CERI 有 害 性 評 価 書

フタル酸ジ-n-ブチル
Di-n-butyl phthalate

CAS 登録番号：84-74-2

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 ..................................................................................................................................... 2
5.1 大気中での安定性....................................................................................................................... 2
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 ................................................................................................................ 7
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................... 9
7． ヒト健康への影響........................................................................................................................ 10
7.1 生体内運命 ................................................................................................................................ 107.2 疫学調査及び事例......................................................................................................................11
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 .............................................................................................................. 12
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 12
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 12
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 17
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 23
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 25
7.3.8 内分泌系への影響 .............................................................................................................. 25
7.4 ヒト健康への影響
文

献(まとめ) .................................................................................................. 26........................................................................................................................................... 27

iii

1．化学物質の同定情報
物質名

化学物質排出把握管理促進法
化学物質審査規制法
CAS登録番号
構造式

フタル酸ジ-n-ブチル
フタル酸ブチル、n-ブチルフタラート、
1, 2-ベンゼンジカルボン酸ジブチルエス
テル、ベンゼン-1, 2-ジカルボン酸ジブチ
ル、ジブチル-o-フタラート、DBP
政令号番号 1-270
官報公示整理番号 3-1303
84-74-2

OCO(CH2)3 CH3CO(CH2)3 CH3

O
分子式
分子量

C16H22O4
278.35

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
労働安全衛生法
消防法項
目
第一種指定化学物質
名称等を通知すべき有害物
危険物第四類第三石油類

海洋汚染防止法
船舶安全法

有害液体物質 A 類
有害性物質

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 界比重
蒸 気 密 度蒸気
圧分 配 係 数特 性 値
無色粘稠液体-35℃
340℃
157℃ (密閉式)171℃ (開放式)
402℃
0.5% (235℃、空気中)～約 2.5% (空気中)1.0459 (20℃)
9.58 (空気 = 1)
2.67×10-3 Pa (25℃)、150 Pa (150℃)、
1.9 kPa (200℃)
log Kow = 4.50 (測定値)、4.61 (推定値)1

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出典
Merck, 2001
IPCS, 1999
Merck, 2001; IPCS, 2000
IPCS, 1999
Merck, 2001
IPCS, 1999
IPCS, 1999
Merck, 2001
計算値
U.S.NLM: HSDB, 2001
SRC:KowWin, 2002

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

解離基なし
log Koc = 3.14 (測定値)
水：10 mg/L (25℃)
アルコール、エーテル、アセトン、ベンゼンなどの溶媒：混和
0.183 Pa･m3/mol (23℃、測定値)
1 ppm = 11.57 mg/m3
1 mg/m3 = 0.0864 ppm
燃焼すると分解して無水フタル酸のフュームを生成する

4．製造輸入量・用途情報

U.S.NLM: HSDB, 2002
IPCS, 1999
環境庁環境化学物質研究会,
1988
SRC:HenryWin, 2002
計算値
IPCS, 1999

(表 4-1)
表 4-1

製造・輸入量等 (トン)

年
1997
1998
17,631
11,516
製造量
253
データなし
輸入量
2,335
データなし
輸出量
9,434
データなし
国内供給量
出典：経済産業省 (2002)、財務省 (2003)

1999
12,238
484
2,799
9,923

2000
8,068
642
321
8,389

2001
7,252
943
342
7,853

フタル酸ジ-n-ブチルは、1999 年度には約 7 割が塗料、顔料、接着剤に使われていた (製品評
価技術基盤機構, 2004)。その他には合成レザー、塩化ビニル樹脂等の可塑剤、香料の溶剤、織物用潤滑剤、ゴム練り加工剤、農薬の補助剤などの用途がある (化学物質評価研究機構, 2002)。

5．環境中運命
5.1

大気中での安定性(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)
9.28×10-12 (25℃、推定値)
データなし
データなし

濃

度 (分子/cm3)
5×105～1×106

出展：SRC, AopWin Estimation Software, ver. 1.90. (反応速度定数)2

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半減期
1～2 日

水中での安定性

5.2
5.2.1

非生物的分解性

25℃における加水分解半減期は pH 7 では 5.3 年で、pH 8 では 195 日と推定されている(SRC:HydroWin, 2003)。また、加水分解に対して中性では比較的安定であるが、塩基性では加水分解を受けやすくなり 39℃、pH 9 での半減期は 196 時間と測定されている (EU:IUCLID, 2002)。
したがって、一般的な水環境中での加水分解反応速度は遅く、加水分解生成物はフタル酸と 1ブタノールが考えられる。

5.2.2

生分解性

a 好気的生分解性(表 5-2、表 5-3)

表 5-2

化学物質審査規制法に基づく生分解性試験結果

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

分解率 (%)
69
100

判定結果
良分解性

被験物質濃度：100 mg/L、活性汚泥濃度：30 mg/L、試 験 期 間 ：2 週間
出典：通商産業省 (1975) 通商産業公報 (1975 年 8 月 27 日)

表 5-3
試験方法

湖沼の底質を生物源として用い、
14
CO2 の発生を指標とした攪拌培養試験 (22℃)
下水を生物源として用いた振とう
フラスコ法による試験
河川水を用いた試験
海水を用いた試験

その他の生分解性試験結果
被試験物
質濃度

試験期間

1 mg/L

24 時間

53％

不明

5日
28 日

98％
80.6～99%
(CO2)
100％
分解が遅い

4～10 日
不明

不明

分解率

出

典

Johnson and Lulves,
1975
Sugatt et al., 1984
Howard, 1989

この他に、土壌、汚泥、底質及び水中の各種のバクテリアによって好気的に分解されるとの報告もある (Ohta and Nakamoto, 1979)。
フタル酸ジ-n-ブチルは、エステラーゼによってモノエステルを経てフタル酸を生成し、さらにベンゼン環が開裂してピルビン酸とシュウ酸に分解し、二酸化炭素と水に代謝される (Eaton
and Ribbons, 1982)。
b 嫌気的生分解性
底質を用いた嫌気的な条件下での生分解試験では、5 日で 31%、30 日で 98%が分解された(Johnson and Lulves, 1975)。一方、消化汚泥を生物源とする試験では、20mg/L のフタル酸ジ-nブチルは 1 週間で 90%以上が分解された (Shelton et al., 1984)。
3

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以上のことから、フタル酸ジ-n-ブチルは、好気的条件下及び嫌気的条件下で生分解されると推定される。
環境水中での動態

5.3

ライン河の定点での観測結果では半減期が 0.4 日であった (Zoeteman et al., 1980)。土壌吸着係数 log Koc の値 3.14 から、水中の懸濁物質及び汚泥には強く吸着されやすいと推定される。
なお、対水溶解度が 10 mg/L (25℃)、蒸気圧が 2.6×10-3 Pa (25℃)であり、ヘンリー定数は 0.183
Pa･m3/mol (23℃、測定値) である。
以上のことなどから、環境水中にフタル酸ジ-n-ブチルが排出された場合は、水中の懸濁物質
及び汚泥に強く吸着される。主に生分解により除去され、環境水から大気への揮散は余りないと推定される。
生物濃縮性5.4(表 5-4)

表 5-4
生物種
コイ

化学物質審査規制法に基づく濃縮性試験結果
濃度 (mg/L)
0.05
0.005

試験期間 (週間)8

濃縮倍率
3.1～21
5.2～176

判定結果
濃縮性がない又は低い

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

6．環境中の生物への影響
水生生物に対する影響

6.1
6.1.1

藻類に対する毒性 (表6-1)

急性毒性としては 48 時間または 72 時間の EC50 (生長阻害) は、1.16～9.0 mg/L の範囲であった。
長期毒性とみなされる生長阻害を指標とした NOEC は、セレナストラムを用いた 72 時間試
験の 0.30 mg/L と報告されている (環境庁, 1996) が、この試験では界面活性作用のある助剤が使われている。

4

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表 6-1
生物種
淡水
Selenastrum)
capricornutum1(緑藻、ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)

フタル酸ジ-n-ブチルの藻類に対する毒性試験結果

試験法/
方式

温度
(℃)

OECD
201
GLP
止水
助剤 2)

23±2

エンドポイント

72 時間 EC50
24-48 時間 EC50
24-72 時間 EC50
72 時間 NOEC
24-48 時間 NOEC
24-72 時間 NOEC
7 日間 NOEC

濃度(mg/L)

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
生長速度
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
生長速度
生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ

文献

環境庁, 1996
1.16 (m)1.75 (m)2.04 (m)0.30 (m)0.30 (m)0.30 (m)止水
19-21
Melin &
助剤 3)
> 2.8 (n) Egneus, 1983
24±1
DIN4)
Kuhn &
Scenedesmus
Pattard, 1990
subspicatus
38412-948 時間 EC10
1.4 (n)(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)
止水
48 時間 EC50
3.5 (n)
閉鎖系
48 時間 EC10生長速度
2.6 (n)助剤
48 時間 EC50
9.0 (n)
不使用(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) 硬化ヒマシ油 (HCO-50、50 mg/L)、3) 使用未確認、
4) ドイツ規格協会 (Deutsches Institut fur Normung) テストガイドライン

6.1.2

無脊椎動物に対する毒性 (表 6-2)

急性毒性としては 48～96 時間 LC50 (EC50) は、0.76～5.8 mg/L の範囲 (その多くは 1～10mg/L) にあった。最も低い濃度で影響がみられた種は淡水ではユスリカの運動停止を指標とした 48 時間 EC50 の 0.76 mg/L、海水ではミシッドシュリンプに対する 96 時間 LC50 の 0.75 mg/Lであった (CMA, 1984c; Streufert et al., 1980)。
長期毒性としては、オオミジンコの繁殖を指標とした 16～21 日間試験での NOEC が 0.33～
1.05 mg/L と報告されているが、このうち NOEC が測定濃度で算出され、界面活性剤を用いていない試験での最小値は 0.5 mg/L であった (Kuhn et al., 1989)。
表 6-2
生物種
急性毒性 淡水
Daphnia magna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

フタル酸ジ-n-ブチルの無脊椎動物に対する毒性試験結果

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

硬度

pH エンドポイント

生後
24 時間
以内

止水
助剤 1)

21.121.3

85

7.98.1

止水
助剤 2)

22±2

150-180

7.98.3

半止水
助剤
不使用

20.921.0

45.4

7.1

濃度
(mg/L)

文献

48 時間 LC50

5.2 (n)

24 時間 LC50
48 時間 LC50
48 時間 LC50

4.2 (m)
3.4 (m)
3.7 (m)McCarthy &Whitmore,
1985
CMA, 1984b(mg CaCO3/L)

5

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Call et al.,
1983

生物種

Gammaru
pseudolimnaeus(甲殻類、ﾖｺｴﾋﾞ科の一種)
Orconectes nais
(甲殻類、ｱﾒﾘｶｻﾞﾘ
ｶﾞﾆ科の一種)
Chironomus
plumosus(昆虫類、ｵｵﾕｽﾘｶ)

Paratanytarsus
parthenogenica(昆虫類、ﾕｽﾘｶ科の一種)
急性毒性 海水
Nitocra spinipes(甲殻類、
ｿｺﾐｼﾞﾝｺ、ｶｲｱｼ類)
Artemia salina(甲殻類、
ﾌﾞﾗｲﾝｼｭﾘﾝﾌﾟ)

大きさ/
成長段階

試験法/
方式
UBA3)
止水
助剤
不使用
OECD
202
GLP
半止水
助剤 4)

温度
(℃)
25±1

(mg CaCO3/L)

286

7.67.724 時間 EC50

濃度(mg/L)
17 (n)

20±1

23.8

7.18

24 時間 EC50
遊泳阻害
48 時間 EC50
遊泳阻害

7.35
(m)
4.75
(m)

環境庁,
1996

APHA5)
止水
助剤 2)

ND

ND

ND

24 時間 LC50

7.0

96 時間 LC50

2.1

Mayer &
Sanders,
1973

止水
助剤 2

21

24 時間 LC50

> 10

96 時間 LC50

> 10

第3齢
幼生

止水
助剤 2)

22

48 時間 EC50

5.4

第3齢
後期-4 齢幼生
第 2-3 齢
幼生

止水
助剤 2

22±1

270

7.4

48 時間 EC50
運動停止

0.76
(m)

止水
助剤 2)

22±2

150-170

7.98.3

48 時間 LC50

5.8
(m)

CMA, 1984d

3 –6 週齢

止水
助剤 2)

20-22

ND

ND

96 時間 LC50

1.7

Linden et al.,
1979

卵

止水
助剤 6)
止水
助剤
不使用
止水
助剤 2)

26

ND

8.3

72 時間 NOEC

26

ND

8.3

24 時間 NOEC

< 10
(n)
< 10
(n)

Sugawara,
1974a
Sugawara,
1974ｂ

ND

ND

ND

24 時間 LC50

5.6
(n)

30

ND

ND

24 時間 LC50

22±1

ND

ND

48 時間 LC100

8.3
(n)
10
(n)

Hudson &Bagshaw,
1978
Hudson etal., 1981
Laughlin etal., 1978

ND

幼生

ﾉｰﾌﾞﾘｳｽ幼生
ND

ND
Palaemonetes
pugio
(甲殻類、
ｸﾞﾗｽｼｭﾘﾝﾌﾟ、ﾃﾅｶﾞｴﾋﾞ科)
Americamysis
bahia
(甲殻類、
ﾐｼｯドｼｭﾘﾝﾌﾟ)
長期毒性 淡水
Daphnia magna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

ふ化後
1 日以内
ｿﾞｴｱ

止水
助剤 2)
半止水
助剤 1)

硬度

272

272

pH エンドポイント

7.4

7.4

4.0

44

文献
Kuhn et al.,
1989

Mayer &
Ellersieek,
1986
Mayer &
Ellersieek,
1986
Streufert,
1980

ふ化後
1-3 日目

止水
助剤 2)

22

海水

7.77.996 時間 LC50

0.75
(m)

CMA, 1984c

生後
24 時間
以内

流水
助剤
不使用

21±2

160-180

7.98.321 日間 NOEC
繁殖、親生存

0.96(m)

CMA, 1984e;
Rhodes et al.,
1995

6

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生物種

大きさ/
成長段階
生後
24 時間
以内
生後
24 時間
以内

生後
24 時間
以内
幼体
24 時間
以内

試験法/
方式
OECD
202
半止水
助剤 1)
U.S
EPA
半止水
助剤
不使用

温度
(℃)
21.121.3

UBA3)
半止水
助剤
不使用
OECD
202
GLP
半止水
助剤 7)

25±1

286

20±1

23.8

20±1

硬度

pH エンドポイント(mg CaCO3/L)

85

7.98.1

16 日間 NOEC
繁殖、親生存

161.5±4.3

8.08.421 日間 LC50

濃度(mg/L)
0.56(n)

文献
McCarthy &Whitmore,
1985
DeFoe et al.,1990

7.67.721 日間 EC50
繁殖21 日間 NOEC
繁殖
21 日間 NOEC
親生存

1.92
(m)
1.64
(m)
1.05
(m)
0.5
(m)

6.57.321 日間 LC50
親生存

0.65
(m)

環境庁,
1996

21 日間 EC50
繁殖21 日間 NOEC
繁殖

0.99
(m)
0.33
(m)

Kuhn et al.
1989

ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度
1) アセトン、2) 使用未確認、3) ドイツ環境庁 (Umweltbundesamt) テストガイドライン、4) 硬化ヒマシ油(HCO-50、2.94 mg/L)、5) 米国公衆衛生協会 (American Public Health Association) テストガイドライン、6)
Triton X-100、7) 硬化ヒマシ油 (HCO-50、83.4 mg/L)

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、ブルーギル、メダカ、ニジマス等に関する急性毒性データがある。96 時間 LC50 は 0.35～6.47 mg/L の範囲にあり、1 mg/L を下回る 96 時間 LC50が複数報告されている。最も低い濃度で影響がみられた淡水魚はイエローパーチ であり、その96 時間 LC50 は 0.35 mg/L である (Mayer and Ellersieck, 1986)。なお、海水魚に関しては、シー
プスヘッドミノーを用いた試験で、96 時間 LC50 は 0.6 mg/L と報告されている (CMA, 1984 f)。
長期毒性ではニジマスで最も低い濃度で影響がみられており、99 日間の初期生活段階毒性
試験で成長を指標とした LOEC は 0.19 mg/L、NOEC は 0.10 mg/L である (CMA, 1991; Rhodes etal., 1995)。また、試験魚としてファットヘッドミノーを用いた 20 日間の初期生活段階毒性試験
でふ化仔魚の致死を指標とした NOEC は 0.56 mg/L である (McCarthy and Whitmore, 1985)。海水魚の長期毒性試験としてマングローブキリフィッシュを用いた 21 週間の試験では、受精卵の減少、仔魚の生残率及び骨格奇形発現率を指標とした LOEC は、それぞれ、2.0 mg/L、2.0 mg/L
及び 1.0 mg/L であると報告されている (Davis, 1988)。

7

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表 6-3生物種
急性毒性 淡水Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉ
ｰ)

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

0.80 g

止水
助剤 1)

17

1.10 g

流水
助剤 1)
止水
助剤 1)

ND

Orizyas latipes(ﾒﾀﾞｶ)

Lepomismacrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)

硬度pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

44

7.1

96 時間 LC50

1.3

7.4

96 時間 LC50

3.95

Mayer &
Ellersieck,
1986

20

272

ND

ND

ND

48 時間 LC50

1.49

7.67.96.77.0

96 時間 LC50

3.0 (m)96 時間 LC50

0.92
(m)

CMA, 1983b

Mayer &
Sanders,
1973
CMA, 1983a

40 mm
0.53g
36 mm
0.38 g

止水
助剤 1)
流水
助剤 1)

22±1

42-48

22±1

20-26

ふ化
直後

U.S
EPA
流水
助剤 2)
ASTM3)
流水
助剤
不使用
OECD
203
GLP
流水
助剤 4)
U.S.
EPA
止水
助剤 5)
止水
助剤 1)
止水
助剤 1)

23

85

ND

96 時間 LC50

2.02
(n)

McCarthy &Whitmore,
1985

25±1

ND

7.03
8.22

96 時間 LC50

1.1

DeFoe et al.,
1990

29-34
日齢
0.0550.25 g
2.0±0.5cm
0.15 g0.321.2 g

1.40 g1.30 g1.70 gOncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

フタル酸ジ-n-ブチルの魚類に対する毒性試験結果

45 mm
0.76 g1.10 g

流水
助剤 1)
流水
助剤 1)
止水
助剤 1)

合成品

24±1

19.7

7.27.896 時間 LC50

2.75
(m)

環境庁,
1996

21-23

32-48

6.77.896 時間 LC50

1.2

Buccafusco
et al., 1981

17

44

7.1

96 時間 LC50

0.73

12

44

6.5
7.5

96 時間 LC50
96 時間 LC50

2.10
1.58

Mayer &
Ellersieck,
1986

9.0

96 時間 LC50

2.05

20

272

7.4

96 時間 LC50

1.55

12±1

20-26

24-96 時間 LC50

1.6 (m)

CMA, 1983d

12

44

6.27.1
7.1

96 時間 LC50

6.47

Mayer &
Ellersieck,1986

1.50 g

止水
助剤 1)

12

44

7.4

96 時間 LC50

2.56

2.20 g

流水
助剤 1)

10

272

7.4

96 時間 LC50

1.48

ふ化
仔魚
稚魚

流水
助剤 1)
止水
助剤 1)

12

314

7.6

96 時間 LC50

> 1.24

15±1

70-80

7.47.896 時間 LC50

1.2

8

http://www.cerij.or.jp

Hrudey et al.,
1976

生物種
Ictalurus
punctatus(ｱﾒﾘｶﾅﾏｽﾞ)

大きさ/
成長段階
ふ化
仔魚

試験法/
方式
流水
助剤 1)

温度
(℃)
20

(mg CaCO3/L)

1.40 gAPHA6)
止水
助剤 1)
流水
助剤 1)

0.80 gPerca
flavescens(ｲｴﾛｰﾊﾟｰﾁ、
ｽｽﾞｷ科)
急性毒性 海水
17 mm
Cyprinodon
143 mgvariegates(ｼｰﾌﾟｽﾍｯﾄﾞﾐﾉ
ｰ)
長期毒性 淡水
24-48
Pimephales
時間の卵
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
受精後
Oncorhynchus
4.5 時間mykiss以内の卵(ﾆｼﾞﾏｽ)

長期毒性 海水
Rivulus
marmoratus(ﾏﾝｸﾞﾛｰﾌﾞｷﾘﾌ
ｨｯｼｭ、 ｶﾀﾞﾔｼ
科)

ND

硬度

pH

エンドポイント272

7.4

96 時間 LC50

濃度(mg/L)
0.46

文献

17

44

7.1

96 時間 LC50

2.91

12

314

7.6

96 時間 LC50

0.35

Mayer &
Ellersieck,
1986

流水
助剤 1)

25

海水

7.78.0

96 時間 NOEC

0.6
(m)

CMA, 1984f

流水
助剤 2)

22.324.5

85

8.28.320 日間 NOEC
致死

0.56
(n)

McCarthy &Whitmore,
1985

流水
助剤 5)

10-12

158-198

7.08.699 日間 NOEC致死
99 日間 NOEC
成長
99 日間 LOEC
成長

0.40
(m)
0.10
(m)
0.19
(m)

CMA, 1991;
Rhodes et al.,
1995

半止水
機械的
分散

25

人工
海水

ND

21 週間 LOEC
受精卵数低下
21 週間 LOEC
仔魚の
生存率低下
21 週間 LOEC
骨格奇形
発現率増加

2.0

Davis, 1988

Mayer &
Ellersieck,
1986

2.0

1.0

ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度1) 使用未確認、2) アセトン、3) 米国材料試験協会 (American Society for Testing and Materials) テストガイド
ライン、4) 硬化ヒマシ油 (HCO-50、71.6 mg/L)、5) 有機溶剤、6) 米国公衆衛生協会 (American Public Health
Association) テストガイドライン

6.2

環境中の生物への影響 (まとめ)藻類に対するフタル酸ジ-n-ブチルの生長阻害試験では、セレナストラム及びセネデスムスに対する 48 または 72 時間の EC50 (生長阻害) は、1.16～9.0 mg/L の範囲であり、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。長期毒性とみなされる生長阻害を指標とした NOEC については評価できる適切なデータが得られなかった。
無脊椎動物に対する急性毒性としての 48～96 時間の LC50 (EC50) の多くは 1～10 mg/L の範囲にあり、最も低い濃度で影響がみられた種は甲殻類のミシッドシュリンプであり、96 時間
LC50 は 0.75 mg/L であった。この値は GHS 急性毒性有害性区分 I に相当し、極めて強い有害性
9

http://www.cerij.or.jp

を示す。長期毒性としては、オオミジンコの繁殖を指標とした 21 日間試験での NOEC が 0.5
mg/L であった。
魚類に対する急性毒性は 96 時間 LC50 が 0.46～6.47 mg/L の範囲にあり、最も低い濃度で影響がみられた種はイエローパーチであり、96 時間 LC50 が 0.35 mg/L であった。この値は GHS
急性毒性有害性区分 I に相当し、極めて強い有害性を示す。長期毒性ではニジマスに対する 99
日間の初期生活段階毒性試験で成長を指標とした NOEC が 0.10 mg/L である。
なお、フタル酸ジ-n-ブチルは生分解されやすく、濃縮性も低いため、一般には水生生物への蓄積による長期の毒性が問題となることはない。
調査した範囲内では魚類及び無脊椎動物等の環境生物に対する内分泌かく乱作用の報告は得られていない。
以上から、フタル酸ジ-n-ブチル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 I に相当し、強い有害性を示す。

得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は、魚類であるニジマスの成長を指標とした 99 日間 NOEC の 0.10 mg/L である。

7．ヒト健康への影響
7.1

生体内運命（図 7-1）

フタル酸ジ-n-ブチルの皮膚からの吸収は遅いが、消化管からは速やかに吸収される (IPCS,
1997) 。
ラットに 14C-DBP を単回経口投与した実験で、24 時間後に肝臓、腎臓、血液、筋肉、脂肪組織、胃、小腸に放射能がみられた (IPCS, 1997; Keys, 2000)。
ラットに 7-14C-DBP0 単回経口投与した実験では、尿中への排泄は速く、主にフタル酸モノ-n-ブチル として排泄されるが(88%)、他にフタル酸モノ-3-ヒドロキシブチル 、フタル酸モノ-4-ヒドロキシブチル、フタル酸が検出された (IPCS, 1997)。

フタル酸モノ-n-ブチルはさらに代謝され、フタル酸モノ-n-ブチルの酸化物が生成する(IPCS, 1997; Keys, 2000)。フタル酸モノ-n-ブチルは生殖・発生毒性の原因物質と考えられており、ラットでの経口投与実験で精巣萎縮を起こしている (Keys, 2000)。フタル酸モノ-n-ブチル
及び他の代謝物は、尿中へは主にグルクロン酸抱合体として排泄されるが、ラットでは尿中に排泄されるフタル酸モノ-n-ブチルの未抱合体の割合が多く、このためにラットで精巣毒性が強く発現すると考えられている (IPCS, 1997; Keys., 2000)。

10

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図 7-1

フタル酸ジ-n-ブチルの代謝経路(1)フタル酸ジブチル (DBP)(4)フタル酸(2)ブタノール(5)フタル酸モノ (3-ヒドロキシブチル)(3)フタル酸モノブチル (MBP)(6)フタル酸モノ (4-ヒドロキシブチル)

疫学調査及び事例

7.2

男性労働者がフタル酸ジ-n-ブチルを誤飲した例で、嘔吐、めまい、眼の痛み、流涙、結膜炎がみられた。尿は黄褐色を示し、尿沈渣中には多量の赤血球と白血球が確認された (IPCS, 1997)。
フタル酸ジ-n-ブチルを含む制汗剤あるいは消臭スプレーを使用した女性 に皮膚炎がみられ、パッチテストでフタル酸ジ-n-ブチルに対して陽性を示したと報告されている (IPCS, 1997)。
フタル酸ジ-n-ブチルを含む時計のベルトを使用したヒトで湿疹がみられたと報告されている(IPCS, 1997)。
フタル酸エステル類の生産に従事し、フタル酸ジ-n-ブチルに暴露された労働者で、作業時間の増加に伴って四肢の感覚異常が多く報告されて、さらに手足の異常発汗、自律神経系障害による血管のれん縮がみられた例もあるが、調査人数が少ないため、フタル酸ジ-n-ブチルによる影響と結論できない (IPCS, 1997)。
フタル酸ジ-n-ブチルの職業暴露をうけた女性労働者、で生殖能力への影響があったとされるが、暴露量が不明であり、また他の不特定物質にも暴露されているため結論できない (IPCS,
1997)。
女児で乳房発育開始年齢の低下がみられ、その女児の血清サンプルからフタル酸ジ-n-ブチル
及びフタル酸ジ-(2-エチルヘキシル) (DEHP) を主としたフタル酸エステル類が検出され、乳房発育開始年齢の低下にフタル酸ジ-n-ブチル、フタル酸ジ-(2-エチルヘキシル) を主として含む
フタル酸エステル類が影響を及ぼした可能性が考えられたが、結論とすることはできなかった(Colon et al., 2000)。

7.3

実験動物に対する毒性

7.3.1

急性毒性（表 7-1）

実験動物に対するフタル酸ジ-n-ブチルの経口投与による急性毒性試験の LD50 はラット及び
11

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マウスで 8,000 – 23,000 mg/kg である。
マウスの吸入暴露実験 (250 mg/m3･2 時間) で、努力性呼吸、運動失調、局所の麻痺、痙攣、昏睡の症状が認められ、一部の動物で呼吸器系の麻痺による死亡例が認められた (ACGIH,
2001)。ラットの低濃度暴露 (4 mg/m3) では体重減少及び血液成分の変化が (ACGIH, 2001)、ネ
コの吸入暴露実験で、流涎、不安及び不活発が認められた (GDCｈ BUA, 1987)。
表 7-1

フタル酸ジ-n-ブチルの急性毒性試験結果

マウス
ラット
8,000 – 23,000 mg/kg
経口 LD50
20,000 mg/kg 以上
ND
ND
吸入 LC50
ND
ND
経皮 LD50
4,000 mg/kg
3,050 mg/kg
腹腔内 LD50
ND: データなし
出典：ACGIH, 2001; ATSDR, 1990; GDCｈ BUA, 1987

7.3.2

ウサギ
ND
ND
20,000 mg/kg 以上
ND

刺激性及び腐食性（表 7-2）眼に対する刺激性はすみやかに消失し、軽度刺激性、皮膚に対しては刺激性を示さないが、蒸気は気道に強い刺激性を有し、吸入により死亡することがある。
表 7-2

ウサギ

試験法
投与方法
皮膚刺激性
半閉塞適用
(OECD TG404)
眼刺激性
ドレイズ法
(OECD TG405)
眼刺激性

マウス

全身暴露

動物種
ウサギ

ウサギ

7.3.3

フタル酸ジ-n-ブチルの刺激性及び腐食性試験結果
投与期間

投与量

結

果

単回
4時間

0.5 mL

24 時間後: 2/3 匹に軽度の発赤48 時間後: 軽減

BASF, 1990a

単回

0.1 mLBASF, 1990b

単回

不明

24 時間後: 発赤48 時間後: 軽減
72 時間後: 消失
48 時間後: 反応なし

単回
2時間

気中濃度
21.6 ppm

眼及び上気道に強い刺激性

文献

Lawrence et al.,1975
ACGIH, 2001

感作性

5% フタル酸ジ-n-ブチル (オリーブ油溶液) とフロイントのアジュバントの肩部皮内に投与
及び 6 日後の 75% フタル酸ジ-n-ブチル肩部皮下投与で感作したモルモット 20 匹に、初回投与の 20 及び 27 日後に腹側部皮内に 75% フタル酸ジ-n-ブチルを投与して誘発したマキシマイゼ
イション試験 (OECD TG406) では、フタル酸ジ-n-ブチルは感作性を示さなかった (BASF,
1990c)。

7.3.4

反復投与毒性 (表 7-3、7-4)フタル酸ジ-n-ブチルの反復投与毒性では、マウス及びラットに経口または吸入暴露した試験
12

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での主要な標的器官は肝臓、腎臓、精巣及び血液である。また、雄のラットに経口または吸入暴露した試験で精巣重量の低値、精母細胞減少、精巣中のテストステロン量の著しい増加、亜鉛含量の減少などがみられている。以下にラットを用いた混餌投与試験の中の重要なデータを記述する。
雌雄の F344 ラット (5～6 週齢) に、フタル酸ジ-n-ブチル を 0、2,500、5,000、10,000、20,000、
40,000 ppm (雄: 0、176、359、720、1,540、2,964、雌: 0、177、356、712、1,413、2,943 mg/kg/日相当) 含む飼料を 13 週間与えた実験で、雌雄の 5,000 ppm 以上の群で、肝臓、腎臓重量の高値、肝臓のパルミトイル CoA 酸化酵素 (PCAO) の増加、さらに雄には貧血 (ヘモグロビン量と赤血球数の減少)、血小板数、血清アルブミン量の増加、10,000 ppm 以上の群に雄の体重増加抑制、精巣の精細管萎縮、雌雄に肝細胞の好酸性変化等の組織学的変化、20,000 ppm 以上の群に雄の精巣相対重量低値、血清中亜鉛濃度及びテストステロン濃度低値、雌の体重増加抑制、
40,000 ppm 群に肝臓のペルオキシゾーム増生がみられた (Marsman, 1995)。
雌雄の Wistar ラット (6 週齢) に、フタル酸ジ-n-ブチル を 0、400、2,000、10,000 ppm (雄: 0、27、141、688、雌: 0、33、162、816 mg/kg/日相当) 含む飼料を 3 か月間与えた実験で (OECD TG408に EPA/TSCA 神経機能検査を追加)、10,000 ppm 群の雌雄に血清中甲状腺ホルモン (T3) 量、ト
リグリセリドの減少、肝臓重量の高値、肝臓のペルオキシゾーム増生、雄にはさらに貧血、血糖値、アルブミン量の高値がみられたが、甲状腺に組織学的変化はなく、神経毒性を検索するための機能検査 (行動、反射、聴覚、視覚、嗅覚、痛覚等) 及び組織学的検査が行われているが、いずれの投与群においても異常はなかった (BASF, 1992)。
よって、経口の NOAEL は、F344 ラットおよび Wistar ラットを用いた 13 週間混餌投与試験のうち、より適切な用量段階が用いられた F344 ラットの反復投与毒性試験の NOAEL 176
mg/kg/日である。

13

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表 7-3フタル酸ジ-n-ブチルの反復投与毒性試験結果

動物種

投与方法

投与期間

投与量

結

果

マウス
B6C3F1雌雄
6 週齢
各 10 匹/
群

混餌

13 週間

Marsman,
1995

マウス
ICR
雄
週齢不明
10 匹/群
マウス
系統不明
週齢不明
ラット
Ｆ344
雌雄
6 週齢
各 10 匹/
群

混餌

7 日間

0、1,250、2,500、5,000, 1,250 ppm 以上:
雌: 腎臓重量の高値
10,000、20,000 ppm(雄: 0、163、353、812、 5,000 ppm 以上:
雄雌: 体重増加抑制、
1,601、3,689、
精巣中亜鉛濃度高値
雌: 0、238、486、971、
10,000 ppm 以上:
2,137、4,278
雌: 肝臓重量の高値
mg/kg/日相当)
肝細胞の組織学的変化 (好酸性顆粒、細胞質の染色性増加、リ
ポフスチン顆粒の増加)
20,000 ppm 以上:
雄: 肝臓重量の高値、肝細胞の組織学的変化 (好酸性顆粒、細胞質の染色性増加、リポフスチン
顆粒の増加)NOAEL=2,500 ppm (雄)雄: 353 mg/kg/日
LOAEL=5,000 ppm (雄)1,250 ppm (雌)雄: 812mg/kg/日、
雌:238 mg/kg/日(本評価書の判断)
2,600 mg/kg/日:
0、20,000 ppm
体重増加抑制、肝臓重量高値、腎(0、2,600
臓重量低値、精巣重量高値、精巣mg/kg/日相当)
及び肝臓での亜鉛濃度の減少

混餌

21 日間

0、628、1,248 mg/kg/
日相当

ATSDR,
1990

混餌

13 週間

5,000 ppm 以上:
Marsman,
雄: 貧血 (ヘマトクリット、ヘモ
1995
グロビン量、赤血球数低値）、
血小板数増加、血清アルブミ
ンの増加(雄: 0、 176、359、
雄雌: 肝臓のパルミトイル CoA
720、1,540、2,964、酸化酵素 (PCAO) の増加、
雌: 0、 177、356、712、
肝臓・腎臓重量の高値
1,413、2,943
10,000 ppm 以上:
mg/kg/日相当)
雄: 体重増加抑制、精巣の組織学的変化 (精細管萎縮)
雄雌:
肝臓の組織学的変化(肝細胞の好酸性変化、空胞の減少)
20,000 ppm 以上:
雄: 精巣相対重量低値、血清中亜鉛濃度、テストステロン濃度低値
雌: 体重増加抑制
雄雌: 血清中トリグリセリド・コ
レステロール低値
40,000 ppm:
雄: 有核赤血球の増加
雄雌: 摂餌量低値、肝臓のペルオ

1,248 mg/kg/日で体重の低値

0、2,500、5,000、
10,000、20,000、
40,000 ppm

14

http://www.cerij.or.jp

文献

Oishi &
Hiraga,
1980b

動物種

投与方法

投与期間

投与量

結

果

キシゾーム増生 (一部に対し電顕観察)NOAEL=5,000 ppm
雄: 176、雌: 177 mg/kg/日
LOAEL=5,000ppm
雄: 359、雌: 356 mg/kg/日(本評価書の判断)
0、400、 2,000、10,000 10,000 ppm:
雄雌: 血清中甲状腺ホルモン、トppm
リグリセリドの減少、肝臓の(雄: 0、27、141、688、
パルミトイル CoA 酸化酵素
雌: 0、 33、162、816(PCAO) の増加、肝臓の重量mg/kg/日相当)
高値、肝臓の脂肪沈着の減少
雄: ヘモグロビン量、赤血球数、ヘマトクリットの減少、血糖値、血清中アルブミン量の高値
400、2,000 ppm:
雄雌: 影響なし
NOAEL= 2,000 ppm
141 mg/kg/日 (雄)162 mg/kg/日 (雌)LOAEL= 10,000 ppm
688 mg/kg/日 (雄)816 mg/kg/日 (雌)(本評価書の判断)
0、2,800 ppm
2,800 ppm:
血中コレステロール量の低値
肝臓相対重量の高値

文献

ラット
Wistar雌雄
6 週齢
10 匹/群

経口
(混餌)

3 か月間

ラット
SD
雄
週齢不明
5-10 匹/群
ラット
系統不明
週齢不明
ラット
Wistar、
雄
週齢不明
5 匹/群

混餌

21 日間

混餌

21 日間

0、628、1,248
mg/kg/日相当

628 mg/kg/日で肝臓重量の高値
1,248 mg/kg/日で腎臓重量の高値

ATSDR,
1990

混餌

34 - 36 日間

0、0.5、5%

Murakami
et al.,
1986aラット
Wistar、
雄
週齢不明
5 匹/群
ラット
Wistar雄
4 週齢
11-14 匹/
群
ラット
SD
雄
週齢不明

混餌

35 – 45 日間

0、5%

吸入

3-6 か月間
6 時間/日
5 日/週

0、0.5、50 mg/m3(0、0.044、4.4 ppm)

吸入

5 日間
6 時間/日0、0.5、2.5、7.0 ppm

0.5%以上:体重減少、肝ミクロソームのコハ
ク酸、ピルビン酸脱水素酵素活性の低下、肝細胞壊死5%:
精子形成低下、ALT、ALP の高値
5%:
体重減少
肝臓肥大、精巣萎縮、肝ミクロソームのコハク酸、ピルビン酸脱水素酵素活性の低下
0.5 mg/m3 以上:
体重増加抑制、好中球の増加
50 mg/m3:
肺・脳の相対重量の高値、尿 素 窒 素 量 の 高 値 、 AST、 ALTの高値、コレステロールの低値
0.5 ppm 以上:
肺のシトクロム P450 含量の減少(用量相関)
7.0 ppm:15

http://www.cerij.or.jp

BASF,
1992

Bell, 1982

Murakami
et al.,
1986b

Kawano,1980

Walseth &Nilsen,
1984

動物種

投与方法

投与期間

投与量

結

15 匹/群
ウサギ
系統
週齢不明

経皮

表 7-4

90 日間

文献

Lehman,1955

フタル酸ジ-n-ブチルの反復投与毒性試験結果 (雄生殖器系への影響)

動物種

投与方法

ラット
Wistar雄
5週齢ラット
Wistar
雄
5週齢

混餌

投与期間

投与量

結果

文献

1週間

1,000 mg/kg/日: 精巣重量の低値、精 Oishi &0、2%(0、1,000 mg/kg/日 相 母細胞減少、精巣中のテストステ Hiraga, 1980a
ロン量の増加、亜鉛量の減少
当)強制経口 15日間

Srivastava et
0、250、500、1,000 250 mg/kg/日以上:mg/kg/日 精細管の変性、間質の水腫、精巣 al., 1990
における酸性ホスファターゼ (AP)の活性減少、LDH、γ-GTP、β-グ
ルクロニダーゼ (β-G)、 グルコー
ス6リン酸デヒドロゲナーゼ(G6PDH) 活性の増加
500 mg/kg/日以上:
精巣重量低値、精子形成阻害、精巣におけるソルビトールデヒドロ
ゲナーゼ (SDH) の活性減少

ラット 混餌F344
雄
5 - 6週齢)ラット
Wistar
雄
4週齢
マウス
TO
雄
4 - 6週齢
10匹/群
ラット
SD
雄
4 - 6週齢6匹/群モルモッ
ト
DunkinHartley雄
4 - 6週齢
5匹/群0、0.5、1.0、2.0、4.0
mL/kg/日果

肝ミクロソーム in vitro 代謝活性の低下
4.0 mL/kg/日:
摂餌量低値
軽度腎臓障害 (詳細不明)

吸入

13週間

3 - 6か月間(6時間/日)CERHR, 2000;
0、2,500、5,000、10,000、720 mg/kg/日以上:
Marsman,
20,000、40,000 ppm 精巣の限局性の精細管萎縮
1995(0、176、359、720、 1,540 mg/kg/日以上:
1,540、2,964 mg/kg/日 精巣重量低値、精巣中の亜鉛量、相当) 血清中テストステロン量の減少
2,964 mg/kg/日: 血清中亜鉛量の減
少0、0.5、50 mg/m3
精巣の相対重量に影響なし
Kawano,1980(0、0.044、4.4 ppm)

強制経口 9日間

0、2,000 mg/kg/日

Gray et al.,2,000 mg/kg/日:
精巣重量の低値、精細管の軽度萎 1982
縮強制経口 9日間

0、2,000 mg/kg/日

Gray et al.,2,000 mg/kg/日:
精巣重量の低値、精細管の著しい 1982
萎縮強制経口 7日間

0、2,000 mg/kg/日

Gray et al.,2,000 mg/kg/日:
精巣重量の低値、精細管の著しい 1982
萎縮16

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動物種

投与方法

投与期間

シリアン 強制経口 ９日間
ハムスタ
ー
DSN
雄
4 - 6週齢
8匹/群

7.3.5

投与量

結果
精巣に異常なし

0、2,000 mg/kg/日

文献
Gray et al.,
1982

生殖・発生毒性 (表 7-5、7-6)フタル酸ジ-n-ブチルの生殖系への影響としては反復投与による精巣毒性、発生毒性としては胚児の生存性への影響、外表・骨格の奇形、次世代雄の精巣及び副生殖腺の発生異常が報告されている。以下に重要なデータを記述する。
雌雄の SD ラット (10 週齢) にフタル酸ジ-n-ブチル 0、0.1、0.5、1.0% (雄: 0、52、256、509
mg/kg/日相当、雌: 0、80、385、794 mg/kg/日相当) を含む飼料を与えた 112 日間連続交配試験において、親世代では 0.1%以上の群に生産児数の減少、0.5%以上の群に生産児体重の低値、さらに 1.0%群の母動物の体重増加抑制、雌雄の肝臓、腎臓重量高値がみられた。なお、連続交配
終了後、1%群の雌雄を対照群の雌雄と交配させた結果、投与群雌の生産児体重に低値がみられた。一方、第 5 産目の F1 世代では、0.1%以上の群の F2 出生時体重低値、0.5%以上の群の雄に腎臓重量高値、1.0%群に雌雄の体重減少、交尾率、妊娠率の顕著な低下、雄の肝臓重量の高値、前立腺・精嚢・精巣重量の低値、精巣上体精子数及び精巣精子細胞数の減少、精細管の変性、間細胞過形成、精巣上体発育不全がみられた。この結果から、親世代よりも児世代の方に作用が強く現れると報告された (Wine et al., 1997)。
よって、SD ラットに交配期間及び妊娠期間 (5 回の妊娠、分娩) を通じてフタル酸ジ-n-ブチ
ルを 100 日間以上投与した試験 (Wine et al., 1997) で、最低用量の 0.1% (雄 52、雌 80mg/kg 相当) 以上に F1 生産児数の減少、F2 生産児体重の低値がみられたため、生殖・発生毒性に対する
LOAEL は 0.1% (雄 52、雌 80mg/kg 相当) である。

17

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表 7-5
動物種

投与方法

フタル酸ジ-n-ブチルの生殖・発生毒性試験結果

投与期間

投与量

結果

交配前7日間 0、300、3,000、10,000 F0:Marsman,
及び連続交 ppm
1995;
10,000 ppm: 妊娠率低下
配期間 (98日
生存児数、生産率低値 Reel et al.,間) を含み1984(組換え交配で雌側に原因)
F0の5回目のコントロ
NOAEL: 3,000 ppm
妊娠の分娩ール
LOAEL: 10,000 ppm
まで
40匹
F1 :
10,000 ppm: 雄生存胎児体重低値
NOAEL: 3,000 ppm
LOAEL: 10,000 ppm
Marsman,
混餌 妊娠、授乳、 0、1,250、2,500、5,000、F0:
マウス
1995
離乳後4週間 7,500、10,000、20,000 2,500 ppm以上: 妊娠期間延長
B6C3F1連続投与 ppm
7,500 ppm以上: 妊娠体重低値
雌10,000 ppm: 生存児分娩母獣数減少
20匹/群20,000 ppm: 生存児分娩母獣なしNOAEL: 1,250 ppm
LOAEL: 2,500 ppm
F1 :1,250 ppm以上: 雌腎臓重量低値
雄肝臓相対重量高値
2,500 ppm以上: 生存児体重低値
5,000 ppm以上: 雄腎臓重量低値
7,500 ppm: 分娩時生存児数減少
10,000 ppm: 分娩時生存児体重低値
LOAEL: 1,250 ppm
Shiota and8-16週齢で交 0、0.05、0.1、0.2、0.4、0.05%以上: 尾椎化骨遅延
マウス 混餌Nishimura,
1.0%:
1.0%
配
ICR
1982
母動物の体重増加抑制
妊娠0-18日 (0、80、180、350、660、
雌
胎児体重低値
2,100
吸収胚、胎児死亡の増加
mg/kg/日相当)
外表奇形 (外脳症・二分脊椎)
Ema et al.,
ラット 強制経口 妊娠 0-8日 0、250、500、750、 500 mg/kg/日以上:
母動物体重増加抑制、摂餌量減少 2000b
1,000、1,250、1,500
Wistar
750 mg/kg/日以上:mg/kg/日
着床後吸収胚増加、生存胎児数の
妊娠雌
減少
13匹/群
1,250 mg/kg/日以上:
着床前吸収胚増加
Ema et al.,
ラット 強制経口 10-14 週 齢 で 0、750、1,000、1,250 750 mg/kg/日以上:
1995a
mg/kg/日
着床後死亡増加
Wistar
交配
生存胎児数の減少
雌妊娠7 - 9日
胎児体重低値
10-14週齢
骨格奇形 (頚椎、胸椎、肋骨) の
の雌を交
増加
配して使
用
10-14 週 齢 で 0、750、1,000、1,250 750 mg/kg/日以上:
12-13匹/群
mg/kg/日
着床後胚死亡増加
交配
生存胎児数の減少
妊 娠 10 - 12
胎児体重低値日(奇形発現なし)

マウスICR
雌雄
各20匹/群混餌

文献

18

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動物種

投与方法

投与期間

投与量

結果

文献

10-14 週 齢 で 0、750、1,000、1,250 750 mg/kg/日:
mg/kg/日
着床後胚死亡増加
交配
奇形胎児 (口蓋裂、胸骨癒合)
妊 娠 13 - 15の増加
日1,000 mg/kg/日以上:
生存胎児数の減少
Ema et al.,
ラット 強制経口 妊娠7 - 9日 0、750、1,000、1,500 750 mg/kg/日以上:1994
Wistarmg/kg/日
着床後胚死亡増加、
雌
生存胎児数の減少
10-14週齢
胎児体重低値、の雌を交骨格奇形 (頚椎、胸椎、肋骨)配して使1,500 mg/kg/日:
用
母動物死亡、全胚吸収
10-11匹/群妊 娠 10 - 12 0、750、1,000、1,500 750 mg/kg/日以上:日mg/kg/日
着床後胚死亡増加、生存胎児数の減少(奇形発現なし)
1,500 mg/kg/日:
全胚吸収
妊 娠 13 - 15 0、750、1,000、1,500 750 mg/kg/日以上:日mg/kg/日
着床後胚死亡増加
外表奇形 (口蓋裂)
骨格奇形 (胸骨核癒合)
1,000 mg/kg/日:
生存胎児数の減少
胎児体重低値、1,500 mg/kg/日:
母動物死亡、全胚吸収
すべてのDBP投与群で投与直後に母 Ema et al.,
ラット 強制経口 14 週 齢 で 交 0、1,500 mg/kg/日
動物体重増加抑制配Wistar
1997
妊娠6日、妊娠8-10日、妊娠12-16日着
妊娠6 - 16日
雌
床後吸収胚増加のうち1日
妊娠9日、妊娠13-15日生存胎児数減
少妊娠8日骨格奇形
妊娠9日骨格奇形、外脳症、腎盂拡張等
妊娠15日骨格奇形、口蓋裂
Saillenfait et0、500、1,000、1,500、1,000 mg/kg以上:
ラット 強制経口 週齢不明
妊娠14日
2,000 mg/kg/日
骨格変異発現率増加 (過剰肋骨) al., 1998
SD
1,500 mg/kg以上:
雌
吸収胚の増加、胎児体重低値、骨格異常 (胸骨核癒合)

19

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動物種

投与方法

投与期間

投与量

結果

文献

Ema et al.,
母動物
1998
1.0%以上:体重増加抑制、摂餌量低値
胎児
1.0%以上:停留精巣
肛門－生殖突起間距離 (AGD) 短縮2.0%:
胎児体重低値、
口蓋裂
胸骨核癒合
ラット 強制経口 妊 娠 12 - 14 0、500、1,000、1,500 500 mg/kg/日以上:
Ema et al.,Wistar2000a
日mg/kg/日
AGD短縮 (雄)雌1,000 mg/kg/日以上:
10-14 週齢
母動物体重増加抑制、摂餌量減少
で交配し
胎児体重低値て使用
1,500 mg/kg/日:
10-13 匹/群
吸収胚増加
生存胎児数の減少、停留精巣
妊 娠 15 - 17 0、500、1,000、1,500 500 mg/kg/日以上:日mg/kg/日
停留精巣、AGD短縮 (雄)1,000 mg/kg/日以上:
母動物体重増加抑制、摂餌量減少
1,500 mg/kg/日:
吸収胚増加
生存胎児数の減少、胎児体重低値
妊 娠 18 - 20 0、500、1,000、1,500 500 mg/kg/日以上:
AGD短縮 (雄)日
mg/kg/日
1,000 mg/kg/日以上:
母動物体重増加抑制、摂餌量減少
胎児体重低値
ラット 強制経口 妊 娠 12 - 21 0、100、250、500 mg/kg/ F1出生時雄
Mylchreest etSDal., 1999
500 mg/kg/日以上: AGDの短縮
日日
雌F114日目雄
8 週齢で交250 mg/kg/日以上: 乳頭遺残配F1100-105日目雄一群妊娠
100 mg/kg/日以上: 包皮分離の遅延
雌 10 匹
500 mg/kg/日: 尿道下裂、停留精巣、前立腺、精巣上体、精管の発育不
全、輸精細管上皮の変性、精巣間細胞の過形成Mylchreest et
ラット 強制経口 8週齢で交配 0、0.5、5、50、100、 F1出生時雄
al., 2000
妊 娠 12 - 21 500 mg/kg/日
SD
500 mg/kg/日以上: AGDの短縮日
雌F114日目雄一群妊娠
100 mg/kg/日以上: 乳頭遺残雌19-20匹
F1110日目雄500 mg/kg/kg/日:
500mg/kg
尿道下裂、前立腺腹葉欠損、精巣11匹
上体発育不全、精細管の形成不全、精嚢形成不全、輸精管の萎縮
精巣・精嚢・精巣上体・前立腺・肛門挙筋重量減少
精巣間細胞過形成、ラット 混餌Wistar
雌10-14週齢
の雌を交
配して使
用
11匹/群

妊娠11 - 21日 0、0.5、1.0、2.0%(0、331、555、661
mg/kg/日相当)

20

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動物種

投与方法

投与期間

投与量

ラット
SD
妊娠雌
10匹/群

0、250、500、750
強制経口 週齢不明
妊 娠 3日 目 か mg/kg/日ら出産まで、
及び哺育3-20
日目

結果

文献

F1出生時雄Mylchreest et
500 mg/kg/日以上: AGDの短縮
al., 1998
F1105日目雄250 mg/kg/日以上:
腎盂拡大、尿道下裂、精巣上体の未発達または欠損、精巣萎縮、精細管の変性及び萎縮、生殖細胞の欠損、停留精巣または精巣欠損
500 mg/kg/日以上:
前立腺及び精嚢の欠損または萎縮
750 mg/kg/日:
腎重量低値、生産児数減少
F1105日目雌500、750 mg/kg: 子宮の (一部) 欠損
ラット 強制経口 週齢不明
Gray et al.
出生児数の減少
0、500 mg/kg/日Long Evans
1999
出生児雄：
妊 娠 16 - 19
雌
AGD短縮
日
8 匹/群
精嚢、前立腺、球海綿体筋及び肛対照 10 匹/門挙筋重量の減少
群
乳頭遺残
ラット 強制経口 週齢不明
Gray et al.
出生児数の減少
0、500 mg/kg/日
SD
1999
出生児雄：
妊 娠 14 日 - 生
雌
AGD短縮
後3日
8 匹/群
精巣及び精巣上体の萎縮あるいは対照 10 匹/発育不全、群
精嚢、前立腺、精巣上体、精巣、球海綿体筋及び肛門挙筋、陰茎重
量の減少
乳頭遺残
Marsman,
混餌 妊娠、授乳、 0、1,250、2,500、5,000、F0:
ラット
1995
離乳後4週間 7,500、10,000、20,000 5,000 ppm: 生存児分娩母獣数減少
F344
連続投与 ppm
雌妊娠期間短縮24匹/群20,000 ppm: 生存児分娩母獣数減少
F1 :2,500 ppm 以上: 生存児体重低値
10,000 ppm: 児生存率低値
20,000 ppm: 2日目生存児なし
ラット 強制経口 雄：離乳後か 雄: 0、250、500、1000 F0
Gray et al.,
ら、育成、交 mg/kg/日
1999
Long Evans
雌雄配 (非投与21日齢
250 mg/kg/日以上:
雌と)雌: 0、250、500 mg/kg/
性成熟の遅延、
雌: 離乳後 日
16-24匹/性500 mg以上:
から、育成、/群繁殖能低下
交配 (非投雄与雄と）、妊500 mg/kg/日以上:
娠、哺育期間精巣の萎縮、精子生産能の低下
一日一回投
1,000 mg/kg/日:
与
繁殖能なし
雌
F0 投 与 ラ ッ
500 mg/kg/日以上:
妊娠中期の流産、
トと非投与
LOAEL= 250mg/kg/日との交配
F1
250 mg/kg/日以上: 奇形 (尿道下裂21

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動物種

ラット
SD
雌雄
各20匹/群
コントロ
ール
40匹/群

投与方法

投与期間

ラット
(SD、雄)
6匹/群

結果

文献

等）、受精能低下、精巣上体精子数減
少LOAEL= 250mg/kg/日
NTP プ ロ ト 0、0.1、0.5、1.0%混餌 F0Wine et al.,コール
1997
F0 (雄: 0、52、256、509 0.1%以上: F1生産児数の減少
10週齢mg/kg/日相当、 0.5%以上: F1生産児体重低値
連続交配試
雌: 0、80、385、794 1%: F0体重増加抑制、
験mg/kg/日相当)
雌雄肝臓、腎臓相対重量高値(但し、1%と対照のみ測定)
交配前7日間組 換 え 交 配 で 1%雌 と 対 照 群 の及び交配期
雄の組み合わせで生産児体重低間 (112日間）
値
を含みF0の5
LOAEL: 0.1%
F1e
回目の妊娠
の分娩まで
0.5%以上: 雄腎臓重量高値
連続投与
1.0%:
交尾率、妊娠率、出産率の低下
雌雄体重減少雄の肝臓、腎臓重量高値、前立腺、精嚢、精巣重量低値、精巣上体精子数、精巣精子細胞数減
少、精細管の変性、間細胞過形
成、精巣上体発育不全
NOAEL: 0.1%
LOAEL: 0.5%F2
0.1%以上: F2生産児体重低値
NOAEL: LOAEL: 0.1%
(NOAEL 、 LOAEL は 本 評 価 書 の 判
断)

混餌

表 7-6
動物種

投与量

投与方法

フタル酸モノ-n-ブチルの生殖・発生毒性試験結果

投与期間

強制経口 4 - 6週齢5日間

モ ル モ ッ 強制経口 4 - 6週齢7日間ト(DunkinHartley、雄)
7匹/群
強制経口 週齢不明
ラット
妊娠7 - 15日
(Wistar、雌)

投与量

結果

文献

MBP
0、800 mg/kg/日

精巣重量の低値、全例で精細管の著 Gray et al.,
しい萎縮
1982

MBP
0、1,600 mg/kg/日

2/7例で精細管のわずかな萎縮Ema et al.,
500 mg/kg/日以上:
MBP
1995b
0、250、500、625 mg/kg/ 母獣体重、摂餌量低値
胎児死亡率の増加、胎児体重低値、日
骨格奇形 (椎体異常）、口蓋裂、腎盂
拡張

22

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動物種

投与方法

投与期間

投与量

結果

文献

強制経口 妊娠7 - 9日
ラット
(Wistar、雌)12 週 齢 で交配
一群妊娠
雌 10-15 匹 /
群

経口
ラット
(Wistar
King A、雌)1 群 8 匹
対照群6匹

7.3.6

Ema et al.,
500 mg/kg/日以上:
MBP
1996
胎児体重低値
0、500、625、750 mg/kg/
骨格奇形 (頚椎弓の癒合または欠日
損)625 mg/kg/日以上:
母獣体重増加抑制
着床後胚死亡増加
外表奇形 (口蓋裂、二分脊椎など)
750 mg/kg/日:
生存胎児数の減少
625 mg/kg/日以上:
妊 娠 10 - 12 MBP
母獣体重増加抑制
日0、500、625、750 mg/kg/
着床後胚死亡増加
日
生存胎児数の減少、
750 mg/kg/日:
胎児体重減少500 mg/kg/日以上:
妊 娠 13 - 15 MBP
母獣体重増加抑制
日0、500、625、750 mg/kg/
着床後胚死亡増加日
625 mg/kg/日以上:
生存胎児数の減少、
外表奇形 (口蓋裂など)
骨格奇形 (胸骨核癒合)
投与群の胎児及び出生児雄 (30 – 40 Imajima et al.,妊 娠 15 - 18 MBP
1997日0、 日齢) で停留精巣
300mg/animal/日

遺伝毒性 (表 7-7）バクテリアを用いた復帰突然変異試験では陰性を示すが、培養細胞を用いた遺伝子突然変異試験で陽性が報告されている。一方、培養細胞を用いた染色体異常試験及び姉妹染色分体交換
試験では陽性の報告はない。ヒトの粘膜細胞の DNA 傷害試験では陽性が報告されているが、枯草菌を用いた DNA 修復試験で陰性、また、BALB/3T3 細胞を用いるトランスフォーメーショ
ン試験においても陰性を示している。in vivo 試験としてはマウス末梢血白血球の小核発現頻度の増加はみられていない。

23

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表 7-7invitro

フタル酸ジ-n-ブチルの遺伝毒性試験結果

試験系

試験材料

復帰突然変異試
験

ネズミチフ
ス菌
TA98,
TA100,
TA1535,
TA1537
ネズミチフ
ス菌
TA100
TA1535
TA98,
TA1538TA1537,
TA2637
ネズミチフ
ス菌
TA100

ネズミチフ
ス菌
TA98,
TA100,
TA1535,
TA1537
酵母
XV185-14C

遺伝子突然変異試験

染色体異常試験

マウスリン
パ腫 L5178Y
細胞

処理条件

用量
(μg/plate)
最低 最高

結果#
－S9 ＋S9

文献
Marsman,
1995

プレート法

100 – 10,000

－

－

プレート法
(spot test)

Agarwal etal., 1985
200 – 2,000
200 – 2,000
記載なし

＋
－
－

－
－
－

記載なし

記載なし

プレインキュベ
ーション法

12.5 – 50
μg/mL

Seed, 1982

プレート法
(spot test)

834

－
－
(S9(-) で 、 対
照の 2 倍を
越えない有
意な増加)
－
－

Shahin &vonBorstel,1977

Florinetal.,1980

沈殿生成濃度2, 6, 24, 48 時間
処理

20μL/mL
100μL/mL

－
－

ND
ND

1, 4 時間処理

10μL/mL
20μL/mL
100μL/mL
12 – 60(48)
30 – 70(46 – 62)
38 – 70(54 – 70)μg/mL0.015 – 0.060

ND
ND
ND
＋

－
－
－
ND

＋

ND

＋

ND

－

ND

0.025 – 0.150(0.10)
μL/mL
0.28 – 280
μg/mL

ND

＋

－

ND

– 30
μg/mL

－

ND

ND

マウスリン
パ腫 L5178Y
細胞

4 時間処理チャイニー
ズハムスタ
ーDon 細胞ヒト白血球

26 時間処理8 時間処理24

http://www.cerij.or.jp

Marsman,
1995

Barbar etal., 2000

Abe&
Sasaki,1977
土 屋 ら ,
1976

試験系

試験材料

処理条件

CHL 細胞24 時間処理用量(μg/plate)
最低 最高
– 30
μg/mL

結果#
－S9 ＋S9±ND

0.28 – 280－
チ ャ イ ニ ー 26 時間処理
μg/mL
ズハムスタ
ーDon 細胞形質転換試験BALB/3T3 細 3 日間処理
0.0034 – 0.082
－
胞
μL/mL
＋
354
DNA 傷害試験ヒ ト 口 腔 咽 60 分間処理
μmol/mL
Commet assay
頭粘膜
ヒト下部鼻
甲介粘膜
ND
62.5 ppm－
DNA 修復試験
枯草菌
Rec-asayB.subtilis
H17, M45 株
マウス
13 週間混餌投与 0、1,250、2,500、 －in vivo 小核試験
(B6C3F1 、 雌5,000、10,000、
20,000 ppm
雄)
末梢血赤血
球
－: 陰性 ＋: 陽性 ＋w: 弱い陽性 ±: 擬陽性 ND: 実施せず

ND

姉妹染色分体交
換試験

7.3.7

ND
ND

文献
Ishidate &Odashima,
1977
Abe
&
Sasaki,1977
Barbar etal., 2000
Kleinsasser
et al., 2000

ND

佐 藤 ら ,
1975

ND

Marsman,1995

発がん性 (表 7-8)

U.S. EPA は、グループ D（ヒト発がん性に関して分類できない物質）と評価しているが、他の国際機関等では、現時点で評価していない。
また、発がん性は評価するに十分な実験動物を用いた試験報告はない。
表 7-8
機

7.3.8

フタル酸ジ-n-ブチルの国際機関等での発がん性評価

関／出

典

分

類

分

類

基

準

IARC（2002）－

発がん性について評価されていない。

ACGIH（20019－

発がん性について評価されていない。

日本産業衛生学会（2001）－

発がん性について評価されていない。

U.S. EPA（2002）

ｸﾞﾙｰﾌﾟ D

U.S. NTP（2000）－

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。

内分泌系への影響

エストロゲン作用を有する可能性が低いことを示す結果が in vitro 試験、in vivo 試験のいずれからも得られている一方で、抗アンドロゲン作用によると考えられる変化が in vivo 試験において親、児世代ともに雄の生殖系に認められている。

25

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7.4

ヒト健康への影響(まとめ)

実験動物に対するフタル酸ジ-n-ブチルの経口投与による急性毒性試験の LD50 はラット及びマウスで 8,000 – 23,000 mg/kg である。
ヒトでは誤飲による腎臓の障害の報告がある。眼に対する刺激性はすみやかに消失し、軽度
刺激性、皮膚に対しては刺激性を示さないが、蒸気は気道に強い刺激性を有し、吸入により死亡することがある。モルモットに対するマキシマイゼイション試験では、皮膚感作性を示さな
いが、ヒトの皮膚炎患者のパッチテストに陽性を示した例が報告されている。
実験動物の反復投与毒性試験での標的器官は肝臓、腎臓、精巣及び血液であり、F344 ラットの 90 日間混餌投与試験での NOAEL (無毒性量) は 176 mg/kg/日である。
発生毒性試験における胚児の生存性への影響、外表・骨格の奇形、繁殖毒性試験における次世代雄の精巣及び副生殖腺の発生異常が報告されている。最も低い用量での影響は、SD ラットの交配期間及び妊娠期間 (5 回の妊娠、分娩) を通じてフタル酸ジ-n-ブチルを 100 日間以上投与した試験で得られ、生産児数の減少、児体重の低値がみられた最低用量の 0.1% (雄 52、雌80mg/kg/日相当) が生殖発生毒性試験における LOAEL (最小毒性量) である。
変異原性は in vitro 試験では、バクテリアを用いた復帰突然変異試験では陰性を示すが、培養細胞を用いた遺伝子突然変異試験で陽性が報告されている。一方、培養細胞を用いた染色体異常試験及び姉妹染色分体交換試験では陽性の報告はない。ヒトの粘膜細胞の DNA 傷害試験
では陽性が報告されているが、枯草菌を用いた DNA 修復試験で陰性、また、BALB/3T3 細胞を用いるトランスフォーメーション試験においても陰性を示している。in vivo 試験としてはマウス末梢血白血球の小核発現頻度の増加はみられていない。
発がん性は評価するに十分な報告はないが、ラットを用いた 1 年以上の長期混餌投与試験でがんの発生頻度の増加は見られていない。
U.S. EPA は、グループ D（ヒト発がん性に関して分類できない物質）と評価しているが、他の国際機関等では、現時点で評価していない。
内分泌系への影響に関しては、エストロゲン作用を有する可能性が低いことを示す結果が invitro 試験、in vivo 試験のいずれからも得られている一方で、抗アンドロゲン作用によると考えられる変化が in vivo 試験において親、児世代ともに雄の生殖系に認められている。

26

http://www.cerij.or.jp

文献（文献検索時期：2001 年 4 月）1)

ACGIH, American Conference of Governmental Industrial Hygienists (2001) Doccumentation of the threshold limit
values and biological exposure indices, 7th ed., Cincinatti.
ATSDR, Agency for Toxic Substances and Disease Registry (1990) Toxicological profile for di-n-butyl phthalate. U. S.
Department of Health and Human Services, Public Health Service, Atlanta, GA.
Abe, S. and Sasaki, M. (1977) Chromosome aberrations and sister chromatid exchanges in Chinese hamster cells
exposed to various chemicals. J. Natl. Cancer Inst., 58, 1635-1641.
Agarwal, D.K., Lawrence, W.H., Nunez, L.J. and Autian, J. (1985) Mutagenicity evaluation of phthalic acid esters andmetabolites in Salmonella typhimurium cultures. Toxicol. Environ. Health, 16, 61-69.
Al-Badry, M.S. and Knowles, C.O. (1980) Phthalate-organophosphate interactions: toxicity, penetration, and metabolism
studies with house flies. Arch. Environ. Contam. Toxicol., 9, 147-161.
Ashby, J. and Lefevre, P.A. (2000a) The peripubertal male rat assay as an alternative to the Hershberger castrated male
rat assay for the detection of anti-androgens, oestrogens and metabolic modulators. J. Appl. Toxicol., 20, 35-47.
Ashby, J. and Lefevre, P.A. (2000b) Preliminary evaluation of the major protocol variables for the Hershberger castrated
male rat assay for the detection of androgens, antiandrogens, and metabolic modulators. Regul. Toxicol.
Pharmacol., 31, 92-105.
BASF (1990a) Report on the acute dermal irritation/corrosivity to the intact dorsal skin of the white rabbit based on
OECD guideline 404. (GDCｈ BUA, 1996 から引用)
BASF (1990b) Report on the acute irritation to the eye of the white rabbit based on OECD guideline. , (GDCｈ BUA,
1996 から引用).
BASF (1990c) Report on the maximization test for the sensitizing potential of dibutyl phthalate in guinea pigs. (GDCｈ
BUA, 1996 から引用).
BASF (1992) Study on the oral toxicity of dibutyl phthalate in wistar rats. Administration via the diet over 3 months.,
Report No 31S0449/89020, Eastman Kodak Company. EPA/OTS; Doc #86-920000903, NTIS/OTS0535640.
BIBRA, British Industrial Biological Research Association (1986) A 21 day feeding study of di-n-butyl phthalate to rats:
Effects on the liver and lipids. Report to CMA, CMA reference PE 28.0-BT-BIB. (ATSDR, 1990 から引用).
Barber, E.D., Cifone, M. Rundell, J. Prygoda, R. Astill, B.D., Moran, E. Mullholland, A., Robinson. E. and Schneider, B.
(2000) Results of the L5178Y mouse lymphoma assay and the Balb/3T3 cell in vitro transformation assay foreight phthalate esters., J. Appl. Toxicol., 20, 69-80.
Bell, F.P. (1982) Effects of phthalate esters on lipid metabolism in various tissues, cells and organelles in mammals.
Environ. Health Persp., 45, 41-50.
Blair, R.M., Fang, H., Branham, W.S., Hass, B.S., Dial, S.L., Moland, C.L., Tong, W., Shi, L. Perkins, R. and Sheehan,
D.M. (2000) The estrogen receptor relative binding affinities of 188 natural and xenochemicals: structural
diversity of ligands. Toxicol. Sci., 54, 138–153.
Buccafusco, R.J., Ellis, S.J. and LeBlanc, G.A. (1981) Acute toxicity of priority pollutants to bluegill (Lepomis
macrochirus). Bull. Environ. Contam. Toxicol., 26, 446-452.
Call, D.J., L.T. Brooke, N. Ahmad, and J.E. Richter (1983) Toxicity and Metabolism Studies with EPA Priority
Pollutants and Related Chemicals in Freshwater Organisms. EPA 600/3-83-095, U.S. NTIS PB83-263665.
CERHR, Center for Evaluation of Risks to Human Reproduction (2000) Report on di-n-butyl phthalate. NTP-CERHR
Expert Panel, U.S.NTP.
Clark, J.R., Patrick, J.M. Jr., Moore, J.C., and Lores, E.M. (1987) Waterborne and sediment-source toxicities of sixorganic chemicals to grass shrimp (Palaemonetes pugio) and amphioxus (Branchiostoma caribaeum). Arch.
Environ. Contam. Toxicol., 16, 401-407.
CMA (1983a) Acute toxicity of fourteen phthalate esters to fathead minnows (Pimephales promelas), EG&G Bionomics,
Report No. BW-83-3-1369, NTIS Doc No.: FYI-AX-0184-0286, Fiche No.: OTS0000286-0, Chemical
Manufacturers Association.
CMA (1983b) Acute toxicity of thirteen phthalate esters to fathead minnows (Pimephales promelas) under flow-throughconditions., EG&G Bionomics, Report No. BW-83-3-1374, NTIS Doc No.: 40-8326143, Fiche No.:
OTS0508402, Chemical Manufacturers Association.
CMA (1983c) Acute toxicity of thirteen phthalate esters to bluegill (Lepomis macrochirus)., EG&G Bionomics, Report
No. BW-83-3-1368, NTIS Doc No. 40-8326141, Fiche No. OTS0508400, Chemical Manufacturers Association.
1)

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

27

http://www.cerij.or.jp

CMA (1983d) Acute toxicity of fourteen phthalate esters to rainbow trout (Salmo gairdneri) under flow-throughconditions., EG&G Bionomics, Report No. BW-83-3-1373, NTIS Doc No. 40-8326144, Fiche No.: OTS0508403,
Chemical Manufacturers Association.
CMA (1984a) Toxicity of fourteen phthalate esters to the fresh water green Alga Selenastrum capricornutum.
Springborn Bionomics (Toxicity test report No. BP-84-1-4 submitted to the Chemical Manufacturers Association,
Washington, DC).
CMA (1984b) Acute toxicity of fourteen phthlate esters to Daphnia magna (Final report), Springborn Bionomics, Report
No. BW-84-4-1567, NTIS Doc. No. 40-8426150, Fiche No. OTS 0508408, Chemical Manufacturers Association.
CMA (1984c) Acute toxicity of twelve phthalate esters to mysid shrimp (Mysidopsis bahia). EG & G Bionomics,
Pensacola Florida, NTIS Doc No. 40-8426147, Fiche No. OTS0508405, Chemical Manufacturers Association.
CMA (1984d) Acute toxicity of twelve phthalate esters to Paratanytarsus parthenogenica (Final report). EG & G
Bionomics, Report No. BW-83-6-1424, NTIS Doc No.: 40-8426146, Fiche No. OTS0508404, Chemical
Manufacturers Association.
CMA (1984e) Chronic toxicity of fourteen phthalate esters to Daphnia magna (Final report). Springborn Bionomics,
Report No. BW-84-5-1567, NTIS Doc. No.: 40-8426150, Fiche No.:OTS0508408, Chemical Manufacturers
Association.
CMA (1984f) Acute toxicity of thirteen phthalate esters to the sheepshead minnow (Cyprinodon Variegatus), Springborn
Bionomics Report No. BP-84-2-14, NTIS Doc No. 40-8426151, Fiche No. OTS0508409, Chemical
Manufacturers Association.
CMA (1991) Early life stage toxicity of di-n-butyl phthalate (DnBP) to the rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) underflow-through conditions. Resource Analysts, Inc., EnviroSystems Division Report No. 9102-CMA, NTIS Doc No.
40-9126399, Fiche No. OTS0533141, Chemical Manufacturers Association.
Colon, I., Caro, D., Bourdony, C.J. and Rosario, O. (2000) Identification of phthalate esters in the serum of young
Puerto Rican girls with premature breast development. Environ. Health Persp., 108, 895-900.
Davis, W.P. (1988) Reproductive and developmental responses in the self-fertilizing fish, Rivulus marmoratus, inducedby the plasticizer, di-n-butylphthalate. Environ. Biol. Fishes, 21, 81-90.
DeFoe, D.L., Holcombe, G.W., Hammermeister, D.E. and Biesinger, K.E. (1990) Solubility and toxicity of eightphthalate esters to four aquatic organisms. Environ. Toxicol. Chem., 9, 623-636.
Eaton, R.W. and Ribbons, D.W. (1982) Metabolism of dibutyl-phthalata and phthalate by Micrococcus sp strain 12B.
(GDCh BUA, 1987 から引用).
Ema, M., Amano, H. and Ogawa, Y. (1994) Characterization of the developmental toxicity of di-n-butyl phthalate in rats.
Toxicology, 86, 163-174.
Ema, M., Harazono, A., Miyawaki, E. and Ogawa, Y. (1997) Developmental effects of di-n-butyl phthalate after a single
administration in rats. J. Appl. Toxicol., 17, 223-229.
Ema, M., Kurosaka, R., Amano, H., Harazono, A. and Ogawa, Y. (1995a) Comparative developmental toxicity of n-butyl
benzyl phthalate and di-n-butyl phthalate in rats. Arch. Environ. Contam. Toxicol., 28, 223-228.
Ema, M., Kurosaka, R., Amano, H., Harazono, A. and Ogawa, Y. (1995b) Developmental toxicity evaluation of
mono-n-butyl phthalate in rats. Toxicol. Lett., 78 101-106
Ema, M., Kurosaka, R., Harazono, A., Amano, H. and Ogawa, Y. (1996) Phase specificity of developmental toxicity
after oral administration of mono-n-butyl phthalate in rats. Arch. Environ. Contam. Toxicol., 31, 170-176.
Ema, M., Miyawaki, E. and Kawashima, K. (1998) Further evaluation of developmental toxicity of di-n-butyl phthalate
following administration during late pregnancy in rats. Toxicol. Lett., 98, 87-93.
Ema, M., Miyawaki, E. and Kawashima, K. (2000a) Critical period for adverse effects on development of reproductive
system in male offspring of rats given di-n-butyl phthalate during late pregnancy. Toxicol. Lett., 111, 271-278.
Ema, M., Miyawaki, E. and Kawashima, K. (2000b) Effects of dibutyl phthalate on reproductive function in pregnant
and psedopregnant rats. Repro. Toxicol., 14, 13-19.
EU, European Union (2000) IUCLID, International Uniform Chemical Information Database, ver. 3.1.1, Ispra.
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.
GDCh BUA, German Chemical Society- Advisory Committee on Existing Chemicals of Environmental Relevance(1987) Dibutyl phthalate, BUA Report No. 22, S.Hirzel Verlag, Stuttgart.
GDCh BUA, German Chemical Society- Advisory Committee on Existing Chemicals of Environmental Relevance(1996) Supplementary Report I, Dibutyl phthalate, BUA report No. 114, S.Hirzel Verlag, Stuttgart.
Gray, L.E. Jr., Wolf, C., Lambright, C., Mann, P., Price, M., Cooper, R.L. and Ostby, J. (1999) Administration ofpotentially antiandrogenic pesticides (procymidone, linuron, iprodione, chlozolinate, p,p'-DDE, andketoconazole) and toxic substances (dibutyl- and diethylhexyl phthalate, PCB 169, and ethane dimethanesulphonate) during sexual differentiation produces diverse profiles of reproductive malformations in the male rat.

28

http://www.cerij.or.jp

Toxicol. Ind. Health., 15, 94-118.
Gray, T.J.B., Rowland, J., Foster, P.M.D. and Gangolli, S.D. (1982) Species differences in the testicular toxicity ofphthalate esters. Toxicol. Lett., 11, 141–147.
Hardwick, R.C., Cole, R.A. and Fyfield, T.P. (1984) Injury to and death of cabbage (Brassica oleracea) seedlings caused
by vapours of Dibutyl phthalate emitted from certain plastics. Ann. Appl. Biol., 105, 97-105.
Herring, R. and Bering, C.L. (1988) Effects of phthalate esters on plant seedlings and reversal by a soil microorganism.
Bull. Environ. Contam. Toxicol., 40, 626-632.
Hill, E.F., Heath, R.G., Spann, J.W. and Williams, J.D. (1975) Lethal dietary toxicities of environmental pollutants tobirds. U.S. Department of the Interior, Fish and Wildlife Service, Special Scientific Report – Wildlife, No. 191.
Howard, P.H, (1989) Fate and exposure data for organic chemicals Vol. 1, Large production and priority pollutants,
Lewis Publishers.
Hrudey, S.E., Sergy, G.A. and Thackeray, T. (1976) Toxicity of oil sands plant wastewaters and associated organic
contaminants. In: Water pollution research in Canada: Proceedings of the 11th Canadian Symposium. Ottawa,
Ontario, Water Pollution Research Canada, 34-45.
Hudson, R.A. and Bagshaw, J.C. (1978) Toxicity of di-n-butyl phthalate for developing larvae of the brine shrimp,
Artemia salina. (Abstract No. 2393). Fed. Proc., 37, 1702-1978.
Hudson, R.A., Austerberry, C.F. and Bagshaw, J.C. (1981) Phthalate ester hydrolases and phthalate ester toxicity insynchronously developing larvae of the brine shrimp (Artemia). Life Sci., 29, 1865-1872.
IARC, International Agency for Research on Cancer (2001) IARC Monograph on the Evaluation of Carcinogenic Risks
to Humans. (http://www.iarc.fr.から引用)
IPCS, International Programme on Chemical Safety (1997) Di-n-butyl phthalate, Environmental Health Criteria 189.
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)
Imajima, T., Shono, T., Zakaria, O. and Suita, S. (1997) Prenatal phthalate causes cryptorchidism postnatally by
inducing transabdominal ascent of the testis in fetal rats. J. Pediatr. Surg., 32, 18-21.
Ishidate, M. and Odashima, S. (1977) Chromosome tests with 134 compounds on Chinese hamster cells in vitro - ascreening for chemical carcinogens. Mutat. Res., 48, 337-354.
Johnson, B.T. and Lulves, W. (1975) Biodegradation of di-n-butylphthalate and di-(2-ethylhexyl) phthalate in freshwaterhydrosoil. (GDCｈ BUA, 1987 から引用).
Kawano, M. (1980) Toxicological studies on phthalate esters. I. Inhalation effects of dibutyl phthalate (DBP) on rat.
Nippon Eiseigaku Zasshi (Jpn. J. Hyg.), 35, 684-692.
Keys, D.A. (2000) Quantitative evaluation alternative mechanisms of blood disposition of di(n-butyl) phthalate andmono(n-butyl) phthalate in rats. Toxicol. Sci., 53, 173-184.
Kleinsasser, N.H., Kastenbauer, E.R., Weissacher, H. Muenzenrieder, R.K. and Harreus, U.A. (2000) Phthalatesdemonstrate genotoxicity on human mucosa of the upper aerodigestive tract. Environ. Mol. Mutagen., 35, 9-12.
Krauskopf, L.G., (1973) Studies on toxicity of phthalates via ingestion. Environ Health Perspect., 3, 61-72.
Kuhn, R. and Pattard, M. (1990) Results of the harmful effects of water pollutants to Green Algae (Scenedesmus
subspicatus) in the cell multipulation inhibition test. Water Research, 24, 31-38.
Kuhn, R. Pattard, M. Pernak, K.D. and Winter, A (1989) Results of the harmful effects of water pollutants to Daphnia
magna in the 21 day reproduction test. Water Res., 23, 501-510.
Laughlin, R.B. Jr., Neff, J.M., Hrung, Y.C., Goodwin, T.C., and Giam, C.S. (1978) The effects of three phthalate esters
on the larval development of the grass shrimp Palaemonetes pugio (Holthuis). Water Air Soil Pollut., 9, 323-336.
Lawrence, W.H., Malik, M., Turner, J.E., Singh, A.R. and Autian, J. (1975) A toxicological investigation of some acute,short-term and chronic effects of administering di(2-ethylhexyl) phthalate (DEHP) and other phthalate esters.
Environ. Res., 9, 1-11.
Lefaux, R. (1968) Practical toxicology of plastics.London ILFFE Books Ltd., 346-349.
Lehman, A.J. (1955) Insect repellents. Quarterly Bulletin 19, 87-99.
Linden, E., Bengtsson, B-E., Svanberg, O. and Sundstrom, G. (1979) The acute toxicity of 78 chemicals and pesticide
formulations against two blackish water organisms, the Bleak (Alburnus alburnus) and the Harpacticoid Nitocra
spinipes. Chemosphere, 11/12, 843-851.
Marsman, D.S. (1995) NTP technical report on toxicity studies of dibutyl phthalate (CAS No. 84-74-2) administered in
feed to F344 rats and B6C3F1 mice. NIH Publication 95-3353. (Toxicity Series No. 30), PB95-232427.
Mayer, F.L. Jr. and Sanders, H.O. (1973) Toxicology of phthalic acid esters in aquatic organisms. Environ. Health
Perspect., 3., 153–157.
Mayer, F.L. and Ellersieck, M.R. (1986) Manual of acute toxicity : Interpretation and data base for 410 chemicals and 66
species of freshwater animals. U.S. Department of the Interior, Fish and Wildlife Service (Resource Publication160), PB86-239878.

29

http://www.cerij.or.jp

McCarthy, J.F. and Whitmore, D.K. (1985) Chronic toxicity of di-n-butyl and di-n-octyl phthalate to Daphnia magna andthe fathead minnow. Environ. Toxicol. Chem., 4, 167-179.
Melin, C. and Egneus, H. (1983) Effects of di-n-butyl phthalate on growth and photosynthesis in algae and on isolatedorganelles from higher plants. Physiol. Plant, 59, 461-466.
Merck (2001) The Merck Index, 13th ed., Merck & Co., Inc., Whitehouse Station, NJ.
Millar, D.J. and Hannay, J.W. (1986) Phytotoxicity of phthalate plasticisers. 2. Site and mode of action. J. Exp. Bot., 37,
898-908.
Murakami, K., Nishiyama, K. and Higuti, T. (1986a) Toxicity of dibutyl phthalate and its metabolites in rats. Nippon
Eiseigaku Zasshi (Jpn. J. Hyg.), 41, 775-780.
Murakami, K., Nishiyama, K. and Higuti, T. (1986b) Mitochondrial effect of orally administered dibutyl phthalate inrats. Nippon Eiseigaku Zasshi (Jpn. J. Hyg.), 41, 769-774.
Mylchreest, E., Cattley, R.C. and Foster, P.M. (1998) Male reproductive tract malformations in rats following gestational
and lactational exposure to di(n-butyl) phthalate: an antiandrogenic mechanism. Toxicol. Sci., 43, 47-60.
Mylchreest, E., Sar, M., Cattley, R.C. and Foster, P.M. (1999) Disruption of androgen-regulated male reproductive
development by di(n-butyl) phthalate during late gestation in rats is different from flutamide. Toxicol. Appl.
Pharmacol., 156, 81-95.
Mylchreest, E., Wallace, D.G., Cattley, R.C. and Foster, P.M. (2000) Dose-dependent alterations in androgen-regulated
male reproductive development in rats exposed to di(n-butyl)phthalate during late gestation. Toxicol. Sci., 55,
143-151.
NIST, National Institute of Standards and Technology (2002) NIST Library of 54K compounds, Gaithersburg, MD.
NTP (2000) 9th Repoprt on Carcinogens. National Toxicology Program, U.S. Department of Health and Human Services,
Public Health Service.
Nakai, M., Tabira, Y., Asai, D., Yakabe, Y., Shimyozu, T., Noguchi, M., Takatsuki, M. and Shimohigashi, Y. (1999)
Binding Characteristics of dialkyl phathakates for the estrogen receptor. Biochem. Biophys. Res. Commun., 254,
311-314.
Neuhauser, E.F., Loehr, R.C. and Malecki, M.R. (1986) Contact and artificial soil tests using earthworms to evaluate theimpact of wastes in soil. In: Petros, J.K., Lacy W.J. and Conway R.A. ed. Fourth Symposium on Hazardous andIndustrial Solid Waste Testing. American Society for Testing and Materials, pp 192-203 (ASTM STP 886).
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.
Nikonorow, M., Mazur, H. and Piekacz, H. (1973) Effect of orally administered plasticizers and polyvinyl chloride
stabilizers in the rat. Toxicol. Appl. Pharmacol., 26, 253-259.
Nishihara, T., Nishikawa, J., Kanayama, T., Dakeyama, T., Dakeyama, F., Saito, K., Imagawa, M., Takatori, S.,
Kitagawa, Y., Hori, S. and Utsumi, H. (2000) Estrogenic activities of 517 chemicals by yeast two-hybrid assay. J.
Health Sci., 46, 282-298.
Ohta, Y., Nakamoto, M. (1979) Metabolism of di-n-butylphthlate by Aeromonas sp. 醗酵工学会誌、57, 50-53. (GDCｈ
BUA, 1987 から引用).
Oishi, S. and Hiraga, K. (1980a) Testicular atrophy induced by phthalic acid esters: effect on testosterone and zincconcentrations. Toxicol. Appl. Pharmacol., 53, 35-41.
Oishi, S. and Hiraga, K. (1980b) Effect of phthalic acid esters on mouse testes. Toxicol. Lett., 5, 413-416.
Peakall, D.B. (1974) Effects of Dibutyl and Di(2-ethylhexyl)phthalate on the eggs of ring doves. Bull. Environ. Contam.
Toxicol., 12, 698-702.
Reel, J.R., Lawton, A.D., Feldman, D.B. and Lamb, J.C. (1984) Di(N-butyl)phthalate: Reproduction and fertility
assessment in CD-1 mice when administered in the feed. NTP-84-411, PB85-144798.
Rhodes, J.E., Adams, W.J., Biddinger, G.R., Robillard, K.A. and Gorsuch, J.W. (1995) Chronic toxicity of 14 phthalate
esters to Daphnia magna and Rainbow trout (Oncorhynchus mykiss). Environ.Toxicol.Chem. 14, 1967-1976.
Saillenfait, A.M., Payan, J.P., Fabry, J.P., Beydon, D., Langonne, I., Gallissot, F. and Sabate, J.P. (1998) Assessment of
the developmental toxicity, metabolism, and placental transfer of di-n-butyl phthalate administered to pregnant
rats. Toxicol. Sci., 45, 212-224.
Seed, J.L. (1982) Mutagenic activity of phthalate esters in bacterial liquid suspension assays. Environ. Health Perspect.,45, 111-114.
Shahin, M. and von Borstel, R.C. (1977) Mutagenic and lethal effects of α-benzene-hexachloride, dibutyl phthalte andtrichloroethylene in Saccharomyces cerevisiae. Mut. Res., 48, 173-180.
Shea, P.J., Weber, J.B. and Overcash, M.R. (1982) Uptake and phytotoxicity of di-n-butyl phthalate in corn ( Zea mays).
Bull. Environ. Contam. Toxicol. 29, 153-158.
Shelton, D.R., Boyd, S.A., Tiedje, J.M. (1984), Anaerobic biodegradation of phthalic acid esters in sludge. Environ. Sci.
Technol.,18, 23-27. (GDCｈ BUA, 1987 から引用)

30

http://www.cerij.or.jp

Shiota, K. and Nishimura, H. (1982) Teratogenicity of di(2-ethylhexyl) phthalate (DEHP) and di-n-butyl phthalate(DBP) in mMice. Environ. Health Persp., 45, 65-70.
SRC, Syracuse Research Corporation (2002) AopWin Estimation Software, ver. 1.90, North Syracuse, NY.
SRC, Syracuse Research Corporation (2002) HydroWin Estimation Software, ver. 1.67, North Syracuse, NY.
SRC, Syracuse Research Corporation (2002) KowWin Estimation Software, ver. 1.66, North Syracuse, NY.
Srivastava, S.P., Srivastava, S., Saxena, D.K., Chandra, S.V. and Seth, P.K. (1990) Testicular effects of di-n-butyl
phthalate (DBP): biochemical and histopathological alterations. Arch. Toxicol., 64, 148-152.
Streufert, J.M., Jones, J.R. and Sanders, H.O. (1980) Toxicity and biological effects of phthalate esters on midges(Chironomus plumosus). Trans. Mo. Acad. Sci., 14, 33-40.
Sugatt, R.H., O'Grady, D. P., Banerjee, S., Howard, P.H. and Gledhill,W. E.. (1984) Appl. Environ. Microbiol.,
47:601-606.（Howard, 1989 から引用)
Sugawara, N. (1974a) Toxic effect of a normal series of phthalate esters on the hatching of shrimp eggs. Toxicol. Appl.
Pharmacol., 30, 87-89.
Sugawara, N. (1974b) Effect of phthalate esters on shrimp. Bull. Environ. Contam. Toxicol., 12, 421-424.
Tarkpea, M., Hansson, M. and Samuelsson, B. (1986) Comparison of the Microtox test with the 96-hr LC50 test for the
Harpacticoid Nitocra spinipes. Ecotox. Environ. Safety, 11, 127–143.
Thuren, A. and Woin, P. (1991) Effects of phthalate esters on the locomotor activity of the freshwater amphipod
Gammarus pulex. Bull. Environ Contam. Toxicol., 46, 159-166.
U.S. EPA (2002) Integrated Risk Information System, Environmental Prptection Agency, National Library of Medicine,(http://toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/htmlgen?IRIS から引用)
U.S. NLM, U.S. National Library of Medicine (2001) HSDB, Hazardous Substances Data Bank, Bethesda, MD.
(http://toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/htmlgen?HSDB から引用)
Virgin, H.I. (1988) Accumulation of di-n-butylphthalate in plants and its effect on pigment and protein content. Physiol.
Plant, 72, 190-196.
Walseth, F. and Nilsen, O.G. (1984) Phthalate esters: II. Effects of inhaled dibutyl phthalate on cytochrome P450
mediated metabolism in rat liver and lung. Arch. Toxicol., 55, 132-136.
Wine, R.N., Li, L.H., Barnes, L.H., Gulati, D.K. and Chapin, R.E. (1997) Reproductive toxicity di-n- butyl phthalate ina continuous breeding protocol in Sprague-Dawley rats. Environ. Health Persp., 105, 102-107.
Yamasaki, K., Takeyoshi, M., Yakabe, Y., Sawaki, M., Imatanaka, M. and Takatsuki, M. (2001) Comparison of reporter
gene assay and immature rat uterotrophic assay of twenty-three chemicals. Toxicology, 170, 21-30.
Yoshioka, Y., Ose, Y. and Sato, T. (1986) Correlation of the five test methods to assess chemical toxicity and relation tophysical properties. Ecotoxicol. Environ. Saf., 12, 15-21.
Yoshioka, Y., Ose, Y. and Sato, T. (1985) Testing for the toxicity of chemicals with Tetrahymena pyriformis. Sci. Total
Environ. Saf., 43, 149–157.
Zacharewski, T.R., Meek, M.D., Clemons, J.H., Wu, Z.F., Fielden, M.R. and Matthews, J.B. (1998) Examination of thein vitro and in vivo estrogenic activities of eight commercial phthalate esters. Toxicol. Sci., 46, 282-293.
Zoeteman, B.W., et al. (1980) Chemosphere, 9, 231-249.（Howard, 1989 から引用）
化学物質評価研究機構編 (2002) 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)
環境庁環境化学物質研究会編 (1988) 環境化学物質要覧, 丸善, 東京.
環境庁 (1996) 平成 7 年度環境庁化学物質の生態影響試験事業.
経済産業省 (2002) 平成 13 年 化学工業統計年報.
経済産業省, 環境省 (2003a) 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 13 年度〉.
経済産業省, 環境省 (2003b) 平成 13 年度 PRTR 届出外排出量の推計方法等の概要.
(http://www.meti.go.jp/policy/chemical_management/kohyo/todokedegaisanshutudata.htm から引用)
財務省 (2003) 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 (2004) 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 15 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).
フタル酸-ジ-n-ブチルの藻類 (Selenastrum capricornutum) に対する生長阻害試験 (東レリサーチセンター, 試
験番号: PRO/N01/0100, 平成 8 年 7 月 31 日)
フタル酸-ジ-n-ブチルのオオミジンコ (Daphnia magna) に対する急性遊泳阻害試験 (東レリサーチセンター,
試験番号: PRO/N02/0101, 平成 8 年 7 月 31 日)
フタル酸-ジ-n-ブチルのオオミジンコ (Daphnia magna) に対する繁殖阻害試験 (東レリサーチセンター, 試験

31

http://www.cerij.or.jp

番号: PRO/N03/0103, 平成 8 年 7 月 31 日)
フタル酸-ジ-n-ブチルのメダカ (Orizyas latipes) に対する急性毒性試験 (東レリサーチセンター, 試験番号:
PRO/N04/0100, 平成 8 年 7 月 31 日) .
経済産業省 (1992) 化審法既存化学物質安全点検データ集, 通商産業省基礎産業局化学品安全課 監修. 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)
国土交通省(2001a) 下水道における内分泌撹乱化学物質に関する調査報告書 (平成 13 年 3 月), 都市･地域整備
局下水道部.
国土交通省 (2001b) 平成 12 年度 水環境における内分泌撹乱物質に関する実態調査結果.
化学物質評価研究機構 (2001) 環境ホルモン効果に関する評価・試験法開発報告書, 平成 12 年度経済産業省環境対応技術開発等委託調査研究.
水 道 技 術 セ ンタ ー (2002) 水 道 水 源 に お け る有害化学物質等監視情報ネットワーク整備検討委員会資料.
(http://ygnet.mizudb.or.jp/ippan/YugaiSokutei/asp/GraphDisp.asp.から引用)
佐藤秀男ら (1975) Rec-assay 報の追試とフタル酸エステルへの応用, 北海道立衛生研究所報, 25, 146-147.
通 商 産 業 省 (1975) 通 商 産 業 省 公 報 (1975 年 8 月 27 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)
土屋公幸, 服部畦作 (1976) フタル酸エステル処理による人間白血球培養細胞の染色体調査, 道衛研所報, 26,114.
日本化学工業協会 (2002) 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－2002 年度
化学物質排出量調査結果－ (2001 年度実績).
日本産業衛生学会 (2001) 許容濃度等の勧告, 産衛誌, 43, 95-119.

32

http://www.cerij.or.jp

CERI 有害性評価書 フタル酸ジ-n-ブチル
平成 18 年 3 月 1 日
編集

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