CERI 有 害 性 評 価 書

クロロエチレン(別名 塩化ビニル)
Chloroethylene
CAS 登録番号：75-01-4

http://www.cerij.or.jp

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

財団法人化学物質評価研究機構
安全性評価技術研究所

ii

目

次

1． 化学物質の同定情報...................................................................................................................... 1
2． 我が国における法規制 .................................................................................................................. 1
3． 物理化学的性状.............................................................................................................................. 14． 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 ................................................................................................................ 5
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................... 5
7． ヒト健康への影響.......................................................................................................................... 6
7.1 生体内運命 .................................................................................................................................. 6
7.2 疫学調査及び事例....................................................................................................................... 7
7.3 実験動物に対する毒性 ..............................................................................................................11
7.3.1 急性毒性...............................................................................................................................11
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 13
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 13
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 13
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 18
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 19
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 22
7.4 ヒト健康への影響
文

献(まとめ) .................................................................................................. 27........................................................................................................................................... 30

iii

1．化学物質の同定情報
物質名

クロロエチレン
塩化ビニル、ビニルクロリド、
塩化ビニルモノマー
政令号番号 1-77
官報公示整理番号 2-102
75-01-4

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

H

Cl
C

C

H
分子式
分子量

H

C2H3Cl62.50

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
薬事法
労働基準法
労働安全衛生法

船舶安全法
航空法
港則法
食品衛生法
家庭用品規制法
高圧ガス保安法項
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)
化粧品基準 配合禁止
疾病化学物質発がん性化学物質
危険物可燃性のガス
特定化学物質等第二類物質
名称等を表示すべき有害物
名称等を通知すべき有害物
管理濃度 2ppm
高圧ガス
高圧ガス
高圧ガス
材質試験規格基準 1 ppm 以下(ポリ塩化ビニル製器具又は容器包装)
家庭用エアロゾル製品で検出されないこと
可燃性ガス
液化ガス

3．物理化学的性状
項
外
融
沸
引

目

火

観
点
点
点

特 性
無色気体
-153.8℃-13.37℃-78℃ (密閉式)値

出典
U.S.NLM:HSDB, 2002
Merck, 2001
Merck, 2001
Merck, 2001; IPCS, 20021

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

ヘンリー定数換 算 係 数
(気相、20℃)
その他

NFPA, 2002
IPCS, 2002 ; NFPA, 2002
IPCS, 2002 ; NFPA, 2002
Merck, 2001
計算値
Merck, 2001
通商産業省, 1997
SRC:KowWin, 2002

-78℃ (開放式)
472℃
3.6～33 vol% (空気中)0.9106 (20℃/4℃)
2.15 (空気 = 1)
336 kPa (20℃)
logKow = 1.46 (測定値)1.62 (推定値)
解離基なし
Koc = 24 (推定値)
水：8.81 g/L (25℃)
アルコール、エーテル、四塩化炭素、ベンゼンなどの有機溶媒：溶解
2.82×103 Pa･m3/mol (24℃、測定値)
1 ppm = 2.60 mg/m3
1 mg/m3 = 0.385 ppm
容易にラジカル重合する。空気中に放置すると過酸化物を作り爆発することがある。

4．製造輸入量・用途情報

SRC:PhysProp, 2002
IPCS, 1999
Merck, 2001
SRC:PhysProp, 2002
計算値
化学物質評価研究機構, 2002

(表 4-1、表 4-2)
表 4-1

製造・輸入量等 (トン)

年
1997
1998
1999
2000
3,124,220
2,994,704
3,123,559
3,031,692
製造量
2
1,995
2,000
11,028
輸入量364,721375,590
521,536
547,595
輸出量2,759,501
2,621,109
2,604,023
2,495,125
国内供給量
出典：通商産業省 (1998-2000)、経済産業省 (2001-2002)、財務省 (2003)

表 4-2
用途

塩化ビニル樹脂
原料

その他樹脂原料

用途別使用量の割合

割合
(%)

97.2

2.8

2001
2,894,834
14,924596,467
2,313,291

詳細
塩化ビニル樹脂（ﾍﾟｰｽﾄﾚｼﾞﾝを含む）
塩化ビニル成分の多い共重合体(2 成分系：塩化ビニルモノマー含有量≧50%)(3 成分系：塩化ビニルモノマー含有量≧33%)

上記以外の共重合体(2 成分系：塩化ビニルモノマー含有量＜50%)(3 成分系：塩化ビニルモノマー含有量＜33%)
塗料向け

合計
100
出典：製品評価技術基盤機構 (2003)

2

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上下水道用のパ
イプ、電線被覆、
窓枠・壁紙等の建材、農業用フ
ィルム、医療用器材、生鮮食品の包装材

5．環境中運命
大気中での安定性5.1(表 5-1)
表 5-1

対流圏大気中での反応性

反応速度定数 (cm3/分子/秒)
7.0×10-12 (25℃、測定値)
2.4×10-19 (25℃、測定値)
4.3×10-16 (25℃、測定値)

対 象
OH ラジカル
オゾン
硝酸ラジカル

濃度 (分子/cm3)
5×105～1×106
7×1011
2.4×108～2.4×109

半減期30～60 時間
50 日
0.3～3 か月間

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

220 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 (GDCh BUA, 1993)。

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。しかし、水中では水の付加反応が起り、その半減期は 10 年以上との報告 (Gangolli, 1999) や、数年と推定されるとの報告がある (GDCh BUA, 1993)。

5.2.2

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)

被験物質濃度

活性汚泥濃度

2.04 mg/L
10.2 mg/L

1 滴/L

試 験 期 間4 週間

生物化学的酸素消費量 (BOD) 測 定 に よ
る分解率
16％
3％

判定

難分解性

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 (1997) 通商産業公報 (1997 年 12 月 26 日)

表 5-3
試験方法

生下水を生物源として用いた試験
河川の表流水や都市下水を用いた
試験
都市下水を用いた法での試験(酸素消費量測定)
地下土壌と地下水の混合物を用いた試験

その他の生分解性試験結果
被試験物
質濃度

試験期間

分解率

不明
不明

25 日
41 時間

分解せず
分解せず

Helfgott et al., 1977
Hill et al., 1976)

不明

不明

分解せず

Hlfgott et al., 1977

1 mg/kg

1 週間

25％

108 日

99％
(65%は CO2まで分解)

Davis and Carpenter,19903

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出典この他に、Rhodococcus 属の菌によって 7 日で 66～83％が二酸化炭素に分解、4～12％が菌体内に資化 (微生物に同化)、19～25％が代謝物に変換 (水中に存在) された例 (Malachowsky et al.,1994) や、エネルギー源としてプロパンを添加した試験で 90％以上の分解 (67％以上が CO2 まで分解) を示し、この内約 10％が資化された例 (Phelps et al, 1991) 及び Mycobacterium によって20μmol/L のクロロエチレンが 2 時間で 100％分解された例 (Wackett et al., 1989) などがある。
以上のことから、クロロエチレンは特定の菌や類似構造の物質に馴化された菌により生分解されると推定される。

5.3

環境水中での動態

クロロエチレンは、常温では気体である。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 2.5 時間と推算される (Lyman et al., 1982)。水に対する溶解度は 8.81 g/L (25℃)、蒸気圧は 336 kPa (20℃) であり、
ヘンリー定数は 2.82 kPa･m3/mol (24℃) と大きい。
以上のことなどから、環境水中にクロロエチレンが排出された場合は、主に大気中への揮散
により水中から除去されると推定される。

5.4

生物濃縮性

クロロエチレンの生物濃縮係数 (BCF) の測定値として、藻類では 40、魚類 10 以下の値が報告されている (Freitag, 1985)。藻類に比較して魚類での値が小さいのは高等生物の解毒機構 (代謝能の差) の効果によるものと示唆される (ATSDR, 1997)。
また、オクタノール/水分配係数 log Kow は 1.46 であることから、化学物質審査規制法に基づく濃縮性試験では、クロロエチレンは濃縮性がない又は低いと判定されている (通商産業省,
1997)。

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
藻類に対する毒性 (表 6-1)

淡 水 緑 藻 類 に つ い て セ ネ デ ス ム ス に 対 す る 8 日 間 毒 性 閾 値 (EC3) と し て 710 mg/L
(Bringmann and Kuhn, 1977)、クラミドモナスに対する 2 時間毒性閾値として 580 mg/L (Brack etal., 1998) の報告がある。なお、これらの試験は OECD 等の標準テストガイドラインとは異なるエンドポイントが用いられており、評価できない。

4

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表 6-1生物種

クロロエチレンの藻類に対する毒性試験結果

試験法/
方式

温度
(℃)

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

淡水
止水
27
8 日間毒性閾値 1)
Scenedesmus
生長阻害710
Bringmann &閉鎖系
quadricauda(n)Kuhn, 1977
(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)
止水
ND
2 時間毒性閾値光合成阻害
580
Brack et al.,Chlamydomonas(n)1998
reinhardtii(緑藻､ｸﾗﾐﾄﾞﾓﾅｽ)
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) 対照区と比較して 3％の影響を与える濃度 (EC3)6.1.2

無脊椎動物に対する毒性調査した範囲内では、無脊椎動物に対するクロロエチレンの毒性に関する試験報告は得られ
ていない。

6.1.3

魚類に対する毒性 (表 6-2)淡水魚の中で最も信頼性の高いデータは、OECD テストガイドラインに準じ、クロロエチレ
ンの揮発性を考慮して得られたゼブラフィッシュに対する 96 時間 LC50 の 210 mg/L であった
(Groeneveld et al., 1993)。長期及び海水魚に関しての毒性試験報告は、調査した範囲内では得られていない。
表 6-2
生物種

淡水
Danio rerio(ｾﾞﾌﾞﾗﾌｨｯｼｭ)クロロエチレンの魚類に対する毒性試験結果

大きさ/
成長長段
階

試験法/
方式

温度
(℃)

2.0-3.0cm

OECD 203
GLP
半止水
密閉
ND

21.122.0

硬度

Lepomis
ND
ND
macrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)
Micropterus
ND
ND
ND
salmoides(ｵｵｸﾁﾊﾞｽ)
ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度

6.2

pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献250

7.58.0

96 時間 LC50

210
(m)

Groeneveld
et al., 1993

ND

ND

96 時間 LC50

1,220
(n)

Hann &
Jensen, 1974

ND

ND

96 時間 LC50

1,060
(n)

(mg CaCO3/L)

環境中の生物への影響 (まとめ)クロロエチレンの環境中の生物に対する毒性については、無脊椎動物に対する報告はない。
また、長期試験や海産種の試験についても報告はない。
魚類の急性毒性データの中で最も信頼性の高いデータは、OECD テストガイドラインに準じ、
5

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クロロエチレンの揮発性を考慮して得られたゼブラフィッシュに対する 96 時間 LC50 の 210
mg/L であった。この値は GHS 急性毒性有害性区分に該当しない。
以上から、クロロエチレ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
性区分には該当せず、有害性を示す可能性は小さいと判断される。
得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は、魚類であるゼブラフィッシュに対する 96 時間 LC50 の 210 mg/L である。

7．ヒト健康への影響
7.1

生体内運命（図 7-1）

図 7-1

クロロエチレンの主な代謝経路 (IARC Monograph Vol.19, 1979を改変)

クロロエチレンは経口及び吸入経路から速やかに吸収される。暴露の主要な経路は吸入経路である。ヒト及び実験動物において定常状態下で吸入したクロロエチレンの約 40%が吸収されており、実験動物での経口投与による実験では、クロロエチレンは 95%以上が吸収されたと報告されている。
ラットにおける経口投与及び吸入暴露による実験で､吸収されたクロロエチレンは体の広い
6

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範囲に、速やかに分布した。クロロエチレンは速やかに代謝、排泄されるので、高濃度に蓄積されることはない。クロロエチレンはラットにおいて胎盤移行性が認められている。
クロロエチレンは、代謝の主要な過程で、まずシトクロム P450 (CYP2E1) により酸化されク
ロロエチレンオキシド (CEO) になる。CEO は非常に反応性が高く、寿命が短いエポキシドであるため速やかにクロロアセトアルデヒド (CAA) に変わる。CEO、CAA 及び CAA の脱水素反応によって生成されたモノクロロ酢酸の最初の解毒反応は、グルタチオン-S-トランスフェラーゼによって触媒されるグルタチオン抱合である。この抱合体はさらにシステイン誘導体(S-(2-ヒドロキシエチル)システイン、N-アセチル-S-(2-ヒドロキシエチル)システイン、S-カルボ
キシメチルシステイン及びチオジグリコール酸) に変換され､尿中に排泄される。CYP2E1 及びグルタチオン-S-トランスフェラーゼは、種間及び個体間で活性に大きな差があることが知られている。
低用量のクロロエチレンを経口投与又は吸入暴露した実験では、クロロエチレンは代謝され、主に非揮発性の代謝物となって尿中に排泄される。投与用量が高くなるに従って、実験動物における排泄の主要な経路は呼気になり、代謝経路の飽和により未変化体のクロロエチレンが排泄される。投与量に関係なく、糞中への排泄はわずかである。CEO はクロロエチレンの変異原性及び発がん性に関係しているので in vivo における最も重要な代謝物と考えられる。CEO は
DNA と反応して、DNA 付加体 7-(2’-オキソエチル)グアニン (7-OEG) を形成する。また、より少ないが､1,N6-エテノアデニン (Epsilon A)、3,N4-エテノシトシン (Epsilon C) 及び N2,3-エテノグアニン (Epsilon G) などのエテノ付加体を形成する。エテノ DNA 付加体は、主要な付加体
7-OEG が非変異原物質であるのと異なり、変異原物質の前駆体である。7-OEG、Epsilon A、Epsilon
C 及び Epsilon G は クロロエチレンに暴露されたげっ歯類の種々の組織中に検出される。

7.2

疫学調査及び事例（表 7-1）

ヒトに対する影響としては､2,590 mg/m3 (1,000 ppm) 付近の濃度のクロロエチレンに 1 か月
から数年以上暴露された労働者に、所謂“塩化ビニル病”と呼ばれた病理学的に特異的な症候群がみられたことが報告されている。症状は眼の痛み、頭痛、めまい、不明瞭な視力、疲労、欲求の欠如、吐気、不眠、無呼吸、胃痛、肝臓/脾臓部分の痛み、腕及び脚の痛み及び刺痛感、四肢の冷感、性欲の欠如及び体重減少である。臨床所見としては､指の強皮症様変化に続く先端骨溶解症として知られる指の先端骨の変化､レイノー病の様相を示す末梢循環系の変化、肝臓肥大、及び呼吸器症状の発現である。ヒトにおける研究は生殖への影響を確認するにはデータが不足している。クロロエチレン労働者の循環器病の増加を研究した報告が 2～3 ある。しかし、大規模なコホート研究は、心臓血管病による死亡率は低いことを報告している。
疫学研究は、クロロエチレンが稀にしかみられない腫瘍である肝臓の血管肉腫を誘発することを強く示唆した。明確な証拠はないが、脳腫瘍及び肝細胞がんもまたクロロエチレンと関係がある可能性がある。その他では肺､リンパ及び造血組織、皮膚にがんの発生が多くみられている。疫学研究において明確な用量相関性がみられるのは血管肉腫のみである。クロロエチレン
はヒトで変異原性及び染色体異常誘発能が知られている。高濃度のクロロエチレンに暴露された労働者の末梢血リンパ球で、用量及び暴露期間に依存した染色体異常、小核及び姉妹染色分
7

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体交換頻度の上昇がみられている。高濃度に暴露された重合缶清掃労働者の肝血管肉腫及びクロロエチレン労働者の肝細胞がんの p53 及び ras 遺伝子に点突然変異が検出されている。
表 7-1
対象集団
性別・人数
男性
1名

暴露状況

クロロエチレンの疫学調査及び事例

暴露量

結

果

文献

ND
紅斑、第二度熱傷
Harris, 1953
誤ってクロロエチレンを手にスプレー
ND
ND
7年間の追跡調査により、レイノー病の他に主に高 Laplanche et al.,
クロロエチレ
血圧症を含む循環障害の増加
1992
ン作業員
1,000名ND
3%四肢先端の骨端融解、10%レイノー現象、6%強 Lelbach &725名
クロロエチレ
皮症
Marsteller, 1981
ン暴露による
リスク
ND
痛み、過敏、蒼白、チアノーゼを先行した四肢先端 Harris & Adams,
ND
ポリ塩化ビニの骨端融解
1967
ル製造工程で重合缶の内部を削り落とす作業に従事
ND
17/180で肝線維症をともなった門脈性高血圧症
Lelbach &180名
クロロエチレMarsteller, 1981
ン重合作業に
従事
21名
ND
ND
2/21で肝線維症と門脈性高血圧症により死亡
Lelbach, 1996
労働者
ク ロ ロ エ チ レ 25-250 ppm 肝臓腫大、レイノー現象
Occidental
ンに暴露(64-639
Chemical
mg/m3)
Corporation, 1975
ND
クロロエチレンに暴露された労働者で、退職した Fontana et al., 1995
クロロエチレ ク ロ ロ エ チ レ
128人の患者の9%にレイノー病の症状
ンに暴露され ンに暴露た労働者で、退職した128人の患者
ND
4-1,036105名
5年間の追跡調査により、高血圧症が有意に増加。 Kotseva, 1996
mg/m3
クロロエチレ
暴露量と発生頻度に相関性あり
ンまたはPCE
作業員
不明
ND
ND
呼吸器系の気腫、呼吸不全、肺線維症
Suciu et al., 1975
ND
死亡調査で、肺気腫による死亡が有意に増加、暴露 Dow Chemical
10,173名
クロロエチレ
期間との相関はみられず
Company, 1986
労働者
ン に 最 大 30 年
間暴露
ND
ND
ND
種々の肝臓の組織所見をともなった肝臓腫大、脾臓 Lange et al., 1974;
腫大
ク ロ ロ エ チ レ 1～20 ppm (6 12人に肝機能不全、この内4人が肝臓腫大､4人が肝 Ho et al., 1991
271名
ppn=15
脾腫大、2人が脾臓腫大労働者 (19-55 ンに暴露
mg/m3)
歳)
クロロエチレ
ND
ND
IgGのポリクローナルな増加をともなった高免疫グ Ward et al., 1976
ン作業員
ロブリン血症、寒冷グロブリン血症、寒冷高線維素
原血症、有意な免疫複合体の増加
ND
ND
2.5%
めまい、見当識障害、足裏の燃える感覚
Danziger, 1960
耳痛、頭痛、めまい、不明瞭な視界、疲労感、食欲 Thiess & Versen,
ND
1か月-数年間 1,000
不振、吐き気、不眠、呼吸不全、胃痛、肝臓及び脾 1974
ppm(2,590
臓部位の痛み、手足のひりひり感、四肢の冷感、性
mg/m3)
欲の欠如、体重減少

8

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対象集団
性別・人数
ND

暴露量

結

慢性暴露

ND

知覚-運動性の多発神経病を含む神経障害

ND

慢性暴露

ND

ND

慢性暴露

ND

疫学研究

クロロエチレ
ン暴露

男性

暴露状況

ND

女性 236名

1年間以上

女性

ND

ポリ塩化ビニル工場でクロロエチレンに暴露
鉄道でクロロエチレン輸送中に脱線・炎上
して暴露
ND

ND

果

文献

Perticoni et al.,
1986; Podoll et al.,1990
三叉神経知覚性神経症、軽度の錐体路症候、大脳、 Langauer錐体外運動性神経障害
Lewowicka et al.,1983
神経衰弱やうつ症状、EEGの変化
Penin et al., 1975

胎児数､出生児数への影響と暴露の明確な関係はみ Hatch et al., 1981;
られず
Infante et al., 1976;
Waxweiler et al.,1977
ND
男性の性的障害(性交能力の低下、アンドロゲン分泌 Suciu et al., 1975;の低下等)
Veltman et al.,
1975;
Walker et al., 1976;
Sanotsky et al.,1980;
Makarov, 1984
3.9-89.3 ppm 高濃度を暴露されたヒトに妊娠中毒症多数発生、た Bao et al., 1988;
だし妊娠、出世児、分娩状況に影響なし
Jiangl, 1990
ND
妊娠での問題 (詳細記載なし) が増加
Huang, 1994
ND

ND

末梢血リンパ球で染色体異常の有意な増加

Huttner &Nikolova, 1998

ND

染色体異常と投与濃度/作業内容に明確な相関

ND

ND

13 mg/m3(5 ppm)以下では染色体異常なし

ND

ND

ND

染色分体交換の増加(5 ppm以下ではなし)

Purchase et al.,1978
Hansteen et al.,
1978;
Anderson et al.,1980;
Fucic et al., 1996
Picciano et al.,
1977
Sinués et al., 1991

ND
重合缶清掃労働者、クロロエチレン労働
者

ND
ND

ND
ND

リンパ球で小核の増加
Fucic et al., 1994
肝血管肉腫及び肝細胞癌のp53及びras遺伝子に点突 Hollstein et al.,
然変異が検出
1994; Boivin et al.,
1997; Marion et al.,1991, 1996; DeVivo
et al., 1994
死亡調査で高い肝臓がんの発生がみられ、5例に肝 Monson et al., 1974
臓血管肉腫
脳腫瘍及び肺がんの発生 (統計学的解析なし)
10年間の追跡調査で肝臓及び胆道がんの有意な増 Waxweiler et al.,1976
加がみられ、14例のうち11例が血管肉腫
暴露後15年以上経過した労働者で脳腫瘍の有意な増加
リンパ系及び造血系がんの僅かな増加

29名

142名、労働者 クロロエチレ
ン/ポリ塩化ビ
ニルに暴露
1,294名、労働 クロロエチレ
者
ンに5年間以上
暴露

ND

ND

9

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対象集団
暴露状況
暴露量
結
果
文献
性別・人数
7,717名、労働 クロロエチレ 11-316 ppm 肝臓がん (4例)、その内200 ppm及びTWAより高い濃 Fox & Collier, 1977
者、英国
ンに暴露
度で血管肉腫 (2例)
5,498名、労働 クロロエチレ
ND
死亡調査で11名に有意な肝臓がんの増加がみられ、 Jones, 1988
者
ンに暴露
その内7例が血管肉腫
ND
肝臓がん18例、内12例が血管肉腫
Wu et al., 1989
3,620名、クロ クロロエチレ
脳腫瘍及び肺がんの増加
ロエチレン製 ン/ポリ塩化ビ
造に5年以下 ニルに暴露従事した労働者＋ポリ塩化
ビニル労働者
Pirastu et al., 1990
ND
肝臓がんによる死亡例14例､内7例が血管肉腫
63名､クロロ クロロエチレ
クロロエチレン暴露と肝臓がん及び血管肉腫の増エチレン/ポ ン/ポリ塩化ビ
加に相関性あり
リ塩化ビニル ニルに暴露
及びポリ塩化
ビニル射出工場労働者
12,706名、労 クロロエチレ 平 均 暴 露 濃 肝臓がんによる死亡の増加、17例の肝臓がんの内16 Simonato et al.,1991
25-600 例が血管肉腫
働者、欧州
ン/ポリ塩化ビ 度
肝臓がんの増加は総暴露量及び暴露期間に相関
ニルに平均9年 ppm
脳腫瘍の増加､リンパ肉腫の増加
間暴露
肺がんの増加はみられず
10,173名、労 クロロエチレ
ND
この研究期間に米国で発生した血管肉腫9例の内、8 Cooper, 1981
働者、米国
ンに暴露
例がこのグループに含まれていた。
脳腫瘍及び中枢神経系がんの有意な増加
Wong et al., 1991
10,173名、労 クロロエチレ
ND
Cooperら(1981)の研究を再調査
働者、米国
ンに暴露
血管肉腫による死亡15例、血管肉腫を除いた肝臓及び胆道がんの発生14例
脳腫瘍及び中枢神経系がんの有意な増加
呼吸器系､リンパ系及び造血系のがんの増加はみら
れず
クロロエチレ
ND
Wongら(1991)の研究に1995年までの結果を追加し CMA, 1998
10,173名以て解析
上、労働者、 ンに暴露
80例の死亡調査で肝臓及び胆道がんの暴露期間に米国相関した有意な増加、脳腫瘍、中枢神経系がん、結合組織及び軟部組織腫瘍の暴露期間に相関した増加
作業員、米国 ポ リ 塩 化 ビ ニ
ND
肝臓で血管肉腫の増加
Creech & Johnson,
ル樹脂工場
1974;
Falk et al., 1974
ND
膵臓及び肝臓がんの有意な増加
Byren et al., 1976
750名、労働 ク ロ ロ エ チ レ
者、スエーデ ンに暴露
ンND
肝臓がんの有意な増加、血管肉腫はみられず
Wu et al., 1989
2,767名、クロ ク ロ ロ エ チ レ
ロエチレン製 ンに暴露
造に5年以下従事した労働者
ND
肝臓、骨、肺の上皮様血管内皮腫
Shin et al.,
男性
クロロエチレ1991
1名
ン製造プラントのそばの産業廃棄場から
数百メートル
離れたところに8年間以上住

10

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対象集団
性別・人数

暴露状況

暴露量

結

果

文献

んで暴露

5,291名13 の ポ リ 塩 化
作業員、中国 ビ ニ ル 製 造 工
場でクロロエチレンに暴露7,021名、労働 ク ロ ロ エ チ レ者、ドイツ、 ン/ポリ塩化 ビ
オーストリア ニルに暴露437名、労働 ク ロ ロ エ チ レ
者、イタリア ン/ポリ塩化 ビ
ニルに暴露
464名、労働 ク ロ ロ エ チ レ
者、イタリア ンに暴露

ND

肝がん発生率の増加 (肝がんと診断された年齢は対 Huang, 1993a, b
照作業員に比較して若年齢)

ND

死亡調査で暴露期間に相関した肝臓がん、リンパ系 Weber et al., 1981
及び造血系がんの有意な増加

ND

肺がんの有意な増加

ND

死亡調査で暴露期間及び濃度に相関した呼吸器が Belli et al., 1987
んの有意な増加

5年間
1,659名作業員、カナダ
ポリ塩化ビニ ND
ル製造作業員

ND

死亡調査でクロロエチレン暴露による発がんの増 Thériault & Allard,
加なし
1981

ND

皮膚で悪性黒色腫の発生

Heldaas et al.,1984, 1987
Monson et al, 1975;
Waxweiler etal., 1976;
Greiser et al., 1982;
Smulevich et al.,1988
Chiazze et al., 1977

ND

ND

ND

リンパ系及び造血系でがん発生

ND
ND: データなし

ND

ND

乳がんの発生7.3
7.3.1

Belli et al., 1987

実験動物に対する毒性
急性毒性（表 7-2、表 7-3）

種々の実験動物への吸入暴露の実験結果から、クロロエチレンの急性毒性は弱いと考えられる。ラット及びマウスの LC50 (2 時間) は、それぞれ 390,000 及び 294,000 mg/m3 である。経口及び経皮投与の急性毒性データは報告されていない。
ラットの毒性症状としては、興奮、呼吸促進、呼吸不全運動失調、筋肉収縮、痙攣、昏睡、がみられ、モルモット及びウサギでは興奮、呼吸促進、呼吸不全運動失調、筋肉収縮及び痙攣についてはラットより強くみられた。剖検所見としては、肺の出血及び水腫、肝臓及び腎臓の充血がみられた。病理組織学検査では肝臓の変性がみられた (Hehir et al., 1981; Lester et al.,
1963; Mastromatteo et al., 1960; Prodan et al., 1975; Patty et al., 1930; Prodan et al., 1975; Torkelson etal., 1961; Wisniewska-Knypl et al., 1980)。
モルモットをクロロエチレン 65,000 mg/m3 に 5 分間暴露した実験で運動失調、90 分間暴露した実験で麻酔作用がみられた (Patty et al., 1930)。麻酔作用は、またマウス (Peoples and Leake,1933) でもみられた。Mastromatteo ら (1960) は、260,000 mg/m3 に 30 分間暴露したラット及びマウスで深い麻酔作用を認めた。麻酔作用に先立って、暴露 5 分後には運動量の増加、10 分後
11

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には四肢の攣縮、15 分後には振戦がみられた。130,000 mg/m3 に 60 分間暴露されたラットでは麻酔作用はなく、多動の後の運動失調がみられた (Hehir et al., 1981)。
表 7-2
マウス
経口LD50ND
113,000 (2時間)
吸入LC50(ppm)(294,000 mg/m3)
経皮LD50ND
ND: データなし
出典：Prodan et al., 1975

表 7-3
動物種等

投与方法

マウス
ラット
モルモット
ウサギ

吸入
2 (時間)

マウス

吸入30 (分)

マウス

吸入30 (分)
吸入
1 (時間)

マウス

マウス
ラット

ラット
ラット
ラット
雌雄
ラット
雄

ラット
モルモット

吸入
(時間不明)
吸入30 (分)

吸入30 (分)
吸入
1 (時間)
吸入
24 (時間)吸入(時間不明)

吸入(時間不明)
吸入18-55 (分)クロロエチレンの急性毒性試験結果
ラット
ND
150,000 (2時間)(390,000 mg/m3 )
ND

モルモット
ND
230,000 (2時間)(595,000 mg/m3 )
ND

ウサギ
ND
113,000 (2時間)(295,000 mg/m3 )ND

クロロエチレンの急性毒性試験における毒性症状
毒

性

症

状

文献

毒性症状(マウス、ラット): 興奮、 呼吸促進、呼 Prodan et al., 1975
吸不全,運動失調、筋肉収縮、痙攣
毒性症状(モルモット、ウサギ): 興奮、 呼吸促進、呼吸不全、運動失調、筋肉収縮及び痙攣はマウス、ラットより強い
剖検所見: 肺、肝臓及び腎臓の出血及び水腫
Prodan et al., 1975
10,000、20,000、30,000 ppm:昏睡
30,000 ppm:死亡
剖検所見:肺の水腫及び出血、肝臓及び腎臓の充血98,460-295,385 ppm (256,000-768,000 mg/m3)で Prodan et al., 1975
深い昏睡による死亡
385、1,154、5,000、50,000 ppm (1,000、3,000、 Hehir et al., 1981
13,000、130,000 mg/m3):
8 又は 18 か月後に肺炎
6,760 ppm (2,600 mg/m3)で肝臓の変性
Lee et al., 1977
Prodan et al., 1975
10,000、20,000、30,000 ppm で昏睡
30,000 ppm で死亡
剖検所見:肺の水腫及び出血、肝臓及び腎臓の充血98,460-295,385 ppm (256,000-768,000 mg/m3)で Prodan et al., 1975
壊死(部位の記載はない)よる死亡
50,000 ppm(130,000 mg/m3)で運動失調、過呼吸、 Hehir et al., 1981
死亡1,500 ppm (3,900 mg/m3)で病理組織学的変化は Tatrai ＆ Ungvary,ない1981
10、100、3,000 ppm (26、260、7,800mg/m3)で用 Bi et al., 1985
量相関性のある肝臓相対重量の増加 100、3,000
ppm で用量相関のない精巣相対重量の減少
10、100、3,000 ppm で精巣相対重量減少の高い発生率及び精細管細胞への影響
3,380 ppm (1,300 mg/m3): 肝臓の変性
Torkelson et al., 1961:
Wisniewska et al., 1980
150,000-250,000 ppm(390,000-650,000 mg/m3) で Patty et al., 1930
閾値用量での死亡

12

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動物種等
モルモット
モルモット
モルモット
モルモット
ウサギ
NZW
雌
ウサギ

7.3.2

投与方法
吸入
30 (分)
吸入30 (分)
吸入90 (分)
吸入
2-6 (時間)
吸入
24(時間)
吸入(時間不明)

毒

性

症

状

文献
3

98,460-295,385 ppm (256,000-768,000 mg/m )で昏睡による死亡がみられた 。
300,000 ppm (780,000 mg/m3) で閾値用量での死
亡
169,000-338,000ppm (65,000-130,000 mg/m3 ；CERI 換算) で昏睡、閾値用量
676,000 ppm (260,000 mg/m3) で昏睡

Prodan et al., 1975

Patty et al., 1930

1,500 ppm (3,900 mg/m3) で病理組織学的変化はない

Tatrai ＆ Ungvary,1981

1,350 ppm (520 mg/m3) で肝臓の変性

Torkelson et al., 1961

Mastromatteo et al.,1960
Patty et al., 1930

刺激性及び腐食性調査した範囲内では、実験動物に対する刺激性及び腐食性に関する報告はない。

7.3.3

感作性

調査した範囲内では、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)クロロエチレンの反復投与毒性試験では、主として、肝臓、腎臓、精巣及び肺に影響が認められる。ラット､マウス及びウサギは、モルモットやイヌより感受性が高い。以下に重要なデー
タを記載する。
雌雄 Wistar ラットにおける長期の経口投与 (混餌) 実験 (0.014～14.1 mg/kg/日で 135-150 週間投与; 餌中のクロロエチレン濃度は給餌前後で確認) で、1.3 mg/kg/日以上で肝嚢胞 (雌)、肝細胞の多形性 (雌雄) 及び死亡率の増加がみられた (Feron et al., 1981; Til et al., 1983, 1991)。5.0
mg/kg/日以上で雌では広範な肝細胞壊死がみられた (Feron et al., 1981; Til et al., 1983, 1991)。
14.1 mg/kg/日で造血異常 (雌雄)、肝臓の相対重量増加 (雌雄)、血液凝固時間の短縮がみられ、血清中のα-フェトプロテインの濃度が増加した (Feron et al., 1981)。
以上の結果から、経口投与での NOAEL は 0.13 mg/kg/日と報告されている (U.S. EPA, 2000)。
吸入暴露では、雄 Wistar ラットにクロロエチレン 0、26、260、7,800 mg/m3 (0、10、100、3,000ppm) を 3、6、12 か月間吸入暴露した試験で､用量に依存した肝臓の相対重量の有意な増加 (6か月) がみられた。また 26 mg/m3 で脾臓の相対重量及び心臓重量の増加 (6 か月)、260 mg/m3
で心臓の相対重量の増加 (3 か月) がみられた (Bi et al., 1985)。
マウスは 2,600 mg/m3 (1,000 ppm) で (Lee et al., 1977)、ラットは 1,300 mg/m3 (500 ppm) に 4.5
か月間の暴露で (Torkelson et al., 1961; Wisniewska-Knypl et al., 1980)、ウサギは 520 mg/m3 (200ppm) に 6 か月間の暴露 (Torkelson et al., 1961) で肝細胞の変性がみられた。
肝臓の相対重量増加はラットでは 26 mg/m3 (10 ppm) でみられたが (Bi et al., 1985)、腎臓及び13

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肺への影響はラット及びマウス共それより高い用量でみられた (Lee et al., 1977; Bi et al., 1985)。
ラット、マウス及びウサギはモルモットやイヌより感受性が高いと考えられる (Hong et al.,
1981; Torkelson et al., 1961)。
Bi ら (1985) はラットに暴露した試験において 260 (100) 及び 7,800 mg/m3 (3,000 ppm) で精巣の相対重量の低下を報告したが､用量相関性はみられなかった。また、これらの著者は全用量(26、260、7,800 mg/m3) で重度の精細管障害の発現を報告した。対照群とは中及び高用量の 2用量でのみ有意差が認められたが、精巣障害の程度は明らかに用量に依存しており (相関係数0.993; p < 0.01)､クロロエチレンの精巣への影響は 26 mg/m3 (10 ppm) からみられると結論された。
よって、経口投与による反復投与毒性の NOAEL は、Wistar ラットにクロロエチレンを 149～150 週間経口投与 (給餌) した実験において、1.3 mg/kg/日で雌雄で肝細胞の多形性及び肝のう胞の増加、雌で死亡率の増加がみられたことから (Til et al., 1983, 1991)、0.13 mg/kg/日である。
吸入暴露では、Wistar ラットを 3、6、12 か月間吸入暴露した実験において、26 mg/m3 (10 ppm)
(試験した最低用量) で肝臓の相対重量の増加及び肝細胞の変性、精細管の障害がみられ、260
mg/m3 (100 ppm) 以上の高用量では、用量に依存した著しい肝臓の変化がみられたことから、
LOAEL が 26 mg/m3 である(Bi et al., 1985)。
表 7-4
動物種等

投与方法

投与期間

雌雄
Wistarラット
離乳直後、15 匹

経口投与

13 週
6 日/週

ラット
SD
雌雄
各 40 匹/
群

経口投与
(強制)

52 週
4-5 日/週ラット
Wistar
雌雄各 60-80
匹/群

経口投与
(給餌)

135 週(雄)144 週(雌)クロロエチレンの反復投与毒性試験結果
投与量0、30、100、300
mg/kg/日
大豆油に溶解結果Feron et al.,0、30 mg/kg/日:
1975
異常なし
100 mg/kg/日以上:
白血球数及び血糖値のわずかな低下。
300 mg/kg/日:
血清 AST 及び ALT、尿中 AST 活性の低下(雄)。その他の血液学的及び生化学的指標には有意な変化なし。雌雄で肝臓の相対重量が用量に依存して増加する傾向がみられたが、最高用量でのみ統計学的に有意。
全用量で外観､行動､体重及び摂餌量に変化なし。

NOAEL:30 mg/kg/日
0、0.03、0.3、0、 0.03、0.3、1.0 mg/kg/日:
1.0 、3.33、16.6、異常なし
50 mg/kg/日
3.33mg/kg/日以上:
4 時間/日給餌
体重低下(雄)
オリーブ油に溶 16.6 mg/kg/日以上:
解生存率低下(雄)0、1.7、5.0、14.1
mg/kg/日
4 時間/日給餌
クロロエチレンを含むポリビニ
ルクロライド粉

文献

Maltoni etal., 1981,
1984

Feron et al.,0 mg/kg/日:
1981
異常なし
1.7 mg/kg/日以上:
血液、生化学､尿、器官の機能、体重及び摂餌量に変化なし。死亡率の有意な増加(雌)、肝細胞の多形性(雄)の増加、肝のう胞の増加(雌)14

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動物種等

投与方法

投与期間

投与量

結

果

文献

末を使用

ラット
Wistar
雌雄

経口投与
(給餌)

149 週(雄)150 週(雌)5.0 mg/kg/日以上:
一般状態の悪化(18 か月で雌雄)、肝臓の広範囲な壊死(雌)14.1 mg/kg/日:
肝臓の広範囲な壊死及び肝のう胞の増加(雄)、脾臓の造血能の増加(雄)、肝重量増加(6 か月で雌雄、12 か月で雌)、血液凝固時間(6 か月) の短縮 (雌雄) 及びα-フェトプロ
テイン(12 か月)の増加(雌雄)0、0.014、0.13、 0、0.014、0.13 mg/kg/日:
1.3 mg/kg/日
異常なし
4 時間/日給餌
クロロエチレンを含むポリビニ
ルクロライド粉末を使用

各 100 匹/群 (高用量は50 匹/群)ラット
Wistar
雌雄各 10-20
匹/群

経口投与
(強制)

95-125 週

0、3、30、300
mg/kg/日
過酸化物不含コーン油に溶解

マウス
ICR

吸入暴露

a) 5-6 日
4 時間/日マウス
ICR
雄
10 匹/群
マウス
ICR
雌雄
各 8-28匹/群

1.3 mg/kg/日:
死亡率増加(149 週、雌)、肝のう胞の増加(雌)、肝細胞の多形性(雌雄)の増加
NOAEL:0.13 mg/kg/日 (U.S EPA, 2000)
0 mg/kg/日:
異常なし
3 mg/kg/日:
体重に影響なし､死亡 1/16 例(対照群のデー
タなし)
30 mg/kg/日:
体重に影響なし､皮膚の肥厚、死亡 5/15 例
300 mg/kg/日:
死亡 15/15 例(投与開始 60 日以内)a)、b) :好塩基性の顆粒斑点を有する赤血球の増加 (用量相関性なし)

吸入暴露

10 週
4 時間/日5 日/週a) 0、13,000、26,000 mg/m3(0、5,000、10,000
ppm)b) 78-104 mg/m3(30、40 ppm)
13,000 mg/m3(5,000 ppm)
対照群なし

吸入暴露

1、3、6 か月
6 時間/日
5 日/週

0 mg/m3:
0、130、650、
3
異常なし
2,600 mg/m (0、350、250、1,000 130mg/m 以上:
生存率低下 (統計学的解析データなし)ppm)b) 62 日連続

13,000 mg/m3:
肺の過形成、肝のクッパー細胞の増殖､腎糸球体の増殖、精巣の巨細胞の増加

マウス
ICR
雌雄
各 36 匹/
群

吸入暴露

3-9 回
6 時間/日
5 日/週

0、2,600 mg/m
(0、1,000 ppm)

マウス
雄
5 匹/群(1か月)、14
匹/群(6
か月)
マウス
ICR

吸入暴露

1、6 か月 5
時間/日 5日/週

6,500 mg/m3(2,500 ppm)
対照群なし

LOAEL: 130 mg/m3
0 mg/m3:
異常なし
2,600 mg/m3:
肝細胞変性、暴露初期に死亡(雄 2、雌 1)がみられた。死亡動物では急性肝炎(うっ血､びまん性の壊死)、尿細管上皮の壊死がみられた。
6,500 mg/m3:
肝実質の過形成小結節及びクッパー細胞の増殖(6 か月)

吸入暴露

5-6 か月
5 時間/日

0、6,500、15,600
mg/m3

0 mg/m3:
異常なし

3

Til et al.,1983, 199115

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Knight &Gibbons,
1987,1999

Kudo et al.,1990

Himeno etal., 1983

Hong et al.,
1981

Lee et al.,1977

Schaffner
1979

Suzuki 1980

動物種等

投与方法

雄
3-16 匹/群
ラット
Sherman
雌雄各 12-15匹/群ラット
Wistar雄
8 匹/群(3か月)
30 匹/群(6 か月)

ラット
雌雄各 20-24匹/群
高用量は10 匹/群)

ラット
SD
雌雄
各
110-128匹/群ラット
Wistar雌雄
10 匹/群

投与期間

投与量

結

5 日/週

(0、2,500、6,000
ppm)

吸入暴露

92 日
8 時間/日
5 日/週

0、52,000 mg/m3(0、20,000 ppm)

吸入暴露

3、6、12か月
6 時間/日
6 日/週

0、26、260、7,800
mg/m3( 0、10、100、3,000 ppm)
純度 99.9%

吸入暴露

6 か月
7 時間/日
5 日/週 4.5
か月(高用
量)

果

6,500 mg/m 以上:
細気管支細胞の増殖及び肥大、気管支及び細気管支上皮の過剰分泌、肺胞上皮の過形成、細気管支の炎症
0 mg/m3:
異常なし
52,000 mg/m3:
肝臓の相対重量増加及び脾臓重量低下(雌雄)、
白血球数減少、肝細胞の空胞化を伴う腫脹
0 mg/m3:
異常なし
26 mg/m3:
脾臓の相対重 量及び心臓重 量の増加(6 か月)、精巣の精細管障害(用量相関性あり)
26 mg/m3 以上:
肝臓の相対重量増加(6 か月) (用量相関性あり)
260 mg/m3:
心臓の相対重量増加(3 か月)
260 mg/m3 以上:
精巣の相対重量低下(6 か月)、精管障害
7,800 mg/m3:
腎臓の相対重量及び脾臓重量増加(3 か月)

LOAEL:26 mg/m3 (U.S. EPA, 2000)
0、130、260、520、 0、130 mg/m3:
1,300 mg/m3
異常なし(0、50、100、200、 260 mg/m3 以上:
500 ppm)
肝臓の相対重量増加(雌雄)1,300 mg/m3:
小葉中心性の肝細胞顆粒変性、肝重量増加
(雄)

3

吸入暴露

24.5 週
7 時間/日
5 日/週

0、2,465 mg/m
(0、940 ppm)

吸入暴露

4、13、26
週
7 時間/日
5 日/週

0、13,000 mg/m3(0、5,000 ppm)

ラット
Wistar雄
7-10 匹

吸入暴露

1、3、6、
10 か月
5 時間/日
5 日/週

ラット
Wistar
雄

吸入暴露

10 か月
5 時間/日
5 日/週

文献

3

NOAEL: 130 mg/m3
0 mg/m3:
異常なし
2,465 mg/m3:
死亡率増加(雌雄)、血液及び生化学に異常なし

0 mg/m3:
異常なし
13,000 mg/m3:
4 週間以上：体重低下、血液凝固時間の減少
13 週間以上:肝機能(BSB 保持試験)の低下、肝臓及び腎臓重量増加(雌雄)26 週間:脾臓重量増加(雌雄)30、130、1,300、 0 mg/m :3
異常なし
5,200 mg/m
(0、50、500、130 mg/m3 以上:
2,000 ppm)
肝の腫大、肝小胞体の肥大、ミトコンドリ
アの腫脹、油滴の増加(3-6 か月)
1,300 mg/m3 以上:
肝重量増加(1-6 か月)、肝細胞の超微細構造の変化(3、6 か月)
30、130、1,300、 0 mg/m :3
異常なし
52,000 mg/m
(0、50、500、130 mg/m3 以上:

16

http://www.cerij.or.jp

Lester et al.,1963

Bi et al.,1985

Torkelson etal.,1961

Groth et al.,
1981

Feron et al.,
1979a, b
Feron &
Kroes 1979

Torkelson etal.,1961;
WisniewskaKnypl et al.,
1980

Sokal et al.,
1980

動物種等

投与方法

投与期間

7-34 匹/群

投与量20,000 ppm)

結果

体重増加抑制、脾臓及び心臓の相対重量の増加
1,300 mg/m3 以上:
肝臓及び腎臓の相対重量増加、肝細胞の多形性の有意な増加、クッパー細胞の増殖、精巣における精上皮の壊死、巨大多核の合胞体細胞を伴う精子形成の乱れ
52,000 mg/m3:
精巣重量増加、体重低下
0 mg/m3:
異常なし
78,000 mg/m3:
軽度の麻酔作用、グリオーシスを伴う脳の灰白質及び白質のび慢性の変性、小脳の顆粒層の萎縮及びプルキンエ細胞の変性、末梢神経束の線維化、血管内皮細胞の増殖、線維化による小動脈壁の肥厚
0 mg/m3:
異常なし
13,000 mg/m3:
動脈壁の肥厚及び心筋の変性

文献

ラット
Wistar

吸入暴露

12 か月
4 時間/日
5 日/週

0、78,000 mg/m3(0、30,000 ppm)

ラット
Wistar
雌雄各 62 匹/
群
シリアン
ハムスタ
ー
雌
56 匹/群モルモッ
ト
雄
10-12 匹/群
雌 8-12匹/群ウサギ
雌雄
各 3 匹/
群

吸入暴露

52 週
7 時間/日
5 日/週

0、13,000mg/m3(0、5,000 ppm)

吸入暴露

6、12、18か月
6 時間/日
5 日/週

0、520 mg/m3(0、200 ppm)

0 mg/m3:
異常なし
520 mg/m3:
生存率低下

吸入暴露

6 か月
7 時間/日
5 日/週

0、130、260、520
mg/m3(0、50、100、200
ppm)

Torkelson et0、130、260、520 mg/m3:
異常なし(体重、器官重量、生存率､生化学、 al.,1961
病理組織)

イヌ
雌雄
各 1 匹/
群

Viola,1970;
Viola et al.,
1971

Feron &
Kroes,1979

Drew et al.,
1983

NOAEL:520 mg/m3

吸入暴露

6 か月
7 時間/日
5 日/週

0、130、260、520
mg/m3(0、50、100、200
ppm)

吸入暴露

6 か月
7 時間/日
5 日/週

0、130、260、520
mg/m3(0、50、100、200
ppm)

0、130、260 mg/m3:
異常なし
520 mg/m3:
小葉中心性肝細胞変性(雌雄)、雌では門脈周囲細胞の浸潤を伴う。
NOAEL:260 mg/m3
0、130、260、520 mg/m3:
異常なし(体重、器官重量、生存率､血液、生化
学、尿、病理組織)

17

http://www.cerij.or.jp

Torkelson etal.,1961

Torkelson etal.,1961

7.3.5生殖・発生毒性 (表 7-5)クロロエチレンは、母動物に毒性を示す用量で生存児胎児数減少、胎児体重低値などの胎児毒性を示す。ラットでの催奇形性試験では奇形はみられていない。しかし、優性致死試験の結果、授精能の低下がみられた。
表 7-5

クロロエチレンの生殖・発生毒性試験結果

動物種等 投与方法 投与期間
投与量
結
果
文献
F 0:
マウス 吸入暴露 妊娠6-15日 0、130、1,300
John et al.,
目、18日開腹 mg/m3(0、50、500 130 mg/m3;影響なし
CF-1
1977,1981
雌ppm)、7 時間/日 1,300 mg/m3;死亡(5/29)、体重増加抑制、
摂餌量低値
NOAEL:130 mg/m3
F1 :130 mg/m3;影響なし
1,300 mg/m3;生存胎児数減少、胎児体重低値、骨格変異(頭骨、胸骨の骨化遅延)の増
加

ラット
SD
雌

吸入暴露 妊娠6-15日 0、1,300、6,500
目、21日開腹 mg/m3(0、500、
2,500 ppm)

NOAEL:130 mg/m3
F 0:John et al.,1,300 mg/m3 以上;体重増加抑制
1977, 1981
6,500 mg/m3;摂餌量低値、肝臓重量高値、死亡(1/17)LOAEL:1,300 mg/m3
F1 :1,300 mg/m3;影響なし
6,500 mg/m3;尿管拡張

ラット
CFY
雌
13-28匹

ラット
SD
雄
12匹
ラット
SD
雌雄
30匹

NOAEL:1,300 mg/m3
吸入暴露 妊娠0-8日目、0、4,000 mg/m
Ungvary et
F 0:
7-13日目又は4,000 mg/m3(0-8 日投与);肝臓相対重量高 al., 1978
13-20日目、値
20日開腹4,000 mg/m3(7-13 日投与);肝臓相対重量高値
4,000 mg/m3(13-20 日投与);体重増加抑制、
肝臓相対重量高値
F1 :4,000 mg/m3;影響なし
0、130、650、2,600 F 0 :吸入暴露 記載なし
Short et al.,mg/m3、6 時間/日、650 mg/m3 以上;授精能の低下
優性致死
1977
試験
5 日/週
NOAEL:130 mg/m3
3吸入暴露 2世代繁殖試 0、24、260、2,860 F 0 :験
mg/m3、6 時間/日、24 mg/m3 以上;小葉中心性肝細胞肥大
5 日/週
LOAEL:24 mg/m3
F1 :24 mg/m3 以上;小葉中心性肝細胞肥大
LOAEL:24 mg/m3

18

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Shah, 1998

動物種等 投与方法 投与期間
ラット 吸入暴露 記載なし
雄

ラット
SD
雌雄
30匹

7.3.6

投与量
26、260 mg/m3

結
果
F 0:
26 mg/m3 以上;精巣の形態学的変化
260 mg/m3;精巣の相対重量低値

文献
Bi et al.,
1985

LOAEL:26 mg/m3
吸入暴露 2世代繁殖試 0、10、100、1,100 F 0 :Huntingdon
験ppm、6 時間/日、 100 ppm 以上; 肝臓相対重量高値(雄)、小 Life
5 日/週(交配前)、 葉中心性肝細胞肥大(雌雄)Sciences,
6 時間/日、7 日/ NOAEL: 10 ppm
1999
週(交配、妊娠及
び授乳期間中、離 F 1 :乳後)、
100 ppm 以上; 肝臓相対重量高値(雄)、小葉中心性肝細胞肥大(雌雄)遺伝毒性 (表 7-6)クロロエチレンは in vitro で遺伝子突然変異、染色体異常、姉妹染色分体交換等多くの試験で、また、in vivo でも小核試験などで陽性の結果が得られている。復帰突然変異試験では、特に代謝活性化系の存在下で陽性の結果が得られており、ネズミチフス菌 TA100、TA1530 及び TA1535
において陽性であったが､TA98、TA1537 及び TA1538 では陰性であることから、塩基対置換によって突然変異が起こっていることを示している。また、他の試験でも代謝活性化の存在下で陽性の結果が得られており、これらの結果は、活性代謝物クロロエチレンオキシド及びクロロ
アセトアルデヒドによって形成されたエテン基-DNA 付加体が塩基対置換によって突然変異を起こすという知見と一致する。したがって、本評価書ではクロロエチレンは遺伝毒性を有すると判断する。
表 7-6
試験系
in vitro

クロロエチレンの遺伝毒性試験結果

試験材料

処理条件

復帰突然変異試験

ネズミチフス菌TA1535
TA1536
TA1537
TA153890 分間

復帰突然変異試験

ネズミチフス菌TA1530TA1535
TA1538G-46

1.5-48 時間

復帰突然変異試験

ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1535
TA1538

3、6、9 時間

復 帰 突 然 変 異 ネズミチフス菌
TA1530
試験

16 時間

用量
(µg/plate)
20% クロロエチレン(空気中)0.2、2、20% クロロエ
チレン(空気中)20% クロロエチレン(空気中)2-20% ク ロ ロ エ チ レン (空気中)19

http://www.cerij.or.jp

結果 1)
- S9
+S9
－
－
－
－

＋
－
－
－

ND
ND
ND
ND

＋
＋
－
－

－
＋
＋
－

－
＋
＋
－

＋

＋

文献
Rannug etal, 1974

Bartsch etal,1975

McCann etal, 1975

De Meester
et al, 1980

試験系

試験材料

処理条件

用量
(µg/plate)
0.1-10% ク ロ ロ エ チ
レン (空気中)復帰突然変異試験

ネズミチフス菌TA98
TA100
TA1535
TA1537
TA153818 時間

復帰突然変異試験

ネズミチフス菌TA1530TA1535G-4630 分間

遺伝子突然変異試験

大腸菌 K122 時間

10.6 mM

前進突然変異試験

酵母
S.pombe P1

1 時間

16、32、48 mM

前進突然変異試験

酵母
S.pombe SP.198

5-240 分復帰突然変異試験

酵母
XV185-14C

4-48 時間

前進突然変異試験

カビ
Neurospora crassa
Ema 5297

遺伝子突然変異試験

チャイニーズハム
スターV79 細胞

3-4 時 間 (inethanol)
3.5 or 24 時間(空
気中)
5 時間

遺伝子突然変異試験(HGPRT)
遺伝子変換試験ヒ ト B- リ ン パ 芽
球腫細胞

結果 1)
- S9
+S9

文献
Shimada etal, 1985

－
＋
＋
－
－

－
＋
＋
－
－

ND
ND
ND
－

－
－
－
＋

－

＋

Loprieno etal, 1977－＋

Loprieno etal, 1976

0.275-0.55%－

ND

Shahin,1976

25、50%－－

Drozdowicz& Huang,
1977

5、10、20、30%－＋

Drevon &Kuroki,
1979

24 時間

25-400μM

ND+

Weisman,
1992

酵母 D4

180-360 分

48 mM

－

+

Loprieno etal, 1976

遺伝子変換試験

酵母 D54-48 時間0.275、0.55%－

ND

Shahin, 1976

遺伝子変換試験

酵母 D7RAD

1 時間

2.5%

－

+

Eckardt etal, 1981

トランスフォ
ーメーション試験
トランスフォ
ーメーション
試験
レックアッセイ

ほ 乳 類 細 胞 BHK
C1 13

データなし

10、20、30、40、50％

ND+

Styles, 1980

ほ 乳 類 細 胞
BALB/c-3T3
C1
1-13

24 時間

18、180、1,315、2,662
mg/m3

+

ND

Tu et al,1985

B.subtilis 168M or
MC-1

24 時間

22 mM

－

ND

Elmore et al,
1976

不 定 期 DNA
合成試験

ラット肝細胞

18 時間

5.0、7.5、10％

ND+

Shimada etal, 1985

姉妹染色分体
交換試験

リンパ球

3 時間

10、25、50、75、100％－+Anderson etal, 1981

83 mM

16 、 48 mM

20

http://www.cerij.or.jp

Bartsch etal, 1975

Greim etal, 1975

in vivo

用量(µg/plate)
0 、 7,800 、 26,000 、
78,000 mg/m3

結果 1)
- S9
+S9
－

6 時間/日、5 日/週

0 、 130 、 650 、 2,600
mg/m3

－

Short et al,
1977a)4 時間/日、5 日b)4 時間/日、5 日/
週、10 週間a)26,000 mg/m3b)13,000 mg/m3－

Himeno etal, 1983

5 時間(妊娠 10 日目)

12,000 mg/m3－

Peter &
Ungvary,
1980＋

Loprieno etal, 1976

試験材料

処理条件

優性致死試験

雄 ICR マウス 20匹/群6 時間/日、5 時間

優性致死試験

雄 SD ラット

優性致死試験

雄 ICR マウスa)13 匹、対照群 11匹b)20 匹雌 C57BL マウス
44 匹、対照群 51
匹
Swiss マ ウ ス 4-6匹、酵母(SP.198)

試験系

スポットテス
ト
宿主経由 前進突然変異試
験
優性致死試験

腹膜に接種、 3、 700 mg/kg
6、12 時間

文献
Anderson etal, 1976,
1977

ショウジョウバエ
Berlin K/m

2 時間

78,000 mg/m3－

Verburgt &Vogel,
1977

伴性劣性致死試験

雄ショウジョウバ
エ
Karsnasa)0、1、10、20%b)0、1、10％＋Magnusson& Ramel,1978

伴性劣性致死試験

雄ショウジョウバ
エ Berlin K/m 50
匹a)3 時間b)3 時間(1% フ ェ ノ バ ル
ビタールを 24 時
間前処理)a)2 日間b)17 日間体細胞組み換え試験

雌雄ショウジョウ
バエ LS

染色体異常試験雄 Wistar ラット

染色体異常試験

雌雄チャイニーズ
ハムスター

眼モザイク試験 ;48-72 時 間 齢
幼虫
17 時間
3,900 mg/m3
24 匹/群a) 5 日(6 時間/日)b) 3 か月(6 時間/
日、5 日/週)
骨髄は暴露後 24
時間に採取a)雌雄各 2 匹、6、 a)2.5%b)5%
12、24 時間

小核試験

雄 CBA マウス、3匹b)雌雄各 5 匹、24時間
コントロールは雌雄各 7 匹骨髄は暴露後 26
時間に採取
4 時間、暴露後 30時間に骨髄観察

小核試験

CFLP マウス

小核試験

雌雄 C57BL マウス、各 10 匹＋a)0、78、520、2,210、26,000 、 78,000 、 a) ≧2,210
mg/m3
130,000 mg/m33b)0、78、2,210 mg/mb) ≧78mg/m3
5,200 mg/m3＋

Verburgt &Vogel,1977＋a)種々の染
色体異常を
持つ細胞が
増加

Anderson &Richardson,
1981＋

Basler &Rohrborn,
1980

0、5%

＋

Jenssen &Ramel, 1980

2×4 時間0 、 260 、 860 、 2,600
mg/m3

＋

Rodics et al,1981

6 時間、暴露後
24、48 時間に骨髄観察0、130,000 mg/m3＋

Richardson
et al, 198321

http://www.cerij.or.jp

Vogel &
Nivard,
1993

試験材料

性染色体欠失試験

雄 Berlin K ショウ
ジョウバエ

2 日間

用量
(µg/plate)0、78,000 mg/m3

性染色体欠失試験

雄 ring-X ショウジ
ョウバエ

48 時間

0、126,000 mg/m3

試験系

処理条件

宿主経由遺伝子変換試験

雄 Wistar ラット、 24 時間、1 時間後 0、1%
20-30
匹/S,cerevisiae
D7RAD3
ア ル カ リ 溶 出 雌 NMRI マウス、 39、60、117、234 1,300 mg/m
試 験 ( 肝 臓 3-5 匹
時間 (6 時間/日、DNA)
5 日/週)
1.25-2.5%
姉 妹 染 色 分 体 雌雄チャイニーズ 6、12、24 時間
交換試験
ハムスター、各 2匹
ND: データなし、1) －: 陰性、 ＋: 陽性

7.3.7

結果 1)
- S9
+S9
－

＋

Ballering etal, 1996＋

Eckardt etal,1981＋

Walles &Holmberg,
1984＋

Basler &Rohrborn,
1980

文献
Verburgt &Vogel,
1977

発がん性 (表 7-7、表 7-8)

IARCは、信頼できる疫学データがあることから、グループ1（ヒトに対して発がん性がある物質）に分類している。
表 7-7
機関/出典

国際機関等でのクロロエチレンの発がん性評価
分

類

分

類

基

準

IARC (2002)

グループ 1

ACGIH (2002)

A1

ヒトへの発がん性が確認された物質。

第1群

人間に対し発がん性のある物質である。

日本産業衛生学会 (2002)
U.S.EPA (2002)

グループ A

U.S. NTP (2002)

K

ヒトに対して発がん性がある。

ヒト発がん性物質。
ヒトに対し発がん性があることが知られている物質。

クロロエチレンを含むポリ塩化ビニル粉末を Wistar ラットに長期経口投与 (給餌) した試験
では､0.13 mg/kg/日の用量では影響はみられなかったが、最高用量である 1.3 mg/kg/日で肝細胞腺腫 (雌)の有意な増加がみられ (Til et al., 1983、1991)、 また別の試験でも 5.0 mg/kg/日以上で肝細胞がん (雄)、の有意な増加がみられている (Feron et al., 1981)。
吸入暴露による発がん性試験の結果が数多く報告されており、マウス、ラット、ハムスターなどで､肝血管肉腫及び高い用量ではジンバル腺がんに明確な用量相関性がみられた。肝がん、肝臓外の血管肉腫、腎芽細胞腫、神経芽腫及び乳腺の悪性腫瘍では明確な用量相関性はみられなかった。マウスにおいては長期吸入暴露によって誘発された腫瘍はラットのそれと同じであったが､肺腫瘍の増加はマウスのみでみられた。ハムスターでは肝血管肉腫、乳腺及び耳管腫瘍、黒色腫、胃及び皮膚表皮腫瘍が報告されている。吸入暴露による最低の発がん用量は、雌ラットへの 52 週間投与試験で乳腺腫瘍が発生した 13 mg/m3 と推定される (Maltoni et al., 1981、1984)。
22

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表 7-8
動物種等
ラット
SD
雌雄
13 週齢
各群 40
匹

ラット
Wistar雌雄
週齢不明
各群60-80 匹ラット
Wistar
雌雄
週齢不
明
各群
100 匹

投与方法
経口投与

投与期間
52 週間、
4-5 回/週

オリーブ
油に溶解

経口投与
(給餌)
クロロエ
チレンを
含むポリ
塩化ビニ
ル粉末を
混餌して
投与

経口投与
(給餌)
クロロエ
チレンを
含むポリ
塩化ビニ
ル粉末を
混餌して
投与

マウス
Swiss
雌雄
11 週齢
各群 30
匹

吸入暴露

マウス
ICR
雌雄
8-9 齢

吸入暴露

クロロエチレンの発がん性試験結果

投与量0、3.33、16.65、50mg/kg/日結果

文献
Maltoni,
1977a;
Maltoni etal., 1975,
1981,
1984

3.33 mg/kg/日
肺と腹内の血管肉腫
16.65 mg/kg/日
肝臓の血管肉腫、腎芽細胞腫

雄; 135 週間、雌; 144 週間、
4 時間/日雄; 149 週間、雌;150
週間、
4 時間/日30 週間、
5 日/週、
4 時間/日

6、12、18
か月、第 2
実験;6、12
か月、
5 日/週、

50 mg/kg/日
肝臓の血管肉腫、腎芽細胞腫、胸腺と腹内の血管肉腫
0、1.7、5.0、 ＜雄＞
投与群
0
1.7
5.0
14.1
14.1
( mg/kg/日)
mg/kg/日
肝臓の血管肉腫
0/55
0/58
6*/56
27*/59
肝細胞腺腫
0/55
1/58
7*/56
23*/59
肝細胞がん
0/55
1/58
2/56
8*/59
肺の血管肉腫
0/55
0/58
4*/56
19*/590、0.014、
0.13、1.3
mg/kg/日＜雌＞
投与群( mg/kg/日)
肝臓の血管肉腫
肝細胞腺腫
肝細胞がん
肺の血管肉腫＜雄＞
投与群( mg/kg/日)
肝臓の血管肉腫
肝細胞腺腫
肝細胞がん

0

1.7

5.0

14.1

0/57
2/57
0/57
0/57

0/58
26*/58
4/58
0/58

2/59
39*/5919*/591/59

9*/57
44*/57
29*/57
5*/57

0

0.014

0.13

1.3

0/99
0/99
0/99

0/99
0/99
0/99

0/99
0/99
0/99

1/49
3/49
3*/49

＜雌＞
投与群
0
0.014
0.13
( mg/kg/日)
肝臓の血管肉腫
0/98
0/100
0/96
肝細胞腺腫
0/98
1/100
1/96
肝細胞がん
1/98
0/100
1/96
投与量(mg/kg/日) 130 650 1,300 6,500 15,600
動物(％)
肺の腺腫/腺がん 3.5
57*
66*
57*
70*
乳腺がん
33* 32*24*30*28*
肝臓の血管肉腫 2*
19*
19*
20*
5*

0、130、
650、
1,300、
6,500、
15,600、
26,000mg/m3(0、50、
250、500、2,500、
6,000、
10,000ppm)
0、130
暴露期間(月)
mg/m3
血管肉腫
乳腺がん
肺がん
＜6 か月暴露＞

対照群
1/71
2/71
9/71

23

http://www.cerij.or.jp

6
1229*/67 30*/47
33*/67 22*/47
18*/67 15*/47

Feron etal.,1981

Til et al.,
1983,
1991

1.3
2/49
10*/493/49
26,000
70*
47*
16*

18
20*/4522*/45
11*/45

Maltoni,
1977;
Maltoni etal., 1974

Drew etal.,1983

動物種等

ラット
SD
雌雄
11 週齢
各群
120 匹
対照群
240 匹
ラット
SD
13 週
齢、1 日
齢

ラット
SD 雌雄
3 日齢
各群
2-27 匹ラット
Wistar
雌雄
週齢は
右に記
載、各群
4-10 匹
ラット
SD
雌雄
21 週
齢、各群
30 匹

投与方法

吸入暴露

吸入暴露

投与期間
6 時間/日5 週間、5 回/週、
4 時間/日

5 週間、5 日/週、
4 時間/日

投与量

結
果
対照群
2
8
1/71
29*/67 11*/49
2/71
33*/67 13*/49
9/71
18*/67 13*/49

週齢
血管肉腫
乳腺がん
肺がん
＜12 か月暴露＞
週齢
血管肉腫
乳腺がん
肺がん
0、15,600、 投与量 (mg/m3)
26,000mg/m3
肝臓の血管肉腫
ジンバル腺がん
肝がん
腎芽細胞腫
神経芽細胞腫0、15,600、 肝がん
26,000投与群
mg/m3(mg/m3)

文献
14
5/53
2/53
7/53

対照群
2
8
14
1/71
30*/47 17*/46
3/50
2/71
22*/47
8*/46
0/50
9/71
15*/47
9*/46
3/50
015,60026,000
0/227
0/227
0/227
0/227
0/227

0/120
9/120
0/120
1/120
1/120

Maltoni etal., 1981

1/118
9/118
1/118
0/118
0/118
Maltoni,
1977b

15,60026,000

13 週齢
1 日齢

0
13

1
15

血管肉腫
投与群
(mg/m3)

15,60026,000

13 週齢
0
0
1 日齢
10
10
0、6.5、13、 ATPase 陰性の肝前がん病変
26、52、＞52 mg/m3 で有意に増加
104、208(雄 SD ラットは＞104 mg/m3 で有意に増加)
3
mg/m※両種において、雌は雄よりも割合が高い

吸入暴露

3 週間、
5 日/週、
8 時間/日吸入暴露

5-83 日間、 0、5,200
mg/m3
7 日/週、
8 時間/日Laib etal.,1985a

ラットの週齢a)妊娠期間、b)出生後 1-5 日、c)1-11 日、d)1-17 日、e)1-47 日、f)1-83 日、g)7-28 日、h)21-49 日

Laib etal.,1985b

ATPase 陰性の肝前がん病変c)、d)で用量依存的に増加
吸入暴露

17 週間、
5 日/週、
4 時間/日155 週目まで観察

155 週の剖検結果
投与量
0 130
(mg/kg/日)
ジンバル腺がん 1 0
腎芽細胞腫
－ 1
肝臓の血管肉腫 － 0
肝臓外の血管肉腫 1 2
脳の神経芽細胞腫
00、130、
650、
1,300、
6,500、
15,600、
26,000mg/m3 (0、50、250、
2,500、
6,000、
10,000ppm)

650 1,300
1
2
0
0
0

1
0
1
1
0

6,500 15,600
3
2
1
2
2

6
1
1
1
2

26,0007*1
01
6*130 mg/m3 で皮下の化骨を伴う血管肉腫、眼窩の血管肉腫、
1,300、15,600 mg/m3 で腹内の血管肉腫、6,500 mg/m3 で皮下と腹内の血管肉腫、26,000 mg/m3 で皮下の血管肉腫がみ
られた。

24

http://www.cerij.or.jp

Maltoni,
1977a;
Maltoni etal., 1974

動物種等
ラット
SD
雌雄
13 週齢
各群
29-30 匹

投与方法
吸入暴露

ラット
Wistar
雌雄
11 週齢
各群 30
匹

吸入暴露

ラット
SD
13 週齢
各群 60
匹

吸入暴露

ラット
F344
8-9 週齢

吸入暴露

投与期間
52 週間、
5 日/週、
4 時間/日52 週間、
5 日/週、
4 時間/日52 週間、
5 日/週、
4 時間/日①6、12、
18、24 か月
②6、12 か月、
5 日/週、
6 時間/日投与量
0、130、
650、
1,300、
6,500、
15,600、
26,000mg/m3(0、50、250、500、
2,500、
6,000、
10,000
ppm)

結
＜雄＞
投与群
( mg/m3 )肝臓の血管肉腫
ジンバル腺がん
腎芽細胞腫
神経芽細胞腫＜雌＞
投与群( mg/m3 )肝臓の血管肉腫
ジンバル腺がん
肝がん
腎芽細胞腫
神経芽細胞腫乳腺の腫瘍
投与群( mg/m3)
26,000肝臓の血管肉腫
肝がん
腎芽細胞腫
神経芽細胞腫ジンバル腺がん

0、130、
650、
1,300、
6,500、
15,600、
26,000mg/m3(0、50、250、500、
2,500、
6,000、
10,000ppm)
0、2.6、13、 ＜雄＞
26、65
投与群
mg/m3
( mg/m3 )肝臓の血管肉腫
腎芽細胞腫

0、260
mg/m3

果

0 130
0
0
0
0
0
0
0
0

650 1,300 6,500 15,600 26,000
1
0
6*
3
3
0
3
1
3
10*
1
2
5*
4
3
0
0
2
2
2

0 130
0
1
0
0
0
0
0
1
0
0
0
2

650 1,300 6,500 15,600 26,000
2
6* 7*
10*
4
0
1
1
4
6*
0
5
2
1
0
4*
4* 1
1
2
0
0
2
1
5*
2
1
2
0
3

0
0/38
0/38
0/38
0/38
0/38

0
0
0

130

650 1,300 6,500 15,600

0/28 1/28 3/27
0/28 0/28 0/27
1/28 0/28 2/27
0/28 0/28 0/27
0/28 0/28 0/27

2.6
0
0

13
0
0

26
0
0

3/25
1/25
0/25
1/25
0/25

3/26
2/26
2/26
1/26
2/26

＜6 か月＞
月齢
肝臓の血管肉腫
血管肉腫
乳腺線維腺腫
乳腺がん

対照群
2
8
14
1/112
4*/76
2/52
0/51
2 /112
4/76
2/52
0/51
24/112 28*/76 23*/52 17/51
5 /112
6/76 2 /52
3/51

25

http://www.cerij.or.jp

Maltoni etal., 1981,
1984

8*/27
0/27
1/27
3/27
2/27

Maltoni etal., 1981,
1984

65
1
1

＜雌＞
投与群
( mg/m3 )
0
2.6
13
26
65
肝臓の血管肉腫
0
0
0
1
4
乳腺の腫瘍
6
12
22*
21* 15*
肝がん
0
0
0
0
1
暴露期間 (月) 対照群
61218
肝臓の血管肉腫 1/112 4*/76 11*/55 13*/55
血管肉腫
2/112 4/76
12*/55 15*/55
乳腺線維腺腫24/112 28*/76 28*/55 24*/55
乳腺がん
5/112 6*/76 11*/55 9*/55
肝細胞腺腫
4 /112 15*/76 20*/55 7*/55
肝細胞がん
1/112 3/76
4*/55
8*/55

文献
Maltoni etal., 1981,
1984;
Maltoni etal., 197424
19*/5524*/5526*/55
5*/55
6*/55
9*/55

20
0/53
0/53
20/53
2/53

Drew etal.,1983

動物種等

ラット
Wistar
雌雄
離乳時
各群 62
匹
ラット
SD

ラット
SD
雄
各群 80
匹
ラット
SD
13 週齢

投与方法

投与期間

投与量

吸入暴露

52 週間、
5 日/週、
7 時間/日0、13,000
mg/m3

吸入暴露

5、17、52
週間、
5 日/週、
4 時間/日15,600、
26 ,000
mg/m3(6,000、
10,000ppm)

吸入暴露

12 か月間、 1,560
mg/m3
5 日/週、
4 時間/日(600 ppm)

吸入暴露

7 週間、
5 日/週、
4-7
時間/日

ラット
SD
雌 13 週
齢、各群
30 匹

吸入暴露

シリア
ンハム
スター
雄

吸入暴露

0、6,500
mg/m3

1 週間(妊娠 12-18 日目)、
4 時間/日15,600、
26,000mg/m3(6,000、
10,000ppm )30 週間、
5 日/週、
4 時間/日0、130、
650、
1,300、
6,500、

肝細胞腺腫
肝細胞がん

結
果
4 /112 15*/76 10*/52
1/112
3/76 6*/52＜12 か月＞
月齢
肝臓の血管肉腫
血管肉腫
乳腺線維腺腫
乳腺がん
肝細胞腺腫
肝細胞がん
投与群
( mg/m3)
肝臓の血管肉腫
ジンバル腺がん
鼻腔の腫瘍

対照群
2
8
14
1/112
11*/55
5*/54
2/49
2/112
12*/55
5*/54
2/49
24/11228*/5516* /54
15/49
5/112
11*/55
4 /54
0/49
4/112
20*/55
4/54
4/49
1/112
4* /55
1/54
0/49
雄
雌
0
13,0000
13,000
0/62
3/62
0/62
6*/62
0/62
7*/62
0/62
4/62
0/62 10*/62
0/62
10*/62肝臓の血管肉腫
投与群(mg/m3)

15,600

5 週間
17 週間
52 週間
投与群
肝がん

0
0
1
0
13
9
エタノール混入
21/28

＜母動物＞
投与群
( mg/m3 )肝臓の血管肉腫
肝細胞がん
乳腺がん
神経芽細胞腫＜胎児＞
投与群( mg/m3 )肝臓の血管肉腫
肝細胞がん
乳腺がん
神経芽細胞腫投与群( mg/m3 )＜出生児＞
皮下の血管肉腫
ジンバル腺がん
腎芽細胞腫＜母動物＞
ジンバル腺がん投与群( mg/m3 )肝臓の血管肉腫
外耳道の腫瘍

0
0/60
0/60
4/60
0/60

文献
2/51
0/51

4/53
1/53

26,000

未混入
5/13

Radike etal., 1977

Maltoni& Cotti,
1988

6,500
27*/545*/54
4/54
32*/54雄0
6,500
0/158 35*/63
1/158 27*/63
0/158 30*/63

雌
0
6,500
0/149 47*/64
0/149 39*/64
8/149
3/64
0/149 27*/64

15,60026,000

1
1
0

1
3
1

Maltoni etal., 1977a;
Maltoni etal., 1974

01
0 130 650 1,300 6,500 15,600 26,000
0
0

0
0

26

http://www.cerij.or.jp

0
0

2
3*

Feron etal.,
1979a,b;Feron &
Kroes,
1979
Maltoni etal., 1977b

0
1

1
2

0
1

Maltoni et
al.,
1981,
1984

動物種等
11 週齢
各群 30
匹

投与方法

シリア
ンハム
スター
雌
8-9 週齢吸入暴露

ウサギ
40 匹/群5 日/週、
6 時間/日投与量15,600、
26,000mg/m3(0、50、
250、500、2,500、
6,000、
10,000
ppm)
0、520
mg/m3

結
0 1

果
0

文献

黒色腫
前胃の乳頭腫/棘細胞腫
皮膚の乳頭腫

3 3 4
3 9* 3

血管肉腫
乳腺がん
胃の腺腫
皮膚がん

対照群
6
0/143
13*/880/143
28*/87
5/138
23*/880/133
2/80＜6 か月暴露＞
月齢
血管肉腫
乳腺がん
胃の腺腫
皮膚がん

対照群
2
8
0/143
13*/88 3*/53
0/143
28*/87 2*/52
5/138
23*/88 15*/53
0/133
2/80
0/49

0

1

2

1

9* 17*
7*
3

10*
1

10*
7*

12
4/52
31*/52
3*/50
9*/48

18
2/103
47*/102
20*/101
3/90

14
0/50
0/50
6*/49
0/46

Drew etal.,1983

20
0/52
1/52
0/52
0/50

12 か月、
5 日/週、
4 時間/日

0、26,000
mg/m3 (0、10,000ppm)＜12 か月暴露＞
月齢
血管肉腫
乳腺がん
胃の腺腫
皮膚がん
投与群
( mg/m3 )皮膚の棘細胞腫
肺の腺がん

皮下投与

不明

4.25 mg

腎芽細胞腫 1/75 例

Maltoni,
1977a

腹腔内投
与

2 か月おき 4.25 mgに 1、2、3、
4 回投与

1 回投与
肝臓外 (皮下、眼窩) の血管腫 1/55
ジンバル腺腫 1/55
2 回投与
肝臓外 (皮下、眼窩) の血管肉腫 1/56
皮膚の乳頭腫 1/56
3 回投与
肝臓外 (皮下、眼窩) の血管肉腫 1/53

Maltoni,
1977a

吸入暴露

ラット
SD
雌雄
21 週齢
75 匹/群
ラット
SD
雌雄
13 週齢
各群 30
匹

投与期間

対照群
0/143
0/143
5/138
0/133
0

2
4*/52
31*/52
3*/50
2/80
26,000

0/20
0/20

12/40
6/40

8
1/44
6*/44
10*/44
0/38

14
0/43
0/42
3/41
0/30
Capito etal.,1974

統計学的有意差あり、P≦0.05*

7.4

ヒト健康への影響(まとめ)

クロロエチレンは経口及び吸入経路から速やかに吸収される。主要な暴露経路は吸入経路である。ヒト及び実験動物において定常状態下で吸入したクロロエチレンの約 40%が吸収されており、実験動物での経口投与による実験では、95%以上が吸収されたと報告されている。
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ラットにおける実験で､吸収されたクロロエチレンは体の広範囲に、速やかに分布した。クロロエチレンは速やかに代謝、排泄されるので、高濃度に蓄積されることはない。クロロエチレ
ンはラットにおいて胎盤移行性が認められている。
クロロエチレンは、代謝の主要な過程で、まずシトクロム P450 (CYP2E1) により酸化されク
ロロエチレンオキシド (CEO) になる。CEO は速やかにクロロアセトアルデヒド (CAA) に変わる。CEO、CAA 及び CAA の脱水素反応によって生成されたモノクロロ酢酸の最初の解毒反
応は、グルタチオン抱合である。この抱合体はさらにシステイン誘導体 (S-(2-ヒドロキシエチル)システイン、N-アセチル-S-(2-ヒドロキシエチル)システイン、S-カルボキシメチルシステイ
ン及びチオジグリコール酸) に変換され､尿中に排泄される。
糞中への排泄はわずかである。CEO はクロロエチレンの変異原性及び発がん性に関係する最も重要な代謝物と考えられる。CEO は DNA と反応して、DNA 付加体 7-(2’-オキソエチル)グア
ニン (7-OEG) を形成する。また、より少ないが､1,N6-エテノアデニン (Epsilon A)、3,N4-エテ
ノシトシン (Epsilon C) 及び N2,3-エテノグアニン (Epsilon G) などのエテノ付加体を形成する。
エテノ DNA 付加体は、主要な付加体 7-OEG が非変異原物質であるのと異なり、変異原物質の前駆体である。7-OEG、Epsilon A、Epsilon C 及び Epsilon G は クロロエチレンに暴露されたげっ歯類の種々の組織中に検出される。
ヒトに対する影響としては､クロロエチレンに長期間暴露された労働者に、所謂“塩化ビニル病”と呼ばれた病理学的に特異的な症候群がみられたことが報告されている。ヒトにおける研究は生殖への影響を確認するにはデータが不足している。クロロエチレン労働者の循環器病の増加を研究した報告が 2、3 ある。しかし、大規模なコホート研究は、心臓血管病による死亡率は低いことを報告している。
疫学研究は、クロロエチレンが稀にしかみられない腫瘍である肝臓の血管肉腫を誘発することを強く示唆した。明確な証拠はないが、脳腫瘍及び肝細胞がんもまたクロロエチレンと関係がある可能性がある。その他では肺､リンパ及び造血組織、皮膚にがんの発生が多くみられている。疫学研究において明確な用量相関性がみられるのは血管肉腫のみである。クロロエチレン
は高濃度のクロロエチレンに暴露された労働者の末梢血リンパ球で、用量及び暴露期間に依存した染色体異常、小核及び姉妹染色分体交換頻度の上昇がみられるなど、ヒトで変異原性が知られている。種々の実験動物への吸入暴露の実験結果から、クロロエチレンの急性毒性は弱いと考えられる。ラット及びマウスの LC50 (2 時間) は、それぞれ 390,000 及び 294,000 mg/m3 である。経口及び経皮投与の急性毒性データは報告されていない。クロロエチレンは麻酔作用を有しており、ラット及びマウスでは運動量の増加、運動失調及び痙攣により呼吸不全を起こして死に至っている。ラット及びマウスをクロロエチレンに急性吸入暴露した実験における病理学的検査では､肺の水腫、肺､肝臓及び腎臓の出血がみられている。
クロロエチレンの眼及び皮膚刺激性並びに皮膚感作性に関する報告はない。
クロロエチレンの反復投与毒性試験では、肝臓、腎臓、精巣及び肺に影響がみられている。
ラット､マウス及びウサギはモルモットやイヌより感受性が高い。Wistar ラットにクロロエチレ
ンを 149～150 週間経口投与 (給餌) した実験では、1.3 mg/kg/日で雌雄で肝細胞の多形性及び肝のう胞の増加、雌で死亡率の増加がみられており、NOAEL は 0.13 mg/kg/日である。また、
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Wistar ラットを 12 か月間吸入暴露した実験では、26 mg/m3 (試験した最低用量) で肝臓の相対重量の増加及び肝細胞の変性、精細管の障害がみられ、260 mg/m3 以上の高用量では、用量に依存した著しい肝臓の変化がみられており、LOAEL は 26 mg/m3 である。
クロロエチレンは、母動物に毒性を示す用量で生存胎児数減少、胎児体重低値などの胎児毒性を示す。ラットでの催奇形性実験では奇形はみられず、催奇形性は認められない。しかし、優性致死試験の結果、授精能の低下がみられた。
遺伝毒性については、クロロエチレンは in vitro で遺伝子突然変異、染色体異常、姉妹染色分体交換等、多くの試験で、また、in vivo でも小核試験などで陽性の結果が得られている。
復帰突然変異試験では、特に代謝活性化系の存在下で陽性の結果が得られており、ネズミチ
フス菌 TA100、TA1530 及び TA1535 において陽性であったが､TA98、TA1537 及び TA1538 では
陰性であることから、塩基対置換によって突然変異が起こっていることを示している。
また、他の試験でも代謝活性化の存在下で陽性の結果が得られており、これらの結果は、活性代謝物クロロエチレンオキシド及びクロロアセトアルデヒドによって形成されたエテン基-DNA 付加体が塩基対置換によって突然変異を起こすという知見と一致する。
クロロエチレンはヒトで変異原性及び染色体異常誘発能が知られている。高濃度のクロロエ
チレンに暴露された労働者の末梢血リンパ球で、用量及び暴露期間に依存した染色体異常、小核及び姉妹染色分体交換頻度の上昇がみられている。高濃度に暴露されたオートクレーブ清掃
労働者の肝血管肉腫及びクロロエチレン労働者の肝細胞癌の p53 及び ras 遺伝子に点突然変異が検出されている。したがって、クロロエチレンは遺伝毒性を有すると判断する。
発がん性については、ヒトでの疫学研究において、稀にしか見られない腫瘍である肝臓の血管肉腫を誘発することを強く示唆している。決定的証拠はないが、脳腫瘍及び肝細胞癌もまたクロロエチレンと関係がある可能性がある。その他では肺､リンパ及び造血組織、皮膚にがんの発生が多くみられている。疫学研究においては血管肉腫で明確な用量相関性がみられている。
実験動物では、クロロエチレンを含むポリビニルクロライド粉末を Wistar ラットに長期経口投与 (給餌) した試験で､0.13 mg/kg/日の用量では影響はみられなかったが、最高用量である 1.3
mg/kg/日で肝細胞腺腫 (雌)の有意な増加がみられ、 また別の試験でも 5.0 mg/kg/日以上で肝細胞がん (雄)、の有意な増加がみられている。
吸入暴露による発がん性試験が数多く報告されており、マウス、ラット、ハムスターなどで､肝血管肉腫及び高い用量ではジンバル腺がんに明確な用量相関性がみられた。肝がん、肝臓外の血管肉腫、腎芽細胞腫、神経芽腫及び乳腺の悪性腫瘍では明確な用量相関性はみられなかった。マウスにおいては長期吸入暴露によって誘発された腫瘍はラットのそれと同じであったが､肺腫瘍の増加はマウスのみでみられた。ハムスターでは肝血管肉腫、乳腺及び耳管腫瘍、黒色腫、胃及び皮膚表皮腫瘍が報告されている。最低の発がん用量は 13 mg/m3 と推定される。 ヒト及び実験動物に対し明らかに発がん性を示すことから、IARC はグループ 1 (ヒトに対して発がん性がある物質)に分類している。

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

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平成 18 年 3 月 1 日
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