CERI 有 害 性 評 価 書

クロロベンゼンChlorobenzene

CAS 登録番号：108-90-7

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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 .................................................................................................................................. 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 藻類及び水生植物に対する毒性 ........................................................................................ 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)............................................................................................. 12
7． ヒト健康への影響........................................................................................................................ 12
7.1 生体内運命 ................................................................................................................................ 127.2 疫学調査及び事例..................................................................................................................... 19
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................. 19
7.3.1 急性毒性.............................................................................................................................. 19
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 20
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 20
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 21
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 25
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 26
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 28
7.4 ヒト健康への影響
文(まとめ) .................................................................................................. 29

献 ............................................................................................................................................... 31

iii

1．化学物質の同定情報
物質名

化学物質排出把握管理促進法
化学物質審査規制法
CAS登録番号
構造式

分子式
分子量

クロロベンゼン
塩化フェニル、モノクロロベンゼン、
ベンゼンクロリド、フェニルクロリド
政令号番号 1-93
官報公示整理番号 3-31
108-90-7

Cl

C6H5Cl112.56

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

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
危険物第四類第二石油類
疾病化学物質危険物引火性の物
第二種有機溶剤 (含有率が 5 質量％を超えるもの)
名称等を表示すべき有害物 (含有率が 5 質量％を超えるもの)
名称等を通知すべき有害物
管理濃度 10 ppm
有害液体物質 B 類
引火性液体類
引火性液体
引火性液体類1

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3．物理化学的性状
項
外
融
沸
引

目

特

火

観
点
点
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℃)

4．製造輸入量・用途情報

値

無色液体
-45℃
131～132℃
27℃ (密閉式)
29℃ (密閉式)
590℃
593℃
1.3～11 vol % (空気中)
1.3～9.6 vol % (空気中)1.107 (20℃/4℃)
3.88 (空気 = 1)
1.2 kPa (20℃)、2.0 kPa (30℃)、
5.3 kPa (50℃)
log Kow = 2.84 (測定値)、2.64 (推定値)
解離基なし
Koc = 270 (推定値)
水：500 mg/L (20℃)
クロロホルムなどの有機溶媒：混和
315 Pa･m3/mol (25℃、測定値)
1 ppm = 4.68 mg/m3
1 mg/m3 = 0.214 ppm

出典
U.S.NLM:HSDB, 2003
Merck, 2001
Merck, 2001
IPCS, 1998
NFPA, 2002
IPCS, 1998
NFPA, 2002
IPCS, 1998
NFPA, 2002
Merck, 2001
計算値
Verschueren, 2001
SRC:KowWin, 2003
SRC:PcKocWin, 2003
Verschueren, 2001
Merck, 2001
SRC:HenryWin, 2003
計算値

(表 4-1、表 4-2)
表 4-1

年
国内供給量

性

1998
35,000

国内供給量 (トン)1999
30,0002000
30,0002001
25,000

出典：製品評価技術基盤機構 (2004)

表 4-2

用途別使用量の割合
割合
(%)

用途
合成原料
(フェニルシラン、チオフェノール等)
有機合成反応の溶剤(メチレンジフェニルジイソシアネート等)
溶剤 (塗料、インキ、電子機器洗浄等)
合計
出典：製品評価技術基盤機構 (2004)

2

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75
20
5
100

2002
10,000クロロベンゼンは、o-, p-ニトロクロロベンゼン、2,4-ジニトロクロロベンゼンの合成原料としても用いられていたが、2001 年より p-ニトロクロロベンゼンが全量輸入になる (化学工業日報, 2003) など、供給量の減少と共に市場が変化している (製品評価技術基盤機構, 2003,2004)。

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)
7.70×10-13 (25℃、測定値)
5.00×10-21 以下 (25℃、測定値)
データなし

濃

度 (分子/cm3)
5×105～1×106
7×1011

半減期10～20 日6 年以上

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

290 nm 以上の光を吸収するので、大気環境中では直接光分解される。光分解生成物はモノク
ロロビフェニルが確認されている (U.S. NLM:HSDB, 2003)。

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ので、水環境中では加水分解されない。また、蒸留水
中での光分解半減期は 17.5 時間との報告がある (U.S. NLM:HSDB, 2003)。

5.2.2

生分解性

a 好気的生分解性(表 5-2、表 5-3)

表 5-2

化学物質審査規制法に基づく生分解性試験結果 注)

分解率の測定法
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5
紫外線 (UV) 吸収スペクトル測定
被験物質濃度：30 mg/L、活性汚泥濃度：100 mg/L、試 験 期 間 ：4 週間
注：揮発性物質用改良型培養瓶を用いて試験を実施。

出典：通商産業省 (1976) 通商産業公報 (1976 年 5 月 28 日)

3http://www.cerij.or.jp

表 5-3

その他の生分解性試験結果
被試験物 試 験
試験方法
質濃度
期間
5 mg/L89％
家庭排水由来の微生物を用いた試
7日
験10 mg/L30％
5 mg/L
100％
継代培養し、馴化させた家庭排水
7日
由来の微生物を用いた試験
10 mg/L
100％
下水沈殿槽を模した好気的生分解性試験

3 mg/L

40 日

出典

Tabak et al.,
1981

63％
(29.9%:揮散、0.2％:藻等への吸 着 、 1.4%: 水 中 に 残 留 、
5.5%:流出)(2 L/日の流量で粉ミルクを加えた人
工下水とともに装置に投入、23℃)

b 嫌気的生分解性

分解率

Davis et al.,1983a,b(表 5-4)

表 5-4

嫌気的生分解性試験結果
被試験物 試 験 期
試験方法
分解率
質濃度
間
メタン発酵条件下、消化汚泥を用い 8.1 ～ 72 12 週間 分解せずた試験
μg/L
嫌気的メタン発酵条件下、生物膜カ 22μg/L
2日
0～15％
ラムを用いた試験
60 日 分解せず
都市下水と工業廃水が流入する下 78 mg/L
水処理施設の消化汚泥を用いた試
験 (30℃)

出

典

Rittmann et al., 1980
Bouwer, 1985
Battersby
1989

and

Wilson,以上のことから、クロロベンゼンは好気的条件下では低濃度の場合、馴化などの特定の条件が整った場合には生分解されるが、嫌気的条件下では生分解され難いと推定される。

5.3

環境水中での動態

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 3.3 時間、水深 1 m、流速 0.05 m/秒、風速 0.5 m/秒のモデル湖
水での半減期は 4.3 日と見積もられている (Lyman et al., 1990)。また、河川水中での半減期は150 日で、底質中での半減期は 75 日との報告もある (Lee and Ryan, 1979)。土壌吸着係数 Kocの値 270 から、水中の懸濁物質及び底質にはある程度吸着されると推定される。水に対する溶解度は 500 mg/L (20℃)、蒸気圧は 1.2 kPa (20℃) であり、ヘンリー定数は 315 Pa･m3/mol (25℃)と大きい。したがって、クロロベンゼンは水環境から大気へ揮散され易いと推定される。
以上のことなどから、環境水中にクロロベンゼンが排出された場合は、主に揮散により除去
され、生分解による除去はほとんどないと推定される。

4

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5.4

生物濃縮性

(表 5-5)

表 5-5
生物種
コイ

化学物質審査規制法に基づく濃縮性試験結果

濃度 (mg/L)
0.15
0.015

試験期間 (週間)6

濃縮倍率
4.3～403.9～23

判定結果
濃縮性がない又は低い

出典：通商産業省 (1976) 通商産業公報 (1976 年 5 月 28 日)

6．環境中の生物への影響
6.1
6.1.1

水生生物に対する影響
藻類及び水生植物に対する毒性 (表 6-1)

生長阻害試験は、クロロベンゼンの揮発性を考慮して閉鎖系で実施、又は測定濃度で結果を算出した試験を信頼性の高い試験結果として採用した。淡水緑藻のセレナストラムを用いた 96
時間 EC50 が 12.5 mg/L (Calamari et al., 1983; Galassi and Vighi, 1981) 及び 224～232 mg/L (U.S.
EPA, 1980)、海産珪藻のスケレトネマを用いた 96 時間 EC50 が 341 mg/L (U.S. EPA, 1980) であった。また、光合成阻害を指標としたクラミドモナスでの 3 時間 EC50 が 56.6 mg/L (Hutchinson etal., 1980)、アンキストロデスムスでの 4 時間 EC50 が 50 mg/L (Wong et al., 1984) であったとの報告もある。
生長阻害に関する NOEC は、淡水種ではセレナストラム及びウキクサ、海水種ではスケレト
ネマで得られているが、いずれもクロロベンゼンの揮発性を考慮しておらず、信頼性は低い。
表 6-1
生物種
淡水
Selenastrum
capricornutum 1)(緑藻、ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)

クロロベンゼンの藻類及び水生植物に対する毒性試験結果
試験
方式

温度
(℃)

止水
閉鎖系

ND

止水
閉鎖系

ND

エンドポイント

96 時間 EC50

生長阻害
ｸﾛﾛﾌｨﾙ a

96 時間 EC50

生長阻害

96 時間 EC50

生長阻害

3 時間 EC50

光合成阻害

止水

20

96 時間 EC50

生長阻害

ND

ND

24 時間 EC50
48 時間 EC50
96 時間 EC50

生長阻害
ｸﾛﾛﾌｨﾙ96 時間 NOEC
96 時間 EC50

光合成阻害

96 時間 EC50

生長阻害

ND

ND

5

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濃度(mg/L)

232
(n)
224
(n)
12.5
(n)
33.0
(n)
12.5
(m)
298
239
210
<100
343
(n)
202
(n)

文献

U.S. EPA,
1980

Calamari et al., 1983

Galassi & Vighi,
1981
U.S. EPA, 1978

U.S. EPA, 1978

生物種
Chiorella vulgaris(緑藻、ｸﾛﾚﾗ)
Chlamydomonas
angulosa(緑藻、ｸﾗﾐﾄﾞﾓﾅｽ)
Ankistrodesmus
falcatus(緑藻、ｱﾝｷｽﾄﾛﾃﾞｽﾑｽ)
Lemna gibba (G-3)(単子葉植物、
ｲﾎﾞｳｷｸｻ)
Lemna minor(7136)(単子葉植物、
ｺｳｷｸｻ)
海水
Skeletonema
costatum(珪藻、ｽｹﾚﾄﾈﾏ)

試験
方式
止水
閉鎖系
止水
閉鎖系

温度
(℃)
19

エンドポイント
3 時間 EC50

光合成阻害

19

3 時間 EC50

光合成阻害

止水
閉鎖系

20

4 時間 EC50

光合成阻害

濃度
(mg/L)
99.1
(n)
56.6
(n)

文献
Hutchinson et al.,
1980

50

Wong et al., 1984

(n)
U.S.
EPA
止水

25±
0.7

U.S.
EPA
止水

25±
0.7

止水
閉鎖系

ND

止水

19.920.6

生長阻害
葉状体数

7 日間 EC50
7 日間 NOEC

生長阻害
葉状体数

7 日間 EC50
7 日間 NOEC

96 時間 EC50

生長阻害

96 時間 EC50

光合成阻害

5 日間 EC50
5 日間 NOEC

生長阻害

pH
7.7-9.0

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ

5 日間 EC50
5 日間 NOEC

Cowgill et al., 1991
581
294
(n)
353
294
(n)
341
(n)
343
(n)
203
100
(n)

U.S. EPA,
1980

Cowgill et al., 1989

201
100
(n)

ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度、閉鎖系: 試験容器や水槽にフタ等をしているが、ヘッドスペースはある状態
1) 現学名: Pseudokirchneriella subcapitata

6.1.2

無脊椎動物に対する毒性 (表 6-2)

急性毒性として、淡水では甲殻類のオオミジンコ、ネコゼミジンコ属の一種 (Ceriodaphnia
dubia)及び昆虫類のユスリカ幼虫を用いた試験報告がある。このうちクロロベンゼンの揮発性を考慮して閉鎖あるいは密閉系で実施し、又は測定濃度で結果を算出した試験を信頼性の高い試験とすると、ミジンコ類に対する 24～48 時間 EC50 (遊泳阻害) は 0.59～26.0 mg/L (Bobra et al.,
1985; Calamari et al., 1983; Hermens et al., 1984; Rose et al., 1998)、48 時間 LC50 の範囲は 5.8～86
mg/L (Abernathy et al., 1986; LeBlanc, 1980)であった。ユスリカ幼虫を用いた 96～98 時間 NOEC
が 0.72 mg/L とするデータもある (van der Zandt et al., 1994)。海産種ではミシッドシュリンプ及びコウライエビの急性毒性データがあり、そのうちコウライエビに対する 96 時間 LC50 は 1.72
mg/L であった (Yin and Lu, 1993)。
長期毒性としては、オオミジンコ及びネコゼミジンコ属の一種 (C. dubia) の繁殖試験報告があり、最小値はオオミジンコでの 16 日間 NOEC の 0.32 mg/L であった (Hermens et al., 1984)。

6

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

表 6-2クロロベンゼ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

止水
閉鎖系

22

ND

AFNOR1)
止水
密閉
止水
密閉
止水
密閉
止水

4-6 日齢
幼体
1.5 mm
幼体

pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

72

6.78.1

ND

ND

140
86
10
(n)
4.3
(m)

LeBlanc,
1980

ND

24 時間 LC50
48 時間 LC50
48 時間 NOEL
致死
24 時間 EC50
遊泳阻害

23±
2
ND

ND

ND

48 時間 LC50

ND

6-7

157

7.79.948 時間 EC50
遊泳阻害
24 時間 LC50

5.8
(n)
0.59
(n)
13.914.2
10.715.4
(n)
31
(n)

Abernathy
et al., 1986
Bobra et al.,1985
Gersich et al.,1986

CowgillMilazzo,
1991&

Cowgillal., 1985

et19.820.9

硬度

48 時間 LC50

Ceriodaphnia
dubia(甲殻類、ﾈｺｾﾞ
ﾐｼﾞﾝｺ属の一種)

Calamarial., 1983

et

生後 12
時間以内

止水
給餌

25±
2

160-180

8.2±
0.2

48 時間 LC50

幼体

止水20.220.9

ND

8.00
8.60

48 時間 LC50

10.715.4(n)24.124.8

ND

8.15
8.50
7.67.748 時間 LC50

8.6021.3
(n)
310
(n)

Bringmann &Kuhn, 1977b

24 時間 EC50
遊泳阻害
48 時間 EC50
遊泳阻害

16
(m)
26.0
(m)

Bazin et al.,
1987
Hermens etal., 1984

生後
48 時間
以内
ND

止水

2022

70

ND

ND

ND

7

生後
48 時間
以内
生後
48 時間
以内

NEN2)
止水
密閉
U.S. EPA
止水
密閉
助剤 3)
止水

22±
1

約 100

ND

25

65.2

7.7

48 時間 EC50
遊泳阻害

5.3
(m)

Rose et al.,
1998

25

45.5

7.6

24 時間 LC50

7.6
(m)

Marchini etal., 1993

止水20.420.9

ND

8.05
8.66
8.20
8.58
8.2
±
0.2

48 時間 LC50

7.911.4

Cowgill etal., 1985

生後
24 時間
以内
幼体

24.124.7
生後
12 時間
以内

止水
給餌

25±
2

90-1107

http://www.cerij.or.jp

24 時間 LC50

48 時間 LC50

10.411.8
(n)
47
(n)

Cowgill &Milazzo,
1991

生物種

大きさ/
成長段階
4 齢幼虫

試験法/
方式
半止水

温度
(℃)
19

(mg CaCO3/L)

Americamysis
bahia(甲殻類、ﾐｼｯﾄﾞ
ｼｭﾘﾝﾌﾟ)Penaeuschinensis(甲殻類、ｺｳﾗｲ
ｴﾋﾞ)
長期毒性 淡水

ND

ND

ND

Daphnia magna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

生後
24 時間
以内

Chironomus
thummi(昆虫類、ﾕｽﾘｶ科の一種)
急性毒性 海水生後約 12 時
間
生後
12 時間
以内

硬度

pH

エンドポイント

濃度(mg/L)
0.72
(n)

150

8

96-98 時間 NOEC

ND

ND

ND

ND

2327

ND

NEN2)半
止水

19±
1

約 100

van der Zandt
et al., 1994

96 時間 LC50

16.4
(n)

U.S. EPA,
1978

7.53
8.95

96 時間 LC50

1.72
(n)

Yin & Lu,
1993

ND

16 日間 LC50
16 日間 NOEC致死
16 日間 EC50
16 日間 NOEC
繁殖
14 日間 EC50
繁殖

4.0
1.0

Hermens etal., 1984

1.1
0.32
(m)
2.5
(m)

Calamari, etal.,1983

10 日間 LC50
9-11 日間 EC50
9-11 日間 NOEC
繁殖
7 日間 LC50
7-10 日間 EC50
7-10 日間 NOEC
繁殖

16
15
6.5
(n)
24
14
12
(n)

半止水
密閉

20

ND

ND

半止水

25±
2

160-180

8.2
±
0.2

文献

Cowgill &Milazzo,
1991

半止水
25±
90-1108.2
生後Ceriodaphnia
2
±
12 時間
dubia
0.2
以内
(甲殻類、ﾈｺｾﾞ
ﾐｼﾞﾝｺ属の一種)
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） フランス規格協会 (Association francaise de normalization) テストガイドライン、2) オランダ規格協会(Netherlands Normalistie Institut) テストガイドライン、3) アセトン

6.1.3

魚類に対する毒性 (表 6-3)

閉鎖系、流水・半止水条件で実施した試験結果、あるいは測定濃度で表示された信頼できる試験結果として、淡水魚のニジマス、ブルーギル及びファットヘッドミノーを用いた 96 時間
LC50 はそれぞれ 4.7 mg/L (Dalich et al., 1982)、7.4 mg/L (Bailey et al., 1985) 及び 7.7 mg/L
(Marchini et al., 1993) であった。海水魚ではシープスヘッドミノーを用いた 96 時間 LC50 は6.2mg/L (Heitmuller et al., 1981) であったが、この試験ではクロロベンゼンの揮発性が考慮されていない。
長期毒性の試験データとして受精卵を用いた初期生活段階毒性試験の報告があり、ゼブラフ
ィッシュでは致死、ふ化及び成長を指標とした28日間NOECは4.8 mg/L (van Leeuwen et al., 1990)、
8

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ニジマスでは27日間 (受精卵からふ化4日目まで) LC50を0.11 mg/L (Black and Birge, 1982) とする報告がある。また、同様な受精卵からふ化4日目までの初期生活段階毒性試験でキンギョでの8日間LC50が0.88～1.04 mg/L及びオオクチバスでの7.5日間LC50が0.05～0.06 mg/Lという報告がある (Birge et al., 1979)。

9

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表 6-3生物種
急性毒性 淡水
Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

Lepomismacrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

ND

止水
閉鎖系
流水

15

4.6-6.4 cm
1.2-3.8 g
稚魚0.321.2 g
3.8-6.4 cm
1-2 g

ND

稚魚
3.65 cm
0.90 gDanio rerio(ｾﾞﾌﾞﾗﾌｨｯｼｭ)Poecilia
reticulata(ｸﾞｯﾋﾟｰ)

Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

クロロベンゼ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

320

7.4

48 時間 LC50

15

ND

ND

96 時間 LC50

流水

14.116.5

ND

96 時間 LC50

Calamari, etal., 1983
Dalich etal., 1982
Hodson etal., 1984

止水
助剤 1)

21-23

32-48

7.60
8.19
6.77.8

4.1
(m)
4.7
(m)
7.46
(m)

24 時間 LC50
96 時間 LC50

Buccafusco
et al., 1981

APHA2)
止水

25

20

7.5

96 時間 LC50

17
16
(n)
24
(n)

止水

22±1

31.2

6-9

96 時間 LC50

4.5
(m)

6-8

96 時間 LC50

7.4
(m)
10.5
(m)
45.53
(n)

Calamari etal., 1983
Pickering &Henderson,
1966
BenoitGuyod etal., 1984
Geiger etal., 1990

流水

Pickering &Henderson,
1966
Bailey etal., 1985

止水
閉鎖系
APHA2)
止水

23

320

7.4

48 時間 LC50

25

20

7.5

96 時間 LC50

ND

ND

ND

ND

ND

24 時間 LC50

5.63
(n)

31 日齢
1.78 cm
0.083 g
3.8-6.4 cm
1-2 g

流水

25.7

43.8

7.5

96 時間 LC50

16.9
(m)

APHA2)
止水

25

20

7.5

96 時間 LC50

29.12
(n)

25

20

7.5

96 時間 LC50

33.93
(n)

25

360

8.2

96 時間 LC50

33.93
(n)

流水

25

45.5

7.6

96 時間 LC50

7.7
(m)

Marchini etal., 1993

止水

21-23

96-1257.28.596 時間 LC50

22.3
(n)

Mayes etal., 1983

止水

21-23

96-1257.28.596 時間 LC50

35.4
(n)

Mayes etal., 1983

ND
6 か月齢
1.9-2.5 cm
0.1-0.2 g

ふ化後 24時間以内の仔魚
稚魚
10-15 日齢
9.5 mm
11.6 mg
稚魚
30-35 日齢14.9 mm76.8 mg10

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Pickering &Henderson,
1966

生物種

Carssius
auratus(ｷﾝｷﾞｮ)

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

未成魚
65-94 日齢
28 mm
391 mg
3.8-6.4 cm
1-2 g

止水

21-23

APHA2)
止水

急性毒性 海水14-28 日齢
Cyprinodon
8-15 mmvariegatus(ｼｰﾌﾟｽﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)Platichthys
flesus(ﾇﾏｶﾞﾚｲ類、ｶﾚ
ｲ科)
Solea solea(ﾖｰﾛｯﾊﾟｿｰﾙ、
ｻｻｳｼﾉｼﾀ科)

56.2 g45.0 g

硬度pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

96-1257.28.596 時間 LC50

22.2
(n)

Mayes etal., 1983

25

20

7.5

96 時間 LC50

51.62
(n)

Pickering &Henderson,
1966

U.S.
EPA
止水

25-31

塩分濃度:
10-31

ND

96 時間 LC50

6.2
(n)

Heitmuller
et al., 1981

半止水
閉鎖系
通気
助剤 3)
半止水
閉鎖系
通気
助剤 3)

6

塩分濃度:
5‰

ND

96 時間 LC50

6.6
(a, n)

Furay &
Smith, 1995

6

塩分濃度:
22‰

ND

96 時間 LC50

5.8
(a, n)

28 日間 LC50
28 日間 LOEC
28 日間 NOEC
致死、ふ化、成長
23 日間 LC50
(ふ化 0 日目)

10.3
8.5
4.8
(m)
0.11

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

0.11
(m)
3.48

8 日間 LC50(ふ化 4 日目)
4 日間 LC50(ふ化 0 日目)

0.88
(m)
2.37

8 日間 LC50(ふ化 4 日目)
3.5 日間 LC50
(ふ化 0 日目)

1.04
(m)
0.34

7.5 日間 LC50
(ふ化 4 日目)
3.5 日間 LC50
(ふ化 0 日目)
7.5 日間 LC50
(ふ化 4 日目)

0.05

長期毒性 淡水
Danio rerio(ｾﾞﾌﾞﾗﾌｯｼｭ)

受精卵

半止水

24±2

210

7.48.4

Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

受精後30 分以内
の卵

流水
閉鎖系

14.3±
0.2

103.6±1.2

7.8±
0.02

Carssius
auratus(ｷﾝｷﾞｮ)産卵後
1-2 時間
以内の卵

流水
閉鎖系

18.225.8

51.2

7.6

203.4

Micropterus
salmoides(ｵｵｸﾁﾊﾞｽ)

産卵後
1-2 時間
以内の卵

流水
閉鎖系

18.225.8

51.2

7.6

203.4

van
Leeuwen etal., 1990
Black &
Birge, 1982

Birge et al.,
1979

Birge et al.,
1979

0.39
0.06
(m)

ND: データなし、(n): 設定濃度、(m): 測定濃度、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) 種類未確認､2) 米国公衆衛生協会 (American Public Health Association) テストガイドライン、3) アセトン

11

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6.2

環境中の生物への影響 (まとめ)クロロベンゼンの環境中の生物に対する毒性影響については、致死、遊泳阻害、生長阻害などを指標に検討が行われている。
藻類に対する生長阻害試験では、急性毒性値に 10 倍程度の差が認められるが、最小の急性毒性値（淡水緑藻のセレナストラムを用いた 96 時間 EC50、12.5mg/L）で評価すると、GHS 急性
毒性有害性区分 III に相当し、有害性を示す。長期毒性として得られた生長阻害に関してのNOEC はいずれもクロロベンゼンの揮発性を考慮しておらず、信頼性は低い。
無脊椎動物に対する急性毒性としては、揮発性を考慮した甲殻類のオオミジンコに対する 48
時間 EC50 (遊泳阻害) 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。長期毒性の試験データとして、ミジンコ類の繁殖試験報告があり、最小値はオオ
ミジンコでの 16 日間 NOEC が 0.32 mg/L であった。
魚類に対する急性毒性は、ニジマスを用いた 96 時間 LC50 が 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。長期毒性の試験データとして、初期生活段階毒性
試験報告があり、受精卵からふ化 4 日目まで暴露した試験でのニジマスに対する 27 日間 LC50
は 0.11 mg/L、キンギョに対する 8 日間 LC50 が 0.88～1.04 mg/L 及びオオクチバスに対する 7.5
日間 LC50 が 0.05～0.06 mg/L であった。
以上から、クロロベンゼンの水生生物に対する急性毒性は、甲殻類に対して GHS 急性毒性有害性区分 I に相当し、極めて強い有害性を示す。長期毒性の NOEC は、甲殻類では 0.32 mg/L、魚類では 0.05 mg/L である。
得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は、魚類であるオオクチバスの受精卵からふ化 4 日目までの 7.5 日間 LC50 の 0.05 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）クロロベンゼンは主に消化管 (Ogata and Shimada, 1983 ; Smith et al., 1972) 及び呼吸器(Ogata and Shimada, 1983; Sullivan et al., 1983) から吸収される。経皮吸収性は低いと考えられる。
吸収されたクロロベンゼンは主として脂肪組織に、一部は肝臓やその他の臓器に蓄積される。
クロロベンゼンは親油性物質のため、生体内での分布はそれぞれの器官における脂質の分布状
態に依存する(Shimada 1988 ; Sullivan et al., 1983,1985)。
クロロベンゼンはシトクロム P-450 系を介してエポキシド類を生成し、これらのエポキシド
類は核酸との結合性が高い。また、これらのエポキシド類は肝臓 (Brodie et al., 1971; Grilli et al.,1985 ; Jergil et al., 1982 ; Prodi et al., 1986; Reid and Krishna, 1973; Reid et al., 1973a; Tunek et al.,1979) 及び肺 (Grilli et al., 1985 ; Prodi et al., 1986) でタンパクと非特異的に共有結合する(Grilli
et al., 1985 ; Prodi et al., 1986)。
クロロベンゼンは肝臓、肺以外にも腎臓皮質、副腎皮質等のシトクロム P-450 系酵素が存在する他の器官においても代謝されると考えられている (Brandt and Brittebo, 1983 ; Brittebo and12

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Brandt, 1984 ; Dalich and Larson, 1985 ; Grilli et al., 1985 ; Jergil et al., 1982 ; Prodi et al., 1986 ; Reid,
1973 ; Reid and Krishna, 1973 ; Reid et al., 1973b ; Selander et al., 1975 ; Tunek et al., 1979)。
クロロベンゼンの代謝での第一の過程はシトクロム P-450 系により酸化 (Brandt and Brittebo,
1983; Brittebo and Brandt, 1984) されてクロロベンゼン-3,4-エポキシド (Brodie et al., 1971;
Kerger et al., 1988; Selander et al., 1975; Smith et al., 1972)、及び少量のクロロベンゼン-2,3-エポキ
シド (Lau and Zannoni, 1979; Selander et al., 1975) 及び 3-クロロフェノール (Selander et al.,1975) が生成される。
次の過程は毒性発現に関係するエポキシド類がグルタチオン転移酵素により水溶性のメルカ
プツール酸誘導体に変換され尿中に排泄される過程 (Brodie et al., 1971; Chadwick et al., 1984;
Zampaglione et al., 1973)及びエポキシド加水酵素により 3,4 ジヒドロ-ジヒドロキシクロロベン
ゼンを経てクロロカテコール類に変換される (Billings, 1985; Chadwick et al., 1984; Oesch et al.,1973) 過程である。

13

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硫酸抱合体／グルクロン酸抱合体

OH

OH
Cl

⑤

②
Cl

Cl

④

O

OH

⑥
Cl

①

Cl

③

Cl

O

⑦

(1)

(1)

(2)

(2)
Cl

⑨

SG

SG

⑩
OH

Cl
H

Cl

⑧

NHCOCH3
S

Cl

H

Cl

⑫

OH

⑪

Cl

⑬

COOH

NHCOCH3
S

COOH

Cl

OH
OH

OH

硫酸抱合体／グルクロン酸抱合体

図 7-1
①:
②:
③:
④:
⑤:
⑥:
⑦:
⑧:

クロロベンゼンの代謝 (GDCh BUA, 1990, 改変)

クロロベンゼン3-クロロフェノール
クロロベンゼン-3,4-エポキシド
クロロベンゼン-2,3-エポキシド
2-クロロフェノール
4-クロロフェノール
2-クロロフェニル-グルタチオン(抱合体)2-クロロフェニル-メルカプツール酸

⑨ :
⑩ :
⑪ :
⑫ :
⑬ :
(1) :
(2) :

3,4-ジヒドロ-3,4-ジヒドロキシ-クロロベンゼン類
4-クロロフェニル-グルタチオン(抱合体)
4 -クロロフェニル-メルカプツール酸
クロロカテコール類
クロロフェノール類
5-エポキシド加水酵素
グルタチオン転移酵素

酵素の関与なしにエポキシドから分子内再配列 (Selander et al., 1975) により、クロロフェノール類が生成される。クロロフェノール類とクロロカテコール類の大部分は水溶性の高いグル
クロン酸又は硫酸抱合体となり、尿中に排泄され (Spencer and Williams, 1950a,b)、低水溶性代
謝物のクロロフェノール類とクロロカテコール類も一部は尿中に排泄される (Spencer andWilliams, 1950a)。

14

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表 7-1クロロベンゼンの生体内運命

動物種等
マウス
4 匹/暴露

投与条件
吸入暴露
1 時間
100ppm は 3
時間暴露も
行う

投与量
100、300、500ppm(469 、 1,407 、 2,345
mg/m3)

結果
500ppm: 1 時間後器官濃度の順位: 腹腔脂肪組織>肝臓>腎臓>血液>心臓>
脳、臓器内半減期: 腹腔脂肪組織>
脳>肝臓>脾臓>腎臓、血液クロロベンゼンは親油性物質のため、生体内分布は各器官の脂質の分布状
態に依存

文 献
Shimada, 1988

ウサギ
4匹

経口投与

[U-14C] ク ロ ロ ベ ン
ゼン(純度 99%)

クロロベンゼンは主に消化管から吸収される。
シトクロム P-450 系を介して酸化されクロロベンゼン-3,4-エポキシド、及び少量のクロロベンゼン-2,3-エポキ
シドが生成
尿中から以下の代謝物を検出(尿中放射能比率(%))
3,4-ジヒドロ-3,4-ジヒドロキシクロロベンゼン類
0.6
モノフェノール類
2.8
ジフェノール類
4.17
メルカプツール酸類
23.8
硫酸抱合体
33.9
グルクロン酸抱合体
33.6
代謝物として主に尿中、少量は糞中に排泄。未変化のクロロベンゼンとしては主に呼気中に排泄

Smith
1972

クロロベンゼンは代謝され、主に尿中排泄、少量は糞中に排泄。未変化のクロロベンゼンとして主に呼気中に排泄
クロロベンゼンの呼気中消失半減期
急速相: 100～400 ppm 0.8～1.1 時間(大差なし)、700 ppm 3.7 時間。
緩速相: 100 ppm 9 時間、700 ppm 6時間
反復投与又は大量投与、未代謝クロロ
ベンゼンの肺経由の排泄増加、メル
カプツール酸抱合体の尿中への排泄割合 4-クロロフェノール、4-クロロ
フェノール硫酸抱合体 4-クロロフェ
ノールグルクロン酸抱合体と共に減少(いずれも単回投与に比べ)用量依存性の[14C]放射能増加(測定全組織 (血液、肝臓、腎臓、肺、精巣
上 体 脂 肪 組 織 )) 、 脂 肪 組 織 で は400ppm 以上の用量で割合は急増、増加は代謝物よりも高親油性の未代謝
クロロベンゼンと推定
400ppm 以上 (8 時間暴露) で代謝に飽和が生じたものと推定
反復暴露では単回に比し代謝は亢進

Sullivan et al.,1983

0.5g/2 回/日
4 日間

ラット
SD 雄

吸入暴露
暴露期間
最長 5 日間

15 匹/群
8 時間/日[U-14C]クロロベン
ゼン100、400、700 ppm(469 、 1,871 、 3,275
mg/m3)

15

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et

al.,

動物種等
ラット

投与条件
吸入暴露
1 日/4 日 /5
日間
8 時間/日投与量[U-14C]クロロベン
ゼン100、400、700 ppm(469 、 1,871 、 3,275
mg/m3)マウス
BALB/c雄ラット
Wistar雄

腹腔内投与[U-14C] ク ロ ロ ベ ン
ゼン(純度:>98%)
0.714 mg/kg

ラット
SD
雄

単回腹腔内
投与
24 時間尿中
放射能/投与
放射能測定
in vitro 実験
詳細不明[14C] ク ロ ロ ベ ン ゼン
255 、 552 、 1,103 、
1,655 mg/kg

経口投与
投与間隔:
7 日/週
投与日数:
8日

14

ラット
Long-Evans
肝ミクロソ
ーム

ラット
雌
SD
5 匹/群
(総数 30 匹)

詳細不明

C クロロベンゼン(純度 96%)300 mg/kg/日

結果
クロロベンゼンは親油性物質のため、生体内への分布は各器官の脂質の分布状態に依存尿中からメルカプツール酸を検出
反復投与又は大量投与で、未代謝での肺経由の排泄は増加
尿中排泄のメルカプツール酸抱合体の比率は減少
全検査器官で、用量に依存した[14C]放射能の増加 脂肪組織では 400ppm 以上
で他の組織に比べ不均衡な割合で増加(この放射能は、代謝物よりも親油性が強い未代謝のクロロベンゼンと推定)、
同時に未変化体の排泄、尿中メルカプ
ツール酸比率は減少した。これらから400ppm 以上で代謝の飽和を示唆
反復投与では単回投与より代謝の亢進が生じたが、その他は単回暴露との差なし
シトクロム P-450 (混合機能オキシゲ
ナーゼ) 系によりクロロベンゼン-3,4-エポキシド及びクロロベンゼン-2,3-エポキシドを生成し、これらは核酸との結合性を示す
これらエポキシド類は肝臓・肺のタン
パク質との非特異的共有結合が invivo 及び in vitro 実験で確認
これらの器官で DNA・RNA と少量のクロロベンゼンの結合を確認
in vivo では肝臓、副腎皮質、気管上皮細胞に反応性代謝物が結合

文 献
Sullivan et al.,1985

24 時間尿中放射能排泄比率:用量依存的に減少(低用量:59%、高用量:19% )(未変化体を含む尿中代謝物の比率が示されていないため代謝の飽和の有無は評価できない)
シトクロム P-450 系による酸化でクロ
ロベンゼン 3,4-エポキシド及び少量のクロロベンゼン 2,3-エポキシド及び 3-クロロフェノールを生成
分子内再配列(非酵素的反応)により、エポキシドからクロロフェノール類を生成
in vivo で肝臓、副腎皮質、気管上皮細胞に反応性代謝物(エポキシド)が結合
グルタチオン転移酵素でエポキシドはメルカプツール酸誘導体(水溶性)に代謝され尿中に排泄
エポキシド加水酵素によりジヒドロジヒドロキシクロロベンゼンを経てクロロカテコール類へ代謝
反復投与又は大量投与は、未代謝クロ
ロベンゼンの肺経由の排泄が増加
メルカプツール酸抱合体の尿中排泄比

Dalich &Larson, 198516

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Grilli et al.,1985 ; Prodi etal., 1986

Selander et al.,1975

Chadwickal., 1984

et

動物種等

投与条件

投与量

腹腔内投与

[U-14C] ク ロ ロ ベ ン
ゼン1,126 mg/kg
ND

ラット
SD
雄 2匹
ウサギ

ND

ウサギ
チンチラ

経口投与
(強制)

150 mg/kg

ラット
Wistar

経口33.8 mg/kg

ヒト
ボランティ
アー、 男

33.8 mg/kg/回
3回

マウス
C57B1
2-6 匹/[U-14C] ク ロ ロ ベ ン
ゼン(純度 98%)
1.2 mg/kg (i.v.)
1.7 mg/kg (i.p.)

静脈内投与
腹腔内投与

摘 出 臓 器
(鼻粘膜、
肺・肝臓)

in vitro 実験
B6C3F1
マウス
肝ミクロソ
ーム
ウサギ
6匹

ND

ND

経口投与
(強制)

12 g/匹結果率(対総投与放射能)減少(4-クロロフ
ェノール、4-クロロフェノール硫酸
抱合体、4-クロロフェノールグルク
ロン酸抱合体も減少)
エポキシド加水酵素によりジヒドロジヒドロキシクロロベンゼンを経てクロロカテコール類に代謝
大部分のクロロフェノール類とクロロ
カテコール類はグルクロン酸又は硫酸抱合体(水溶性)として尿中に排泄クロロフェノール類とクロロカテコー
ル類も僅かに水溶性を示し、一部尿中に排泄
クロロフェノール類/クロロカテコー
ル類の大部分は水溶性抱合体(グルクロン酸/硫酸抱合/メルカプツール酸結合)になり、尿中に排泄
尿中から代謝物の抱合体を検出
グルクロン酸抱合体、硫酸抱合体、メルカプツール酸結合物の投与量に対する排泄比率 25：27：20
ヒト、ラットへの経口で尿中に p-クロロフェニル-メルカプツール酸(MA)、4-クロロカテコール(CC)を検
出経口投与での排泄比率(MA/CC):
ラット:2.85、ヒト:0.002
ラットとヒトで代謝に種差あり
代謝の第一段階は、吸収経路、動物、
in vitro 系にかかわらず、シトクロム
P-450 系により高反応性のクロロベ
ンゼン-3,4-エポキシド及びクロロベ
ンゼン-2,3-エポキシドを生成
これらエポキシド類の核酸との高結合性を確認
上記エポキシド類の肝臓及び肺のタン
パクとの非特異的共有結合を確認
in vivo では肝臓、副腎皮質、気管上皮細胞に反応性代謝物が結合
シトクロム P-450 系による酸化により、クロロベンゼン 3,4-エポキシド
及び少量のクロロベンゼン 2,3-エポキシド及び 3-クロロフェノールを生成クロロフェノール類/クロロカテコー
ル類の大部分は水溶性抱合体(グルクロン酸/硫酸抱合)になり、尿中に排泄
尿中から以下の代謝物を検出
4-クロロカテコールのグルクロン酸
抱合体
4-クロロカテコールの硫酸抱合体
4-クロロフェニルメルカプツール酸

17

http://www.cerij.or.jp

文献Oesch et al.,1973
Spencer &Williams,
1950a

Spencer &Williams,
1950b

Ogata &
Shimada, 1983

Brandt &Brittebo, 1983;
Brittebo et al.,
1984

Kerger et al.,
1988

Smith
1950

et

al.,

動物種等
ラット

投与条件
皮下投与

投与量
225 mg/kg

結果
尿中から以下の代謝物を検出
p -クロロフェニルメルカプツール酸、
4-クロロカテコール

文 献Shimada, 1981

ラット
ウサギ
ネコ
フェレット

経口投与
(ネコ/フェ
レットはカ
プセル、他
は胃管)

[14C] ク ロ ロ ベ ン ゼン
255 、 552 、 1,103 、
1,655 mg/kg

尿中代謝物としてフェノール性化合物(4-クロロカテコール、2-クロロキノ
ール、クロロフェノール類)を検出

Gessner &Smith, 1960

ラット
Wistar 雄ラット
Wistar雄

腹腔内投与

56、233 mg/kg

腹腔内投与

実験 1: 225 mg/kg
1回

尿中にクロロフェニルメチルスルフィ Yoshida &ド類(揮発性)を検出
Hara, 1985b
投与 6 時間後: 酸化グルタチオン減少 Yoshida &Hara, 1984
(対照の 24-53%)
投与 24 時間後: 肝臓中の酸化グルタチ
オン濃度増加(対照の 188-170%)、肝臓グルタチオン合成は対照の 193%、
グルタチオン還元酵素活性は対照の136%に上昇投与 48 時間後:24 時間後の濃度レベル
は継続、肝臓腫大、タンパク質とDNA 増加、肝臓γ-グルタミルトラ
ンスペプチターゼ（γ-GTP）活性及びグルタチオン過酸化酵素活性に変化なし
Yoshida &投与 24 時間後尿中排泄:Hara, 1985a
メルカプツール酸類 20%1)
クロロフェノール
10%1)1) : 対投与量比率(主要代謝物: p-クロロフェニルメルカ
プツール酸)
投与 6 時間後: 肝臓中グルタチオン及 Yoshida &びシステイン濃度の用量依存的な減 Hara, 1985c
少投与 24 時間後: 肝臓中のグルタチオン
濃度増加 (対照と比較)、グルタチオ
ン合成活性上昇 (68-111%)、システ
イン濃度の変動なし(メルカプツール酸誘導体の比較的大量の形成、肝臓のグルタチオン含有量の大量減少、その結果、グルタ
チオンの合成速度上昇)

実験 2: 225 mg/kg
4回

0、225 mg/kg

22.5、56.3、112.5、225 mg/kg

ND : データなし

18

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表 7-2尿中 1)クロロベンゼンの主要代謝物 2)比率(%)

4 -クロロフェニル4-クロロカテコール
4-クロロフェノール
メルカプツール酸
ヒト
19
31
33
アカゲザル
40
37
19
イヌ
42
45
14
ラット
49
22
23
マウス
42
31
20
ハムスター
43
23
15
モルモット
21
35
27
ウサギ
26
38
19
1) : 投与後 24 時間採取.
2) : 14C として測定、グルクロン酸抱合体又は硫酸抱合体で排泄と推定.
生

7.2

物

種

疫学調査及び事例

調査した範囲でクロロベンゼンに関する疫学調査の報告はない。
ヒトの急性影響として、衰弱、吐き気、嗜眠や眼と鼻粘膜に軽度の刺激が報告されている(Henschler, 1972-1987)。慢性影響として3化学工場労働者に軽度の貧血が認められた (Girard etal., 1969) との報告があるが、クロロベンゼン以外の物質にも同時暴露しており、暴露量も明確
でない。

7.3

実験動物に対する毒性

7.3.1

急性毒性（表 7-3）クロロベンゼンの経口 LD50 はマウスでは 1,445mg/kg、ラットでは 1,427～3,400 mg/kg、ウサ
ギでは 2,250～2,830mg/kg、6 時間吸入暴露 LC50 はマウスでは 1,889 ppm、ラットでは 2,968ppm
である。
経口投与及び吸入暴露毒性試験で観察された症状として、体重減少、紅涙、粗毛、筋緊張亢進(hypertonia)、振戦、筋攣縮、感覚鈍麻、傾眠、麻酔状態、運動失調、後肢脱力、呼吸困難の報告がみられる (Bonnet et al., 1982; Gotzmann, 1931; Loser, 1982a,b; U.S. NTP, 1985)。
また、ラットに腹腔内投与で肝細胞の変性・壊死等が認められたとの報告 (Dalich and Larson,1985) 、致死量を経口投与したが、剖検では異常はみられなかったとの報告 (Loser, 1982a,b) がある。

19

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表 7-3投与経路

クロロベンゼンの実験動物における急性毒性試験結果

マウス

ラット

ウサギ

モルモット

1,445

1,427-3,400

2,250-2,830

5,060

1,889 (8,822)(6 時間)

2,968 (13,870) (6 時間)

ND

ND

経皮 LD50(mg/ kg )

ND

ND

ND

ND

腹腔内 LD50(mg/kg)1,355

570-1,655

ND

ND

経口 LD50(mg/ kg )吸入 LC50ppm (mg/ m3)

ND : データなし
出典：Bonnet et al., 1982; Gotzmann, 1931; Loser, 1982a,b; U.S. NTP, 1985; Dalich and Larson, 1985；Loser, 1982a,b

7.3.2

刺激性及び腐食性（表 7-4）

ウサギの皮膚にクロロベンゼンを適用した OECD テストガイドラインに準拠した試験では、中等度の刺激性がみられた (Suberg, 1983a,b)。
また、ウサギの皮膚に局所適用 (閉塞及び開放) した試験で、軽度の発赤がみられた。1週間継続適用した試験では中等度の紅斑、表層の軽度壊死がみられた (Irish, 1962)。
クロロベンゼンをウサギの眼にOECDテストガイドラインに準拠した試験で､刺激性はみられなかった (Suberg, 1983a,b)。別の試験では48時間以内に消失する程度の結膜炎がみられたが、角膜の傷害は認められなかった (Irish, 1962)。
表 7-4
動物種等
ウサギ
ウサギ

ウサギ
ウサギ

クロロベンゼンの実験動物における刺激性及び腐食性試験結果
試験法
投与方法
皮膚刺激性試験
OECD: 404
皮膚刺激性試験
閉塞適用
開放適用
眼刺激性試験
OECD: 405
眼刺激性試験

投与期間

結

ND

中等度(moderate)の刺激性

Suberg,
1983a,bND

軽度の発赤
中等度の紅斑、表層の軽度壊死

Irish, 1962

ND

刺激性なし

Suberg,
1983a,b

ND

結膜炎(点眼48時間以内に消失、角Irish, 1962
膜障害なし)

1週間継続

果

文献

ND : データなし

7.3.3

感作性

モルモットを用いたマキシマイゼーション (Maximization) 法による皮膚感作性試験で、感作性を示さなかった (Mihail, 1984) とする報告があるが、詳細は不明であり、現在信頼できるデータはない。

20

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7.3.4反復投与毒性 (表 7-5)クロロベンゼンの反復投与毒性試験では主として肝臓、腎臓、血液系及び脾臓等の造血系に影響が認められる。以下に重要なデータを記載する。
雌雄 B6C3F1 マウスにクロロベンゼン 0、 60、 125、 250、 500、 750 mg/kg/日を 13 週間 (5日/週) 強制経口投与した試験で、雄では 60 mg/kg/日以上に体重増加抑制、脾臓重量減少、肝細胞壊死、250 mg/kg/日以上に死亡率上昇、尿量増加、肝臓重量増加、腎臓重量増加(軽度)がみられ、腎臓近位尿細管空胞変性/凝固壊死、胸腺リンパ球の壊死又は欠乏、脾臓リンパ球及び骨髄球の欠乏がみられた。雌では 250 mg/kg/日以上に死亡率上昇(750mg/kg/日は全例死亡)、尿量増
加、尿中ポルフィリン排泄増加、肝臓重量増加、腎臓重量増加(軽度)、脾臓重量減少(軽度)、病
理組織学的変化として、肝臓の変性又は壊死、腎臓の近位尿細管空胞変性/凝固壊死(250 mg/kg/
日のみ)、胸腺リンパ球の壊死又は欠乏、脾臓リンパ球及び骨髄球の欠乏、骨髄の骨髄球の減少がみられた (Kluwe et al., 1985;U.S. NTP ,1985)。本評価書では、この試験の LOAEL は雄マウス
での体重増加抑制、心臓重量の減少、肝細胞の変性及び壊死を指標とした 60 mg/kg/日と判断した。
雌雄 F344 ラットにクロロベンゼン 0、 60、 125、 250、 500､ 750 mg/kg/日を 13 週間 (5日/週) 強制経口投与した試験で、雄では 60 mg/kg/日以上に脾臓重量の減少、125 mg/kg/日以上に肝臓重量の増加、250 mg/kg/日以上の群で体重増加の抑制、肝細胞変性/壊死、腎尿細管変性/
壊死、500 mg/kg/日以上に死亡例の発現、骨髄の骨髄球減少、ポルフィリン類の尿中排泄量増
加 (肝臓中総ポルフィリン量増加)、750mg/kg/日に胸腺/脾臓リンパ球減少、尿量増加がみられた。雌では 125 mg/kg/日以上に肝臓重量増加、250 mg/kg/日以上に肝細胞変性/壊死、腎尿細管
変性/凝固壊死、500 mg/kg/日以上に死亡例の発現、体重増加の抑制、腎臓重量増加、骨髄の骨髄球減少、尿中プロポルフィリン排泄量増加 (肝臓中コポルフィリン量増加)、γ-グルタミル
トランスペプチダーゼ (γ-GTP) 活性上昇、アルカリホスファターゼ (ALP) 活性上昇、750
mg/kg/日で胸腺/脾臓リンパ球減少、尿量増加、白血球数減少がみられた(Kluwe et al., 1985; U.S.
NTP ,1985)。本評価書では、この試験の LOAEL を 60 mg/kg/日と判断した。
雌雄 SD ラットにクロロベンゼン 0、50、150、450 ppm (0、234、702、2,106 mg/m3)を 6 時間
/日、7 日/週の頻度で、交配 10 週前から哺育期間終了 (雌に対しては妊娠 20 日目から哺育 4 日目まで暴露中止)まで吸入暴露した試験で、雌雄親動物に対して、体重、摂餌量への影響及び死亡はなかったが、150 ppm 以上に 肝臓重量増加 (雌雄)、小葉中心性の肝細胞肥大 (雄)、腎尿細管拡張及び間質性腎炎 (雄)、450 ppm に精上皮の変性がみられた (Nair et al., 1987)。本評価
書では、この試験の NOAEL は 50 ppm (234 mg/m3) と判断した。
よって、クロロベンゼンの経口反復投与では、U.S. NTP により実施されたマウス及びラットの 13 週間試験から体重増加抑制、脾臓重量減少、肝細胞壊死を指標とし、LOAEL は 60 mg/kg/
日である (Kluwe et al., 1985;U.S. NTP ,1985)。また、吸入反復暴露では、ラットに交配 10 週前から哺育期間終了まで吸入暴露した試験結果に基づき、肝臓及び腎臓への影響を指標にし、
NOAEL は 50 ppm (234 mg/m3) である (Nair et al., 1987)。

21

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表 7-5動物種等
マウス
B6C3F1
雌雄
5 匹/群マウス
B6C3F1
雌雄10 匹/群

マウス
B6C3F1
雌雄50 匹/群7.3.7 発が
ん性参照

ラット
雌

ラット
2 匹/群
雄
ラット
F344
雌雄
5 匹/群

ラット
雄
6 匹/群

投与方
法
経口
(強制)
経口
(強制)

クロロベンゼンの反復投与毒性試験結果

投与期間

投与量

14 日間
5 日/週

0, 30, 60, 125,
250, 500 mg/kg/
日

13 週間
5 日/週

0, 60, 125, 250,
500, 750
mg/kg/日

103 週間5 日/週

雄: 0、30、60
mg/kg/日
雌: 0、60、120
mg/kg/日[対照には溶媒(コーン油)投与]

3 日間

250 mg/kg/日

5 日間

1,140 mg/kg/日

体重減少、肝臓の病理組織学的変化(詳細不明)、尿中ポルフィリン類 (コプロ-、プ
ロト-、ウロ-) 排泄増加

Rimington& Ziegler,
1963

14 日間
7 日/週

0、125、250、500、 125-500 mg/kg/日:
雄;対照に比べ体重増加
1,000、2,000
雌;体重増加の抑制
mg/kg/日剖検で変化なし
1,000、2,000 mg/kg/日: 腹臥、外部刺激への反応低下(投与後)、衰弱、全例死亡

Kluwe etal., 1985;
U.S. NTP,
1985

14 日間

0、200、400、800
mg/kg/日

200 mg/kg/日以上: グルクロン酸抱合酵素
活性上昇
800 mg/kg/日: 体重増加抑制、肝シトクロ

Carlson &Tardiff,
1976

経口
(強制)

経口
(強制)

経口
(強制)

経口
(強制)

経口
(強制)

結

果

文

献

雄: 体重増加抑制 (30 mg/kg/日以上)
雌: 体重増加 (60-250mg/kg/日)
剖検所見ではどの用量にも異常なし

Kluwe etal., 1985;
U.S. NTP,
1985
Kluwe et雄
60 mg/kg/日以上: 体重増加抑制、脾臓重量 al., 1985;
U. S. NTP,減少、肝細胞壊死
250 mg/kg/日以上: 死亡率上昇、尿量増加、 1985
肝臓重量増加、腎臓重量増加(軽度)、脾
臓重量減少(軽度)
病理組織学的変化:肝臓: 変性/壊死、腎臓近位尿細管空胞変性/凝固壊死、胸腺リンパ球の減少/壊死
雌250 mg/kg/日以上: 死亡率上昇(750mg/kg/
日は全例死亡)、病理組織学的変化として、肝臓: 変性又は壊死、腎臓の近位尿細管空胞変性/凝固壊死(250 mg/kg/日のみ)、胸腺リンパ球の壊死又は欠乏、脾
臓リンパ球及び骨髄球の欠乏、骨髄の骨髄球の減少、尿量増加、尿中ポルフィリン排泄増加、肝臓重量増加、腎臓
重量増加(軽度)、脾臓重量減少(軽度)LOAEL : 60 mg/kg/日 (本評価書の判断)
死亡率(2 年間)
Kluwe etal., 1985;
対照60mg/kg/
120 mg/kg/
U.S. NTP,
日
日
1985
雄
11/50
20/48
20/49
雌
10/50
9/50
11/49
雄の各投与群で死亡率上昇
症状観察、剖検、病理組織学検査で投与の影響なし
肝臓相対重量増加、肝臓中のリン脂質類量 Ariyoshi etal., 1975
上昇、δ-アミノレブリン酸合成酵素(δALS)活性上昇、シトクロム P-450 活性低下、アミノピリンデメチラーゼ活性低下、アニリンヒドロキシラーゼ活性低下

22

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動物種等

投与方
法

投与期間

投与量

結

果

文

献

ム P-450 活性低下
ラット

ラット
F344
雌雄
10 匹/群

ラット
雌雄
ラット
F344
雌雄
50 匹/群103 週
7.3.7 発 が
ん性参照
イヌ
93 日

経口
(強制)
経口
(強制)

93-99 日
間
7 日/週
13 週間
5 日/週

経口
(強制)

192 日間5 日/週(137 回)
103 週間
5 日/週

経口
(強制)

93 日間
5 日/週

経口
(強制)

いずれの用量でも病理組織学変化なし
Knapp et50 mg/kg/日以上: 肝臓、腎臓重量増加
al., 1971
250 mg/kg/日 : 体重増加の抑制
Kluwe et
0、60、125、250、 雄
al., 1985;
500、750 mg/kg/ 60 mg/kg/日以上: 脾臓重量減少
U.S. NTP,日
125 mg/kg/日以上: 肝臓重量増加
250mg/kg/日以上: 体重増加の抑制、肝細 1985
胞変性/壊死、腎尿細管変性/凝固壊死
500 mg/kg/日以上: 死亡(4/10)、骨髄の骨髄球減少、尿中ポルフィリン排泄量増
加 、肝臓中ポルフィリン量増加
750 mg/kg/日: 死亡(9/10)、胸腺/脾臓リンパ球減少
雌125 mg/kg/日以上: 肝臓重量増加
250mg/kg/日以上:肝細胞変性/壊死、腎尿細管変性/凝固壊死
500 mg/kg/日以上: 死亡(3/10)、体重増加抑制、腎臓重量増加、骨髄の骨髄球減少、尿中ポルフィリン排泄量増加 、肝臓中コプロポルフィリン量増加、血清γ-GTP 活性上昇、血清アルカリホスファ
ターゼ活性上昇750 mg/kg/日: 死亡(2/10)、胸腺/脾臓リン
パ球減少、白血球数減少
死亡: 500mg/kg/日:雄; 4/10、雌; 3/10、750 mg/kg/日: 雄; 9/10、雌; 2/10
LOAEL : 60 mg/kg/日 (本評価書の判断)
14.4、144、288 144 mg/kg/日以上: 肝臓・腎臓重量増加、 Irish, 1962
mg/kg/日肝臓病理組織学的変化(詳細不明)
12.5、50、250
mg/kg/日

0、60、120mg/kg/日(対照には溶媒(コーン油)投与)

27、55、273
mg/kg/日

死亡率(2 年間):
対照

60 mg/kg/ 120 mg/kg/
日
日
雄
9/48
12/44
15/41
雌
13/42
11/50
12/43
雄の高用量群で死亡率上昇
症状観察、剖検、病理組織学検査で被験物質投与による影響なし
27、55 mg/kg/日: 剖検、理組織学検査、
血液生化学検査、血液学検査で被験物質投与による影響なし
273 mg/kg/日:血中未成熟白血球の増加、血糖値低下、血清 ALT 活性上昇、血清 ALP
活性上昇、血清総ビリルビン/総コレステ
ロール量増加剖検及び病理組織学的検査で肝臓・腎臓・胃・消化管粘膜に影響(詳細不明)

23

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Kluwe etal., 1985;
U.S. NTP,
1985

Knapp etal., 1971

動物種等
マウス
雌雄
5 匹/群

投与方
法
吸入

投与期間

投与量

結

果

3 週間
7 時間/日535 ppm(2,500 mg/m3)

傾眠、体重増加抑制、摂餌量減少、肝細胞脂肪変性、好中球比率減少
この試験報告の信頼性は低い

マウス
雌雄
5 匹/群

吸入

3 か月間
7 時間/日21ppm（100 mg/m3）

興奮、好中球比率減少

ラット
SD 雌雄
30 匹/群(7.3.5 生殖
発生毒性
参照)

吸入

16 週間
6 時間/日
7 日/週

0、50、150、450
ppm(0、234、702、
2,106 mg/m3)

生殖毒性試験の F0 に対する毒性
投与各群では体重、摂餌量への影響及び死亡なし
150 ppm 以上: 肝臓重量増加 (雌雄)、中心性の肝細胞肥大 (雄)、腎尿細管拡張及び間質性腎炎 (雄)450 ppm: 精上皮の変性

ラット
雌雄

吸入

ラット
SD
雄
10 匹/群

吸入

ラット
SD
雄
10 匹/群

吸入

ラット
SD
雄
10 匹/群吸入

ウサギ
雄10 匹/群吸入

交配前 10
週-哺育
終了
(雌の暴
露中止:
妊娠 20
日目-哺
育 4 日目)
44 日間(32 回)
7 時間/日
5 日/週
5 週間
7 時間/日
5 日/週
11 週間
7 時間/日
5 日/週

24 週間

濃度測定実施文

献U.S. NTP,
1985; Zub,
1978

Nair et al.,1987

NOAEL : 50 ppm (234 mg/m3)(本評価書の判断)

200、475、 1,000
ppm(936、2,223、4,680mg/m3)0、 75、 250 ppm(0、351、1,170mg/m3
濃度測定実施0、75、250 ppm(0、351、1,170
mg/m3)
濃度測定実施

7 時間/日
5 日/週

0、75、250 ppm(0、351、1,170mg/m3
濃度測定実施5、11 又は 24 週間

0、 75、 250 ppm(0、351、1,170
mg/m3)

7 時間/日
5 日/週

濃度測定実施475 ppm: 肝臓重量増加、肝臓病理組織学的変化(詳細不明)
1,000 ppm: 体重増加抑制、肺、肝臓、腎臓の病理組織学的変化(詳細不明)
75 ppm 以上 : 摂餌量減少
250 ppm: 腎臓重量増加、血清 AST 活性低下、LDH 活性低下

Irish, 1962

Dilley,1977;
Dilley &Lewis,
75 ppm 以上 : 摂餌量増加、肝臓重量増加、 1978
副腎網状帯細胞の空胞化、腎皮質尿細管の変性(細胞質の塩基性化、リンパ球の集簇を伴う)、ヘマトクリット値上昇、血小板
数増加、網状赤血球数減少、赤血球容積の減少
250 ppm : 白血球数減少、単球比
率減少、好中球比率増加、血清 AST 活性低下
75 ppm 以上 : 摂餌量増加
250 ppm: 肝臓・腎臓重量増加、網状赤血
球数減少、血清 AST 活性低下
5 週間暴露群
75 ppm 以上: 血清尿酸量減少、LDH 活性上昇(75ppm のみ)
250 ppm: 肝臓/腎臓うつ血、白血球数増
加11 週間暴露群
75 ppm 以上 :尿酸量減少、血清 AST 活
性低下
24 週間暴露群
75 ppm: LDH 活性低下
250 ppm: 肺・肝臓重量増加、好中球比
率上昇、血清 AST 活性低下

24

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動物種等
ウサギ
雄

モルモッ
ト

7.3.5

投与方
法
吸入

投与期間

投与量

44 日間
(32 回)
7 時間/日
5 日/週

200、 475、
1,000 ppm
(936、2,223、4,678 mg/m3)

結果

475 ppm: 肝臓重量増加、肝臓の病理組織学的変化 (詳細不明)
1,000 ppm: 体重増加抑制、肺・肝臓・腎臓の病理組織学的変化 (詳細不明)

文

献

Irish, 1962

生殖・発生毒性 (表 7-6)雌雄SDラットにクロロベンゼンをF0は交配10週前から哺育終了まで、F1は交配11週前から哺育終了まで吸入暴露した試験で、150 ppm以上で 雌雄いずれも肝臓重量増加、中心性肝細胞肥大、腎尿細管拡張及び間質性腎炎、450 ppmでは精巣精上皮の変性がみられた。ただし、交尾率、妊娠率、雄の授胎率はいずれの用量でも対照群と同等であった。F1でも150 ppm以上で雌雄いずれも肝臓重量増加 (雄は50 ppmでもごく軽度の増加)、精巣精上皮の変性、中心性の肝細胞肥大、腎尿細管拡張及び間質性腎炎がみられた。F1でも150 ppm以上でみられた精上皮の変性は、F0､ F1の世代間に病理組織学的な差はなかった (Nair, et al., 1987)。雌F344ラット及びNZWウサ
ギにクロロベンゼンを妊娠期間に吸入暴露した試験では、母動物への毒性に関連した変化の他に影響は認められなかった (John et al., 1984)。
クロロベンゼン 0、75、210、590 ppm (0、350、981、2,756 mg/m3) を妊娠 6～18日に6時間/
日 吸入暴露し、妊娠29日目に帝王切開した試験では奇形はみられなかった (John et al., 1984)。
よって、雌雄 SD ラットにクロロベンゼンを吸入暴露した 2 世代生殖毒性試験で、F０及び F1の雄に最高用量で精巣精上皮の変性がみられたが、交尾率、妊娠率、雄の授胎率に影響はみられていない。また、雌の F344 ラット及び NZW ウサギに妊娠期間に吸入暴露した試験で、母動物への毒性に関連した変化の他に胎児への影響は認められていない。

25

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表 7-6
動物種等
生殖毒性
ラット
SD
雌雄
30 匹/群

投与方
法

投与期間

クロロベンゼンの生殖・発生毒性試験結果
投与量

結

果

文献

吸入

F0: 交配 10 週前 0、50、150、450 F0､ F1 いずれでも生殖に関する指標 [平 Nair et al.,
—哺育終了(雌 ppm (0、 234、
均交配所要日数 (mean mating)、妊娠率 1987
への暴露中止 702、2,105 mg/m3) (pregnancy)、授胎率 (male fertility
期間:妊娠 20 日
indices)] に暴露の影響なし
目-哺育 4 日目) 被験物質純度:
F0: 雌雄いずれの用量でも体重、摂餌量へ
F1: 交配 11 週 99.9%の影響及び死亡なし
暴露濃度測定実 150 ppm 以上: 雌雄肝臓重量増加、中心性
前-哺育終了施
肝細胞肥大、腎尿細管拡張及び間質性6 時間/日腎炎
7 日/週
450 ppm: 児を作れる程度の精巣精上皮の変性、腎盂の拡張、生殖に関する指標、繁殖力への影響なし、交尾率、妊娠率、雄の授胎率いずれの用量でも対照群と同等
F1: 雌雄いずれの用量でも体重、摂餌量への影響及び死亡なし
150 ppm 以上: 雌雄いずれも肝臓重量増
加 (雄は 50 ppm でもごく軽度の増加)、
精巣精上皮の変性、中心性の肝細胞肥大、腎尿細管拡張及び間質性腎炎、精上皮の変性
精上皮の変性は F0､ F1 の間の病理組織学
的な差なし

ラット
F344
32-33匹

吸入

ウサギ
NZW
30匹

吸入

0、75、210、590 590 ppm: 母動物: 肝臓重量増加、体重減 John et al.,
妊娠 6-15 日
ppm (0、350、981、 少、摂餌量減少 (妊娠6-8日)、胎児に軽 1984
帝王切開:
妊娠 21 日目 2,756 mg/m3)
度の化骨遅延
暴露濃度測定胚毒性、催奇形性なし
実施
6 時間/日
被験物質純度:
99.982%0、75、210、590 590 ppm: 母動物: 肝臓重量増加、体重減 John et al.,
妊娠 6-18 日
ppm (0、350、981、 少、摂餌量の減少
1984
帝王切開:
妊娠 29 日目 2,756 mg/m3)
暴露濃度測定催奇形性なし実施
6 時間/日
被験物質純度:
99.982%(2 世代生
殖毒性試
験)

発生毒性

7.3.6

遺伝毒性 (表 7-7)

in vitroでは細菌での復帰突然変異試験、染色体異常試験、DNA損傷性試験の多くで陰性を示
し、in vivoでも伴性劣勢致死試験、小核試験、DNA損傷性試験のほとんどで陰性を示している
ことから、クロロベンゼンは遺伝毒性を示さないと判断する。

26

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表 7-7
試
in
vitro

験

名

復帰突然変
異

クロロベンゼンの遺伝毒性試験結果

試験材料
ネズミチフス菌 TA100、TA1535、TA1537、TA98
ネズミチフス菌 TA100、TA1535、TA92、TA1537、TA98、TA1538
ネズミチフス菌 TA100、TA1535、TA92、TA1537、TA98、TA1538
ネズミチフス菌 TA100、TA98
ネズミチフス菌 TA100、TA1535、TA1537、
TA98、TA1538
ネズミチフス菌 TA100、TA1535、TA1537、TA98
麹菌
Aspergillus nidulans

処理条件

DNA 損傷性

結果 a)
-S9
+S9

文

献

U.S. NTP,
1985
Lawlor &Haworth,1979

0-11, 243μg/plate

－

－

ND

ND

－

－

ND

0.1-0.5μg/plate－－

Simmon etal., 1984

ND

ND

－

ND

Lyon ,1976

ND

0.01-0.1μg/plate－－

Shimizu etal., 1983

プレインキュベ
ーション法

0-3,333μg/plate

－

－

ND

ND

ND

－

Haworth etal., 1983
Prasad &Pramer,1968

ND

200μg/ml

ND－

Prasad, 1970

蒸気暴露

ND

ND

＋

Keskinova,
1968

ND

0.01-5μg/plate－－

Monsanto,
1984

ND

0.05-6μg/plate＋＋

Simmon etal., 1984

ND

0.0001-0.1μl/mL－－

Monsanto,
1984

ND

6.25-200μg/mL＋＋

McGregor etal., 1988

ND

500μg/mL－－

Loveday etal., 1989

ND

10-20μg/plate

ND－

Simmon etal., 1984

ND

10-20μg/plate

ND－

Simmon etal., 1984

ND

ND

－

－

Lawlor &Haworth,1979

ND

0.01-10μg/mL

ND

－

ND

9.3×10-4Ｍ(約 150μg/mL)

ND－

マウスリンパ腫
L5178Y tk+/tk- -3.7.2
染色体異常

量

ND

麹菌
Aspergillus nidulans
放線菌Actinomyces antibioticus
400
酵母
Saccharomyces
cerevisiae
酵母
Saccharomyces
cerevisiae
マウスリンパ腫
L5178Y用CHO 細胞枯草菌
Bacillus subtilis
rec-/rec+
大腸菌
Escherichia coli
polA＋/ polA－
ネズミチフス菌
TA1978 uvrB大腸菌
Escherichia coli
polA＋/ polA－
不定期 DNA 合成試験
ラット肝細胞不定期 DNA 合成試験
ラット肝細胞27

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Shimada etal., 1983
Williams etal., 1989

試

験

名

試験材料

処理条件

姉妹染色分体交換
CHO 細胞
形質転換
in
vivo

形質転換
ラット肝細胞ショウジョウバエ

伴性劣性致
死

ショウジョウバエ
染色体異常

優性致死
マウス
小核試験
マウス
小核試験
マウス NMRI 雄

DNA 損傷性a) －：陰性7.3.7

姉妹染色分体交換マウス＋：陽性
ND：データなし

用

1 mg/mL (-S9)
300μg/mL (+S9)

ND
ND
蒸気暴露
1 回×4 時間
蒸気暴露
3 回×4 時間

量

結果 a)
-S9
+S9
＋

－

細胞毒性を示す濃度(詳細不明)
で＋約 9000 ppm (42,100－
mg/m3)
約 10,700 ppm－(50,050 mg/m3)

文

Loveday etal., 1989
Shimada etal., 1983
Valencia,
1982
Valencia ,
1982

経口投与

3.2-400 mg/kg－

Fel’dt ,1985

経口投与

3.2-400 mg/kg－

Fel’dt ,1985

腹腔内投与

112.5-450mg/kg
2回＋

Mohtashami
pur, et al.,
1987

経口投与

3.2-400 mg/kg－

Fel’dt ,1985

発がん性 (表 7-8、7-9)

IARC はクロロベンゼンの発がん性について評価していない。ACGIH (2003)では、U.S. NTP(1985) による F344 ラットの発がん性試験で 120 mg/kg/日の雄にみられた「肝臓の腫瘍性結節」
は発がん性を示すもの (詳細不明) として、実験動物で発がん性が確認された物質 (A3) に分類している。
表 7-8
機 関/出IARC (2003)

典

国際機関等でのクロロベンゼンの発がん性評価
分類－

ACGIH (2003)

A3

日本産業衛生学会 (2003)

－

献

基
準
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。
発がん性について評価されていない。

U.S.EPA (2003b)

D

ヒト発がん性に関して分類できない物質。

U.S.NTP (2002)－

発がん性について評価されていない。

雌雄の B6C3F1 マウスに 103 週間強制経口投与した試験では、腫瘍の発生率の増加は認められず、雌雄の F344 ラットに 103 週間強制経口投与した試験では、雄に肝臓の腫瘍性結節がみられたが、対照にもみられ、NTP (1985)では発がん性は認められていない。

28

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表 7-9動物種等
マウス
B6C3F1
雌雄50 匹/群ラット
F344
雌雄50 匹/群

ラット
F344
雌雄
プロモー
ション試
験

7.4

投与方
法・
経口
(強制)
媒体 :
コーン
油

経口
(強制)

クロロベンゼンの発がん性試験結果

投与期間

投与量

103 週間雄 : 0、30、60
mg/kg/日
雌 : 0、60、120
mg/kg/日(対照は無処置対照及び溶媒(コーン油)対照)
0、60、120mg/kg/日(対照は無処置対照及び溶媒(コーン油)対照)

5 日/週

103 週間
5 日/週

媒体 :
コーン
油

2/3 肝臓摘出処置 18-24 時間後 : ジ
エチルニトロソアミン 51mg/kg 腹腔内投与
1 週及び 5 週後クロロベンゼン
112.56mg 腹腔内投与
最終投与 2 週後剖検

ヒト健康への影響

結

果

文

献

雄 : 投与群で死亡率上昇、雌を含め毒性症状なし
雌雄 : 腫瘍の発生頻度に対照群との有意差なし

Kluwe etal., 1985;
U.S. NTP,
1985

120mg/kg/日:
雄で死亡率上昇及び肝臓の腫瘍性結節の発生頻度増加(0mg/kg/日:8/100、60mg/kg/日:4/49、120mg/kg/日: 8/49 )、雌雄いずれもその他の毒性症状なし。

U.S. NTP,
1985

肝臓の腫瘍性結節の発生については、肝細胞がんの発現がなく、溶媒対照及び全対照の発現率データとの比較及び用量依存性は低いことから、クロロベンゼンには発がん性があると考えられないと判断している。
肝細胞のγ-GTP 陽性巣の増加なし

HerrenFreund &Pereira,
1986

(まとめ)

クロロベンゼンは主に消化管及び呼吸器から吸収されるが、経皮吸収性は低いと考えられる。
親油性物質のため、脂質を多く含有する組織に蓄積する傾向がある。クロロベンゼンはシト
クロム P-450 により代謝されて 2 種類のエポキシドを生成し、これらは核酸と結合し、また、
肝臓・肺等ではタンパクと非特異的に共有結合する。
クロロベンゼンの代謝は、まず、シトクロム P-450 系によりエポキシド類が生成し、これらはメルカプツール酸誘導体に代謝される。さらに、ジヒドロジヒドロキシクロロベンゼンを経てクロロカテコール類として尿中排泄される。クロロカテコール類やエポキシド類、クロロフ
ェノール類はグルクロン酸又は硫酸に抱合され水溶性が高くなり尿中に、また低水溶性のクロ
ロフェノール類・クロロカテコール類も一部は尿中に排泄される。経口投与されたクロロベン
ゼンは主に尿中に排泄されるが、一部は糞中や未変化のまま肺から排泄される。
クロロベンゼンのヒトへの毒性影響として、衰弱、吐き気、嗜眠等が認められ、頭痛・上部
気道及び眼への刺激がみられる。また、皮膚への接触により刺激性を示す。
クロロベンゼンの経口 LD50 はマウスでは 1,445mg/kg、ラットでは 1,427～3,400 mg/kg、ウサ
ギでは 2,250～2,830mg/kg、6 時間吸入暴露 LC50 はマウスでは 1,889 ppm、ラットでは 2,968ppm
29

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である。
ウサギの試験で軽度の眼及び皮膚刺激性がみられている。
モルモットを用いたマキシマイゼーション (Maximization) 法による皮膚感作性試験で、感作性を示さなかったとする報告があるが、詳細は不明であり、現在信頼できるデータはない。
クロロベンゼンの経口反復投与では、U.S. NTP が実施したマウス及びラットの 90 日間試験
結果に基づき、肝臓及び腎臓への影響を指標に、LOAEL は 60 mg/kg/日である。吸入反復暴露
では、ラットに交配 10 週前から哺育期間終了まで吸入暴露した試験結果に基づき、血液、肝臓及び腎臓への影響を指標に、NOAEL は 50 ppm (234 mg/m3) である。
雌雄 SD ラットにクロロベンゼンを吸入暴露した 2 世代生殖毒性試験で、F０及び F1 の雄に最高用量で精巣精上皮の変性がみられたが、交尾率、妊娠率、雄の授胎率に影響はみられていな
い。また、雌の F344 ラット及び NZW ウサギに妊娠期間に吸入暴露した試験で、母動物への毒性に関連した変化の他に胎児への影響は認められていない。
遺伝毒性については、in vitro では細菌での復帰突然変異試験、染色体異常試験、DNA損傷性試験の多くで陰性を示し、in vivo でも伴性劣勢致死試験、小核試験、DNA損傷性試験のほとんどで陰性を示していることから、クロロベンゼンは遺伝毒性を示さないと判断する。
発がん性については、雌雄の B6C3F1 マウスに 103 週間強制経口投与した試験では、腫瘍の発生率の増加は認められず、雌雄の F344 ラットに 103 週間強制経口投与した試験では、雄に肝臓の腫瘍性結節がみられたが、対照にもみられ、NTP (1985)では発がん性は認められていな
い。IARC ではクロロベンゼンの発がん性を評価していない。ACGIH では、F344 ラットの発がん性試験から、実験動物で発がん性が確認された物質 (A3) に分類している。

30

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1)

データベースの検索を 2003 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。

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CERI 有害性評価書 クロロベンゼン
平成 18 年 3 月 1 日
編集

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