の死
7,100、
亡
14,100
乳腺腺腫及び線維腺腫の増加:mg/m3 )
0、1,000、2,000、4,000 ppm でそれぞれ雄: 0/50、0/50、2/50、5/50
雌: 5/50, 11/50, 13/50, 23/50。
乳腺領域皮下線維腫・線維肉腫の増
加: 雄: 1/50、1/50、2/50、5a)/50a) 1 例肉腫
0、50、200、 500 ppm:
Nitschke et
500 ppm (0、雌: 自然発生率の範囲での悪 al., 1988a
177、710、 性化傾向のない乳腺腫瘍、悪性腫瘍
1,770
の発生なし
mg/m3)

30

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動物種
投与方法
マウス
吸入 (全身B6C3F1暴露)
雌１,400 匹以上

投与期間
投与量0 (無暴露)2,000 ppm (7,100 mg/m3)(暴露)①104 週暴露区②104 週無暴露区③26 週暴露+78 週無暴露区④78 週無暴露+26 週曝露区⑤52 週暴露+52 週無曝露区⑥52 週無暴露+52 週暴露区⑦26 週無暴露+78 週暴露⑧78 週暴露+26 週無暴露区
マウス
B6C3F1
雌364 匹/群マウス
B6C3F1
雌68 匹/群吸入 (全身暴露)

吸入 (全身暴露)
全観察期間
は 104 週前
半暴露期と
後半暴露期
の 2 相を設
定
非暴露期
間は空気
のみ

104 週
6 時間/日
5 日/週

0、2,000 ppm(0、7,100
mg/m3 )

462、494、515、529、
571、597、
618、639、660 日目に暴露群 10 匹、対照群 5 匹(無作為抽出)を検査
26、52、78、 0、2,000 ppm
104 週(0、7,100
6 時間/日mg/m3)
5 日/週

結
果
文献
24 か月後の肺腺腫、肺がん、肝臓
Maronpot
腺腫、肝臓がん発生率: 26.9%,
et al.,1995
46.3%, 35.5%, 51.5%、対照マウスの発生率 1.5%, 6%, 12%, 16%より有意に高率。
①ジクロロメタンの 2 年以下の吸入暴露で肺/肝臓がんは発現②肺と肝臓がんではジクロロメタンの影響に差、肺がんは短期間暴
露 (26 週間) で十分発生し、これは早期不可逆的な肺細胞の正常
成育機構の消滅を示唆。肝がんは暴露期間と発生率が比例することから、肝発がんには継続的暴露が促進的に作用することを示唆。
③肝臓がんより肺がん発現能が高いため、ヒトの健康リスク評価には肺がんを基本にすべし。
④細胞毒性を伴わず肺/肝臓がん発生
肺胞/細気管支及び肝細胞の腺腫、がんの発生数増加
暴露開始 1 年以内では肝臓の増殖性病変がみられたが肺の病変なし
暴露開始 1 年以後から肺胞/細気管
支の腺腫、がんの発生数漸増
暴露開始 1 年以後肝臓腫瘍の発生率は比較的一定 (40-60%)、経時的には担腫瘍動物数は増加。
前半暴露相では肺胞/細気管支及び肝細胞の腺腫、腺がんの発生率経時的上昇
後半暴露相では 78 週間以上のみで肺及び肝臓腫瘍発生率の顕著な上昇
暴露開始初期には肺腫瘍のみがみ
られ肝臓腫瘍発現はなし
肺腫瘍は肝臓腫瘍と異なり、暴露
中止後も発生 (率) が増加するこ
とを示唆

31

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Kari et al.,
1993

動物種
投与方法
吸入 (全身
ラット
暴露)
SD
雌雄
8 週齢
95 匹/群(衛星群を含む
総使用数: 1,032
匹)

投与期間
2年
6 時間/日,
5 日/週

投与量0、500、
1,500、
3,500 ppm
(0、1,770、5,300、
12,400mg/m3)

吸入 (全身暴露)

97 週
4 時間/日
5 日/週

0、100 ppm
(0、350mg/m3)

ラット
SD
妊娠雌54-70 匹/群
暴露群:
54 匹/群
対照群:
60 匹/群
ハムスター 吸入 (全身暴露)
Syrian golden
雌雄
8 週齢
95 匹/群+衛星群 12～14
匹/群
経口
ラット
Fischer 344 （飲水）7 週齢
雌雄各 85/群
第 2 対照群は雌
雄各 50/群
回復試験群として 78 週 250
mg/kg/日投与+26 週回復雌雄各 25 匹/群
マウス
経口
B6C3F1(飲水)(7 週齢)
雄雌 650/4,350
匹
構成: 対照 1雄/雌 60/50 匹、対照 2-雄/雌65/50 匹、 60
mg/kg –雄/雌200/
100 匹, 125 及び 185 mg/kg –雄/雌 100/50
匹、250 mg/kg

以後
7週
7 時間/日
5 日/週
2年
6 時間/日
5 日/週

104 週［78 週目解剖グループ (雌雄各 20/群) 設置
250 mg/kg/日のみ
26、52、78
週に中間
屠殺］
104 週

結
果
文献
3,500 ppm
Burek et al.,
雌: 18 か月以後死亡率上昇
1984
雌: 良性乳腺腫瘍発生率の上昇なし (79/96、81/95、80/96、83/97)、
腫瘍総数は用量依存的に増加(165/96 、 218/95 、 245/96 、
287/97)。
雄: 良性乳腺腫瘍発生率の有意な上昇なし (7/92、3/95、7/95、14/97)、腫瘍総数は増加 (8/92、
6/95、11/95、17/97)。1,500 ppm
以上頸部唾液腺内及び周囲の肉腫の増加 (1/92、0/95、5/95、11/97)。
雌雄: 暴露開始 2 カ月間、どの暴露濃度群でも SDA ウイルス
(唾液腺涙腺炎ウイルス
Sialodacryoadenitis) 感染による唾液腺涙腺炎発生 (唾液腺及び重症な鼻涙腺の限局性炎症と壊死を伴う)。
試験期間生存率低下 (含対照群)。
死亡率の上昇なし
Maltoni etal., 1988
良性/悪性腫瘍発現率は母動物とその児いずれも上昇せず。
総悪性腫瘍数の軽度の増加 (統計学的有意性なし)。
リンパ肉腫の発現頻度が雌暴露群
が対照群よりやや高し (対照:
1/91: 500 ppm: 6/92: 1,500 ppm:
3/91: 3,500 ppm: 7/91: p = 0.032).
良性腫瘍の増加は暴露群の生存率が対照群より高いため

Burek et al.,1984

発がん性なしSerota et al.,1986a

発がん性なし0、60、
125、185、250 mg/kg/日 (2 対照群)

Serota et al.,1986b0、500、
1,500、3,500
ppm(0、 1,770 、
5,300、
12,400mg/m3)
0、5、50、
125、250mg/kg/日(2 対照群)32

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動物種– 雄/雌 125/50
匹

投与方法

投与期間

投与量

結

果

文献

ラット
SD
(12 週齢)
雌雄各 50 匹/群

経口(強制)
媒体: オリーブ油64 週
4-5 日/週

0 、 100 、
500 mg/kg

ラット:
500 mg/kg (雌雄):死亡率の上昇100, 500 mg/kg:
腫瘍発生数の増加なし

Maltoni etal., 1988

マウス
Swiss
(9 週齢)
雌雄各 50 匹/群(対照群 60 匹/群)

マウス:
100, 500 mg/kg:
死亡率の上昇、腫瘍発生数の増加なし

表 7-10ジクロロメタンの発がんメカニズムに関する実験結果

動物種
ヒト

実験条件
結
果
文献
アガロースゲル電気泳動 GSTT1遺伝子欠損の割合: 中国人(n=45) 64.4%、韓 Nelson et al., 1995.
によるPCR反応の測定
国人 (n=103) 60.2%、アフリカ系アメリカ人
GSTT1 遺 伝 子 の 保 有 ／ 欠 (n=119) 21.8%、北米コーカサス人 (n=442) 20.4%、
損 分析
メキシコ系アメリカ人 (n=73) 9.7%
マウス
電 気 泳 動 法 に よ り 関 連 マウス肝臓では、ラットθクラスGSTT1-1類似の Mainwaring et al.,B6C3F1
GST を 対 照 と し て θ ク ラ mGSTT1-1が存在 (ジクロロメタンの主代謝酵素) 1996a.
雄ス GST を 確 認 後 ア ミ ノ 酸
配列 (N末端、内部) 実施
ラット
GSTT1-1のシークエンス及 マウス肝臓ではGSTT1-1のmRNAが中心静脈と胆 Mainwaring et al.,
マウス
びクローニング
管周囲の肝細胞にに局在し、細胞核内に高暴露群 1996b.
ヒト
Northern ブ ロ ッ ト 法 及 び 10匹、対照群5匹(無作為抽出)の検査度集積を確
細 胞 内 ハ イ ブ リ ダ イ ゼ ー 認。単離核を用いたassay でGST経路によるジク
肝臓・肺試料 ション法による肝臓・肺試 ロロメタンの代謝を確認。ラット、ヒトの肝臓で料中 の mRNA 局在 性の 測 は、マウスにみられる GST T1-1mRNAの肝細胞での局在性は認められず。マウス肺では、他の細定胞との比較で繊毛細胞/クララ細胞に
GSTT1-1mRNAの高暴露群10匹、対照群5匹(無作為抽出)の検査度集積を確認。
組み換えヒ GSTT1-1サブユニットの組 ヒトGSTT1-1は肝臓、腎臓で高濃度、脳、膵、骨 Sherratt et al.,トGSTT1-1抗 織内分布の測定
格筋では肝臓の10%、心、肺、脾、精巣では肝臓 1997.
体の5%であることを確認。
マウス
6 時間/日、5日/週、1回暴露後にクララ細胞の空胞形成、しかし5日間 Foster et al., 1992
B6C3F113 週間 4,000 ppm暴露 連続暴露後消失。2日間暴露中断後の再暴露で再雄
2目～13 週間目に肺の病 発 (程度は軽減)。クララ細胞障害は、肺の免疫化
理組織学的検索、免疫化学 学的細胞染色によるクララ細胞内CYP2B1&2染色的染色によるCYP2B1&2、 変動、新鮮単離クララ細胞CYPモノオキシゲナー
NADPH- CYP酸化還元酵 ゼ活性変動と相関 (クララ細胞ではジクロロメタ
素、mGSTT1-1の検索、3H- ンの代謝の際CYPの不活化が生じ、その過程でジチミジンを用いS-phase細 クロロメタン耐性を獲得することを示唆)。DNA
胞のカウントによるDNA 合成については、暴露初期に気管支のS-phase細胞
合成の検索、肺細胞質及び が増加した。TypeII細胞等、他のマウス肺細胞へ
ミクロゾームの検索、単離 の障害発生なし、mGSTT1-1による代謝系は実験
クララ細胞数及びクララ 中不変。
細胞内酵素活性測定を実施

33

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動物種
マウス
(NMRI)

実験条件
結果
文献
ラットGSTT1-1 のC 末端 腎臓では、一部の集合管上皮の細胞質が軽度の染 Quondamatteo etから5 つのアミノ酸 (ラッ 色性を示し、肝臓では、全領域の核及び中心静脈 al., 1998
ト、マウスは共通、ヒトは 付近の細胞質、胆管上皮細胞及び小葉間細動脈内免 疫 組 織 染 2 つ相違) のペプチドを合 皮細胞の核及び核周囲の細胞質が強く染色され色 法 に よ る 成後抗体作成た。肺では、気管支上皮及び気管支平滑筋細胞、研究
毛細血管内皮細胞が染色され、肺胞領域のタイプ
GSTT-1の マ ウ ス 細 胞 内 分 Ⅱ肺胞上皮のみが染色された。これらの染色の分布の確認。
布 が GSTT1-1の代謝活性の 既知のデータ と一致し、これは肺、肝臓に対して発がん性を有し腎臓への発がん性がないことを示唆している。
マウス
2,000 ppm 104週 吸入暴露 肝臓がん、肺がんについて、細胞毒性が出現する Foley et al., 1993
B6C3F1(6時間/日、5日/週)
より低い濃度で発生。ジクロロメタン暴露により (NIEHS)
雌DNA合成期の肝細胞数が予測に反して減少した
ため、肝臓がんの発生メカニズムの一つと考えられる肝細胞の過剰の増殖は可能性は少ない。
従来はジクロロメタンによる肺腫瘍発生には、初 Kanno et al., 1993
マウス
吸入 (全身暴露)期の DNA 合成抑制前 (暴露 4 週間以内) に肺胞
B6C3F1
1,2,3,4 週や細気管支上皮細胞の増殖 (過形成) が必ず生じ
雌
6 時間/日 5 日/週
4-6 週齢0, 2,000, 8,000 ppm (0, るとされていたが、複製的 DNA 合成に伴う強い細胞増殖は観察されず、ジクロロメタン吸入によ5 匹/群7,060 , 28,240 mg/ m3)
るマウス肺腫瘍の初期段階に細胞増殖は必要な
13, 26, 52, 78 週
い。
6 時間/日 5 日/週
2,000 ppm (7,060 mg/ m3)
マウス
ジクロロメタン誘発腫瘍、 がん遺伝子については、肝臓がん細胞のH-ras 遺 Devereux et al.,B6C3F1
自然発生腫瘍細胞のDNA 伝子活性化及び肺がん細胞のK-ras がん遺伝子活 1993
雌145匹 の第1、第2 exonの変異の有 性化ともにコントロールマウスとの差なし。
+ 雌235匹 無の確認のためにPCR(自然発生が (polymerase chain reaction)んを得るた により増幅したDNAめ)fragmentのK-ras遺伝子 (肺がん) H-ras遺伝子 (肝臓がん) を直接sequenceし解析
マウス
第11染色体上のp53遺伝子 ジクロロメタンによるp53腫瘍抑制遺伝子点突然 Hegi et al., 1993
B6C3F1
周辺のLOH (異形接合性の 変異は検出されず。
雌消失) の発生の有無を54例のジク Southern分析法及びPCR分
ロロメタン 析法で検査
誘発肺がん
7例の自然発
生肺がん

7.4

ヒト健康への影響(まとめ)

実験動物に対するジクロロメタンの吸入暴露による急性毒性試験の LC50 はラット・マウス
で 15,000 ppm (6 時間)、経口投与による LD50 は 1,710 mg/kg である。動物実験でみられる吸入の急性毒性症状として中枢神経系の抑制、感覚麻痺、体性感覚誘発への影響、脳波や睡眠に対する影響等がある。眼及び皮膚に対する刺激性はいずれも中等度である。皮膚に対する感作性に関する報告はない。
実験動物に対する反復投与では肺及び肝臓が毒性標的器官で、吸入暴露での NOAEL は求められなかったが、LOAEL はマウス及びラットに 100 日間 (24 時間暴露) 吸入暴露した試験結果から得られた 25 ppm (88 mg/m3) である。
経口暴露の NOAEL は、ラットに 2 年間飲料水に混合して投与した場合の肝臓及び血液への34

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影響を指標とした試験結果から得られた 5 mg/kg/日である。
ラット、マウスを用いた生殖発生毒性試験でジクロロメタンの影響はみられていない。
遺伝毒性については、ジクロロメタンは S9 添加の有無に関わらずバクテリア及び酵母の系で陽性を示し、培養細胞や哺乳動物個体を用いたアルカリ溶出試験、高濃度暴露した動物の染色体異常で陽性を示す。よって、ジクロロメタンは遺伝毒性を有する物質であると判断する。
また、GSTT1 遺伝子の発現する生物種や個体で遺伝子障害性が発生する可能性があることが知られている。
発がん性についてはヒトの暴露に関するいくつかの報告はあるが、発がん性を示す明確な証拠が得られていないこと、動物実験では吸入暴露でマウス (B6C3F1) の肺及び肝臓に発がんが認められたことから、IARC は、グループ 2B（ヒトに対して発がん性がある可能性がある物質）に分類している。発がん性については種差が大きいことが明らかとなっている。

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

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CERI 有害性評価書 ジクロロメタン
平成 18 年 3 月 1 日
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