CERI 有 害 性 評 価 書

アセトニトリル
Acetonitrile

CAS 登録番号：75-05-8

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 ..................................................................................................................................... 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 藻類及び水生植物に対する毒性 ........................................................................................ 4
6.1.2 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................... 5
6.1.3 魚類に対する毒性 ................................................................................................................ 6
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................... 7
7.

ヒト健康への影響........................................................................................................................... 8
7.1

生体内運命................................................................................................................................. 87.2

疫学調査及び事例................................................................................................................... 13

7.3

実験動物に対する毒性 ........................................................................................................... 167.3.1

急性毒性............................................................................................................................ 16

7.3.2

刺激性及び腐食性 ............................................................................................................ 16

7.3.3

感作性 ............................................................................................................................... 187.3.4

反復投与毒性.................................................................................................................... 187.3.5

生殖・発生毒性 ................................................................................................................ 217.3.6

遺伝毒性............................................................................................................................ 23

7.3.7

発がん性............................................................................................................................ 25

7.4
文

ヒト健康への影響(まとめ) ................................................................................................ 26

献 ............................................................................................................................................... 28

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

アセトニトリル
メチルシアニド
シアン化メチル
エタンニトリル
エタン酸ニトリル
シアノメタン
政令号番号 1-12
官報公示整理番号 2-1508
75-05-8

H
H

C

C

N

H
C2H 3N
41.05

分子式
分子量

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
毒劇物取締法
労働安全衛生法
海洋汚染防止法
船舶安全法
航空法
港則法

項
目
第一種指定化学物質
危険物第四類第一石油類
劇物
危険物引火性の物、名称等を通知すべき有害物
有害でない物質
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
発
爆
比

目
観
点
点
点

火
火
発

限

点
界
重

特 性
無色液体
-45℃
81.6℃
12.8℃ (密閉式)
6℃ (開放式)
524℃
3.0～16 vol % (空気中)0.78745 (15℃/4℃)

値

1

http://www.cerij.or.jp

出典
U.S.NLM:HSDB, 2003
Merck, 2001
Merck, 2001
IPCS, 2002
NFPA, 2002
IPCS, 2002; NFPA, 2002
IPCS, 2002; NFPA, 2002
Merck, 2001

項目
蒸 気 密 度蒸気
圧分 配 係 数解 離 定 数土壌吸着係数溶
解性
ヘンリー定数換 算 係 数
(気相、20℃)

特 性 値
1.42 (空気 = 1)
9.8 kPa (20℃)、15.3 kPa (30℃)
log Kow = -0.34 (測定値)、-0.15 (推定値)
pKa = -4.30
Koc = 5 (推定値)
水：混和
アルコール、エーテルなどの有機溶媒：混和
3.49 Pa･m3/mol (25℃、測定値)
1 ppm = 1.71 mg/m3
1 mg/m3 = 0.586 ppm

4．製造輸入量・用途情報

年
製造量
輸入量
輸出量

出
典
計算値
Verschueren, 2001
SRC:KowWin, 2003
SRC:PhysProp, 2002
SRC:PcKocWin, 2003
Merck, 2001
Merck, 2001
SRC:HenryWin, 2003
計算値

(表 4-1)

表 4-1 製造・輸入量等 (トン)
1998
1999
2000
2001
4,000
5,000
6,000
6,000
500-1,000
500-1,000
500-1,000
500-1,000
500-1,000
500-1,000
500-1,000
500-1,000

2002
7,000
500-1,000
500-1,000

出典：製品評価技術基盤機構 (2004)

アセトニトリルの 2001 年度の製造・輸入量は 10,000～100,000 トンの範囲との報告もある (経済産業省, 2003)。ただし、ここでの製造量は出荷量を意味し、自家消費分を含んでいない。
アセトニトリルは、農薬、医薬、香料、染料等の有機合成原料、抗生物質抽出剤、抽出・分
離用溶剤 (クロマト分離に用いるキャリアー液等)、カラーフイルム処理用溶剤、反応溶剤、精製溶剤、有機電解液 (リチウム電池用) 等に用いられている (製品評価技術基盤機構, 2004)。

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)
2.63×10-14 (25℃、測定値)
1.50×10-19 (25℃、測定値)
5.00×10-11 以下 (25℃、測定値)

濃 度 (分子/cm3)
5×105～1×106
7×1011
2.4×108 (10 ppt)

半減期0.8～2 年
2 か月
20 年以上

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

アセトニトリルは遠紫外線領域のみに光吸収があるので、大気環境中では直接光分解されな
2

http://www.cerij.or.jp

いと報告されている (U.S. NLM:HSDB, 2003)。

5.2
5.2.1

水中での安定性
非生物的分解性

アセトニトリルの塩基触媒による 25℃における加水分解速度定数は、5.8×10-3 L/mol/時間である。この速度定数から計算される加水分解半減期は、pH 7 では 15 万年以上である (Howard etal., 1991) ので、一般的な水環境中での加水分解は無視できると推定される。

5.2.2

生分解性

アセトニトリルは、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。
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 (%)
65 注 1)(N の残留形態を
NH3 として算出)
84 注 1)
100 注 2)
88 注 1)
100 注 2)分解率の測定法
生物化学的酸素消費量 (BOD) 測定
全有機炭素 (TOC) 測定
ガスクロマトグラフ (GC) 測定

判定結果
良分解性

注 1：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：被験物質濃度：30 mg/L、活性汚泥濃度：100 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
活性汚泥を用い、連続的にアセトニトリルを加える試
験（22～25℃）

その他の好気的生分解性試験結果

被試験物質濃度で 200～275 mg/L
(BOD 換 算 ) を 連
続的に追加

試験期間
4 週間

分解率
82～94%(BOD)

出
典
Ludzack et al., 1961

また、アセトニトリル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、好気的な条件下では 7～28 日とされている (Howard et al., 1991)。
ｂ 嫌気的生分解性
濃度40 mg/Lのアセトニトリルは、消化汚泥を用いた温度30℃での嫌気的生分解性試験において、メタンガス発生量がアセトニトリルを加えない場合と同程度であったことから、アセトニ
トリルはメタン発酵を阻害しないと報告されている (Ludzack et al., 1961)。
また、アセトニトリル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3

http://www.cerij.or.jp

は、嫌気的な条件下では 28～112 日とされている (Howard et al., 1991)。
環境水中での動態

5.3

アセトニトリルは、水に混和し、蒸気圧が 9.8 kPa (20℃)、ヘンリー定数が 3.49 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アセトニトリル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 12 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 7 日と推算される (Lyman et al., 1990)。
アセトニトリルは、土壌吸着係数 (Koc) の値が 5 (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、環境水中にアセトニトリルが排出された場合は、主に生分解及び揮散により水中から除去されると推定される。
生物濃縮性

5.4

調査した範囲内では、アセトニトリルの生物濃縮係数 (BCF) の測定値に関する報告は得られていない。
しかし、アセトニトリルのオクタノール/水分配係数 (log Kow) の値は-0.34 (3 章参照) である
ことから、BCF は 3.2 と計算されており (SRC:BcfWin, 2003)、水生生物への濃縮性は低いと推定される。

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

藻類及び水生植物に対する毒性(表 6-1)淡水緑藻、藍藻及び水生植物を用いた生長阻害試験が報告されている。セレナストラムを用いた試験で、暴露開始時と終了時の平均測定濃度に基づきバイオマス及び生長速度によって算出した 72 時間 EC50 はいずれも 720 mg/L 超、NOEC も 720 mg/L 以上であった (環境庁, 1996a)。
水生植物であるコウキクサの 96 時間 NOEC (生長阻害) は 1,000 mg/L であった (Zhang and Jin,
1997)。
調査した範囲内では、アセトニトリルの海産種での試験報告は得られていない。

4

http://www.cerij.or.jp

表 6-1

アセトニトリルの藻類及び水生植物に対する毒性試験結果

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

試験法/
方式

温度
(℃)

OECD 201
GLP
止水

22.823.2

エンドポイント

72 時間 EC50
24-48 時間 EC50
24-72 時間 EC50
0-72 時間 EC502)
72 時間 NOEC
24-48 時間 NOEC
24-72 時間 NOEC
0-72 時間 NOEC2)

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
生長速度
生長速度

ﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
生長速度
生長速度

文献

環境庁,
1996a

>720
>720
>720
>720
≧720
≧720
≧720
≧720
(m)

Zhang & Jin,
1997
3,685
1,000
1,800
(n)
(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) 文献をもとに再計算した値
Lemna minor(単子葉植物、
ｺｳｷｸｻ)

6.1.2

半止水
閉鎖系

無脊椎動物に対する毒性

27±2

濃度
(mg/L)

生長阻害

96 時間 EC50
96 時間 NOEC
96 時間 LOEC

葉状体数

(表 6-2)無脊椎動物に対するアセトニトリルの急性毒性について、淡水種ではいずれの生物種に対す
る急性毒性も 100 mg/L を超えており、その多くは揮発性を考慮せず、止水式で試験を実施した報告である。毒性値が確定しているもののうち、最小値はオオミジンコに対する 48 時間 LC50の 3,600 mg/L あった (Zhang et al., 1996)。
海産種では、ふ化後 24～72 時間のブラインシュリンプに対する 24 時間 LC50 が 400～640 mg/Lであった (Barahona-Gomariz et al.,1994)。
長期毒性としては、オオミジンコを用いた 21 日間繁殖試験報告のうち、揮発性を考慮した信頼性の高い NOEC は親の致死を指標とした 300 mg/L 及び繁殖を指標とした 960 mg/L 以上 (環境庁, 1996c) であった。

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

表 6-2

アセトニトリ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
(mg CaCO3 /L)pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

生後
24 時間
以内

OECD
202
GLP
半止水
密閉
OECD
202
半止水
止水

19.820.750

8.08.1

48 時間 EC50
48 時間 NOEC
遊泳阻害

>1,000≧1,000(a, n)

環境庁,
1996b

24±1

1.86

6.57.548 時間 LC50

3,600
(n)

Zhang etal., 1996

20

ND

8

24 時間 EC50
遊泳阻害>10,000(n)Bringmann& Kuhn,19825

http://www.cerij.or.jp

生物種
Daphnia pulex(甲殻類、
ﾐｼﾞﾝｺ)
Hyalella azteca(甲殻類、ﾖｺｴﾋﾞ)
Gammaru
fasciatus(甲殻類、ﾖｺｴﾋﾞ科の一種)
Palaemonetes
kadiakensis(甲殻類、ｸﾞﾗｽｼｭﾘﾝﾌﾟ、ﾃﾅｶﾞｴﾋﾞ科)
急性毒性 海水Artemia salina(甲殻類、
ﾌﾞﾗｲﾝｼｭﾘﾝﾌﾟ)
長期毒性 淡水
Daphnia magna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

大きさ/
成長段階
生後
24 時間
以内
稚ｴﾋﾞ

試験法/
方式
止水

温度
(℃)
23

硬度
(mg CaCO3 /L)pH

エンドポイント

ND

ND

18 時間 LC50

止水

23

ND

ND

18 時間 LC50

稚ｴﾋﾞ
7 mg

止水

19-21

130

6.58.596 時間 LC50

稚ｴﾋﾞ

止水

17

ND

ND

ふ化後
24-72
時間

半止水

25

塩分濃度:
35‰

ND

OECD
202
GLP
半止水
密閉

20.020.850

7.68.1濃度(mg/L)
5,810
(n)

文献
Bowman etal, 1981

6,540
(n)
>100
(n)

Ewell et al,
1986

18 時間 LC50

5,150
(n)

Bowman etal, 1981

24 時間 LC50

400-640(n)

BarahonaGomariz
et al., 1994

300
21 日間 NOEC
環境庁,
1996c
親の致死
>960
21 日間 EC50≧960
21 日間 NOEC
(m)
繁殖
OECD
24±1
1.86
6.5- 21 日間 NOEC640
Zhang et202
8.0al., 1996
親の致死
160
半止水
21 日間 NOEC(n)
繁殖
ND: データなし、(a, n): 被験物質の測定濃度が設定値の±20%以内であったため設定濃度により表示、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度、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

生後
24 時間
以内

(表 6-3)魚類に対する毒性

淡水魚としては、ファットヘッドミノー、メダカ、グッピー、ブルーギル等に対する急性毒性データがある。魚類に対する 48～96 時間 LC50 はいずれも 100 mg/L を超えている。値の確定しているもののうち、信頼性の高い最小値は、流水で試験を実施し、測定濃度で算出したファットヘッドミノーに対する 1,640 mg/L であった (Brooke et al., 1984)。
長期毒性としては、メダカでの成長、致死を指標にした 21 日間 NOEC が 102 mg/L 以上であった (環境庁, 1996e)。調査した範囲内では、海水魚での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)

アセトニトリルの魚類に対する毒性試験結果
pH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

43.0

7.4

96 時間 LC50

1,640
(m)

Brooke etal., 1984

380

8.2

96 時間 LC50

1,000
(n)

Henderson
et al., 1961

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

硬度

26-31
日齢
21.1mm0.165 g5.1-6.4 cm
約 1.5 gU.S. EPA
流水

26.1

止水

25

6

http://www.cerij.or.jp

生物種
Oryzias latipes(ﾒﾀﾞｶ)

大きさ/
成長段階
2.1 cm0.18 g

2.2 cm0.16 g

試験法/
方式
OECD
203
GLP
半止水
OECD
204
GLP
流水
止水

温度
(℃)
23.324.0

23.724.0

pH

エンドポイント50

7.48.0

96 時間 LC50

50

7.47.921 日間 NOEC
致死、成長

硬度
(mg CaCO3/L)

濃度(mg/L)>100(a, n)

文献
環境庁,
1996d

≧102
(a, n)

環境庁,
1996e

Poecilia
2.5 cm
1,650 Henderson
25
20
7.4 96 時間 LC50
et al., 1961
reticulata(n)
約 0.1 g(ｸﾞｯﾋﾟｰ)
Lepomis1.5-3.8 cm
1,850
25
20
7.4 96 時間 LC50
止水
macrochirus(n)
約2g(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)
Leuciscus
ND
ND
ND
ND 48 時間 LC50
5,850- Juhnke &止水rutilus7,050 Luedemann,(n)
1978(ｺﾞｰﾙﾃﾞﾝｵﾙﾌ
ｪ、ｺｲ科)
ND: データなし、(a, n): 被験物質の測定濃度が設定値の±20%以内であったため設定濃度により表示、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度6.2

環境中の生物への影響 (まとめ)アセトニトリル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 (成長)阻害、繁殖などを指標に検討が行われている。
藻類では、セレナストラムを用いた生長阻害試験で生長速度によって算出した 72 時間 EC50
は 720 mg/L 超、NOEC は 720 mg/L 以上であった。また、水生植物のコウキクサに対する生長阻害を指標とした 96 時間 EC50 は 3,685 mg/L、96 時間 NOEC は 1,000 mg/L であった。以上のEC50 値は、GHS 急性毒性有害性区分に該当しない。海産種での報告は得られなかった。
無脊椎動物では、甲殻類、昆虫類、貝類、渦虫類などの報告があり、いずれの生物種に対す
る急性毒性の結果も 100 mg/L を超えており、GHS 急性毒性有害性区分に該当しない。海産種
では、ふ化後 24～72 時間のブラインシュリンプに対する 24 時間 LC50 が 400～640 mg/L であった。長期毒性としては、オオミジンコを用いた 21 日間繁殖試験の報告があり、NOEC は親の致死を指標とした 300 mg/L 及び繁殖を指標とした 960 mg/L 以上であった。
魚類の急性毒性は、ファットヘッドミノー、メダカ、グッピー、ブルーギル等のデータがある。48～96 時間 LC50 はいずれも 100 mg/L を超えており、GHS 急性毒性有害性区分に該当しない。長期毒性としては、メダカを用いて成長、致死を指標にした 21 日間 NOEC が 102 mg/L 以
上の報告がある。調査した範囲内では、海水魚での試験報告は得られなかった。
以上から、アセトニトリルの水生生物に対する急性毒性において、現在までに得られている
毒性データは、いずれの水生生物に対しても 100 mg/L 以上を示しており、GHS 急性毒性有害
性区分に該当せず、藻類・水生植物、甲殻類及び魚類のいずれに対しても有害性を示す可能性は小さい。長期毒性についての NOEC は、藻類・水生植物では 1,000 mg/L、甲殻類では 300 mg/L、魚類では 102 mg/L 以上である。
7

http://www.cerij.or.jp

得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は、甲殻類であるオオミジンコ繁殖試験
での親の致死を指標とした 21 日間 NOEC の 300 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)

アセトニトリルは肺、消化管及び皮膚から容易に吸収される。アセトニトリルは広範囲の臓器に分布するため、これらの経路による暴露は全身的影響をもたらす。
アセトニトリルはシトクロム P450 及びシトクロム P450j (LM3, LMeb) によって、まずシアノヒドリン中間体へ生体内変換され、さらにシアン化水素及びホルムアルデヒドを放出する。
この変換は NADPH 依存性である。アセトニトリルはシアン化物に代謝された後、ローダナー
ゼの介在でチオ硫酸塩と抱合し、チオシアン酸塩の形で尿排泄される。投与されたアセトニト
リルの一部は未変化のまま呼気や尿中に排泄される。

CH 3 C N
P450
[O]
H O-

CH 2 C N

高分子との相互作用

C H2 O +CN

ローダナーゼSC N

生体分子の結合HC O O H

図 7-1

アセトニトリルの代謝経路（出典：EU, 2002、IPCS, 1993）

表 7-1
動物種
等・
性別・週齢
ヒト
(喫煙者 )
男女比不
明
16 名

投与条件

吸入

アセトニトリルの生体内運命

投与量

不明

結

果

吸収 : タバコの煙を 2 秒間口内に留め吸入しない
時、アセトニトリルの吸収が認められた (平均 74%)
（どこに吸収されたかは文献に記載なし）。

8

http://www.cerij.or.jp

文献

Dalhamn etal., 1968a

動物種
等・
性別・週齢
ヒト
(喫煙者 )
男女比不
明
16 名
イヌ
ビーグル
3匹

投与条件

投与量

結

果

文献

吸入

不明

吸収: タバコの煙を肺に吸入する時、アセトニトリ
ルの吸収は 91±4%

Dalhamn etal., 1968b

単回吸入
4 時間

16,000 ppm (air)(27,000*1 mg/m3)(26,880*2 mg/m3)(vapor)

吸収: 暴露 1 時間後の血中シアン化物濃度 0.33-0.53
μ g/ mL 。 3 時間後にピークに達し (3.05-4.33 μ g/mL)、4 時間後に幾分減少 (2.66-2.91μg/ mL)。これは、アセトニトリルは吸入経由で速やかに吸収されることを示す。イヌの場合、暴露 3-4 時間後に血中濃度が定常状態に近付くと示唆

Pozzani etal., 1959

吸収 : 75% (容量で ) 水溶液を適用時、 LD50 値は減少。これらの LD50 値は、他の動物種の経口投与後
LD50 値と類似またはさらに低く、効果的な皮膚吸収を示す。

Pozzani etal., 1959

*1

EU 記載
U.S. EPA 記載
原液もしくは希釈 [ 原 液 : 1.25
(0.84-1.85)
mL/kg、希釈水溶液:
0.5(0.37-0.67)
mL/kg]
2,000、4,000 ppm(vapor)40、80、160 ppm
*2

ウサギ

ヒト
( ボランテ
ィア)
3名
イヌ
3匹

ラット
Wistar雄 15 匹雌 15 匹サル

経皮(適用部位の
報告なし)

単回吸入
4 時間
吸入
4 時間

排泄: チオシアン酸塩を尿排泄。
代謝: 血液中にシアン化物は認められず。尿中チオ
シアン酸塩濃度でわずかな増加。

Pozzani etal., 1959

吸入
7 時間/日5 日間/週90 日間
吸入7 時間/日5 日間/週90 日間

350 ppm (air)

排泄: 5 日間の暴露期間後、尿中チオシアン酸塩は69 から 252 mg/L まで増加。暴露期間終了後 2.5 日
でも排泄が続いた。

Pozzani etal., 1959

166 、 330 、 655
ppm (vapor)(致死量 660 ppm)

Pozzani etal., 1959

吸入
7 時間/日5 日間/週90 日間
吸入
約 99 日間

350 ppm (air)

排泄 : チオシアン酸塩は毎日の暴露中に完全に消失せず、週末の間に (2.5 日の休憩期間 ) ほとんど排泄。暴露 59-63 日目の 5 日間の尿中チオシアン酸
塩濃度は、166 及び 330 ppm 暴露群においてそれぞれ 27-79 mg/100 mL 及び 29-60 mg/100 mL の範囲。
チオシアン酸塩の排泄量はアセトニトリルの暴露量に比例せず。
排泄: 5 日間の暴露期間後、尿中チオシアン酸塩は60 から 114 mg/L まで増加。暴露期間終了後 2.5 日
でも排泄が続いた。

350 ppm

排泄: 2 日間の休憩 (例: 週末) 後
暴露 35 日後:血中にシアン化物イオンを検出せず。
暴露 39 日後 (例: 連続暴露 5 日間後):
0.076-0.092μ g/ mL を検出。
チオシアン酸塩は 2 日の休憩期間後尿中で検出され、5 日間の暴露の週を越えて蓄積。

9

http://www.cerij.or.jp

Pozzani etal., 1959

動物種
等・
性別・週齢
アカゲザ
ル
3匹

投与条件

投与量

結

果

文献

0.1 mL/kg

排泄: チオシアン酸塩として排泄された割合は、ア
セトニトリル静注後は用量の 12%。チオシアン酸ナ
トリウム注入後は用量の 55%。これより、アセトニ
トリルの 12% 以上がチオシアン酸塩に変換されていることが判明。

不明

静注[4-8 週 間 後
にチオシア
ン酸ナトリ
ウ ム (1.55
mL/kg 、 10%溶液、生食)
を静注 ]
不明

不明

ヒト
男性
19 歳

吸入
(職業上の事故）不明

代謝 : シアン化物とチオ硫酸塩の抱合は酵素ロー Pozzani et
ダ ナ ー ゼ (thiosulfate cyanide sulfur transferase: EC al., 1959
2.8.1.1) が触媒。
アセトニトリルを吸入し、6 日後に死亡した人にお Dequidt et
いて、アセトニトリルが血液、尿、心臓、肺、肝臓、 al., 1974
脾臓、腎臓、膵臓及び膀胱に分布。

ヒト
男性
23 歳
ラット
雄
3匹

吸入
(職業上の事故)吸入

アセトニトリルを吸入し、1 時間以内に死亡した人において、代謝物のシアン化物が脾臓、肺及び腎臓で検出、肝臓で未検出。
25,000 ppm
分布: 暴露開始 30 分以内に、呼吸困難及びチアノーゼを伴い全数死亡。1.36μ g/ g 筋肉-24.38μg/ g 腎臓の濃度範囲で分布。遊離シアン化水素は 0.27μ g/
g 肝臓 -4.02μg/ g 脾臓の濃度範囲でアセトニトリル
より均等に分布 (ただし、4.02μg/ g 脾臓及び 1.29
μg/ g 脳を除く)。腹腔内投与に比べ、アセトニトリ
ル濃度は 16 倍。
2,800 ppm
分布: 暴露期間中にラットは次々と死亡。臓器中アセトニトリル及び遊離シアン化物濃度はそれぞれ
0.96-2.869μg/ g 組織 (最高値 : 2.869μ g/ g 腎臓) 及
び 0.53-9.90μg/ g 組織。
600、1,500、2,340 分布:
mg/kg
ラット, 1,500 mg/kg 投与
18-28 時間以内に全数死亡。すべての臓器にアセ
トニトリルは分布。アセトニトリルを含む臓器
肝臓、肺、脾臓、は脾 臓、心臓及び肺であり、最大量はそれぞれ
腎臓、心臓、脳、筋肉、腸、胃、2.211、 2.843、 1.533 mg/ g。
精 巣 及 び 皮 膚 に ラット, 2,340 mg/kg 投与
ついてアセトニ
3-12 時間以内に全数死亡。チオシアン酸塩濃度
トリル、遊離シの最低値 3.59μg/ g 肝臓。また、13.17μ g/ g 脾
アン化水素及び臓、17.57μg/ g 胃、 10.45μg/ g 皮膚。遊離シア
その代謝物 (チン化水素は 0.17μ g/ g 肝臓-3.47μg/ g 脾臓の濃
オシアン酸塩)
度範囲で分布。アセトニトリルは様々な臓器に一様に分布 (900-1,700 mg/kg 組織 )。
を調査。
排泄:ラット, 600 mg/kg 投与
明らかな兆候もなく生存。投与後 11 日間排泄された平均総尿中アセトニトリル、遊離シアン化
物及び結合シアン化物 ( チオシアン酸塩 ) はそれぞれ 28 mg (投与量の 3%)、0.2 mg (0.035%) 及び 12 mg (2.3%)。

吸入2 時間/日5 日間ラット
Wistar雄
11 匹 (4,
4, 3)

単回腹腔内

不明

10

http://www.cerij.or.jp

Pozzani etal., 1959

Grabois,1955
Haguenoer
et al., 1975

動物種
等・
性別・週齢
マウス
ICR
雄
9-10 匹

投与条件

投与量

結

腹腔内

175 mg/kg

マウス
ICR
雄
30-35 g

単回静注2.46 mg/kg([2-14C]- ア セ ト
ニトリル)

ラット
SD
雄
6 匹 (1 群)

経口

2,460 mg/kg(LD50)( 対 照 群 に は0.9%NaCl を同等
量)

ラット
SD
8匹
雌
( 雄 は 不明)経口1,470、4,300mg/kg(対照群には
20 mL/kg の水)

ラット
SD
雌

肝ミクロソ
ーム
ヘパトサイ
ト

不明
( ア セ ト ン 2.5
mL/kg を前処置)

果

文献

分布: 投与後 2.5 時間で死亡したマウスのシアン化 Willhite &物濃度 47.8±36.1μ mol/kg (肝臓)、シアン化物濃度 Smith, 1981
13.4±4.8μ mol/kg (脳 )。シアン化物濃度にかなり変動 がみられたが、アセトニトリルからのシアン化物遊離速度、シアン化物からチオシアン酸塩への生体内変換の割合の差が原因と示唆。
分布: 放射活性は広範囲に体内分布。投与 5 分後に、 Ahmed
et
肝臓及び腎臓で不揮発性のアセトニトリル代謝物。 al., 1992
投与 24 及び 48 時間後、放射活性は肝臓及び消化管に保持され、さらに遅れて [2-14C]- アセトニトリル
代謝物が雄の生殖器及び脳で観察。 [2-14C]- アセト
ニトリルは投与 24 時間後、脳組織で未検出。投与
48 時間後までに 30-50%が脂質に存在。
代謝: アセトニトリル→ホルムアルデヒド・シアノ
ヒドリン→シアン化物及びホルムアルデヒドへ代謝。ホルムアルデヒド→ぎ酸へ代謝されるだろう。
アセトニトリルの分布及び排泄は 1- コンパートメ
ント (1 次キネティクス) に従い、代謝物の分布は
2- コンパートメントに従う ( 見かけの速い消失速
度 t1/2α: 皮膚 0.08 時間-眼 1.77 時間、見かけの遅い
消失速度 t1/2β : 膀胱 8.60 時間-小腸 536.26 時間 )。
アセトニトリルの血液及び組織からの消失半減期は、肝臓 5.52 時間-血液 8.45 時間の範囲。
&
分布: シアン化物濃度 16±6 mg/kg (肝臓)、102±39 Ahmed
Farooqui,mg/kg (腎臓)、 28±5 mg/kg (脳)。
代謝 : シアン化物はアセトニトリルの毒性の原因 1982
であるが、アセトニトリルからシアン化物への変換
は、他のニトリル類より遅い (他のニトリル類の最高血中シアン化物濃度は投与後 1 時間だが、アセトニトリルの場合、投与後 7.5 時間)。アセトニトリルの毒性はシアン化物及び他のニトリル類より低い(経口 LD50 値: アセトニトリル 2,460 mg/kg、プロピ
オニトリル 40 mg/kg、アクリロニトリル 90 mg/kg、
シアン化カリウム 10 mg/kg)。
代謝: 血清中アセトニトリル濃度は 7.5 時間後に最 Freeman &大。 72 時間後にはわずかに検出される程度まで減 Hayes,
少。血中シアン化物濃度は 7.5 時間後にどちらの用 1985a
量も比較できる濃度に達し、 72 時間後には 1,470
mg/kg はほとんど 0 まで減少。
最高血中シアン化物濃度 (5.2±0.5 mg/L) は雌ラットに 1,470 mg/kg を投与後 35 時間の時。
雌ラットにアセトニトリル (1,470 mg/kg) を単独投与した場合、血中シアン化物濃度は最大 9-15 時間まで上昇。アセトニトリル (1,470 mg/kg) とアセ
トン (1,960 mg/kg) を同時投与した場合、投与後0-24 時間の血中シアン化物濃度はアセトニトリル
単独の場合に比べてより低いが、39-48 時間で最高濃度に達し、その濃度はアセトニトリル単独の場合に比べて 50%高い。
代謝: アセトンを前処置後 24 時間で単離した肝ミ Freeman &クロソームもしくはヘパトサイトのいずれかで、ア Hayes,
セトニトリルのシアン化物への in vitro 代謝は有意 1985bに 2 倍増加。この代謝は NADPH-依存性。

11

http://www.cerij.or.jp

動物種
等・
性別・週齢
マウス

投与条件

投与量

結

果

代謝 : アセトニトリルから遊離するシアン化水素の量は、 NADPH の添加で大幅に増加。
代謝・排泄: アセトニトリルはシアン化物に代謝された後、チオ硫酸塩と抱合し、チオシアン酸塩の形で尿排泄。この抱合は酵素ローダナーゼ (thiosulfate
cyanide sulfur transferase: EC 2.8.1.1) により触媒される。
代謝・排泄: シトクロム P450 を触媒にシアン化物へ代謝。まず、シアノヒドリン中間体が形成され、遊離シアン化物及びおそらくホルムアルデヒド(未同定 ) を放出。In vivo 形成のシアン化物は次にチオ硫酸塩と抱合し、チオシアン酸塩を形成。
投与後 24 時間以内に尿排泄されたチオシアン酸塩の量は、経口では投与量の 11.8±2.5%、腹腔内では投与量の 4.4±0.5% (＝2.2±0.2 mg/kg)。
シアン化物とチオ硫酸塩の抱合は酵素ローダナー
ゼ (thiosulfate cyanide sulfur transferase: EC 2.8.1.1)
が触媒。
分布: 投与後 2.5 時間で屠殺されたハムスターの血液、脳、腎臓及び肝臓で、シアン化物及びチオシア
ン酸塩の分布がみられ ( 個体差あり ) 、肝臓及び腎
臓は脳よりも濃度が高い。血液、肝臓及び腎臓中チ
オシアン酸塩濃度は脳の 10 倍。
代謝・排泄: アセトニトリルの用量の増加に伴い、シアン化物及びチオシアン酸塩濃度も増加 ( 濃度依存性 ) 。シアン化物は酵素ローダナーゼの触媒でチオ硫酸塩と抱合後、チオシアン酸塩を生成し、尿排泄。
代謝: アセトニトリルの用量の増加に伴い、シアン化物及びチオシアン酸塩濃度も増加 ( 濃度 - 依存性
の増加)。

文献

Ohkawa etal., 1972
Pereiraetal., 1984

肝ミクロソ
ーム
不明

不明

ラット
SD

経口もしく
は
腹腔内

30.8 mg/kg

ハムスターGoldenhamster
雌 ( 非 妊
娠)

経口もしく
は腹腔内

100、 200、300、400 mg/kg 体重

ハムスタ
ーGoldenhamster
雄
ラット
SD
雌
ラット

肝薄片をイ
ンキュベー
ト

不明

肝ミクロソ
ーム

不明

代謝 : アセトニトリルはシトクロム P450j (LM3,LMeb) によって代謝されやすい。

Freeman &Hayes, 1987

肝ミクロソ
ーム

不明

Freeman &Hayes, 1988

ラット

単離ミクロ
ソーム

不明

代謝 : アセトニトリルからシアン化物への変換には、シトクロム P450 及びシトクロム P450j (LM3,LMeb) が介在。
代謝: P450 II E1 誘導剤 (例: ピラゾール、4-メチル
ピラゾール及びエタノール) をラットに処置時、単離ミクロソームにおけるアセトニトリルからシアン化物への生成が 4-5 倍に増加。フェノバルビター
ル処置は促進効果小。3-メチルコラントレン処置はアセトニトリルのミクロソーム酸化が減少。In vivo
におけるシアン化物生成は、一酸化炭素、エタノー
ル、 2- ブタノール、ジメチルスルホキシド及び 4メチルピラゾールにより阻害される。ピラゾールもしくは 4- メチルピラゾール処置ミクロソームにおける酸化は P450 3a の抗体 (IgG) によってほとんど完全に阻害。この結果より、アセトニトリルからシアン化物への酸化に P450 が関与し、 P450 II E1が特異的に触媒することを示唆。

不明

不明

12

http://www.cerij.or.jp

Silver et al.,
1982

Willhite,
1983

Feierman &Cederbaum,
1989

動物種
等・
性別・週齢
不明

投与条件

投与量

結

不明

不明

ヒト

事故
(経路不明 )

不明

ヒト
男性
30 歳

経口

98% ア セ ト ニ ト
リル 5 mL
64 mg/kg

7.2

果

代謝・排泄: アセトニトリルはシアン化物に代謝された後、チオ硫酸塩と抱合し、チオシアン酸塩の形で尿排泄。この抱合は酵素ローダナーゼ (thiosulfate
cyanide sulfur transferase: EC 2.8.1.1) により触媒される。
代謝・排泄: 事故でアセトニトリル中毒になったヒトの事例より、アセトニトリルはシアン化物及びチ
オシアン酸塩へ生体内変換を受けた後、尿排泄される。
代謝:
自殺行為で経口摂取したヒトの事例より、消失半減期: アセトニトリルで 32 時間
シアン化物で 15 時間。

文献

Takizawa &Nakayama,
1979

IPCS, 1993

Michaelis etal., 1991

疫学調査及び事例 (表 7-2)

アセトニトリル暴露によるヒトへの急性影響は、疲労感、悪心、嘔吐、錯乱、けいれん、昏睡等であり、重度の場合は死に至る。死亡例の解剖では、肝臓、腎臓などの臓器のうっ血、肺水腫、出血性胃炎が認められている。また、吸入暴露で鼻、のどに刺激がある。慢性影響の報告例はない。生殖・発生毒性は認められていない。発がん性については、明確な因果関係が認められていない。
表 7-2
対象集団
性別
人数
ボランテｲアによる研究（31-47 歳）3
名

化学プラン
ト労働者
16 名

暴露状況

アセトニトリルの疫学調査及び事例

暴露量

結

果

文献

40 ppm、4 40 ppm、 4 時間暴露：2 名は吸入中及び吸入後、特別な Pozzani et al.,
時間暴露。 症状なし。血中シアン化物は検出されず。1 名は吸入し 1959
た日の晩、わずかな胸の苦しさを感じた。翌朝、メント
1 週間後
80 ppm、4 ールを吸入したような冷感（cooling sensation）を持ち、時間暴露。 およそ 24 時間持続。血中シアン化物は検出されず、尿中チオシアネートのわずかな増加。なお、3 名は暴露後
さらに、
9 日後
2-3 時間、アセトニトリルの臭気を感じ、その後、嗅覚160 ppm、 減退を示した。
4 時 間 暴 1 週間後、80 ppm、4 時間暴露：2 名。特別な症状なし。
露。
血中シアナイド検出されず。
9 日後、160 ppm、4 時間暴露：1 名は暴露 2 時間後、顔面のわずかな紅潮、5 時間後、気管支のわずかな圧迫感。
血中シアナイド及び尿中チオシアネートは検出されず。
結論：アセトニトリルの低濃度蒸気暴露では症状と血中シアナイド、尿中チオシアネート濃度の関連性はみられない。
ア セ ト ニ ト リ 塗料
1 名死亡。2 名重症（うち 1 名はタンク内で 3 時間、他 Grabois, 1955
ル 貯 蔵 タ ン ク （ 30-40 ％ の 1 名はタンク周辺で 12 時間、タンク内で 1 時間労働）。
内 壁 塗 装 の ア セ ト ニ 13 名軽度の症状（うち、より障害の大きかった 2 名は際、吸入暴露。 トリル）、 タンク内で 2.5 時間、その他はタンク周辺で労働）。
塗 料 の 粘 性 が 溶剤
症状：脱力、悪心、吐き気。死亡前にけいれん発作、昏高 い た め タ ン （ 90-95% 睡

アセトニトリルチャンバー(7,900 リ ッ トル) 内での蒸気吸入暴露

13

http://www.cerij.or.jp

対象集団
性別
人数

男性
19 歳
ラボ作業員

ヒト
詳細不明

暴露状況

暴露量

クを 25℃に加熱。タンクの換気は停止。

アセトニ
トリル）を
含有。
2 日間暴
露（約 12
時間の労働）－

死後解剖：うっ血が大脳、甲状腺、肝臓、脾臓、腎臓にみられ、モモの種のにおいが全組織からした。
血中シアナイド濃度： 7,960μ g/L、尿中チオシアネート
濃度：2,150μ g/L。
各臓器のシアナイド濃度：脾臓 3,180μg/kg 組織、腎臓
2,050μg/kg 組織、肺 1,280μ g/kg 組織。肝臓からシアナ
イドは検出されず。
4 時間後、胃上部の痛み、悪心、吐き気。翌日、けいれん、昏睡。
多量のシアナイドとチオシアネートがそれぞれ血中及び尿中から検出。
暴露 6 日後に心不全により死亡。

短期間に
誤 っ て
500 ppm
吸入。
98-100%濃度

鼻、のどに刺激がみられた。

Amdur, 1959

暴露直後：無症状。
8 時間後：うめき、弱反応(poorly responsive)、嘔吐。その後、病院に到着した時には、嗜眠性催眠、顔蒼白。
体温 36.9℃、脈 140/min、呼吸 56/min、血圧 70/30mmHg
全血中のシアナイド濃度：暴露 12 時間後 6mg/L、暴露
24-48 時間後 60-70μ mol/L、暴露 60 時間後 15μ mol/L
3 日後全快。
20 分後、嘔吐、息苦しさ。しかし、毒物センターと小児科医はアセトン含有除光液とその毒性を過小評価。
翌朝、死亡発見。
死後解剖で、重度の肺水腫。
血 中 シ ア ナ イ ド 濃 度 119mg/kg 、 脳 シ ア ナ イ ド 濃 度
0.2mg/kg
暴露 3 時間後、嘔吐、けいれん、昏睡、急性呼吸障害、代謝性アシドーシス、2 回の心停止。3 か月後回復。
このケースから、ヒトに対するアセトニトリルの死に至らない重度の影響濃度は 570mg/kg と推定。

Caravati&
Litovitz, 1988

2 日間アセト
ニトリルを扱った後、床清掃のためアセトニトリルと熱湯で床をクリーニングした際、吸入暴露。
吸入暴露

除 光 液 30mLを小児及びそのベッド上にこぼし、皮膚
及 び 吸 入 暴
露。

小児
2歳

結

果

文献

Dequidt et al.,1974

除光液の経口暴露15-30ml
1-2g ア セ
トニトリ
ル/kg を飲
んだ。

男性
26 歳

自殺目的でアセトニトリルを経口摂取。

40g

女性
22 歳

アセトニトリルとアセトンを経口摂取。
アセトニトリ
ル含有除光液を経口摂取。

－

30 時間後に死亡。
死後解剖により肺水腫、出血性胃炎を確認。

Boggild et al.,
1990

99% ア セ
トニトリ
ル
59mL
4g/kg

7 時間後、嘔吐、錯乱。
12 時間後、代謝性アシドーシス、けいれん、浅呼吸。
全血シアナイド濃度は飲後 8 時間で 3,130μg/L、65 時間
で血清シアナイド濃度は 10mg/L、チオシアネート濃度
は 120mg/L、 72 時間で血清シアナイド濃度は 12mg/L、チオシアネート濃度は 30mg/L、5 日後にシアナイド濃度は 360μ g/L、チオシアネート濃度は 30mg/L
6 日目に退院。
13 時間後、嘔吐、錯乱、けいれんが亢進。
胃洗浄が施された。飲後 42 時間で退院。
3 時間 45 分後、血中シアナイド濃度は 1.24mg/L、チオ
シアネート濃度は 11mg/L

Turchen et al.,
1991

小児
16
か
11.8kg

女性
39 歳

小児
3歳
17.2kg月

アセトニトリ
ルを含む除光液 を 経 口 摂取。

15-30mL
0.8-1.7g/kg

14

http://www.cerij.or.jp

Caravati&
Litovitz, 1988

Jaeger1977

Geller
1991

et

et

al.,

al.,

対象集団
性別
人数
女児
2歳
15.8kg

暴露状況

暴露量

アセトニトリ
ル含有除光液を経口摂取。

84% ア セトニトリ
ル含有
5-10mL
0.25-0.5
g/kg
98% ア セ
トニトリ
ル含有
60mL
98% ア セトニトリ
ル
5mL
64mg/kg
－

小児
23 か月

アセトニトリル含有物を経
口摂取。

男性
30 歳

自殺目的でアセ ト ニ ト リ
ル、アンモニウム 1mL を経口摂取。
アセトニトリ
ルを誤飲。

男女

ヒト
詳細不明
米国、化学工
場における
血液がんの
調査
コホート研
究
1940-1978 年

フィンラン
ド
ラボ作業員
妊婦のケー
スコントロ
ール研究

アセトニトリル を 経 口 摂取。
2 工場と研究
開発センター
で 21 物質について調査。

－

暴露群 206 例が 対 照 群 329
例と比較された。
また、アセト
ニトリル溶媒による暴露群36 例が対照群
105 例 と 比 較された。
さらに、出生
児体重とアセトニトリル暴露との関係を500 人 の 女 性を対象に調査
した。

－

－

結

果

文献

暴露翌日、うめき、嘔吐、疲労を呈し、 14 時間後、慢性痙攣、過呼吸、頻脈、低酸素症、アシドーシスを伴い昏睡。
病院で治療、 2 日後退院。

Kurt et al., 1991

6 時間以内に嘔吐、24 時間後に無反応。
病院で治療を受け、3 日後に退院。

Losek
1991

30 分後、嘔吐。
5.5 時間後、胃洗浄。
ピーク時の血清アセトニトリル及び血液シアナイドはそれぞれ 99.2mg/L、15.0mg/L

Michaelis et al.,1991

嘔吐、死亡。
アセトニトリル濃度は血中で 0.8g/L、尿中で 1.0g/L、胃内容物で 1.3g/L
血液中の無機シアナイド濃度は 4.5mg/L（男）、 2.4mg/L（女）。
胃粘膜のびらん。

Jones
1992

非ホジキン白血病 52 例
複合性骨髄腫 20 例
非リンパ球性白血病 39 例
リンパ球性白血病 18 例
アセトニトリルに関しては、オッズ比が 5.2（非ホジキン白血病 2 例が該当）、2.5（非リンパ球性白血病 1 例が該当）。
結論：いろいろな物質による暴露が原因しており、腫瘍発生例数の増加がアセトニトリルのみの暴露に起因す
るとはいえない。
オッズ比はアセトニトリル暴露による自然流産で 1.4（95%信頼限界、0.4-4.7 の間）。
また、アセトニトリルの溶媒による暴露と奇形の関連性もなかった。
アセトニトリルの溶媒による暴露と出生児体重の関係は関連性がみられなかった。
結論：アセトニトリル暴露と妊婦の自然流産増加、子供の奇形増加あるいは出生児体重の間の関連性は認められなかった。

15

http://www.cerij.or.jp

et

et

al.,

al.,

Way, 1981;
Ballantyne,
1983
Ott et al., 1989

Taskinen et al.,
1994

実験動物に対する毒性

7.3
7.3.1

急性毒性

(表 7-3)

経口投与での LD50 は、マウスで 269～617 mg/kg、2,730 mg/kg、ラットで 158 mg/kg（14 日齢）、
1,327～6,762 mg/kg、モルモットでは 140 mg/kg である。吸入暴露での LC50 は、マウスで 2,300～5,700 ppm（1～2 時間）、7,551 ppm（8 時間）、ラットで 16,000 ppm（4 時間）、7,551 ppm（雄8 時間）、12,435 ppm（雌 8 時間）、ウサギで 2,828 ppm（4 時間）、モルモットで 5,655 ppm（4時間）、イヌでは 8,000～16,000 ppm（4 時間）である。また、ウサギへの経皮投与では、75%水溶液における LD50 (395 mg/kg) は原液における LD50 (987.5 mg/kg) より毒性影響が強い。
主な毒性症状として、自発運動の低下、努力性呼吸、体重の増加抑制、振戦、けいれん、衰弱、努力性呼吸、呼吸困難がみられている。いずれの暴露経路においても中枢神経系の抑制作用を示し、また、呼吸器系に対する影響も認められている。さらに、皮膚からの吸収による毒性影響は原液より 75%水溶液の方が強い。
表 7-3

アセトニトリルの急性毒性試験結果

経口 LD50(mg/kg)
吸入 LC50(ppm)

マウス269-6172,730
2,300-5,700(1-2 時間 )7,551 (8 時間 )ラット
158 (14 日齢 )1,327-6,762
16,000 (4 時間)
7,551 (雄 8 時間)
12,435 (雌 8 時間)

ウサギ

モルモット

イヌ

ND

140

ND

2,828 (4 時間 )5,655 (4 時間 )8,000-16,000 (4時間)

経皮 LD50(mg/kg)

ND

ND

987.5 (原液 )395 (75%水溶
液)

ND

ND

腹腔内 LD50(mg/kg)175-521 (水溶液)672 及び 6,288 (原液)
3,073-4,440 (水溶
液)

ND
ND

ND

皮下 LD50
ND
3,950
ND
ND
ND
(mg/kg)
静脈内 LD50
ND
1,327
ND
ND
ND
(mg/kg)
ND: データなし
出典：Kimura et al., 1971; MPI Research, 1998; Pozzani et al., 1959; Smyth and Carpenter, 1944; Tanii and Hashimoto,
1984; U.S. EPA, 1999; Willhite and Smith, 1981; Yoshikawa, 1968; Zeller et al., 1969

7.3.2

刺激性及び腐食性(表 7-4)

アセトニトリルの刺激性は主にウサギについて調べられており、皮膚では刺激性なし又は軽度から中等度、眼では中等度から重度の刺激性がみられている。
表 7-4
動物種等
ラット
Sherman

試験法
投与方法
皮膚一次
刺激性

投与期間

24 時間

アセトニトリルの刺激性及び腐食性試験結果
投与量

ND

結
軽度

16

http://www.cerij.or.jp

果

文献

Smyth &
Carpenter,
1948

動物種等

試験法
投与方法
皮膚一次
刺激性

投与期間

投与量

結

果

4 時間

0.5 mL

刺激性なし

皮膚一次
刺激性
皮膚一次
刺激性
開放適用
皮膚一次
刺激性

15 分間
20 時間
ND

ND

刺激性なし

500 mg軽度

24 時間

0.01 mL

中等度

ウサギ

皮膚一次
刺激性

ND

ND

中等度

ウ サ ギ ,
NZW

眼刺激

1, 24, 48, 72
時 間 , 4, 7,
14, 21 日

0.1mL

ウサギ

眼刺激

24 時間

100 μL

Draize の基準で 24-72 時間における評点の平均値は、角膜混濁 1.45 、虹彩
0.83、結膜発赤 3、結膜浮腫 1.89 を示し、これらの反応は 21 日後までに消
失。
中等度

ウサギ

眼刺激

24 時間

ND

ウサギ

眼刺激

ND

1滴

ウサギ
5匹

眼刺激

24 時間

1滴

評点 5(1-10 のうち)、重度

ウサギ

眼刺激

ND

1滴

中等度

ウサギ

眼刺激

ND

ND

重度刺激性

ハムスタ
ー
雌(妊娠 )

吸入60 分

8,000 ppm

刺激性あり

ウサギ

ウサギ
ウサギ

ウサギ

評点 5(1-10 のうち)、眼表面の可逆的な創傷
評点 3(6 までのうち)、浮腫、軽度壊
死、強い血管反応17

http://www.cerij.or.jp

文献

MPI
Research,
1998
Zelleretal., 1969
Union
Carbide,1965
BP
Chemicals,
1944;
Smyth &
Carpenter,
1944, 1948
ABBOTT
S.p.A.
Campover,
年不明(EU
IUCLID,
2003 から引用)
MPI
Research,
1998

Taylpr &Francis,2000
Grant,
1986
Zelleretal., 1969;
BP
Chemicals,
1944
Smyth &
Carpenter,
1944, 1948
Carpenterand Smyth,
1946
ABBOTT
S.p.A.
Campover,
年不明(EU
IUCLID,
2003 から引用)
Willhite,
1983

ND:データなし

7.3.3

感作性

感 作 性 は み ら れ な か っ た と す る 報 告 が あ る (ABBOTT S.p.A. Campoverde, 年 不 明 ;EU.IUCLID, 2003) が、詳細は不明である。

7.3.4

反復投与毒性(表 7-5)

アセトニトリルの反復投与毒性については、マウス、ラット、ウサギ、イヌ、サルを用いた吸入暴露試験が行われており、主な毒性変化として、神経症状に加え、前胃の上皮過形成を伴う限局性潰瘍、前胃粘膜の限局性及び多発性退色、赤色化及び黒色部が認められている。なお、経口投与試験の報告は得られておらず、NOAEL は求められていない。
B6C3F1 マウスに 0、100、200、400、800、1,600 ppm (0、168、335、670、1340、2681 mg/m3)
を 6 時間/日、5 日間/週で 13 週間反復吸入暴露した試験で、1,600 ppm の全例が死亡、200 ppm
以上の雌の群で前胃の上皮過形成を伴う限局性潰瘍、雌雄の群で前胃粘膜の限局性及び多発性
退色、赤色化及び黒色部、400 ppm 以上の雌雄の群で肝細胞空胞化、800 ppm 群の雌雄で自発運動低下、円背位、筋硬直、肝細胞空胞化が認められた。1,600 ppm 群の雌雄の死亡例で前胃の限局性及び多発性扁平上皮過形成、限局性潰瘍が認められており (U.S. NTP, 1996)、NOAEL
を 100 ppm と判断する。
表 7-5
動物種等
マウス
B6C3F1
雌雄

投与方法
吸入暴露

アセトニトリルの反復投与毒性試験結果

投与期間
13 週間
6 時間/日5 日間/週投与量
結
果0、 100、200、 暴露 3 週目までに 1,600
400、800、1,600 ppm の全例、暴露期間終了 時 ま で に 800 ppm 群
ppm(0、168、 335、 ( 雄 , 1/10; 雌 , 4/10) 、 400
670 、 1,340 、 ppm 群 ( 雌 , 1/10) が死亡した。
2,681 mg/m3)

100 ppm 以上
雄で肝臓の相対重量増加
200 ppm 以上
雌雄で前胃粘膜の限局性及び多発性退色、赤色化
及び黒色部
雌で前胃の上皮過形成を伴う限局性潰瘍400 ppm 以上
雌で肝臓の相対重量増加
雌雄で肝細胞空胞化
800 ppm
自発運動低下、円背位、筋硬直、肝臓の絶対重量増加
1,600 ppm(死亡例)
肝臓の絶対･相対重量増18

http://www.cerij.or.jp

文献
U.S. NTP, 1996

動物種等

マウス
B6C3F1雌マウス
B6C3F1雌雄マウス
B6C3F1
詳細不明

投与方法

吸入暴露

吸入暴露

吸入暴露

投与期間

2 週間
6.5 時間/日
5 日間/週92 日間
6.5 時間/日
5 日間/週

2 年間
6 時間/日5 日間/週投与量

結
果加、前胃粘膜の限局性及び多発性退色、赤色化及び黒色部、前胃の限局性もしくは多発性扁平上皮
過形成、限局性潰瘍

NOAEL:100 ppm （ 168
mg/m3 ）（ 本 評 価 書 で のNOAEL）
0、 100、200、 200 ppm 以上
400 ppm
赤血球数、白血球数、ヘ(0、168、 335、 マトクリット値及びヘモ
グロビン濃度の減少、胸670 mg/m3)
腺の重量減少、胸腺の萎縮400 ppm
肝細胞空胞化NOAEL:100 ppm (U.S.
EPA)
0、25、50、100、 暴 露 期 間 終 了 時 ま で に200、 400 ppm
400、 200、50 ppm の雄の(0、42、84、168、 各 1 例ずつが死亡した。
335、 670
100 ppm
mg/m3)
雌で肝臓の相対重量増加
200 ppm
雌で肝臓の相対重量増加
200 ppm 以上
雌雄で肝細胞空胞化、肝肥大
雌で尿素窒素、赤血球数
及びヘマトクリット値の減少
400 ppm
雌雄で肝臓の相対重量増
加0 、 50 、 100 、
200 ppm(0 、 84 、 168、336 mg/m3)

NOAEL:100
EPA)
200 ppm
体重増加

19

http://www.cerij.or.jp

ppm

文献

Coate, 1983

Coate, 1983

(U.S.
U.S. NTP, 1996

動物種等
ラット
Wistar
雌雄

投与方法
吸入暴露

投与期間
90 日間
7 時間/日5 日間/週

ラット
F344
6 週齢
雌雄

吸入暴露

13 週間
6 時間/日5 日間/週

ラット
F344
雌雄

吸入暴露

92 日間
6 時間/日5 日間/週投与量
結
果0、 166、330、 166 ppm 以上（雌雄の記載なし）
655 ppm(0、279、 554、
肺拡張不全、肺胞の組
織球性細胞集簇
1,100 mg/m3)
330 ppm 以上（雌雄の記載
なし）
気管支炎、肺炎655 ppm （ 雌 雄 の 記 載 なし）肺胞の毛細血管うっ血、肺の限局性水腫、落屑、腎臓の尿細管混濁腫脹、
肝臓の腫大

文献
Pozzani et al.,
1959;

LOAEL:166 ppm (EU)0、 100、200、 暴露 2 週目までに 1600 U.S. NTP, 1996
400、800、1,600 ppm 群 ( 雄 , 6/10; 雌 ,ppm
3/10) 、 800 ppm 群 ( 雄 ,(0、168、 335、 1/10)が死亡した。
670 、 1,340 、
800 ppm 以上
2,681 mg/m3)
雄で自発運動低下、被毛
粗剛、胸腺の絶対･相対重量減少、雌で貧血症状 (赤
血球数、ヘモグロビン濃度及びヘマトクリット値の減少 )、死亡例で肺の鬱血及び水腫、肺胞の出血、脳出血、骨髄細胞減少、胸腺の萎縮、脾臓のリン
パ球減少、卵巣の黄体減少1,600 ppm
雌雄で体重減少、雌で自発運動低下、被毛粗剛、
雄で貧血症状、雄で運動失調、異常姿勢、間代性
けいれん、雌で心臓、腎臓及び肝臓の絶対･相対重量増加、T3 及び T4 の減
少NOAEL:400 ppm (EU)0、25、50、100、 暴露期間中に 400 ppm(雄,1/10)が死亡した。
200、 400 ppm(0、42、84、168、335 、 670 400 ppm
mg/m3)
心臓の相対重量増加
NOAEL:200
EPA)

20

http://www.cerij.or.jp

ppm

(U.S.

Coate, 1983

動物種等
ラット
F344
雌雄

投与方法
吸 入 暴
露

投与期間
2 年間
6 時間/日5 日間/週投与量
結
果0、 100、200、 400 ppm
400 ppm
雌で赤血球数、ヘモグロ(0、168、 335、 ビン濃度、ヘマトクリッ
ト値、平均赤血球容積及670 mg/m3)
び平均赤血球ヘモグロビ
ン量の減少

ウサギ
詳細不明

吸入暴露

238 ppm (400mg/m3)

イヌ
詳細不明

吸入暴露

16 週間
4 時間/日6 日間/週
91 日間
7 時間/日5 日間/週

サル
アカゲザル
雄

吸入暴露

7 時間/日5 日間/週91 日間

350 ppm(588 mg/m3)

サル
アカゲザル
雌雄

吸入暴露

99 日間
7 時間/日5 日間/週330(雄 1) ppm
660(雌 2) ppm
2,510(雌 1)ppm(554 、 1,108 、
4,217 mg/m3)

350 ppm(588 mg/m3)

NOAEL:200 ppm (EU)
甲状腺の濾胞上皮細胞の退行性変化
暴露 3、5 日目に体重減少
暴露 5 週目にヘマトクリ
ット値、ヘモグロビン濃度の減少(回復性あり)、限局性肺気腫、肺胞上皮増
生
脳の上矢状もしくは下矢上静脈洞の出血、肺の乾
酪性結節、肝臓の退色、限局性肺気腫、肺胞上皮のび漫性増生、急性気管支炎、限局性マクロファ
ージ色素沈着、腎臓の近位尿細管の混濁腫脹
330 ppm
肺拡張不全、慢性肺炎 (肺胞上皮のび漫性増生、単球浸潤、胸膜癒着に伴う)330 ppm 以上
腎臓の近位尿細管の限局性混濁腫脹
660 ppm
暴露 2 週目から協調運動障害がみられ、暴露 23 及び 51 日に死亡した。
頭骨頭頂部もしくは後頭部の上矢状静脈洞で、硬膜もしくは硬膜下の限局
性血腫、限局性肺気腫、肺胞上皮の増殖性肺拡張不全
2,510 ppm
暴露 2 日目に協調運動不全がみられ、数日後に死亡した。
毛細血管拡張、胸水

文献
U.S. NTP, 1996

Wang et al. 1964

Pozzani et al.,1959

Pozzani et al.
1959

Pozzani et al.
1959

LOAEL:330 ppm (EU)7.3.5

生殖・発生毒性(表 7-6)

アセトニトリルの生殖・発生毒性については、ラット、ウサギ、ハムスターを用いた経口投
21

http://www.cerij.or.jp

与試験、ラット、ハムスターを用いた吸入暴露試験が行われており、これらは全て発生毒性試
験である。アセトニトリルは発生毒性試験において、奇形を含む胎児毒性がみられているが、いずれも母動物に重篤な毒性がみられない用量では児動物への影響を示さない。
表 7-6
動物種等
ラット
SD
雌

ラット
Long-Evans
雌

投与方法
経口投与

経口投与

アセトニトリルの生殖・発生毒性試験結果

投与期間
妊娠 6-19 日
14 日間

妊娠 7-21 日
15 日間

投与量
0、 125、190、275 mg/kg/日

0 、 50 、 150 、300、 500
mg/kg/日結果F0
275 mg/kg/日
死亡(2/25)、体重減少、早期吸収胚増加、着床後の死胚数増加、胎児数減少

F0, F1 の NOAEL:190
mg/kg/日（ IRIS）
F050 mg/kg/日
死亡(2/20)300 mg/kg/日
瀕死(12/22)
500 mg/kg/日
死亡 (16/20) 、胎児数、吸収胚数に異常(詳細不明)

文献
IRDC, 1981

Smith et al., 1987

F1(出生児)300 mg/kg/日
出生児の肝臓重量増加、肺重量増加
500 mg/kg/日
高体重

ラット
SD
雌

ラット
SD
雌

吸入暴露

吸入暴露

妊娠 6-19 日
6 時間/日7 日間/週14 日間

妊娠 6-20 日
6 時間/日15 日間

NOAEL
F0: 150 mg/kg/日
0、 100、400、 発生に対する影響なし。
F0
1,200 ppm
(0、168、 670、 400 ppm
2,016 mg/m3)
死亡(1/33)
1,200 ppm
死 亡 (2/33) 、 自 発 運 動 低下、削痩、呼吸困難、異常姿勢、膣出血NOAEL
F0: 100 ppm
F1: 1,200 ppm
0、900、1,200、 F0
1,500 、 1,800 1,500 ppm 以上
ppm
体重増加抑制(0 、 1,512 、 1,800 ppm
2,016、2,520、 死亡(8/20)、死胚及び吸収胚の増加、胎児数の減少
3,024 mg/m3)
NOAEL
F0: 1,200 ppm
F1: 1,500 ppm

22

http://www.cerij.or.jp

Mast. et al.,
1994

Saillenfait et al.,
1993

動物種等
ウサギ
NZW
雌

ハムスター
Goldenhamster
雌ハムスター
Goldenhamster
雌

投与方法
経口投与

経口投与

吸入暴露

投与期間
妊娠 6-18 日
13 日間

妊娠 8 日目
単回投与
妊娠 15 日目に帝王切開

妊娠 8 日目
1 時間
妊娠 14 日目に帝王切開

投与量
0 、 2 、 15 、 30
mg/kg/日

0、 100、200、
300 、 400
mg/kg/日

0 、 1,800 、
3,800、5,000、8,000 ppm
(0 、 3,024 、6,384、8,400、
13,440 mg/m3)

結果
F0
15 mg/kg/日以上
体重増加抑制30 mg/kg/日
死亡 (5/25) 、流産 (2/25) 、
食欲不振、体重減少、吸収胚の増加、胎児数の減少F1(胎児)
15 mg/kg/日以上
頭頂骨の余剰化骨（4 例、自然発生）
F0200 mg/kg/日
吸収胚の増加
300 mg/kg/日
死亡(1/6)
400 mg/kg/日
死亡(4/12)、吸収胚の増加
F1(胎児)
400 mg/kg/日
肋骨癒合を伴う椎骨の化
骨異常
F03,800 ppm
死亡(1/6)5,000 ppm
死亡(1/6)、吸収胚の増加
8,000 ppm
死亡(3/12)

文献
ARL, 1984

Willhite, 1983

Willhite, 1983

F1(胎児)
8,000 ppm
心臓転位症、胎児体重減
少その他、外脳、脳瘤、肋
骨癒合

7.3.6

遺伝毒性

(表 7-7)

アセトニトリルの遺伝毒性については、、in vitro において、細菌を用いた復帰突然変異試験、
L5178Y 及び CHO 細胞を用いる遺伝子突然変異試験、不定期 DNA 合成試験の多くで、陰性を示している。なお、酵母やキイロショウジョウバエでは染色体の異数性がみられ、ほ乳類培養(CHO 細胞) を用いる姉妹染色分体交換試験では、弱い陽性を示している。一方、in vivo において OECD のガイドラインに従った標準的な小核試験で陰性を示している。したがって、アセ
トニトリルの遺伝毒性の有無について明確に判断することはできない。

23

http://www.cerij.or.jp

表 7-7in vitro

アセトニトリルの遺伝毒性試験結果

試験系

試験材料

処理条件

用量

復帰突然
変異試験

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

Aroclor 誘導ラット
S-9

3 µmol/plate

アセトニトリルの5%lD50(経口 )を 7 日間投与し、フェノバ
ルビタールを前処理したラットの S9を使用

0.27, 1.35,
2.71, 13.6,
27.1, 136,
271, 1350mM－－

Schlegelmilchal., 1988

復帰突然
変異試験

ネズミチフス菌
TA97
TA98
TA100
TA1535
TA1537

プレインキュベー
ション法(37℃, 20分)、 SD ラット及びシリアン ハムス
ターの S9、10, 30%の S9100, 333,
1,000, 3,333,
10,000µg/plate－－

Mortelmans
et al., 1986

復帰突然
変異及び
組換え試
験

酵母
D7

アセトニトリルの5%lD50(経口 )を 7 日間投与し、フェノバ
ルビタールを前処理したラットの S9を使用

360, 405, 450,
495, 540, 585,
630, 675, 720,
768mM

－ －
(復帰変異 )
－ ＋
(組換え )

Schlegelmilchal., 1988

遺伝子突
然変異試
験

CHO 細胞、
HGPRT 座0.1-30 mg/mL－－

Bioassay System,
1984

遺伝子突
然変異試
験

マウスリンフォーマ細胞、
L5178Y

5 µg/mL

－

－

染色体異
常試験
染色体損
失

CHO 細胞

復帰突然
変異試験

異数性試
験、組換
え、点突
然変異
Tubulin
との結合
能力

酵母
D61M

酵母

結果
-S9 +S9－ －文献

Florin et al., 1980

etetRudd et al.,
1983

-S9, 12 時間処理
＋ S9, 2 時間処理
30℃, 16 時間(インキュベーション)
30℃, 4 時間(インキュベーション),
ice/water bath 16 時
間,
30℃,2 分,30℃,4 時間
28℃,4 時間
氷で 17 時間
28℃,4-5 時間

500, 1,600,
5,000 µg/mL
0.05-4.76%

2.91%, 4.76%

豚の脳

24

http://www.cerij.or.jp

?a)

－
＋

＋(異数性 )－(点突然変
異、組換え
突然変異)
＋

Galloway et al.,
1987
Whittaker et al.,1989

Zimmerman et al.,1985

Groschel-Stewart
et al., 1985

in vivo

試験系

試験材料

不定期
DNA 合
成
SCE 試験

ラット、リンパ
球

染色体の
損失と付
加試験

キイロショウジョウバエ、Fix と Zeste
genetic test
キイロショウジョウバエ、Fix と Zeste
genetic test
NMRI マウス
雌雄

染色体の
損失と付
加試験
小核試験

小核試験
小核試験

CHO 細胞

処理条件

発がん性

結果
-S9 +S9－

文献

Mirsalis
1983

et

al.,

-S9, 26 時間処理
＋ S9, 2 時間処理
3 齢の幼虫の初期、後期又は成虫の雌に投与

500, 1,600,
5,000 µg/mL
2,000, 5,000,
20,000,50,000ppm

＋
－
(w)
＋b)

Galloway et al.,1987
Osgood et al.,1991

成虫の雌に吸入投与131ppm0, 10, 30,50,
70 分＋(10 分後)Osgood1991

340,
510mg/kg－

Schlegelmilchal., 1988

100, 200, 400,
800 ppm
125 mg/kg

－ c)
＋d)
－

U.S. NTP, 1996

単回投与後 24, 48,
72 時間で解剖、骨髄細胞を観察
7 日間経口 LD50 の5%を投与し最終日に高用量を投与
B6C3F1 マウス、 13 週間吸入暴露
雌雄NMRI マウス、腹腔内投与、マウス
雌雄
骨髄及び末梢血をOECD ガイドラ 検査
インに従った骨髄では、18, 24, 36
時間に解剖
末梢血では、0, 24,
48, 72, 96 時間で採血
ラット、リンパ
球

不定期
DNA 合
成
a)1 用量で陽性を示し、用量依存性はなかった、
c)雌、 d)雄、 +(w)弱い陽性
CHO 細胞：チャイニーズハムスター卵巣細胞

7.3.7

用量

－

et

al.,

et

ZenecaCentral
Toxicology
Laboratory, 1998

Mirsalis
1983

et

al.,

b)Fix は 3 齢幼虫のみ＋、Zeste は成虫のみ＋。

(表 7-8、表 7-9)

アセトニトリル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、雌雄の B6C3F1 マウス及び雌 F344/N ラットに発がん性はみられていない。なお、雄 F344/N
ラットでは肝細胞腺腫及び肝細胞がんの増加がみられているが、有意差検定の結果から、発がん性に関しては結論づけることはできないと報告されている （U.S. NTP, 1996）。
IARC ではアクリロニトリルの発がん性を評価していない。

25

http://www.cerij.or.jp

表 7-8動物種等
マウス
B6C3F1
雌雄
6 週齢
60 匹/群
ラット
F344/N雌雄
6 週齢56 匹/群

投与
方法
吸入

吸入

投与期間

アセトニトリルの発がん性試験結果

投与量

結103 週間、 0、 50、 100、
6 時 間 / 200 ppm（ 0、日、84、 168、 335
5 日間/週 mg/m3）

果

文献

U.S. NTP,
1996

暴露に関連した腫瘍の発生なし。

103 週間、 0、 100、200、 雄
6 時 間 / 400 ppm（ 0、 (ppm)
日、168、335、670 肝 細 胞 腺
5 日間/週 mg/m3）
腫

0

100

200

400

1/48
1/47
0/48
(2%)
(2%)
(0%)
(P=0.083)
0/48
0/47
肝 細 胞 が 1/48
(0%)
ん
(0%)
(2%)
(P=0.121)
1/48
1/47
肝 細 胞 腺 1/48
(2%)
(2%)
腫 / 肝 細 胞 (2%)(P=0.045)
がん
雌では暴露に関連した腫瘍の発生なし。

3/48
(6%)

U.S. NTP,
1996

3/48
(6%)
5/48
(10%)

P:ロジスティック検定結果

表 7-9
機関/出典
IARC (2003)
ACGIH (2003)
日本産業衛生学会(2003)
U.S. EPA (2003)
U.S .NTP (2002)

7.4

ヒト健康への影響

アセトニトリルの国際機関等での発がん性評価
分

類
－
A4

分 類 基 準評価されていない。
ヒトへの発がん性物質として分類できない物質。

－

評価されていない。

グループ D－

ヒト発がん性に関して分類できない物質。
評価されていない。

(まとめ)

アセトニトリルは肺、消化管及び皮膚から容易に吸収され、広範囲の臓器に分布するため、これらの経路による暴露は全身的影響をもたらす。アセトニトリルの代謝は、シトクロム P450
及びシトクロム P450j (LM3, LMeb) によって、まずシアノヒドリン中間体へ生体内変換され、さらにシアン化水素及びホルムアルデヒドを放出する。この変換は NADPH 依存性である。シアン化物に代謝された後、ローダナーゼの介在でチオ硫酸塩と抱合し、チオシアン酸塩の形で尿排泄される。投与されたアセトニトリルの一部は未変化のまま呼気や尿中に排泄される。
ヒトでの有害性影響は急性影響として、疲労感、悪心、嘔吐、錯乱、痙攣、昏睡等であり、重度の場合は死に至る。死亡例の解剖では、肝臓、腎臓などの臓器のうっ血、肺水腫、出血性胃炎が認められている。さらに、吸入暴露で鼻、のどに刺激が認められている。慢性影響の報告例はない。生殖毒性は認められておらず、発がん性についても明確な因果関係は認められていない。
26

http://www.cerij.or.jp

実験動物における急性毒性については、経口投与での LD50 は、マウスで 269～617 mg/kg、2,730
mg/kg、ラットで 158 mg/kg (14 日齢)、1,327～6,762 mg/kg、モルモットでは 140 mg/kg である。
吸入暴露での LC50 は、マウスで 2,300～5,700 ppm (1～2 時間)、7,551 ppm (8 時間) 、ラットで16,000 ppm (4 時間)、7,551 ppm (雄 8 時間)、12,435 ppm (雌 8 時間) 、ウサギで 2,828 ppm（4 時間）、モルモットで 5,655 ppm（4 時間）、イヌでは 8,000～16,000 ppm（4 時間）である。ウサギ
への経皮投与では、75%水溶液における LD50 (395 mg/kg) は原液における LD50 (987.5 mg/kg) より毒性影響が強い。いずれの暴露経路においても中枢神経系の抑制作用を示し、呼吸器系への影響も認められている。さらに、皮膚からの吸収による毒性影響は原液より 75%水溶液の方が強い。
アセトニトリルは主にウサギにおいて、皮膚で刺激性なし又は軽度から中等度、眼では中等度から重度の刺激性が認められている。
感作性については、感作性はみられなかったとする報告があるが、詳細は不明である。
反復投与毒性では、アセトニトリルの吸入暴露により主に肝臓、肺への影響が認められており、その他腎臓、心臓への影響を認めた報告があるが、経口投与による報告例はない。各種動物試験の吸入での結果から、主な毒性変化として、神経症状に加え、前胃の上皮過形成を伴う
限局性潰瘍、前胃粘膜の限局性及び多発性退色、赤色化及び黒色部が認められている。マウスにおける 13 週間反復吸入試験から NOAEL は 100 ppm (168 mg/m3) である。
アセトニトリルの生殖毒性に関する報告はない。発生毒性については、アセトニトリルは母動物に重篤な毒性がみられない用量で児動物への影響を示さない。
アセトニトリルは、in vitro において、細菌を用いた復帰突然変異試験、L5178Y 及び CHO 細胞を用いる遺伝子突然変異試験、不定期 DNA 合成試験の多くで、陰性を示している。なお、
酵母やキイロショウジョウバエでは染色体の異数性がみられ、ほ乳類培養 (CHO 細胞) を用いる姉妹染色分体交換試験では、弱い陽性を示している。一方、in vivo において OECD のガイド
ラインに従った標準的な小核試験で陰性を示している。従って、アセトニトリの遺伝毒性の有無について明確に判断することはできない。
発がん性においては、実験動物における吸入経路での発がん性試験で、雌雄の B6C3F1 マウス及び雌 F344/N ラットに発がん性はみられていない。また、雄 F344/N ラットでは肝細胞腺腫
及び肝細胞がんの増加がみられているが、有意差検定の結果から、発がん性に関しては結論づけることはできないと報告されている。

27

http://www.cerij.or.jp

文献(文献検索時期：2003 年 4 月1))

ABBOTT S.p.A. Campover, 年、詳細不明 (IUCLID, 2003 から引用)
ACGIH, American Conference of Governmental Industrial Hygienists (2003) Documentation of the threshold limit
values and biological exposure indices, 7th ed. (2001), Supplement 2002 and 2003, Cincinnati, OH.
Ahmed, A.E. and Farooqui, M.Y.H. (1982) Comparative toxicities of aliphatic nitriles. Toxicol. Lett., 12, 157-164.
(IPCS, 1993; EU, 2002 から引用)
Ahmed, A.E., Loh, J.P., Ghanayem, B. and Hussein, G. (1992) Studies on the mechanism of acetonitrile toxicity: I.
Whole body autoradiographic distribution and macromolecular interaction of 214C-acetonitrile in mice.
Pharmacol. Toxicol., 70, 322-330. (IPCS, 1993; U.S. EPA, 1999; EU, 2002 から引用)
Amdur, M.L. (1959) Accidental group exposure to acetonitrile. A clinical study. J.Occup.Med., 1, 627-633. (EU, 2002;
HSDB, 2003 から引用)
ARL (Argus Research Laboratories, Inc.) (1984) Embryofetal toxicity and teratogenicity study of acetonitrile in New
Zealand White rabbits (Segment Ⅱ evaliation). Washington, D.C.: Office of Toxic Substances submission.
Microfiche No. OTS 507279. (U.S. EPA, 1999; EU, 2002 から引用)
Ballantyne, B. (1983) Artifacts in the definition of toxicity by cyanides and cyanogens. Fundam. Appl. Toxicol., 3,
400-408. (IRIS, 1999 から引用 )Barahona-Gomariz, M.V., Sanz-Barrera, F. and Sanchez-Fortun, S. (1994) Acute toxicity of organic solvents on Artemia
salina. Bull.Environ.Contam.Toxicol., 52, 766-771. (U.S. EPA, 2003 より引用 )Bioassay Systems Corp (1984) Project N. 11725. In vitro gene mutation assays (HGPRT locus) in cultured Chinese
hamster ovary (CHO) cells on Acetonitrile. (EU, 2002から引用)
Blum, D.J.W. and Speece, R.E. (1991) A database of chemical toxicity to environmental bacteria and its use ininterspecies comparisons and correlations. Research Journal WPCF, 63, 198-207.
Boggild, M.D. et al.（連名著者不明） (1990) Acetonitrile Ingestion: delayed on set of cyanide poisoning due toconcurrent ingestion of acetone. Postgrad Med. J., 66, 40-41 (EU, 2002; EU, 2000 から引用)
Bowman, M.C., Oller, W.L., Cairns, T., Gosnell, A.B. and Oliver, K.H. (1981) Stressed bioassay systems for rapid
screening of pesticide residues. part I: evaluation of bioassay systems. Arch.Environ.Contam.Toxicol., 10, 9-24.
(U.S. EPA, 2003 より引用)
Bringmann, G. and Kuhn, R. (1976) Vergleichende Befunde der Schadwirkung wassergefahrdender Stoffe gegen
Bakterien (Pseudomonas putida) und Blaualgen (Microcystis aeruginosa). Gwf-wasser/abwasser, 117, 410-413.
Bringmann, G. and Kuhn, R. (1977) Grenzwerte der Schadwirkung wassergefahrdender Stoffe gegen Bakterien(Pseudomonas putida) und Grunalgen (Scenedesmus quadricauda) im Zellvermehrungshemmtest. Z. Wasser
Abwasser Forsch., 10, 87-98.
Bringmann, G. (1978) Bestimmung der biologischen Schadwirkung wassergefährdender Stoffe gegen Protozoen I.
Bakterienfressende Flagellaten. Z.Wasser Abwasser Forsch., 11,210-215.
Bringmann, G. and Kuhn, R. (1978) Grenzwerte der Schadwirkung wassergefahrdender Stoffe gegen Blaualgen(Microcystis aeruginosa) und Grunalgen (Scenedesmus quadricauda) im Zellvermehrungshemmtest. Vom.
Wasser, 50, 45-60.
Bringmann, G. and Kuhn, R. (1980) Bestimmung der biologischen Schadwirkung wassergefahrdender Stoffe gegen
Ptotozoen II. Bakterienfressende Ciliaten. Z. Wasser Abwasser Forsch., 1, 26-31.
Bringmann, G. and Kuhn, R. (1982) Ergebnisse der Schadwirkung wassergefahrdender Stoffe gegen Daphnia magna ineinem weiterentwickelten standardisierten Testverfahren. Z. Wasser Abwaser Forsch., 15, 1-6.
Bringmann, G., Kuhn, R. and Winter, A. (1980) Bestimmung der biologischen Schadwirkung wassergefährdender Stoffe
gegen Protozoen III. Saprozoische Flagellaten. Z. Wasser Abwasser Forsch., 13, 170-173.
Brooke, L.T., Call, D.J., Geiger, D.L. and Northcott, C.E. (1984) Acute toxicities of organic chemicals to fatheadminnows (Pimephales promelas), vol. 1. Center for Lake Superior Environmental Stud., Univ.ofWisconsin-Superior, Superior, WI :414.
Caravati, E.M. and Litovitz, T. (1988) Pediatric cyanide intoxication and death from an acetonitrile-containing cosmetic.
Am. Med. Assoc., 260, 3470-3473. (EU, 2002; IPCS, 1993;EU, 2000 から引用 )Carpenter, C.P. and Smyth, H.F. (1946) Chemical burns of the rabbit cornea. Am. J. Ophthalmol., 29, 1363-1372. (EU,
2000; IPCS, 1993 から引用 )Charles C. Thomas Publisher (1986) 42 (HSDB, 2002 から引用)
Coate, W.B. (1983) 90-Day Subchronic toxicity study of acetonitrile in Fischer 344 rats. Final Report (revised)1)

データベースの検索を 2003 年 4 月に実施し、発生源情報等で新たなデータを入手した際には文献を更新した。

28

http://www.cerij.or.jp

Submitled to National Toxicity Program by Hazelton Laboratories Inc. (U.S. EPA, 1999 から引用)
Dalhamn, T., Edfors, M.L. and Rylander, R. (1968a) Retention of cigarette smoke components in human lungs. Arch.
Environ. Health, 17, 746-748. (IPCS, 1993; U.S. EPA, 1999; EU, 2002 から引用
Dalhamn, T., Edfors, M.L. and Rylander, R. (1968b) Mouth absorption of various compounds in cigarette smoke. Arch.
Environ. Health, 16, 831-835. (IPCS, 1993; U.S. EPA, 1999; EU, 2002 から引用)
Dequidt, J., Furon, D., Wattel, F., Haguenoer, J.M.., Scherpereel, P., Gosselein, B. and Ginestet, A. (1974) Les
intoxications par l’acetonitrile a propos d’un cas mortel. J. Toxicol., 7, 91-97. (EU, 2002; IPCS, 1993;EU, 2000
から引用)
EU, European Union (2003) IUCLID, International Uniform Chemical Information Database.
EU (2002) European Union Risk Assessment Report, acetnitrile. European Commission Joint Reseach Centre.
Ewell, W.S., Gorsuch, J.W., Kringle, R.O., Robillard, K.A. and Spiegel, R.C. (1986) Simultaneous evaluation of theacute effects of chemicals on seven aquatic species. Environ.Toxicol.Chem., 5, 831-840. (U.S. EPA, 2003; EU,2002 から引用 )Feierman, D.A. and Cederbaum, A.I. (1989) Role of cytochrome P-450 and catalase in the oxidation of acetonitrile tocyanide. Chem. Res. Toxicol., 2, 359-366. (IPCS, 1993 から引用)
Florin, I. et al. （連名著者不明）(1980) Screening of tobacco smoke constituents for mutagenicity using the Ames test.
Toxicology, 15, 219-232. (ECB, 2002から引用)
Freeman, J.J. and Hayes, E.P. (1985a) Acetone potentiation of acute acetonitrile toxicity in rats. J. Toxic. Environ.
Health, 15, 609-621 (IPCS, 1993; EU, 2002 から引用)
Freeman, J.J. and Hayes, E.P. (1985b) Effects of acetone microsomal metabolism of acetonitrile to cyanide. Toxicologist,
5, 246. (IPCS, 1993 から引用)
Freeman, J.J. and Hayes, E.P. (1987) The metabolism of acetonitrile to cyanide by isolated rat. Fundam. Appl. Toxicol.,8, 263-371. (IPCS, 1993; EU, 2002 から引用 )Freeman, J.J. and Hayes, E.P. (1988) Microsomal metabolism of acetonitrile to cyanide. Effects of acetone on and othercompounds. Biochem. Pharmacol., 37, 1153-1159. (IPCS, 1993 から引用)
Galloway, S.M., Armstrong, M.J., Reuben, C., Colman, S., Brown, B., Cannon, C., Bloon, A.D., Nakamura, F., Ahmed,
M., Duk, S., Rimpo, B.H., Resnick, M.A., Anderson, B. and Zeiger, E. (1987) Chromosome aberrations andsister chromatid exchanges in Chinese hamster ovary cells: Evaluation of 108 chemicals. Environ. Mol.
Mutagen., 10, Suppl, 1-175. (EU, 2002; IPCS, 1993; U.S. NTP, 1996から引用 )Geller, R.J., Ekins, B.R. and Iknoian, R.C. (1991) Cyanide toxicity from acetonitrile-containing false nail remover. Am.
J. Emerg. Med., 9, 268-270 (EU, 2002; IPCS, 1993;EU, 2000 から引用)
Grabois, B. (1955) Fatal exposure to methyl cyanide. N.Y. State Dept Labor Div Ind Hyg Mon. Rev, 34, 1-8 (EU, 2002;
IPCS, 1993; EU, 2000; WHO, 1993; IRIS, 1993; HSDB, 2003 から引用)
Grant, W.M. (1986) Toxicology of the Eye. 3rd ed. Springfield, IL (HSDB, 2002 から引用 )Groschel-Stewart, Mayer, V.W., Taylor-Mayer, R.E. and Zimmermann, F.K. (1985) Aprotic polar solvents including
chromosomal malsegregation in yeast interfere with the assembly of porcine brain tublin in vitro. Mutat. Res.,
148, 333-338. (EU, 2002 から引用)
Haguenoer, J.M., Dequidt, J. and Jacquemont, M.C. (1975) Intoxications expérimentales par l’acétonitrile. l’ère note:
Intoxications aiguës par voie intrapéritonéale. EU, 2002. J. Toxicol., 8, 94-101. (IPCS, 1993; EU, 2002 から引用)
Henderson, C., Pickering, Q.H. and Lemke, A.E. (1961) The effect of some organic cyanides (nitriles) on fish. Proc.15th
Ind.Waste Conf., Eng.Bull.Purdue Univ., Ser.No.106, 65, 120-130.
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.
IARC, International Agency for Research on Cancer (2003) IARC Monograph on the Evaluation of Carcinogenic Risks
to Humans (http://www.iarc.fr から引用).
IPCS (1993) International Programme on Chemical Safety Environmental Health Criteria (EHC) 154 Acetonitrile.
IPCS (2002) International Programme on Chemical Safety ICSC, International Chemical Safety Cards,Geneva.
(http://www.ilo.org/public/english/protection/safework/cis/products/icsc/dtasht/index.htm から引用)
IRDC (International Research and Development Corporation) (1981) Acetonitrile (IR-79-162). Teratology study in rats.
Unpublished study sponsored by Monsanto Company. (U.S. EPA, 1999; WHO, 1993 を引用)
Jaeger, A., Tempe, J.D., Porte, A., Stoeckel, L. and Mantz, J.M. (1977) Acute voluntary intoxication by acetonitrile(Abstracted). Acta. Pharmacol. Toxicol., 41 (Suppl II), 340 (EU, 2002; IPCS, 1993;EU, 2000 から引用)
Jones, A.W., Lofgren, A. and Eklund, A. (1992) Two fatalities from ingestion of acetonitrile. Limited specificity ofanalysis by headspace gas chromatography. J. Anal. Toxicol., 16, 104-106 (EU, 2002; IPCS, 1993 から引用 )Juhnke, I. and Luedemann, D. (1978) Results of the investigation of 200 chemical compounds for acute fish toxicity
with the golden orfe test. Z.Wasser Forsch., 11, 161-164. (GER)29

http://www.cerij.or.jp

Kimura, E.T., Ebert, D.M. and Dodge, P.W. (1971) Acute toxicity and limits of solvent residue for sixteen organic
solvents. Toxicol. Appl. Pharmacol., 19, 699-704. (EU, 2000; EU, 2002; IPCS, 1993 から引用)
Kurt, T.Z., Day, L.C., Reed, W.G. and Gandy, W. (1991) Cyanide poisoning from glue-on nail remover. Am. J. Emerg.
Med., 9, 271-272 (EU, 2002; IPCS, 1993;EU, 2000 から引用)
Losek, J.D. et al. （連名著者不明）(1991) Cyanide poisoning from a cosmetic nail remover. Pediatrics, 88, 337-340 (EU,
2002;EU, 2000 から引用)
Ludzack, F.J., Schaffer R.B. and Bloomhuff, R.N. (1961) Experimental treatment of organic cyanides by conventional
processes. J. Water Pollut. Control Fed., 33, 492-505.
Lyman, W.J., Reehl, W.F. and Rosenblatt, D.H. (1990) Handbook of Chemical Property Estimation Methods:
Environmental Behaviour of Organic Compounds. pp. 15-1 to 15-29, American Chemical Society, Washington,
DC. (U.S.NLM: HSDB, 2003から引用)
Mast, T.J., Weigel, R.J., Westerberg, R.B. et al. （連名著者不明）(1994) Inhalation development toxicology studies:
acetonitrile in rats. Battele Laboratory for NIEHS, NTP,. PNL-9401 (U.S. EPA, 1999; EU, 2002;EU, 2000 から引用)
Merck (2001) The Merck Index, 13th ed., Merck & Co., Inc., Whitehouse Station, NJ.
Michaelis, H.C., Clemens, C., Kijewski, H., Neurath, H. and Eggert, A. (1991) Acetonitrile serum concentrations andcyanide blood levels in a case of suicidal oral acetonitrile ingestion. Clin. Toxicol., 29, 447-458. (IPCS, 1993;
U.S. EPA, 1999; EU, 2002 から引用)
Mirsalis, J.A., Tyson, K., Beck, J., Loh, F., Steinmetz, K., Contreras, C., Austere, L., Martin, S. and Spalding, J. (1983)
Induction of unscheduled DNA synthesis (UDS) in hepatocytes following in vitro and in vivo treatment.
Environ. Mutagen., 5, 482 (Abstr) (EU, 2002から引用)
Mortelmans, K., Haworth, S., Lawlor, T., Speck, W., Tainer, B. and Zeiger, E. (1986) Salmonella Mutagenicity tests: Ⅱ.
Results from the testing of 270 chemicals. Environ. Mutagen., 8(Suppl 7), 1-119. (EU, 2002; U.S. NTP, 1996;
IPCS, 1993から引用)
MPI Research (1998) An Acute Oral Toxicity study of Acetonitrile in mice. An Acute Inhalation Toxicity Study ofAcetonitrile in mice. An Acute Dermal Toxicity Study of Acetonitrile in Rabbits. An Dermal Irritation Study ofAcetonitrile in Rabbits. An Eye Irritation Study of Acetonitrile in Rabbits. (EU, 2002 から引用)
NIST, National Institute of Standards and Technology (1998) NIST/EPA/NIH Mass Spectral Library, Gaithersburg, MD.
Ohkawa, H., Ohkawa, R., Yamamoto, I. and Casida, J.E. (1972) Enzymatic mechanisms and toxicological significanceof hydrogen cyanide liberation from various organo-thiocyanates and organonitriles in mice and houseflies.
Pestic. Biochem. Physiol., 2, 95-112. (IPCS, 1993; EU, 2002 から引用)
Osgood, C., Bloomfield, M. and Zimmering, S. (1991) Aneuploidy in Drosophila Ⅳ. Inhalation studies on the inductionof aneuploidy by nitriles. Mutat. Res., 259, 165-176. (EU, 2002; IPCS, 1993から引用)
Osgood, C., Zimmering, S. and Mason, J.M. (1991) Anuploidy in Drosophila Ⅱ. Further validation of the Fix and Zeste
genetic test systems employing female Drosophila melanogaster. Mutat. Res., 259, 147-163. (EU, 2002; IPCS,
1993から引用)
Ott, M.G. et al. （連名著者不明）(1989) Lymphatic and haematopoietic tissue cancer in a chemical manufacturing
environment. Am. J. Inc. Med., 16, 631-643 (EU, 2002;EU, 2000 から引用 )Pereira, M.A., Lin, L.H.C. and Mattox, J.K. (1984) Haloacetonitrile excretion as thiocyanate and inhibition ofdimethylnitrosamine demethylase. A proposed metabolic scheme. J. Toxicol. Environ. Health, 13, 633-641.
(IPCS, 1993 から引用)
Phillips, C.T., Checkai, R.T. and Wentsel, R.S. (1993) Toxicity of selected munitions and munition-contaminated soil on
the earthworm (Eisenia foetida). Edgewood Research, Development & Engineering Center, Aberdeen Proving
Ground, MD :22 (U.S. NTIS AD-A264408)
Pozzani, U.C., Carpenter, C.P., Palm, P.E., Weil, C.S. and Nair, J.H. (1959) An investigation of the mammalian toxicityof acetonitrile. J. Occup. Med., 1, 634-642. (EU, 2002; IPCS, 1993; U.S. EPA, 1999;EU, 2000 から引用)
Rudd, C.J. et al. （連名著者不明）(1983) (abstract) L5178Y mouse lymphoma cell mutagenesis assay of codedchemicals incorporating analyses of the colony size distributions. Environ. Mutagen., 5, 419. (EU, 2002から引用)
Saillenfait, A.M., Bonnet, P., Guenier, J.P. et al. （連名著者不明）(1993) Relative developmental toxicities of inhaled
aliphatic mononitriles in rats. Fundum. Appl. Toxicol., 20, 365-375. (U.S. EPA, 1999; EU, 2002 から引用)
Schlegelmilch, R., Krung, A. and Wolf, H.U. (1988) Mutagenic activety of acetonitrile and fumaronitrile in three
short-term assays with special reference to autoinduction. J. Appl. Toxicol., 8, 201-209. (EU, 2002; IPCS, 1993
から引用)
Silver, E.H., Kuttab, S.H., Hasan, T. and Hasan, M. (1982) Structural considerations in the metabolism of nitriles tocyanide in vivo. Drug Metabol. Dispos., 10, 495-498. (IPCS, 1993; EU, 2002 から引用)
Smith, M.K., George, E.L., Zenick, H. et al. (1987) Developmental toxicity of halogenated acetonitriles: drinking water30

http://www.cerij.or.jp

by-products of chlorine disinfection. Toxicology, 46, 83-93. (U.S. EPA, 1999; EU, 2002;EU, 2000 から引用 )Smyth, H.F. and Carpenter, C.P. (1944) The place of the range finding test in the industrial toxicology laboratory. J. Ind.
Hyg. Toxicol., 26, 269-273. (EU, 2000; EU, 2002 から引用)
Smyth, H.F. and Carpenter, C.P. (1948) Further experience with the range finding test in the industrial toxicology
laboratory. J. Ind. Hyg. Toxicol., 30, 63-68. (EU, 2000; IPCS, 1993 から引用)
SRC, Syracuse Research Corporation (2003) AopWin Estimation Software, ver. 1.90, North Syracuse, NY.
SRC, Syracuse Research Corporation (2003) BcfWin Estimation Software, ver. 2.14, North Syracuse, NY.
SRC, Syracuse Research Corporation (2003) HenryWin Estimation Software, ver. 3.10, North Syracuse, NY.
SRC, Syracuse Research Corporation (2003) KowWin Estimation Software, ver. 1.66, North Syracuse, NY.
SRC, Syracuse Research Corporation (2003) PcKocWin 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)
Takizawa, A. and Nakayama, E. (1979) [Variation of urinary thiocyanate.] Rodo-Eisei, 20, 56-59. (in Japanese). (IPCS,
1993 から引用 )Tanii, H. and Hashimoto, K. (1984) Studies on the mechanism of acute taxicity of nitriles in mice. Archs. Toxicol., 55,
47-54. (EU, 2000; EU, 2002; IPCS, 1993 から引用)
Taskinen, H. et al. (1994) Laboratory work and pregnancy outcome. J. Occup Med., 36, 311-318. (EU, 2002; EU, 2000
から引用)
Taylor and Francis (2000) International Journal of Toxicology, 19, 363. (RTECS, 2003 から引用)
Tonogai, Y., Ogawa, S. Ito, Y. and Iwaida, M. (1982) Actual survey on TLm (median tolerance limit) values ofenvironmental pollutants, especially on amines, nitriles, aromatic nitrogen compounds. J.Toxicol.Sci., 7,
193-203.
Turchen, S.G., Manoguena, A.S. and Whitney, C. (1991) Severe cyanide poisoning from the ingestion ofacetonitrile-containing cosmetic. Am. J. Emerg. Med., 9, 264-267. (EU, 2002; IPCS, 1993;EU, 2000 から引用 )Union Carbide Data Sheet (1965) (Union Carbide Corp., 39 Old Ridgebury Rd., Danbury, CT 06817) (RTECS, 2003 から引用)
U.S. EPA, Environmental Protection Agency (1999) Toxicological Review of Acetonitrile (Cas No. 75-05-8) In Supportof Summary Information on the Integrated Risk Information System (IRIS).
U.S. EPA, Environmental Protection Agency (2002) ECOTOX (ECOTOXicology) database.
(http://www.epa.gov/ecotox/から引用)
U.S. EPA, Environmental propection Agency (2003) Integrated Risk Information System., 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 (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) (1996) Toxicology and carcinogenesis of acetonitriles (CAS No 75-05-8) in
F344/N rats and B6C3F1 mice (Inhalation studies). TR 447. NIH Publication No 94-3363. US Department of
Health and Human Services, Public Health Service, National Institutes of Health.
U.S. NTP, National Toxicology Program (2002) U.S.Department of Health and Human Services Public Health Service,
National Toxicology Program, 10th Report on Carcinogens.
Verbrugge, R. (1899) Toxicité des mononitriles gras et aromatiques et action antitoxique de 1’hyposulfite de soude
vis-à-vis de ces mononitriles. Arch. Phamacodyn., 5, 161-197. (IPCS, 1993 から引用)
Wang et al. （連名著者不明）(1964), ((詳細不明) IPCS, 1993 より引用 )Way, J.L. (1981) Pharmacologic aspects of cyanide and its antagonism. In: Cyanide in biology. Vennesland, B., Conn,
E.E., Knowles, C.J. et al. eds. New York: Academic Press, pp.29-49 (IRIS, 1999 から引用 )Whittaker, S.G. et al. （連名著者不明）(1989) Detection of induction chromosome loss in Sacchromyces cervisiae aninterlaboratoy study. Mutat. Res., 224,31-78. (EU, 2002から引用)
WHO (1993) Environmental health criteria 154: Acetonitrile. International Programme on Chemical Safety. Geneva.
World Health Organization. (U.S. EPA, 1999 から引用)
Willhite, C.C. (1981) Inhalation toxicology of acute exposure to aliphatic nitriles. Clin. Toxicol., 18, 991-1003. (EU,2003; EU, 2002; IPCS, 1993 から引用)
Willhite, C.C. (1983) Developmental toxicology of acetonitrile in the Syrian golden hamster. Teratology, 27, 313-325.
(IPCS, 1993; U.S. EPA, 1999;EU, 2000; EU, 2002 から引用)
Willhite, C.C. and Smith, R.P. (1981) The role of cyanide liberation in the acute toxicity of aliphatic nitriles. Toxicol.
Appl. Pharmacol., 59, 589-602. (EU, 2000; EU, 2002; IPCS, 1993 から引用 )Yoshikawa, H. (1968) Toxicity of nitrile compounds. I. Aliphatic nitrils. Kegaku Seibutsugaku., 77, 1-4. (EU, 2000;
EU, 2002; IPCS, 1993 から引用)
Zeller, V.H., Hofmann, H.T., Thiess, A.M. and Hey, W. (1969) The toxicity of the nitriles. Zentralbl. Arbeitsmed.

31

http://www.cerij.or.jp

Arbeitsschutz., 19, 225-238. (EU, 2000; EU, 2002; IPCS, 1993 から引用 )Zeneca Central Toxicology Laboratory (1998) Acetonitrile: mouse bone marrow and peripheral blood micronucleus test.
(EU, 2002から引用)
Zhang, T., Jin, H. and Zhu, H. (1996) Chronic toxicity of acrylonitrile and acetonitrile to Daphnia magna in 14-d and21-d toxicity tests. Bull. Environ. Contam. Toxicol., 57, 655-659.
Zhang, T. and Jin, H. (1997) Use of duckweed (Lemna minor L.) growth inhibition test to evaluate the toxicity ofacrylonitrile, sulphocyanic sodium and acetonitrile in China. Environ. Pollut., 98, 143-147.
Zimmermann, F.K., Mayer, V.W., Scheel, I. and Rensnick, M.A. (1985) Acetone, methyl etyl ketone, ethyl acetate,acetonitrile and other polar aprotic solvents are strong inducers of anaploidy in Saccharomyces. Mutat. Res.,
149, 339-351. (EU, 2002; IPCS, 1993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 (1996a) アセトニトリルの藻類 (Selenastrum capricornutum) に対する繁殖阻害試験 ( 三菱化学安全科学研究所, 試験番号: 5B477G, 1996 年 3 月 29 日 ).
環境庁 (1996b) アセトニトリルのオオミジンコ (Daphnia magna) に対する急性遊泳阻害試験 (三菱化学安全科学研究所, 試験番号: 5B476G, 1996 年 3 月 29 日 ).
環境庁 (1996c) アセトニトリルのオオミジンコ (Daphnia magna) に対する繁殖阻害試験 (三菱化学安全科学研究所, 試験番号: 5B475G, 1996 年 3 月 29 日 ).
環境庁 (1996d) アセトニトリルのヒメダカ (Oryzias latipes) に対する急性毒性試験 (三菱化学安全科学研究所,
試験番号: 5B474G, 1996 年 3 月 29 日 ).
環境庁 (1996e) アセトニトリルのヒメダカ (Oryzias latipes) に対する延長毒性試験－ 21 日間 (三菱化学安全科学研究所, 試験番号: 5B473G, 1996 年 3 月 29 日 ).
経済産業省 (2003) 平成 13 年度化学物質の製造･輸入量に関する実態調査
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 に記載あり).
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).
通 商 産 業 省 (1975) 通 商 産 業 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)
日本化学工業協会 (2002) (社) 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 (2003) 許容濃度等の勧告 (2003 年度), 産衛誌, 45, 147-171.

有害性評価実施機関名，有害性評価責任者及び担当者一覧

32

http://www.cerij.or.jp

CERI 有害性評価書 アセトニトリル
平成 18 年 3 月 1 日
編集

発行

財団法人化学物質評価研究機構
安全性評価技術研究所〒112-0004 東京都文京区後楽 1-4-25 日教販ビル 7 階
電話 03-5804-6136
FAX 03-5804-6149
無断転載を禁じます。

33

http://www.cerij.or.jp