CERI 有 害 性 評 価 書

エチルベンゼン
Ethylbenzene

CAS 登録番号：100-41-4

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 (http://www.safe.nite.go.jp/data/sougou/pk_list.html?table_name=hyoka) 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 .................................................................................................................................. 5
6． 環境中の生物への影響 .................................................................................................................. 5
6.1 水生生物に対する影響 ............................................................................................................... 5
6.1.1 藻類に対する毒性 ................................................................................................................ 5
6.1.2 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................... 6
6.1.3 魚類に対する毒性 ................................................................................................................ 7
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................... 8
7． ヒト健康への影響.......................................................................................................................... 9
7.1 生体内運命 .................................................................................................................................. 9
7.2 疫学調査及び事例..................................................................................................................... 13
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................. 13
7.3.1 急性毒性.............................................................................................................................. 13
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 14
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 14
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 14
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 16
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 17
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 19
7.4 ヒト健康への影響 (まとめ) .................................................................................................... 20
文

献 ............................................................................................................................................... 22iii

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

エチルベンゼン
フェニルエタン
政令号番号 1-40
官報公示整理番号 3-28
100-41-4

CH2 CH3
分子式
分子量

C8H10
106.17

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
労働安全衛生法
大気汚染防止法
高圧ガス保安法
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
危険物引火性の物、名称等を通知すべき有害物
有害大気汚染物質
可燃性ガス、毒性ガス
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

3．物理化学的性状
項
外
融
沸
引

目

火

観
点
点
点

発
火
点
爆 発 限 界
比
蒸 気 密
蒸
気
分 配 係

重
度
圧
数

特 性 値
無色液体
-95.01℃
136.25℃
18℃ (密閉式)
21℃ (密閉式)
432℃
1.0～6.7 vol% (空気中)
0.8～6.7 vol% (空気中)0.866 (25℃/25℃)
3.66 (空気 = 1)
0.9 kPa (20℃)、1.6 kPa (30℃)
log Kow = 3.15 (測定値)、
3.03 (推定値)1

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出典
Merck, 2001
Merck, 2001
Merck, 2001
IPCS, 1999; Merck, 2001
NFPA, 2002
IPCS, 1999 ; NFPA, 2002
IPCS, 1999
NFPA, 2002
Merck, 2001
計算値
Verschueren, 2001
SRC:KowWin, 2003

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℃)

解離基なし
Koc = 164 (測定値)
水：152 mg/L (20℃)
一般的な有機溶媒：混和
798 Pa･m3/mol (25℃、測定値)
1 ppm = 4.42 mg/m3
1 mg/m3 = 0.226 ppm

4．製造輸入量・用途情報

Gangolli, 1999
Vershueren, 2001
Merck, 2001
SRC:PhysProp, 2002
計算値

(表 4-1、表 4-2)
表 4-1

製造・輸入量等 (トン)

年
1999
2000
2001
3,329,983
3,239,942
3,280,139
製造量
20
59
0.5 未満
輸入量
3
1
139
輸出量
3,330,000
3,240,000
3,280,000
国内使用量
出典：製品評価技術基盤機構 (2006)、財務省 (2005)

表 4-2

プレミアムガソリンレギュラーガソリン
灯油
軽油

(kL)

(トン)

59,917,000

2003
3,490,218
0.5 未満218
3,490,000

燃料油中の量

燃料油の内需量 (2002 年度)
燃料油名

2002
3,290,239
0.5 未満239
3,290,000

9,100,000 注 1,注 2)

燃料油中のエチルベンゼン
平均含有率
推定含有量 (トン)
(wt%)
1.7
160,000

36,000,000 注 1,注 2)

1.4

500,000

30,626,000

25,000,000 注 1)

0.3

75,00039,498,000

注 1)

0.04

13,00033,000,000

注 1：容量 (kL) と重量 (トン) の換算には次の換算係数を採用 (石油連盟, 2004)
ガソリン；0.76 (トン/kL)、灯油；0.80 (トン/kL)、軽油；0.84 (トン/kL)
注 2：プレミアムガソリンとレギュラーガソリンの内需量の比を 1:4 と仮定
出典：石油通信社 (2004)、経済産業省, 環境省 (2004)

エチルベンゼンは、原油の蒸留・精製により分離した灯油、軽油、ガソリン等の中に含まれる。2002 年度の燃料油の内需量 (石油通信社, 2004) を基に、プレミアムガソリンとレギュラー
ガソリンの内需比を 1：4 と仮定し、エチルベンゼンの平均含有量 (経済産業省, 環境省, 2004) を用いて推定した燃料油に含まれるエチルベンゼンの量は、2002 年度では約 750,000 トンであった。
エチルベンゼンは、主にスチレンの合成原料として使用される。塗料、インキ、接着剤等の溶剤に用いられる混合キシレンは、約 15%程度のエチルベンゼンを含む (化学工業日報, 2005)。

2

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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)
7.1×10-12 (25℃、測定値)
データなし
5.7×10-16 (25℃、測定値)

濃度 (分子/cm3)
5×105～1×106

半減期
1～2 日

2.4×108～2.4×109

0.2～2 か月

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

水中での安定性5.2
5.2.1

非生物的分解性

エチルベンゼンは、加水分解を受けやすい化学結合がないので、水環境中では加水分解されな
い。

5.2.2

生分解性

エチルベンゼンは好気的条件下では生分解されやすく、嫌気的条件下でも誘導期間は長いが生分解されると推定される。
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

分解率の測定法
生物化学的酸素消費量 (BOD) 測定

分解率 (%)
0 注 1)
0 注 1)
100 注 2)高速液体クロマトグラフ (HPLC) 測定

判定結果
良分解性 注 3 )

注 1：揮発性物質用改良型培養瓶を用いて試験を実施
被験物質濃度：100 mg/L、活性汚泥濃度：30 mg/L、試 験 期 間 ：4 週間
注 2：開放系で試験を実施
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 3：生分解性は、HPLC の結果等も含め、総合的に判断
出典：通商産業省 (1990) 通商産業公報 (1990 年 12 月 28 日)

表 5-3
試験方法
活性汚泥濃度 100 mg/L での試験
ベンゼンで馴化した活性汚泥を用いた Warburg-Respirometer
による試験(活性汚泥濃度 2,500 mg/L)

その他の好気的生分解性試験結果
被試験物
試験期
分解率
出
典
質濃度
間
30 mg/L
14 日
81 ～ 126% 化学品検査協会, 1992
(BOD)
500 mg/L
43%
Malaney & McKinney,
5日
(BOD)
1966

3

http://www.cerij.or.jpこの他の好気的生分解性試験の結果 (Tabak et al., 1981 ; Wakeham et al., 1983) も、エチルベン
ゼンが容易に生分解されることを示している。
また、生分解性に関する総説があり、未馴化の微生物を用いた場合のエチルベンゼンの分解
半減期は、好気的な条件下では 3～10 日としている (Howard et al., 1991)。
ｂ 嫌気的生分解性(表 5-4)

表 5-4 嫌気的生分解性試験結果
試験方法
被試験物質濃度 試験期間
分解率
0 %(GC)
湿潤土壌由来のメタン発酵菌 0.27 mg/L
20 週間
を用いた試験 (17℃、暗所)
74 %(GC)
40 週間
120 週間99 %以上(GC)17.5 %(GC)
湿潤土壌由来のメタン発酵菌 0.27 mg/L
40 週間を用いた試験 (17℃、暗所)
27 %(GC)
120 週間(殺菌した対照試験)
石油精製の廃水処理設備から 不明
不明
分解したの活性汚泥由来の微生物を用いて硝酸還元条件下で培養を行ったミクロコズム試験
馴化条件下での試験
不明
110 日
分解せず
脱窒素条件下での試験
不明
11 週間
分解せず

出
Wilson
1986

et

典
al.,

Ball et al., 1991

Chou et al., 1979
Bouwer&
McCarty,
1983,1984

エチルベンゼンの生分解性に関する総説があり、未馴化の微生物を用いた分解半減期は、嫌気的な条件下では 176～228 日としている (Howard et al., 1991)。

5.3

環境水中での動態

エチルベンゼンは、水に対する溶解度が 152 mg/L (20℃)、蒸気圧が 0.9 k Pa (20℃)、ヘンリー
定数が 798 Pa･m3/mol (25℃) である (3 章参照)。ヘンリー定数を基にした水中から大気中へのエチルベンゼンの揮散による消失半減期は、水深 1 m、流速 1 m/秒、風速 3 m/秒のモデル河川では 1.1 時間、水深 1 m、流速 0.05 m/秒、風速 0.5 m/秒のモデル湖水では 99 時間と推算される(Lyman et al., 1990)。
エチルベンゼンの土壌吸着係数 (Koc) の値は 164 (3 章参照) であるので、水中の懸濁物質及び底質には吸着され難いと推定される。
以上のこと及び 5.2 の結果より、環境水中にエチルベンゼンが排出された場合は、環境水中から大気中への揮散による除去は大きく、好気的条件下では容易に生分解により除去され、嫌気的条件下でも誘導期間は長いが生分解により除去されると推定される。
4

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5.4

生物濃縮性

(表 5-5)エチルベンゼンの水生生物への濃縮性は低いと推定される。
表 5-5
生物種
キンギョ
ハマグリ

濃縮試験結果

試験期間
(日)
不明
不明

濃度
(mg/L)
不明
不明

生物濃縮係数(log BCF)
1.9
0.67

出典
Ogata et al., 1984
Nunes & Benville, 1979

6．環境中の生物への影響
6.1

水生生物に対する影響

6.1.1

藻類に対する毒性(表 6-1)淡水藻類のセレナストラムの生長阻害を指標とした 96 時間 EC50 は 3.6 mg/L であり、8 日間
EC50 は 4.8 mg/L であった (Herman et al., 1990; Masten et al., 1994)。一方、クロレラ及びクラミ
ドモナスの光合成阻害における 3 時間 EC50 は、それぞれ、62.6 mg/L 及び 50.9 mg/L であった
(Hutchinson et al., 1980)。
海産珪藻スケレトネマの生長阻害を指標とした 96 時間 EC50 は 7.7 mg/L であった (Masten etal., 1994)。
表 6-1

エチルベンゼンの藻類に対する毒性試験結果

試験法/
方式

温度
(℃)

OECD
201
止水
閉鎖系
U.S. EPA,
GLP
止水
閉鎖系
止水
閉鎖系
止水
閉鎖系

20±1

72 時間 EC50

生長阻害

4.6
(m)

Galassi et al.,1988

20±1

96 時間 EC50

生長阻害

3.6
(m)

Masten et al., 1994

ND

8 日間 EC50

生長阻害

Herman et al., 1990

27

8 日間毒性閾値 2)

生長阻害

4.8
(m)
>160
(n)

Bringmann & Kuhn,
1978b

Chlorella vulgaris(緑藻、ｸﾛﾚﾗ)

止水
閉鎖系

19

3 時間 EC50

光合成阻害

62.6
(n)

Huchinson
1980

et

al.,

Chlamydomonas
angulosa(緑藻、ｸﾗﾐﾄﾞﾓﾅｽ)

止水
閉鎖系

19

3 時間 EC50

光合成阻害

50.9
(n)

Huchinson
1980

et

al.,

Microcystis
aeruginosa(藍藻、ﾐｸﾛｼｽﾃｨｽ)

止水
閉鎖系

27

8 日間毒性閾値 2)

増殖阻害

33
(n)

Bringmann & Kuhn,
1978b

生物種
淡水
Selenastrum
capricornutum1)(緑藻、ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)

Scenedesmus
quadricauda(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)

エンドポイント5

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濃度(mg/L)

文献

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
Skeletonema
costatum(珪藻、ｽｹﾚﾄﾈﾏ)

生長阻害
20±1
96 時間 EC50
7.7
Masten et al., 1994
U.S. EPA,
(m)
GLP
止水
閉鎖系
(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、2) 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(表 6-2)無脊椎動物に対するエチルベンゼンの急性毒性については、甲殻類を用いた試験報告がある。
淡水ではいずれも揮発性を考慮した試験であり、オオミジンコの遊泳阻害を指標とした 24 時間
EC50 又は 48 時間 EC50 は 1.81～2.9 mg/L (Galassi et al., 1988; MacLean and Doe, 1989; Vigano, 1993)、
48 時間 LC50 は 2.1～13.9 mg/L であった (Abernethy et al., 1986; Bobra et al., 1983; MacLean andDoe, 1989)。また、ネコゼミジンコ属の一種 (Ceriodaphnia dubia) に対する 48 時間 LC50 は 3.2
mg/L であった (Niederlehner et al., 1998)。
海産種のブラインシュリンプ、ベイシュリンプに対する 24 時間 LC50 又は 48 時間 LC50 は 1.9～15.4 mg/L であり (Abernethy et al., 1986; Benville and Korn, 1977; MacLean and Doe, 1989)、96
時間 LC50 は、ベイシュリンプでは 0.42 mg/L、ミシッドシュリンプでは 2.6 mg/L であった
(Benville and Korn, 1977; Masten et al., 1994)。ベイシュリンプについての試験では止水式の開放系で行われており、暴露終了時までに初期設定濃度の 38～99%以上が消失することが確かめられている。
長期毒性としては、ネコゼミジンコ属の一種 (Ceriodaphnia dubia) を用いた繁殖試験の報告があり、7 日間 NOEC が 1.0 mg/L であった (Niederlehner et al., 1998)。
表 6-2

エチルベンゼンの無脊椎動物に対する毒性試験結果

生物種

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

淡水
Daphnia magna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

ND

OECD
202
止水
密閉
止水
密閉

ND

4-6 日齢硬度

濃度(mg/L)

文献

24 時間 EC50
遊泳阻害

2.2
(m)

Galassiet al., 1988

6-7

48 時間 LC50

2.1
(n)

Abernethy
et al., 1986;
Bobra et al.,1983

48 時間 LC50
48 時間 EC50
遊泳阻害
48 時間 EC50
遊泳阻害

13.9
2.9

MacLean &Doe, 1989

1.81
(m)

Vigano, 1993

pH

エンドポイント

ND

ND

23±2

ND

ND

止水
閉鎖系

20-21

ND

7.88.2

ふ化後
24 時間
以内

止水
閉鎖系
給餌

20±1

150

ND

6

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生物種
Ceriodaphnia
dubia
(甲殻類、
ﾈｺｾﾞﾐｼﾞﾝｺ属の一種)
海水
Artemia salina(甲殻類、
ﾌﾞﾗｲﾝｼｭﾘﾝﾌﾟ)

Crangonfranciscorum(甲殻類、
ﾍﾞｲｼｭﾘﾝﾌﾟ、ｴﾋﾞ
ｼﾞｬｺ科)
Americamysis
bahia
(甲殻類、
ﾐｼｯﾄﾞｼｭﾘﾝﾌﾟ、
ｱﾐ科)

大きさ/
成長段階
生後
24 時間
以内

試験法/
方式
U.S.
EPA
半止水
閉鎖系
給餌

温度
(℃)
25±1

ふ化幼生

止水
密閉
止水
閉鎖系

20±1

ND

23-24

硬度

pH

エンドポイント

68.3

7.6

48 時間 LC50
7 日間 LC50
7 日間 EC50
7 日間 NOEC
繁殖

塩分濃度:
30 0/00
塩分濃度:
30 0/00

ND

24 時間 LC50

77.4

48 時間 LC50
48 時間 EC50
遊泳阻害
24 時間 LC50
96 時間 LC50

(mg CaCO3/L)

成体
1.8 g

止水

16

塩分濃度:
25 0/00

ND

ふ化後
24 時間
以内

U.S.
EPA,
GLP
流水

25±1

塩分濃度:
20 0/00

8.0

96 時間 LC50
96 時間 NOEC
致死濃度(mg/L)
3.2
3.6
3.3
1.0
(m)

文献
Niederlehneret al., 1998

15.4
(n)
11.0
9.2

Abernethy
et al., 1986
MacLean &Doe, 1989

1.9
0.42
(m)

Benville &Korn, 1977

2.6
1.0
(m)

Mastenet al., 1994

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

6.1.3

魚類に対する毒性(表 6-3)淡水魚としては、ファットヘッドミノー、グッピー及びニジマスに対する急性毒性データがある。いずれの試験も揮発性を考慮して流水又は半止水式で試験を実施、あるいは測定濃度に基づき算出しており、96 時間 LC50 はファットヘッドミノーでは 12.1 mg/L、グッピーでは 9.6
mg/L、ニジマスでは 4.2 mg/L であった (Galassi et al., 1988; Geiger et al., 1986)。
海水魚に関して、測定濃度に基づき算出した 96 時間 LC50 は、アトランティックシルバーサ
イドでは 5.1 mg/L、ストライプトバスでは 3.7 mg/L であった (Benville and Korn, 1977; Masten etal., 1994)。
調査した範囲内では、エチルベンゼンの長期毒性に関する試験報告は得られていない。
表 6-3
生物種
淡水
Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
Poecilia
reticulata(ｸﾞｯﾋﾟｰ)

エチルベンゼ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)

硬度

ND

流水

26.1

ND

OECD
203
半止水
閉鎖系

21±1

濃度
(mg/L)

文献

96 時間 LC50

12.1
(m)

Geiger etal., 1986

96 時間 LC50

9.6
(m)

Galassiet al., 1988

pH

エンドポイント

45.6

7.4

ND

ND

7

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生物種
Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

硬度

ND

OECD
203
半止水
閉鎖系

12±1

ND

pH

エンドポイントND

96 時間 LC50

濃度(mg/L)

文献

4.2
(m)

Galassiet al., 1988

海水
22±1
塩分濃度:
U.S.
平均体長
5.1
Menidia8.0- 96 時間 LC50
20 0/00
EPA,
12 mm
3.3
menidia
8.5
96 時間 NOEC
GLP(m)
(ｱﾄﾗﾝﾃｨｯｸｼﾙﾊﾞ 平均体重
致死
流水
8 mg
ｰｻｲﾄﾞ、ﾄｳｺﾞﾛｳ
ｲﾜｼ科)
止水
16
塩分濃度:
稚魚
Morone
3.7
ND 96 時間 LC50
25 0/00
平均体重saxatilis(m)
6.0 g(ｽﾄﾗｲﾌﾟﾄﾊﾞｽ、
ﾊﾀ科)
ND: データなし、(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

6.2

Mastenet al., 1994

Benville &Korn, 1977

環境中の生物への影響 (まとめ)

エチル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、繁殖などを指標に検討が行われている。エチルベンゼンは揮発性が高いことから、水生生物に関して信頼性の高いデータは、試験を流水や閉鎖系の半止水式で実施したもの、あるいは測定した被験物質濃度に基づき毒性値を算出したものである。
藻類については、緑藻のセレナストラムの生長阻害を指標とした 72 時間～8 日間 EC50 は 3.6～4.8 mg/L であった。また、同じ緑藻であるクラミドモナス及びクロレラの光合成阻害を指標とした EC50 は 50.9 及び 62.6 mg/L であった。海水種では珪藻であるスケレトネマの 96 時間 EC50
は 7.7 mg/L であった。セレナストラム及びスケレトネマに対する毒性値は、GHS 急性毒性有害性区分 II に相当し、強い有害性を示す。NOEC についての試験報告は得られていない。
無脊椎動物の急性毒性については、甲殻類を用いた試験報告がある。淡水ではオオミジンコに対する 24～48 時間 EC50 (遊泳阻害) は 1.81～2.9 mg/L であり、また、ネコゼミジンコ属の一種 (Ceriodaphnia dubia) に対する 48 時間 LC50 は 3.2 mg/L であった。海水ではミシッドシュリ
ンプに対する 96 時間 LC50 が 2.6 mg/L であった。ミジンコ類やミシッドシュリンプでの毒性値
は、GHS 急性毒性有害性区分 II に相当し、強い有害性を示す。長期毒性については、ネコゼミ
ジンコ属の一種 (Ceriodaphnia dubia) を用いた繁殖試験の報告があり、7 日間 NOEC は 1.0 mg/Lであった。
魚類の急性毒性については、淡水ではグッピー及びジマスに対する 96 時間 LC50 がそれぞれ
9.6 mg/L、4.2 mg/L、海水魚のアトランティックシルバーサイドの 96 時間 LC50 は 5.1 mg/L であり、これらの値は GHS 急性毒性有害性区分 II に相当し、強い有害性を示す。長期毒性についての試験報告は得られていない。
以上から、エチルベンゼンの水生生物に対する急性毒性は、藻類、甲殻類及び魚類に対して
GHS 急性毒性有害性区分 II に相当し、強い有害性を示す。長期毒性についての NOEC は、甲8

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殻類では 1.0 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、甲殻類であるネコゼミジンコ属の一種 (Ceriodaphnia dubia) の繁殖を指標とした 7 日間 NOEC の 1.0 mg/L である。

7．ヒト健康への影響
7.1

生体内運命

(図 7-1、表 7-1)

ヒトにおいて、エチルベンゼン蒸気の吸入による吸収は速やかであるが、経皮吸収はほとん
どなく、水溶液からの皮膚吸収は遅い。また、ラットでは、液状エチルベンゼンの経口による吸収は速やかであり、エチルベンゼン蒸気の吸入による吸収も速いが、液状エチルベンゼンの経皮吸収は、ラット、マウスとも遅い。
吸入暴露された動物の体内では、エチルベンゼンは肝臓、消化管、脂肪組織、肺及び腎臓に分布する。吸入 (全身) 暴露されたヒトでは皮下脂肪に検出される。
吸収されたエチルベンゼンは、主に、ヒトではマンデル酸とフェニルグリオキシル酸に、ラットでは 1-フェニルエタノール、マンデル酸、安息香酸及び馬尿酸に代謝され、尿、糞中に排泄される。ラットでは、吸入暴露 42 時間後に、体内吸収されたエチルベンゼンの体内残存量は0.2％となり、大部分が尿、糞、呼気中に排泄される。ヒトの吸入暴露によるマンデル酸の尿中排泄の結果から、ヒトにおいて 50 時間前後にはエチルベンゼンの大部分が排泄されるものと推
測される。

9

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CH 2 CH 3

CH 2 CH 3
エチルベンゼンHO4- エチルフェノール

CHOH
グルクロン酸抱合体

CH 31- フェニルエタノール

O

O

C

CH 3

O

C

HO

CH 3

C

アセトフェノンp-ヒドロキシ
アセトフェノンm -ヒドロキシ
アセトフェノン

OH
O

O

C

CHOH CH 2OH

1- フェニル1,2- エタンジオール

CH 3

CH 2OHC

ω-ヒドロキシ
アセトフェノンCHO

フェニルグリオキサール

O
CHOH

C

COOH

COOH

COOH

安息香酸
マンデル酸

(グリシン抱合)

フェニルグリオキシル酸

CONHCH 2COOH

馬尿酸

図 7-1

エチルベンゼンの代謝経路 (Engstrom, 1984)

表 7-1
動物種等
ラット
Wistar
雌10-12 週齢
6匹

経路
経口

エチルベンゼンの生体内運命

暴露条件[環-14C]エチルベンゼ
ン /コ ー ン オ イ ル 30
mg/kg
単回強制投与結果
吸収・排泄:
投与放射能の排泄率 (48 時間以内)
尿中
82%
糞中
1.5%
したがって、少なくとも 82%が体内
吸収
代謝: 尿中の代謝物
マンデル酸 (23%)、馬尿酸 (34%)
1- フ ェ ニ ル エ チ ル グ ル ク ロ ン 酸
(微量)

10

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文献
Climie et al.,
1983

動物種等
ラット
albino
雄、5 匹

経路
経口

ラット
Wistar雄、300 g
ラット
SD
雄、4 匹

経口
(強制)

ヒト
男性
人数不明

吸入

ヒト
男性 6 人

吸入

経口

暴露条件
エチルベンゼン100 mg/kg
単回強制投与
48 時間採尿
エチルベンゼン100 mg/kg
24 時間毎 96 時間採尿
エチルベンゼン/コー
ンオイル
350 mg/kg
単回強制投与
48 時間採尿
23、43、45、85 ppm(101、189、200、374
mg/m3)
8 時間
4、8、18、34、45 ppm(18、34、80、150、200
mg/m3)
8 時間

ポリスチレ
ン製造工場
の男性労働
者、25 人
男性ボラン
ティア
4人
33-40 歳吸入
(全身)4 ppm (17.6 mg/m3)
以下のエチルベンゼ
ンに暴露

吸入

エチルベンゼン150 ppm (655 mg/m3)
4 時間暴露

ボランティ
ア
2人

吸入

エチルベンゼン99 ppm (435 mg/m3)
4 時間暴露ラット
Harlan-Wistar
雄、100-120 g
3匹

吸入

14

C- エ チ ル ベ ン ゼ ン
227 ppm(1,000 mg/m3)
6 時間

結果
代謝: 尿中代謝物の分析:
1-フェニルエタノール
4-エチルフェノール
2-フェニルエタノール (微量)
代謝: 尿中のマンデル酸は、すべて Rエナンチオマー

文献
Bakke &
Scheline,
1970

排泄: 最初の尿中にマンデル酸とフェニルグリオキシル酸が排泄
投与 15-19 時間後に排泄濃度が最大
48 時間以内に大部分が排泄

Sollenberg
et al., 1985

吸収: 吸気と呼気中の濃度差を測定、18 回実験の平均肺吸収率が 64%

Bardodej &Bardodejova,
1970

吸収: 平均肺吸収率が 49±5%Gromiec &Piotrowski,
1984

排泄:
マンデル酸の排泄率:
暴露開始後 8 時間
22.6%
22 時間
43.6%
50 時間
55%
マンデル酸の排泄は二相性を示す。
半減期: 3.1、24.5 時間
分布: 21 人の皮下脂肪に 0.1-0.7 mg/kg
脂肪のエチルベンゼンが検出

代謝: 暴露開始後 24 時間以内の採尿、代謝物の同定 (尿中含有率)
主な代謝物:
マンデル酸 (71.5%)
フェニルグリオキシル酸 (19.1%)
その他:
1-フェニルエタノール (4.0%)
p- ヒ ド ロ キ シ ア セ ト フ ェ ノ ン(2.6%)
m- ヒ ド ロ キ シ ア セ ト フ ェ ノ ン(1.6%)
1-フェニル-1,2-エタンジオール
4-エチルフェノール
ω-ヒドロキシアセトフェノン
アセトフェノン
代謝: 尿中のマンデル酸は、すべて Rエナンチオマー

Drummond
et al., 1989

Wolff et al.,
1977

Engstrom
et al., 1984

Drummond
et al., 1989

スチレンの職業暴露者 (3 人、420
mg/m3、8 時間勤務後) の尿中マンデル酸は、R-、S-エナンチオマー
を 1.14-1.27: 1 含む。
吸収: 一定濃度維持のための供給量を Chin et al.,測定、暴露量の 44%を吸収
1980
分布: 暴露終了 42 時間後に組織摘出
組織分布 (吸収放射能の残存率、%)
肝臓 (0.014%)、消化管 (0.008%)、11

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動物種等

経路

暴露条件

ラット
Wistar雄
310-395 g
6 匹/群

吸入

エチルベンゼン300、600 ppm(1,320、2,640 mg/m3)
6 時間暴露暴露開始後 48 時間以
内の採尿

ラット
Wistar雄
平均 342g
5匹

吸入

エチルベンゼン50、300、600 ppm(220、1,320、2,640
mg/m3)
16 週間(6 時間/日、5 日/週)ヒト
男性 1 人経皮ヒト
男性 7 人

経皮

マウス
HRS/J
雄、23-32 g
11 匹

経皮

ラット
F344
雄
215-300 g
6-10 匹/群経皮エチルベンゼン蒸気300 ppm(1,300 mg/m3)
2 時間、全身暴露(呼吸器使用)水溶液 (112、156
mg/L)
片手、2 時間浸漬[環-14C]エチルベンゼ
ン
4.1 mg/4.75μL
0.8 cm2
閉塞適 用 (キャップ付ステンレススチー
ル筒使用)、4 時間

0、47、84、134 mg/L
水溶液及び原液
適用面積 3.1 cm2
2 mL、閉塞適用 (キャップ付ガラス筒使
用)
24 時間

結果
脂肪組織 (0.007%)、肺 (0.006%)、
腎臓 (0.003%)
排泄: 暴露開始 42 時間後、吸収放射能の排泄率
尿 82.6%、糞 0.7%、呼気 8.2%
CO2 0.03% (体内残存 0.2%)
代謝: 尿中に 14 種の代謝物を同定
主な代謝物:
1-フェニルエタノール、
マンデル酸、安息香酸
それぞれ、代謝物の約 25%、代謝物
排泄割合は暴露量によらずほぼ一定
分布: 腎臓周囲脂肪への分布:
暴露用量 (ppm)
50
300
600
エチルベンゼン8.5 167.7 262.2(mg/kg 脂肪)
代謝:①用量の増加による代謝物相対濃度の変化
減少: マンデル酸、フェニルグルオ
キシル酸、馬尿酸増加: 1-フェニルエタノール、
ω-ヒドロキシアセトフェノン②暴露時間の増加に伴ってマンデル
酸相対濃度の減少
吸収: 暴露皮膚面積は総皮膚面積の90-95%相当。
尿中マンデル酸濃度: 暴露前、中、後 6 時間で変化なし

文献

Engstrom,
1984

Engstrom
et al., 1985

Gromiec &Piotrowski,
1984

吸収: エチルベンゼンの皮膚吸収速度:0.12－0.22 mg/cm2/時間

Dutkiewicz &Tyras, 1967

吸収: 適用量の 3.4%が吸収、
推定吸収速度: 37μg/ cm2/分

Susten et al.,1990

排泄: 適用開始 48 時間後の排泄量:(経皮吸収量の割合)
尿及び糞
65.5%
呼気中
14.3%
体内
15.5%
表皮残留
4.5%
吸収: 水溶液適用: 最大適用濃度 134
mg/L で血液中に不検出
原液適用: 適用後 1 時間で血中濃度最大 (5.6 mg/L)
原液の 24 時間経皮浸透量: 0.24 mL

12http://www.cerij.or.jp

Morgan et al.,
1991

7.2

疫学調査及び事例(表 7-2)エチルベンゼンのヒト健康への影響として、眼刺激性の閾値は約 7,000 ppm (30,800 mg/m3)、
嗅覚閾値は約 6 ppm(26 mg/m3) であったが、皮膚感作性は認められていない。

疫学調査において、マンデル酸の尿中濃度が測定されているが、健康への影響はみられていない。また、ヒト胎児に母体から胎盤を通して移行する可能性を示唆する報告がある。
表 7-2
対象集団性別・人数
男性ボランティア
人数不明
ボランティア
男女各 4 人ボランティア25 人

エチルベンゼン製造工場労働者
200 人

出産した女性11 人

7.3

エチルベンゼンの疫学調査及び事例

暴露状況/暴露量
エチルベンゼン
23-85 ppm
(101-374 mg/m3)
8 時間吸入暴露
眼刺激性及び嗅覚試験
エチルベンゼン
蒸気

結

果

文

献

被験者に健康障害なし

Bardodej &Bardodejova,
1970

眼刺激性閾値
約 7,000 ppm (30,800 mg/m3)

Cometto-Muniz& Cain, 1995

嗅覚閾値
約 6 ppm (26 mg/m3)
皮膚感作反応なし

Opdyke, 1975
マキシマイゼーション法
10% エ チ ル ベ ン
ゼン含有ワセリン
Bardodej ＆
暴露濃度
尿検査:
Cirek, 1988
(著者推定):
マンデル酸濃度
平均 2 ppm
平均 0.25 mM ( 38 mg/L)(8.6 mg/m3)
最大 3.25 mM (494 mg/L)
最大 20 ppm
血液学的・血清生化学的検査:(86 mg/m3)
ヘモグロビン値、白血球及び血小板数、20 年間観察
ヘマトクリット値、アラニンアミノトラ
ンスフェラーゼ活性値に変化なし

不明

過去 10 年間、腫瘍発症の報告なし
母体血と臍帯血に微量のエチルベンゼン
が検出

Dowty et al.,1976

実験動物に対する毒性

7.3.1

急性毒性

(表 7-3)エチルベンゼンの経口投与の LD50 はラットで 3,500～4,700 mg/kg、吸入暴露の LC50 はラット
で 4,000 ppｍ (17,600 mg/m3) (4 時間)、経皮投与の LD50 はウサギで 15,400 mg/kg (24 時間)であった。
主な毒性症状として、吸入暴露されたマウスに、流涙、呼吸数減少、また中枢神経系への影響として鎮静、閉眼、知覚麻痺がみられる。

13

http://www.cerij.or.jp

表 7-3エチルベンゼンの急性毒性試験結果
マウス
ND
ND

経口 LD50 (mg/kg)
吸入 LC50 (ppm)
経皮 LD50 (mg/kg)
腹腔内 LD50 (mg/kg)
ND: データなし
出典：GDCh BUA, 1997

7.3.2

刺激性及び腐食性

ラット
3,500-4,700
4,000 (4 時間)(17,600 mg/m3)
ND
ND

ND
2,263

ウサギ
ND
ND
15,400 (24 時間)
ND(表 7-4)ウサギに対して軽度から中等度の皮膚一次刺激性と眼刺激性がみられている。
表 7-4
動物種等
ウサギ

投与方法
皮膚
皮膚適用
（耳介と剃
毛した腹

3-メチルピリジンの刺激性及び腐食性試験結果

投与期間
投与量
24時間閉塞適用 原液0.01
mL(8.7 mg)
4週間、計20回 原液

結果

文献
Smyth etal., 1962
明確な紅斑及び浮腫と表皮の壊死、 Wolf etal., 1956
中等度の皮膚累積刺激性を示した
軽度の刺激性

部）

7.3.3

眼

ND

原液2滴

眼

ND

原液0.5 mL
（435 mg）

結膜に軽度の刺激反応を生じたが、 Wolf et
角膜には刺激反応は認められなかっ al., 1956
たSmyth et
軽度の刺激性
al., 1962

感作性調査した範囲内では、エチルベンゼンの実験動物に対する感作性に関する試験報告は得られ
ていない。

7.3.4

反復投与毒性(表 7-5)エチルベンゼンの反復投与毒性については、ラットを用いた経口投与試験、マウス、ラット、ウサギを用いた吸入暴露試験が行われている。主な標的臓器は腎臓及び肝臓であり、経口投与
では、ラットの雌に肝臓及び腎臓の絶対重量の有意な増加及び肝細胞と尿細管上皮細胞の混濁
腫脹を生じ、吸入暴露では、マウスの雄に肝細胞合胞化、ラットの雄に前立腺炎、雌に腎障害を生ずる。
経口投与では、Wistar ラットの雌にエチルベンゼン 0、13.6、136、408、680 mg/kg/日を 1 回/
日、5 日/週の頻度で 6 か月間強制経口投与した試験で、408 mg/kg/日以上の群で肝臓及び腎臓の絶対重量の有意な増加及び肝細胞と尿細管上皮細胞の混濁腫脹が認められた。一方、136
mg/kg/日群では毒性影響はなかったことから (Wolf et al., 1956)、本評価書では NOAEL を 136
mg/kg/日と判断する。
14

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吸入暴露では、B6C3F1 マウスの雌雄 (50 匹/群) にエチルベンゼン 0、75、250、750 ppm (0、330、1,100、3,300 mg/m3) を 6 時間/日、5 日/週の頻度で 103 週間吸入暴露した発がん性試験で、すべての暴露群で生存率に差はなかったが、非腫瘍性変化として、75 ppm 以上の群の雄に肝臓に合胞体細胞の出現増加、250 ppm 以上の群の雌に腺下垂体 (pars distalis) の過形成、750 ppm
群で雌雄に甲状腺ろ胞細胞の過形成、雄に肺胞上皮細胞の細気管支細胞化生、肝細胞肥大の出現増加、雌の肝臓に好酸性変異細胞巣の発生増加が観察された。腎臓には影響は認められなかった (U.S. NTP, 1999)。よって、本評価書では 75 ppm を LOAEL と判断する。
表 7-5

エチルベンゼンの反復投与毒性試験結果

動物種等
ラット
Wistar
雌
約 11 週齢10 匹/群

投与経路
強制経口

投与期間
6 か月間
(1 回/日
5 日/週)

投与量
結 果0、13.6、136、408、 408 mg/kg/日以上:
肝臓及び腎臓の絶対重量の680 mg/kg/日
有意な増加、肝細胞及び尿(オリーブオイ
細管上皮細胞の混濁腫脹
ル)

マウス
B6C3F1
雄: 9 週齢
雌: 11 週齢
5 匹/群マウス
B6C3F1
雌雄吸入

4 週間(6 時間/日
5 日/週)

0、99、382、782
ppm(0、437、1,690、
3,460 mg/m3)

吸入

13 週間
(6 時間/日
5 日/週)

吸入

103 週間(6 時間/日
5 日/週)

0、100、250、500、 750 ppm 以上:
750、1,000 ppm
雌雄: 肝臓と腎臓の絶対重(0、440、1,100、量増加
2,200、3,300、
1,000 ppm:
4,400 mg/m3)
雌: 腎臓の相対重量増加
0、75、250、750 75 ppm 以上:ppm
雄: 肝臓合胞体細胞の出現(0、330、1,100、増加
3,300 mg/m3)
250 ppm 以上:
雌: 腺下垂体末端部の過形成
750 ppm:
雌雄: 甲状腺ろ胞細胞の過形成
雄: 肺胞上皮細胞の細気管支上皮細胞化生、肝細胞肥大の出現増加
雌: 肝臓の好酸性変異細胞
巣の発生増加マウス
B6C3F1
雌雄
6 週齢
50 匹/群

ラット
F344
雌雄
8 週齢
5 匹/群

吸入

4 週間
(6 時間/日
5 日/週)

0、99、382、782
ppm(0、437、1,690、
3,460 mg/m3)

NOAEL: 136 mg/kg/日
782 ppm:
雌雄: 肝臓の絶対及び相対重量の有意な増加

文献
Wolf et al.,1956

Cragg et al.,
1989

U.S. NTP,
1992

U.S. NTP,1999

LOAEL: 75 ppm (330 mg/m3)（本評価書の判断）
Cragg et al.,782 ppm:
雌雄: 散発性の流涙と流涎、 1989
肝臓の絶対及び相対重量の有意な増加雄: 血小板数の有意な増加
雌: 白血球数の増加

15

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動物種等
ラット
F344/N
雌雄

投与経路
吸入

投与期間
13 週間
(6 時間/日
5 日/週)

ラット
Wistar雄
平均 342 g
5 匹/群

吸入

16 週間
(6 時間/日
5 日/週)

ラット
F344/N雌雄
6 週齢50 匹/群

ウサギ
NZW
雌雄
3-4 kg
5 匹/群

7.3.5

吸入

吸入

生殖・発生毒性

104 週間(6 時間/日
5 日/週)

4 週間(6 時間/日
5 日/週)

投与量
結 果
文献
0、100、250、500、 500 ppm 以上:
U.S. NTP,
750、1,000 ppm
1992
雌: 肝臓と腎臓の絶対重量(0、440、1,100、増加
2,200、3,300、
750 ppm 以上:
4,400 mg/m3)
雄: 肝臓と腎臓の絶対及び相対重量の増加
0、50、300、600 肝臓
Elovaara
ppm
et al., 1985
50 ppm 以上:(0、220、1,320、
UDP-グルクロノシルトラン
2,640 mg/m3)
スフェラーゼ活性増加
300 ppm 以上:
NADPH-シトクロム c レダク
ターゼ活性、7-エトキシ Oデエチラーゼ活性が増加
600 ppm:
肝細胞に滑面小胞体の増生、粗面小胞体の脱顆粒化、ミトコンドリアの拡張

0、75、250、750
ppm(0、330、1,100、
3,300 mg/m3)

腎臓50 ppm 以上:
7-エトキシ O-デエチラーゼ
活性、UDP-グルクロノシル
トランスフェラーゼ活性の用量に依存した増加
75 ppm 以上:
雄: 前立腺炎の増加
雌: 腎障害の有意な増加
750 ppm:
雌雄: 尿細管上皮過形成
雄: 生存率の有意な低下
血管壁と胃の鉱質沈着

LOAEL: 75 ppm (330 mg/m3)（本評価書の判断）
0、382、782、1,610 1,610 ppm:
ppm
一時的かつ軽微な体重増加(0、1,690、3,460、
抑制
7,120 mg/m3)

U.S. NTP,
1999

Cragg et al.,1989

(表 7-6)エチルベンゼンの生殖・発生毒性については、マウス、ラット、ウサギを用いた吸入暴露試
験が行われており、ラットでは母動物毒性を示し、暴露量によっては催奇形性を示す可能性は否定されていない。一方、生殖毒性、胎児毒性について、有りとする報告と無しとする報告があり、生殖毒性及び胎児毒性の有無は現時点では判断できない。また、ウサギでは催奇形性は示さないが、母動物毒性、生殖毒性、胎児毒性について、有りとする報告と無しとする報告があり、ウサギにおける母動物毒性、生殖毒性、胎児毒性の有無は現時点では判断できない。

16

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表 7-6
動物種等
マウス
CFLP
妊娠雌
20 匹/群

投与方法
吸入

ラット
Wistar
雌:8 週齢
雄:
10 週齢
(交配時)
29-33 匹/
群

吸入

ラット
CFY
妊娠雌
17-20 匹/
群

吸入

ウサギ
NZW
雌雄:
5.5-7 月
齢29-30 匹/
群

吸入

ウサギ
NZW
妊娠雌
3-9 匹/群

吸入

7.3.6

遺伝毒性

エチルベンゼンの生殖・発生毒性試験結果

投与期間
妊娠 6-15 日
目まで
24 時間/日、連続暴露、
妊娠 18 日
目に帝王切
開
雌のみ暴露
7 時間/日、5 日/週、
3 週間暴露後交配、
妊娠 1-19 日
7 時間/日、連日暴露、
21 日目に帝王切開
妊娠 7-15 日
目まで
24 時間/日、連続暴露、
妊娠 21 日
目に帝王切
開

投与量
0、500 mg/m3

結果
500 mg/m3:
胎児の体重低値、胎児の骨格形成遅延
尿路系の異常発生率の有意な増加 (対照群 4%に対して 10%)

文献
Ungvary &Tatrai, 1985

交配前:
0、97、959 ppm(0、427、4,220 mg/m3)

97 ppm 以上:
胎児: 過剰肋骨の出現率増加(用量関連性なし)
959/985 ppm:
母動物: 肝臓、腎臓、脾臓の絶対及び相対重量の有意な増加

Andrew
et al., 1987;
Hardinet al., 1981

妊娠期間:
0、97、985 ppm(0、427、4,330 mg/m3)

NOAEL (本評価書の判断):
母動物毒性: 97 ppm (427 mg/m3)
0、600、1,200、2,400
mg/m3

交配後雌の 0、99、962 ppm(0、436、4,230 mg/m3)
み暴露
妊娠 1-29 日
7 時間/日、連日暴露、
妊娠 30 日目に帝王切
開妊娠 7-20 日 0、500、1,000 mg/m3
目まで
24 時間/日、連続暴露、
妊娠 30 日目に帝王切
開600 mg/m3 以上:
胚吸収率の増加
胎児の骨格形成遅延
2,400 mg/m3:
胎児に過剰肋骨の増加、尿路系及び骨格異常発生率の有
意な増加 (対照群 1%に対して
7%)962 ppm:
母動物: 肝臓の相対重量の増加
胎児: 外表、内部器官、骨格に有意な異常なしUngvary &Tatrai, 1985

500 mg/m3:
胎児雌の体重低値
1,000 mg/m3:
母動物に体重増加抑制、流産の増
加

Ungvary &Tatrai, 1985

Andrew
et al., 1987;
Hardinet al., 1981

(表 7-7)エチルベンゼンの遺伝毒性については、in vitro 試験で、マウスリンパ腫細胞を用いた前進突然変異試験、シリアンハムスター胚細胞を用いた小核及び形質転換試験で陽性を示したものの、細胞毒性を示す用量での結果あるいは用量依存性を示していないことから、現時点では陽性とみなしがたい。一方、細菌を用いた復帰突然変異試験、染色体異常試験などの多くの試験で陰性であり、in vivo 試験でのマウス小核試験も陰性であった。したがって、エチルベンゼンは遺伝毒性を示さないと判断する。
17

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表 7-7
試験系
in
vitro

復帰突然変
異

エチルベンゼンの遺伝毒性試験結果

試験材料

プレイン
ネズミチフス菌
キュベー
TA98、TA100、TA1535、TA1538 ションプレイン
ネズミチフス菌
キュベー
TA98、TA100、TA1535、TA1537、 ション
TA1538プレイン
ネズミチフス菌
キュベー
TA97、TA98、ション
TA100、TA1535
大腸菌
WP2、WP2uvrA

遺伝子変換

前進突然変
異
染色体異常

酵母
Saccharomyces
serevisiae JD1
マウスリンパ腫細胞
L5178Y TK+/ラット肝細胞株
RL1、RL4
CHO 細胞 2)

小核
姉妹染色分
体交換

in vivo

シリアンハムス
ター胚細胞
CHO 細胞 2)

形質転換シリアンハムス
ター胚細胞

小核

雄マウス骨髄赤
血球

プレイン
キュベー
ション
プレイン
キュベー
ション
プレイン
キュベー
ション
プレイン
キュベー
ション
プレイン
キュベー
ション
24 時間暴
露
プレイン
キュベー
ション
24 時間
7 日間
エチルベ
ンゼン処
理

マウス
B6C3F1、雌雄末梢血赤血球

1)
2)

用量
最低 最高
3-3,200
μg/plate

処理条件

結果 1)
‐S9
+S9

文献

－

－

Florin et al.,1980

0.2-2,000
μg/plate－－

Dean et al.,1985

10-1,000
μg/plate－－

0.2-2,000
μg/plate－－

10-5,000
μg/ml

－

－

Dean et al.,
1985

0-80
μg/ml

＋

ND

McGregor
et al., 1988

25-100
μg/ml

－

ND

Dean et al.,1985

75-125μg/ml－－

U.S. NTP, 1999

25-200μg/ml
75.5-150
μg/ml

＋

ND

－

－

Gibsonet al., 1997
U.S. NTP, 1999

－
＋

ND
ND

Kerckaert
et al., 1996

100-500
100-200
μg/ml

腹腔内投与
650 mg/kg/匹、2回
吸入暴露
1,000 ppm
(1,626-4,335
mg/m3)
13 週間 (6 時間/日、5 日/週)＋: 陽性; －: 陰性; ND;データなし
CHO 細胞: チャイニーズハムスター卵巣細胞

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Zeiger et al.,
1992;
(U.S. NTP,
1999)
Dean et al.,1985－

Mohtashamipur
et al., 1985－

U.S. NTP, 1999

7.3.7

発がん性(表 7-8、表 7-9)エチルベンゼンの実験動物での発がん性については、マウス、ラットを用いた吸入暴露試験が行われており、750 ppm (3,300 mg/m3) の 2 年間の吸入暴露で、マウスでは雄の肺と雌の肝臓に、ラットでは雌雄の腎臓に腫瘍を生ずることを示している。
IARC は U.S. NTP (1999) の発がん性試験結果を引用し、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) と評価している。
表 7-8
動物種等
マウス
B6C3F1
雌雄
6 週齢
50 匹/群

投与方法
吸入

投与期間
103 週間(6 時間/日
5 日/週)

エチルベンゼンの発がん性試験結果
投与量0、75、250、750 ppm(0、330、1,100、3,300
mg/m3)

結果
750 ppm:
雄: 肺胞と細気管支の腺腫の有意な増加
雌: 肝細胞の腺腫の有意な増加、肝細胞がんの増加
雄:
動物数
肝細胞腺腫
肝細胞がん
肺腺腫
肺がん

0
50
0
0
5
2

投与量 (ppm)
75
250 750
50
50
50
0
0
0
0
0
0
9
10
16*
1
5
3

0
50
6
7
4
0

投与量 (ppm)
75
250 750
50
50
50
9
12
16*
4
3
12
4
5
8
2
0
0

雌:

ラット
F344/N雌雄
6 週齢50 匹/群吸入

104 週間(6 時間/日
5 日/週)

0、75、250、750 ppm(0、330、1,100、3,300
mg/m3)

動物数
肝細胞腺腫
肝細胞がん
肺腺腫
肺がん
750 ppm:
雌雄: 尿細管腺腫の有意な増加
雄:
尿細管がんの増加傾向
雄:
動物数
尿細管
過形成
腺腫
がん

0
50
11
3
0

雌:
動物数
尿細管
過形成
腺腫

* : 統計学的に有意差あり

19

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0
50
1
0

投与量 (ppm)
75
250 750
50
50
50
9
5
0

11
7
1

23*
20*
3

投与量 (ppm)
75
250 750
50
50
50
2
0

4
1

10*
8*

文献
U.S. NTP,
1999

U.S. NTP,
1999

表 7-9機関/出典

7.4

エチルベンゼンの国際機関等での発がん性評価
分類

IARC (2005)

グループ 2B

ACGIH (2005)

A3

日本産業衛生学会(2005)
U.S. EPA (2005)

グループＤ

U.S. NTP (2005)

－

第2群B

分

類

基

準

ヒトに対して発がん性がある可能性がある物質。
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がん性があると考えられる物
質であるが、証拠が比較的十分でない物質。
ヒト発がん性に関して分類できない物質。
発がん性について評価されていない。

ヒト健康への影響 (まとめ)

エチルベンゼンの生体内運命に関して、ヒトにおいて、エチルベンゼン蒸気の吸入による吸収は速やかであるが、経皮吸収はほとんどなく、水溶液からの皮膚吸収は遅い。また、ラット
では、液状エチルベンゼンの経口による吸収は速やかであり、エチルベンゼン蒸気の吸入による吸収も速いが、液状エチルベンゼンの経皮吸収は、ラット、マウスとも遅い。吸入暴露された動物の体内では、エチルベンゼンは肝臓、消化管、脂肪組織、肺及び腎臓に分布する。吸入 (全身) 暴露されたヒトでは皮下脂肪に検出される。吸収されたエチルベンゼンは、主に、ヒトではマンデル酸とフェニルグリオキシル酸に、ラットでは 1-フェニルエタノール、マンデル酸、
安息香酸及び馬尿酸に代謝され、尿、糞中に排泄される。ラットでは、吸入暴露 42 時間後に、体内吸収されたエチルベンゼンの体内残存量は 0.2％となり、大部分が尿、糞、呼気中に排泄される。ヒトの吸入暴露によるマンデル酸尿中排泄の結果から、ヒトにおいて 50 時間前後にはエチルベンゼンの大部分が排泄されるものと推測される。
エチルベンゼンのヒト健康への影響として、眼刺激性の閾値は約 7,000 ppm (30,800 mg/m3)、
嗅覚閾値は約 6 ppm(26 mg/m3) であったが、皮膚感作性は認められていない。疫学調査において、マンデル酸の尿中濃度が測定されているが、健康への影響はみられていない。また、ヒト胎児に母体から胎盤を通して移行する可能性を示唆する報告がある。
エチルベンゼンの実験動物に対する急性毒性として、経口投与の LD50 は、ラットで 3,500～
4,700 mg/kg、吸入暴露の LC50 は、ラットで 4,000 ppｍ (17,600 mg/m3) (4 時間)、経皮投与の LD50
は、ウサギで 15,400 mg/kg (24 時間) である。主な毒性症状として、呼吸数減少、鎮静、知覚麻痺などが認められる。
刺激性については、ウサギに対して軽度から中等度の皮膚一次刺激性と眼刺激性を示す。
実験動物に対する感作性については、適切に評価できる試験報告はない。
反復投与毒性に関して、エチルベンゼンの主な標的器官は、マウス、ラットともに腎臓及び肝臓である。エチルベンゼンは、経口投与では、ラットの雌に肝臓及び腎臓の絶対重量の有意な増加及び肝細胞と尿細管上皮細胞の混濁腫脹を生ずる。吸入暴露では、マウスの雄に肝臓合胞体細胞の出現増加、ラットの雄に前立腺炎、雌に腎障害を生ずる。経口暴露の NOAEL は、
ラットの 6 か月間暴露による肝臓及び腎臓の病理組織学的変化を指標とした 136 mg/kg/日である。吸入暴露については、2 年間の試験で、最低濃度である 75 ppm で腎臓及び肝臓に毒性影響が認められ、LOAEL は 75 ppm (330 mg/m3) である。
20

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エチルベンゼンの生殖・発生毒性に関して、エチルベンゼンはラットでは母動物毒性を示し、暴露量によっては催奇形性を示す可能性は否定されていない。一方、生殖毒性、胎児毒性について有りとする報告と無しとする報告があり、生殖毒性及び胎児毒性の有無は現時点では判断できない。また、ウサギでは催奇形性は示さないが、母動物毒性、生殖毒性、胎児毒性について、有りとする報告と無しとする報告があり、ウサギにおける母動物毒性、生殖毒性、胎児毒
性の有無は現時点では判断できない。
エチルベンゼンの遺伝毒性に関して、in vitro 試験で、マウスリンパ腫細胞を用いた前進突然変異試験、シリアンハムスター胚細胞を用いた小核及び形質転換試験で陽性を示したものの、細胞毒性を示す用量での結果あるいは用量依存性を示していないことから、現時点では陽性とみなしがたい。一方、細菌を用いた復帰突然変異試験、染色体異常試験などの多くの試験で陰性であり、in vivo のマウス小核試験も陰性であった。したがって、エチルベンゼンは遺伝毒性を示さない。
エチルベンゼンの発がん性に関して、2 年間吸入暴露で、マウスでは雄の肺と雌の肝臓に、ラットでは雌雄の腎臓に腫瘍を生ずる。なお、IARC はエチルベンゼンをグループ 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。

21

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文献(文献検索時期：2002 年 4 月1))

Abernethy, S., Bobra, A.M., Shiu, W.Y., Wells, P.G. and MacKay, D. (1986) Acute lethal toxicity of hydrocarbons andchlorinated hydrocarbons to two planktonic crustaceans: the key role of organism-water partitioning. Aquat.
Toxicol., 8, 163-174.
ACGIH, American Conference of Governmental Industrial Hygienists (2005) TLVs and BEIs.Andrew, F.D., Buschbom,
R.L., Cannon, W.C., Miller, R.A., Montgomery, L.F., Phelps, D.W. and Sikov, M.R. (1987) Teratologic
assessment of ethylbenzene and 2-ethoxyethanol. NIOSH Contract No.210-79-0037, U.S. EPA/OPTS Public
Files, Fiche No. OTS0513150.
Bakke, O.M. and Scheline, R.R. (1970) Hydroxylation of aromatic hydrocarbons in the rat. Toxicol. Appl. Phamacol., 16,691-700.
Ball, H.A. et al. (1991) pp. 458-463 in In-Situ Bioreclamation. Hinchee, R.E., Olfenbuttel, R.F., eds. Boston, MA,
Butterworth-Heinemann. (U.S. NLM:HSDB, 2002 から引用)
Bardodej, Z. and Bardodejova, E. (1970) Biotransformation of ethylbenzene, styrene, and alpha -methylstyrene in man.
Am. Ind. Hyg. Assoc. J., 31, 206-209.
Bardodej, Z. and Cirek, A. (1988) Long-term study on workers occupationally exposed to ethylbenzene. J. Hyg.
Epidemiol. Microbiol. Immunol., 32, 1-5.
Benville, P.E., Jr. and Korn, S. (1977) The acute toxicity of six monocyclic aromatic crude oil components to stripedbass (Morone saxatilis) and bay shrimp (Crago franciscorum). Calif. Fish Game, 63, 204-209.
Blum, D.J.W. and Speece, R.E. (1991) A database of chemical toxicity to environmental bacteria and its use I
interspecies comparisons and correlations. J. Water pollut. Control Fed., 63, 198-207.
Bobra, A.M., Shiu, W.Y. and Mackay, D. (1983) A predictive correlation for the acute toxicity of hydrocarbons andchlorinated hydrocarbons to the water flea (Daphnia magna). Chemosphere, 12, 1121-1129.
Bouwer, E.J. and McCarty, P.L. (1983) Appl. Environ. Microbiol., 45, 1295-1299. (U.S. NLM:HSDB, 2002 から引用)
Bouwer, E.J. and McCarty, P.L. (1984) Ground Water, 22, 433-440. (U.S. NLM:HSDB, 2002 から引用)
Bringmann, G. (1978a) Bestimmung der biologischen schadwirkung wassergefährdender stoffe gegen protozoa I.
bakterienfressende flagellaten. Z. Wasser Abwasser Forschung, 11, 210-215.
Bringmann, G. and Kuhn, R. (1978b) Grenzwerte der Schadwirkung wassergefahrdender Stoffe gegen Blaualgen(Microcystis aeruginosa) und Grunalgen (Scenedesmus quadricauda) im Zellvermehrungstest. Vom Wasser, 50,
45-60.
Bringmann, G. and Kuhn, R. (1980) Bestimmung der biologischen schadwirukung wassergefährdender stoffe gegenptotozoen II. bakterienfressende ciliaten. Z. Wasser Abwasser Forschung, 1, 26-31.
Bringmann, G., Kuhn, R. and Winter, A. (1980) Bestimmung der biologischen schadwirkung wassergefährdender stoffe
gegen protozoen III. Saprozoische flagellaten. Z. Wasser Abwasser Forschung, 13, 170-173.
Callahan, C.A., Shirazi, M.A. and Neuhauser, E.F. (1994) Comparative toxicity of chemicals to earthworms. Environ.
Toxicol. Chem., 13, 291-298.
Chin, B.H., McKelvey, J.A., Tyler, T.R., Calisti, L.J., Kozbelt, S.J. and Sullivan, L.J. (1980) Absorption, distribution andexcretion of ethyl benzene, ethylcyclohexane and methylethylbenzene isomers in rats. Bull. Environ. Contam.
Toxicol., 24, 477-483.
Chou, W.L. et al. (1979) Biotechnol. Bioeng. Symp., 8, 391-414 (U.S. NLM:HSDB, 2002 から引用)
Climie, I.J.G., Hutson, D.H. and Stoydin, G. (1983) The metabolism of ethylbenzene hydroperoxide in the rat.
Xenobiotica, 13, 611-618.
Cometto-Muniz, J.E. and Cain, W.S. (1995) Relative sensitivity of the ocular trigeminal, nasal trigeminal and olfactory
systems to airborne chemicals. Chem. Senses, 20, 191-198.
Cragg, S.T., Clarke, E.A., Daly, I.W., Miller, R.R., Terrill, J.B. and Ouellette, R.E. (1989) Subchronic inhalation toxicityof ethylbenzene in mice, rats, and rabbits. Fundam. Appl. Toxicol., 13, 399-408.
De Ceaurriz, J.C., Micillino, J.C., Bonnet, P. and Guenier, J.P. (1981) Sensory irritation caused by various industrial
airborne chemicals. Toxicol. Lett., 9, 137-143.
Dean, B.J., Brooks, T.M., Hodson-Walker, G. and Hutson, D.H. (1985) Genetic toxicology testing of 41 industrial
chemicals. Mutat. Res., 153, 57-77.
Dowty, B.J., Laseter, J.L. and Storer, J. (1976) The transplacental migration and accumulation in blood of volatileorganic constituents. Pediatr. Res., 10, 696-701.
Drummond, L., Caldwell, J. and Wilson, H.K. (1989) The metabolism of ethylbenzene and styrene to mandelic acid:1)

データベースの検索を 2002 年 4 月、2005 年 4 月に実施し、その後に入手した文献等については適宜採用した。

22

http://www.cerij.or.jp

stereochemical considerations. Xenobiotica, 19, 199-207.
Dutkiewicz, T. and Tyras, H. (1967) A study of the skin absorption of ethylbenzene in man. Br. J. Ind. Med., 24,
330-332.
Elovaara, E., Engstrom, K., Nickels, J., Aitio, A. and Vainio, H. (1985) Biochemical and morphological effects oflong-term inhalation exposure of rats to ethylbenzene. Xenobiotica, 15, 299-308.
Engstrom, K., Elovaara, E. and Aitio, A. (1985) Metabolism of ethylbenzene in the rat during long-term intermittent
inhalation exposure. Xenobiotica, 4, 281-286.
Engstrom, K., Riihimaki, V. and Laine, A. (1984) Urinary disposition of ethylbenzene and m-xylene in man following
separate and combined exposure. Int. Arch. Occup. Environ. Health, 54, 355-363.
Engstrom, K.M. (1984) Metabolism of inhaled ethylbenzene in rats. Scand. J. Work Environ. Health, 10, 83-87.
Florin, I., Rutberg, L., Curvall, M. and Enzell, C.R. (1980) Screening of tobacco smoke constituents for mutagenicity
using the Ames’ test. Toxicology, 15, 219-232.
Galassi, S., Mingazzini, M., Vigano, L., Cesareo, D. and Tosato, M.L. (1988) Approaches to modeling toxic responses ofaquatic organisms to aromatic hydrocarbons. Ecotoxicol. Environ. Saf., 16, 158-169.
Gangolli, S. (1999) The Dictionary of Substances and their Effects, 2nd ed., The Royal Society of Chemistry, Cambrige.
GDCh BUA, GDCh-Advisory Committee on Existing Chemicals of Environmental Relevance (BUA) (1997)
Ethylbenzzene. BUA Report 178 (October 1995), S. Hirzel, Stuttgart
Geiger, D.L., Poirier, S.H., Brooke, L.T. and Call, D.J. (1986) Acute toxicities of organic chemicals to fathead minnows(Pimephales promelas). Vol. III. U..S. Environmental Protection Agency, Superior, Wisconsin, 20S. (GDCh BUA,
1997 から引用)
Gibson, D.P., Brauninger, R., Shaffi, H.S., Kerckaert, G.A., LeBoeuf, R.A., Isfort, R.J. and Aardema, M.J. (1997)
Induction of micronuclei in Syrian hamster embryo cells: comparison to results in the SHE cell transformation
assay for National Toxicology Program test chemicals. Mutat. Res., 392, 61-70.
Gromiec, J.P. and Piotrowski, J.K. (1984) Urinary mandelic-acid as an exposure test for ethylbenzene. Int. Arch. Occup.
Environ. Health, 55, 61-72.
Hardin, B.D., Bond, G.P., Sikov, M., Andrew, F., Beliles, R.P. and Niemeier, R.W. (1981) Testing of selected workplacechemicals for teratogenic potential. Scand. J. Work Environ. Health, 7, 66-75.
Herman, D.C., Inniss, W.E. and Mayfield, C.I. (1990) Impact of volatile aromatic hydrocarbons, alone and incombination, on growth of the freshwater alga Selenastrum capricornutum. Aquat. Toxicol., 18, 87-100.
Howard, P.H., Boethling, R.S., Jarvis, W.F., Meylan, W.M. and Michalenko, E.M. Eds. (1991) Handbook ofEnvironmental Degradation Rates, Lewis Publishers, Inc., Chelsea, MI.
Hutchinson, T.C., Hellebust, J.A., Tam, D., Mackay, D., Mascarenhas, R.A. and Shiu, W.Y. (1980) The correlation of the
toxicity to algae of hydrocarbons and halogenated hydrocarbons with their physical-chemical properties. Environ.
Sci. Res., 16, 577-586.
IARC, International Agency for Research on Cancer (2005) IARC Monograph on the Evaluation of Carcinogenic Risks
to Humans. (http://www.iarc.fr から引用)
IPCS, International Programme on Chemical Safety (1999) ICSC, International Chemical Safety Cards,
Geneva.
(http://www.ilo.org/public/english/protection/safework/cis/products/icsc/dtasht/index.htm から引用)
Ivens, G.W. (1952) The phytotoxicity of mineral oils and hydrocarbons. Ann. Appl. Biol., 39, 418-422.
Kerckaert, G.A., Brauninger, R., LeBoeuf, R.A. and Isfort, R.J. (1996) Use of the Syrian hamster embryo celltransformation assay for carcinogenicity prediction of chemicals currently being tested by the National
Toxicology Program in rodent bioassays. Environ. Health Perspect., 104 (Suppl. 5), 1075-1084.
Lyman, W.J. et al. (1990) Handbook of Chemical Property Estimation Methods. Washington, DC: Amer. Chem. Soc. pp.
15-1 to 15-29. (U.S. NLM:HSDB, 2002 から引用)
Mackay, D. (1991) In “Multimedia Environmental Models: The Fugacity Approach”, CRC Press, Boca Raton.
MacLean, M.M. and Doe, K.G. (1989) The comparative toxicity of crude and refined oils to Daphnia magna andArtemia. Environment Canada, Environmental Protection Directorate, Ottawa, Canada. (GDCh BUA, 1997 から引用)
Masten, L.W., Boeri, R.L. and Walker, J.D. (1994) Strategies employed to determine the acute aquatic toxicity of ethyl
benzene, a highly volatile, poorly water-soluble chemical. Ecotoxicol. Environ. Saf., 27, 335-348.
Malaney, G.W. and McKinney, R.E. (1966) Oxidative abilities of benzene-acclimated activated sludge. Water Sewage
Works, 113, 302-309.
McGregor, D.B., Brown, A., Cattanach, P., Edwards, I., McBridle, D., Riach, C. and Caspary, W.J. (1988) Responses of
the L5178Y tk+/tk- mouse lymphoma cell forward mutation assay: III. 72 coded chemicals. Environ. Mol.
Mutagen., 12, 85-154.

23

http://www.cerij.or.jp

Merck (2001) The Merck Index, 13th ed., Merck & Co., Inc., Whitehouse Station, NJ.
Mohtashamipur, E., Norpoth, K., Woelke, U. and Huber, P. (1985) Effects of ethylbenzene, toluene, and xylene on the
induction of micronuclei in bone marrow polychromatic erythrocytes of mice. Arch. Toxicol., 58, 106-109.
Morgan, D.L., Cooper, S.W., Carlock, D.L., Sykora, J.J., Sutton, B., Mattie, D.R. and McDougal, J.N. (1991) Dermal
absorption of neat and aqueous volatile organic chemicals in the Fischer 344 rat. Environ. Res., 55, 51-63.
Neuhauser, E.F., Loehr, R.C., Malecki, M.R., Milligan, D.L. and Durkin, P.R. (1985) The toxicity of selected organic
chemicals to the earthworm Eisenia fetida. J. Environ. Qual., 14, 383-388.
NFPA, National Fire Protection Association (2002) Fire Protection Guide to Hazardous Materials, 13thed., Quincy, MA.
Niederlehner, B.R., Cairns, J. and Smith, E. P. (1998) Modeling acute and chronic toxicity of nonopolar narcotic
chemicals and mixtures to Ceriodaphnia dubia. Ectoxicol. Environ. Saf., 39, 136-146.
Nielsen, G.D. and Alarie, Y. (1982) Sensory irritation, pulmonary irritation and respiratory stimulation by airborne
benzene and alkylbenzenes: Prediction of safe industrial exposure levels and correlation with their
thermodynamic properties. Toxicol. Appl. Pharmacol., 65, 459-477.
NIST, National Institute of Standards and Technology (1998) NIST/EPA/NIH Mass Spectral Library,
Gaithersburg, MD.
Nunes, P. and Benville, P.E. Jr. (1979) Bull. Environ. Contam. Toxicol., 21, 719-724. (U.S. NLM:HSDB, 2002 から引
用)
Ogata, M. et al. (1984) Bull. Environ. Contam. Toxicol. 33, 561-567. : HSDB (2002) Hazardous Substances Data Bank.
(U.S. NLM:HSDB, 2002 から引用)
Opdyke, D.L.J. (1975) Fragrance raw materials monographs. Food Cosmet. Toxicol., 13, 803-805.
Smyth, H.F., Jr., Carpenter, C.P., Weil, C.S., Pozzani, U.C. and Striegel, J.A. (1962) Range finding toxicity data: List VI.
Am. Ind. Hyg. Assoc. J., 23, 95-107.
Sollenberg. J., Smallwood, A.W. and Lowry, L.K. (1985) Determination of mandelic and phenylglyoxylic acids in rat
urine by high-performance liquid chromatography and by isotachophoresis. J. Chromatogr., 343, 175-178.
SRC, Syracuse Research Corporation (2003) AopWin Estimation Software, ver. 1.90, North Syracuse,
NY.
SRC, Syracuse Research Corporation (2003) KowWin Estimation Software, ver. 1.66, North Syracuse,
NY.
SRC, Syracuse Research Corporation (2002) PhysProp Database, North Syracuse, NY.
(http://esc.syrres.com./interkow/physdemo.htm から引用)
Susten, A.S., Niemeier, R.W. and Simon, S.D. (1990) In vivo percutaneous absorption studies of volatile organic
solvents in hairless mice. II. Toluene, ethylbenzene and aniline. J. Appl. Toxicol., 10, 217-225.
Tabak, H.H., Quave, S.A., Mashni, C.I. and Barth, E.F. (1981) Biodegradability studies with organic priority pollutant
compounds. J. Water Poll. Control. Fed., 53, 1503-1518.
Tegeris, J.S. and Balster, R.L. (1994) A comparison of the acute behavioral effects of alkylbenzenes using a functional
observational battery in mice. Fund. Appl., 22, 240-250.
Ungvary, G. and Tatrai, E. (1985) On the embryotoxic effects of benzene and its alkyl derivatives in mice, rats, andrabbits. Arch. Toxicol., 8 (suppl), 425-430.
U.S. EPA, Environmental Protection Agency (2005) Integrated Risk Information System, U.S. EPA, National Library ofMedicine. (http://toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/htmlgen?IRIS から引用)
U.S. NLM, U.S. National Library of Medicine (2003) HSDB, Hazardous Substances Data Bank, Bethesda, MD.
(http://toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/htmlgen?HSDB から引用)
U.S. NTP, National Toxicology Program (1992) Toxicity studies of ethylbenzene in F344/N rats and B6C3F1 mice(inhalation study). U.S. NTP, Research Triangle Park, North Carolina. (Toxicity study report series No. 10; NIH
Publication No. 92-3129). (U.S. NTP, 1999 から引用)
U.S. NTP, National Toxicology Program (1999) Toxicology and carcinogenesis studies of ethylbenzene (CAS No.
100-41-4) in F344/N rats and B6C3F1 mice (inhalation studies). U.S. NTP, Research Triangle Park, North
Carolina. (Tech. Rep. Ser. No. 466; NIH Publication No. 99-3956).
U.S. NTP, National Toxicology Program (2005) U.S. Department of Health and Human Services Public Health Service,
U.S. NTP, 11th Report on Carcinogens.
Verschueren, K. (2001) Handbook of Environmental Data on Organic Chemicals, 4th ed., John Wiley &Sons, Inc., New York, NY.
Vigano, L. (1993) Reproductive strategy of Daphnia magna and toxicity of organic compounds. Water Res., 27,
903-909.
Volskay, V.T., Jr. and Grady, C.P.L., Jr. (1990) Respiration inhibition kinetic analysis. Water Res., 24, 863-874.
Wakeham, S.G. et al. (1983) Environ. Sci. Technol. 17, 611-617. (U.S. NLM:HSDB, 2002 から引用)

24

http://www.cerij.or.jp

Wilson, B.H., Smith, G.B. and Rees, J.F. (1986) Biotransformation of selected alkylbenzens and halogenated aliphatichydrocarbons in methanogenic aquifer material : A microcosm study. Environ. Sci. Technol., 20, 997-1002.
Wolf, M.A., Rowe, V.K., McCollister, D.D., Hollingsworth, R.L. and Oyen, F. (1956) Toxicological studies of certain
alkylated benzenes and benzene: experiments on laboratory animals. Arch. Ind. Health, 14, 387-398.
Wolff, M.S., Daum, S.M., Lorimer, W.V., Selikoff, I.J. and Aubrey, B.B. (1977) Styrene and related hydrocarbons in
subcutaneous fat from polymerization workers. J. Toxicol. Environ. Health, 2, 997-1005.
Zeiger, E., Anderson, B., Haworth, S., Lawlor, T. and Mortelmans, K. (1992) Salmonella mutagenicity tests: V. Resultsfrom the testing of 311 chemicals. Environ. Mol. Mutagen., 19 (suppl. 21), 2-141. (GDCh BUA, 1997 から引用)
化学工業日報 (2005) 14705 の化学商品.
化学品検査協会編 (1992) 化審法の既存化学物質安全性点検データ集. 通商産業省監修, 日本化学物質安全・情報センター. 東京.
化学物質評価研究機構編 (2002a) 化学物質ハザード・データ集, 経済産業省化学物質管理課監
修, 第一法規出版, 東京. (http://www.cerij.or.jp/ceri_jp/koukai/sheet/sheet_indx4.htm,
http://www.safe.nite.go.jp/data/index/pk_hyoka.hyoka_home に記載あり)
経済産業省 (2003) 化学物質の製造･輸入に関する実態調査 (平成 13 年度実績) の確報値.
(http://www.meti.go.jp/policy/chemical_management/sitei/kakuhou.htm から引用)
経済産業省 (2005) 特定化学物質の環境への排出量の把握等及び管理の改善の促進に関する法律第 11 条に基づく開示 (排出年度 : 平成 15 年度、平成 14 年度(修正版)).
経済産業省, 環境省 (2003) 平成 13 年度 PRTR データの概要―化学物質の排出量・移動量の集計結果.
経済産業省, 環境省 (2004a) 特定化学物質の環境への排出量の把握等及び管理の改善の促進に関する法律 (化学物質排出把握管理促進法) に基づく届出排出量及び移動量並びに届出外排出量の集計結果について〈排出年度：平成 14 年度〉.
(http://www.meti.go.jp/policy/chemical_management/law/kohyo/14_pdf/14shukeikekka.htm に記載あり)
経済産業省, 環境省 (2005a) 特定化学物質の環境への排出量の把握等及び管理の改善の促進に関する法律 (化学物質排出把握管理促進法) に基づく届出排出量及び移動量並びに届出外排出量の集計結果について〈排出年度：平成 15 年度〉.
(http://www.meti.go.jp/policy/chemical_management/law/prtr/h15kohyo/shukeikekka.htm に記載あり)
経 済 産 業 省 , 環 境 省(2005b) 平 成 15 年 度 PRTR 届 出 外 排 出 量 の 推 計 方 法 等 .
(http://www.meti.go.jp/policy/chemical_management/law/prtr/h15kohyo/todokedegaisanshutudata.htm に記載あり)
財務省 (2005) 貿易統計. (http://www.customs.go.jp/toukei/info/から引用)
製品評価技術基盤機構 (2006) 化学物質のリスク評価及びリスク評価手法の開発プロジェクト/平成 17 年度研究報告書 (新エネルギー・産業技術総合開発機構 委託事業)(公表予定).
石油通信社 (2004) 平成 16 年 石油資料.
石油連盟 (2004) 石油統計情報, 換算係数一覧. (http://www.paj.gr.jp/html/statis/kansan.html から引用)
通商産業省 (1990) 通商産業公報 (1990 年 12 月 28 日), 製品評価技術基盤機構 化学物質管理情報. (http://www.nite.go.jp から引用)
通商産業省 (1999) 平成10年度既存化学物質の製造・輸入量に関する実態調査.
日本化学工業協会 (2005) 日本化学工業協会のレスポンシブル・ケアによる PRTR の実施について－2004 年度
化学物質排出量調査結果－ (2003 年度実績).
日本産業衛生学会 (2005) 許容濃度等の勧告 (2005年度), 産衛誌, 47, 150-177.

25

http://www.cerij.or.jp

CERI 有害性評価書 エチルベンゼン
平成 18 年 3 月 1 日
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