CERI 有 害 性 評 価 書

マンガン及びその化合物
Manganese and its compounds

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CERI 有害性評価書について
化学物質は、私たちの生活に欠かせないものですが、環境中への排出などに伴い、ヒトの健康のみならず、生態系や地球環境への有害な影響が懸念されています。有害な影響の程度は、有害性及び暴露量を把握することにより知ることができます。暴露量の把握には、実際にモニタリング調査を実施する他に、特定化学物質の環境への排出量の把握等及び管理の促進に関する法律 (化学物質排出把握管理促進法) に基づく化学物質の排出量情報の活用などが考えられます。
CERI 有害性評価書は、化学物質評価研究機構 (CERI) の責任において、原版である化学
物質有害性評価書 (http://www.safe.nite.go.jp/data/sougou/pk_list.html?table_name=hyoka_risk)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． 一般情報 ......................................................................................................................................... 2
3． 物理化学的性質.............................................................................................................................. 3
4． 発生源情報 ..................................................................................................................................... 4
5． 環境中運命 ....................................................................................................................................11
5.1 土壌中での動態..........................................................................................................................11
5.2 大気中での動態......................................................................................................................... 12
5.3 水中での動態............................................................................................................................. 12
5.4 環境中での変換及び分解 ......................................................................................................... 13
5.5 下水処理及び浄水処理による除去 ......................................................................................... 13
5.6 生物濃縮性 ................................................................................................................................ 14
6． 環境中の生物への影響 ................................................................................................................ 14
6.1 水生生物に対する影響 ............................................................................................................. 14
6.1.1 藻類及び水生植物に対する毒性 ...................................................................................... 15
6.1.2 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................. 15
6.1.3 魚類に対する毒性 .............................................................................................................. 18
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................. 21
7． ヒト健康への影響........................................................................................................................ 23
7.1 生体内運命 ................................................................................................................................ 23
7.2 疫学調査及び事例..................................................................................................................... 23
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................. 29
7.3.1 急性毒性.............................................................................................................................. 29
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 29
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 30
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 30
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 39
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 41
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 44
7.4 ヒト健康への影響 (まとめ) .................................................................................................... 45
文

献 ............................................................................................................................................... 49

iii

1．化学物質の同定情報
マンガンは周期律表 7 族に属する遷移金属であり、1774 年にスウェーデンの化学者シェーレ(Scheele C.W.) が軟マンガン鉱 (MnO2) より初めて単離した。マンガンという名称は、マンガン
鉱 (magnes) に由来する (大木ら, 1994)。
化学物質排出把握管理促進法におけるマンガン及びその化合物の対象には、N, N’-エチレンビ
ス(ジチオカルバミン酸)マンガン (マンネブ、政令号番号 1-49) や N, N’-エチレンビス(ジチオカ
ルバミン酸)マンガンと N, N’-エチレンビス(ジチオカルバミン酸)亜鉛の錯化合物 (マンコゼブ、
政令号番号 1-50) も含まれている。
本評価書では、マンガン化合物の中から、製造・輸入量及び用途並びに環境中の生物への影
響及びヒト健康への影響に関する情報に基づき、以下の代表的な無機マンガン化合物を採り上げる。ただし、マンネブ及びマンコゼブについては、4 章 発生源情報、6 章 暴露評価などで関連情報を記載するが、7 章 環境中の生物への影響及び 8 章 ヒト健康への影響では言及しない。
マンガン及びその化合物は、種々の形態で存在し、これらを区別することは難しい場合がある。そこで、本評価書では、必要に応じて、単体状態のマンガンを「金属マンガン」、化合物の形態のマンガンを「マンガン化合物」、金属マンガンとマンガン化合物について両者の区分が不明確な場合や両者を区分しない場合には「マンガン」とそれぞれ表記する。
1.1 化学物質審査
規制法官報公示整
理番号1.2 化学物質排出管理促進法政令号
番号
1.3 物質名

1.4

CAS登録番号

1.5 化学式
1.6 分子量

－

1-475

1-475

1-235

1-477

1-156

1-446

金属ﾏﾝｶﾞ
ﾝ

マンガン及びその化合物
二酸化ﾏﾝ 四 酸 化 三 二 塩 化 ﾏ ﾝ 硫酸ﾏﾝｶﾞﾝ
ｶﾞﾝ
ﾏﾝｶﾞﾝ
ｶﾞﾝ

炭酸ﾏﾝｶﾞﾝ

過ﾏﾝｶﾞﾝ酸ｶﾘｳﾑ

7439-96-5

1313-13-9

1317-35-7

7773-01-5

7785-87-7

598-62-97722-64-7

Mn
54.94 注)

MnO2
86.94

Mn3O4
228.81

MnCl2
125.84MnSO4
151.00MnCO3114.95

KMnO4
158.04

1-311

注：原子量

1

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2．一般情報
物質名
項目
2.1

別名

2.2

純度

2.3

不純物

2.4 添加剤又は安定剤

マンガン及びその化合物
四酸化三ﾏ 二 塩 化 ﾏ ﾝ 硫酸ﾏﾝｶﾞﾝ
ﾝｶﾞﾝ
ｶﾞﾝ
酸化ﾏﾝｶﾞﾝ 塩化ﾏﾝｶﾞﾝ 硫酸ﾏﾝｶﾞﾝ
(Ⅱ,Ⅲ)
(Ⅱ)
(Ⅱ)

金属ﾏﾝｶﾞ 二 酸 化 ﾏ ﾝﾝｶﾞﾝ
特になし 過 酸 化 ﾏ ﾝ
ｶﾞﾝ、酸化ﾏﾝｶﾞﾝ(Ⅳ)
99.95 ％ 99.5 ％ 以 99.5 ％ 以以上上上
ﾃﾞｰﾀなし酸 化 ﾏ ﾝ ｶ ﾞ ﾃﾞｰﾀなし
ﾝ(Ⅱ)
無添加

無添加

無添加

ﾃﾞｰﾀなし99.5 ％ 以上
ﾃﾞｰﾀなし無添加

無添加

99.5％以上

炭酸ﾏﾝｶﾞﾝ

過ﾏﾝｶﾞﾝ酸ｶﾘｳﾑ
炭 酸 ﾏ ﾝ ｶ ﾞ ﾝ 過ﾏﾝｶﾞﾝ酸ｶ(Ⅱ)
ﾘ(Ⅶ)
99.9％以上

99.5％以上

鉄、ｺﾊﾞﾙﾄ、 ﾏﾝｶﾞﾝ の塩化
ｱﾙﾐﾆｳﾑ、ｶﾙ 物・硫化物
ｼｳﾑ
無添加
無添加

(化学物質評価研究機構, 2004)

2.5 現在の我が国における法規制 注)
法律名
化学物質排出把握管理促進法
消防法
労働基準法
労働安全衛生法

法規区分名
第一種指定化学物質
危険物第一類酸化性固体
危険物第二類可燃性固体
疾病化学物質特定化学物質等第二類物質
名称 等を通知す べき危険物 及び有害物
管理濃度：1 mg Mn/m3

水道法
下水道法
船舶安全法
航空法
港則法
建築物衛生法水質基準：0.05 mg Mn/L
水質基準：10 mg Mn/L
酸化性物質類
自然発火性物質
酸化性物質類
自然発火性物質
酸化性物質
自然発火性物質
水質基準：0.05 mg Mn/L

注：1 章で採り上げた物質について調査した。

2

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該当物質
マンガン及びその化合物
過マンガン酸カリウム
金属粉
マンガン及びその化合物
マンガン及びその化合物、(ただし、塩基性酸化マンガンを除く)
マンガン及びその無機化合物
マンガン及びその化合物、(ただし、塩基性酸化マンガンを除く)
マンガン及びその水溶性化合物
過マンガン酸カリウム
マンガンを含む金属触媒
過マンガン酸カリウム
マンガンを含む金属触媒
過マンガン酸カリウム
マンガンを含む金属触媒

3．物理化学的性質
物質名
項目
外観
結晶系

融点(℃)

マンガン及びその化合物
ﾏﾝｶﾞﾝ
二酸化ﾏﾝｶﾞ 四酸化三ﾏﾝ 二 塩 化 ﾏ ﾝ 硫酸ﾏﾝｶﾞﾝ 炭酸ﾏﾝｶﾞﾝ
過ﾏﾝｶﾞﾝ酸
ﾝ
ｶﾞﾝ
ｶﾞﾝ
ｶﾘｳﾑ
灰色固体 2)黒色固体 2) 褐色固体 2) 桃色固体 2) 白色固体 2) 桃色固体 2) 紫色固体 2)
α型注 1)：体心 正方晶系 2, 7) 正方晶系 2, 7) 三方晶系 2, 7) 斜方晶系 2, 7) 六方晶系 2) 斜方晶系 2, 7)
立方晶系、三方晶系 7)
注 2)
β型 ：立方晶系、γ型 注 3)：面心立方晶系、
δ型 注 4)：体心立方晶系 3)
2)
6502)
7002)
1,2462)535 (分解)2) 1,567
200 以上(分 分解 2)、240
2)
解) 、
以下(分
100 以下で解)4)
CO2 を発生
し MnO を生
成 6)

沸点(℃)

2,0612)

密度(g/cm3)5.082)
7.32)、
α型：
7.47(20℃)、
β型：
7.26(20℃)、
δ型：
6.37(1,100℃)、
γ型：
6.28(1,143℃)3)
水：分解 4)
水：不溶 2)
ただし、高純度ﾏﾝｶﾞﾝは常
温では未反
応 3)

溶解性

該当せず

ﾃﾞｰﾀなし1,1902)850 (分解) 2) 該当せず

該当せず

4.842)

2.9772)

3.252)

3.702)

3.6182)

水：不溶 2)

水：773ｇ/kg (25℃)2)

水：637ｇ/kg (25℃)2)

水：8 mg/kg(20℃) 2)、65mg/L(25

水：5.1ｇ/kg (25℃)2)℃)6)、

希酸：可溶 2)、塩酸：可溶 6)、塩酸：可溶 2) ﾋﾟﾘｼﾞﾝ、ｴﾀ ｴﾀﾉｰﾙ：可水素を発生 硝酸：不溶 2)
ﾉｰﾙ：可溶、 溶 6)、ｴｰﾃ
2+
6)
し Mn を生 ｱｾﾄﾝ：不溶
ｴﾁﾙｴｰﾃﾙ： ﾙ：不溶 4)
3)
不溶 2)
成

純分換
算比率

1.000

0.632

0.240

0.437

注)

3

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0.364

1.9×10-3 質
量％ 注 1)(15℃) 5)
希酸：可溶 2)、氷酢酸：可溶
6)
希酸、液化二 、
酸化炭素：可 硫酸：可溶
4)
溶 4)
ｱﾙｺｰﾙ：不溶 ﾒﾀﾉｰﾙ、ｱｾﾄ
6)
ﾝ：可溶 6)
0.478

0.348

物質名
ﾏﾝｶﾞﾝ
項目
その他

ﾓｰｽ硬度：
5.03)、引火点：450℃、爆発限界(粉じん)：125mg/L6)、

二酸化ﾏﾝｶﾞﾝ

マンガン及びその化合物
四酸化三ﾏﾝ 二 塩 化 ﾏ ﾝ 硫酸ﾏﾝｶﾞﾝ 炭酸ﾏﾝｶﾞﾝｶﾞﾝ
ｶﾞﾝ
pK=10.63(1
一水和物
四水和物
8)
の Cas No: の Cas No: 8～25℃)
13446-34-9、 10034-96-5、
潮解性 2, 7) 四水和物の Cas No:
10101-68-5

蒸気圧：133
Pa (1,392℃)、
1.33 kPa(1,505℃)5)過ﾏﾝｶﾞﾝ酸
ｶﾘｳﾑ
強力な酸
化剤で、可
燃性物質
や還元性
物質と反
応すると
火災や爆
発の危険
がある 9)。

注 1：安定領
注 1：飽和溶
域：710℃以下
液 100g
注 2：安定領中に含まれ域：710-1,079℃る溶液の最
注 3：安定領
大質量/g、域：
CO2 分圧 50
Pa1,079-1,143℃
注 4：安定領域：
1,143-1,244℃
注：純分換算比率 = (マンガンの原子量×マンガン化合物中のマンガンの数)/マンガン化合物の分子量文献：1) 化学物質評価研究機構, 2004
2) Lide, 2003
3) Merck, 2001
4) ATSDR, 2000
5) 化学便覧：日本化学会, 1993
6) 産中便覧：後藤ら, 1994
7) 理化学辞典：久保ら, 1987
8) Dean, 1999
9) IPCS, 2003

備考

4．発生源情報
4.1

製造・輸入量等（表 4-1、4-2、4-3）マンガン鉱石マンガン及びその化合物の原料となるマンガン鉱石は全量輸入であり (金属鉱業事業団,
2001)、また、2001 年にはマンガン鉱 (精鉱を含む) 及び含鉄マンガン鉱 (精鉱を含むものとし、マンガンの含有量が乾燥状態において全重量の 20%以上のものに限る) の輸出が 2,922 トンあった (財務省, 2004)。

4

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表 4-1

マンガン鉱石の輸入量 (トン)

品目
1998
1999
2000
2001
2002
二酸化マンガン鉱 1)
4,840
1,474
1,888
3,260
1,463
1)
マンガン鉱
896,660
952,889
927,018
1,018,823
897,990(二酸化マンガンを除く)
マンガン鉱 2)
83,132
66,89890,90982,77689,389含鉄マンガン鉱 3)
220,235
205,803
128,225
122,045
125,896(財務省, 2004)
1) 精鉱を含むものとし、マンガンの含有量が乾燥状態において全重量の 39%を超えるもの。
2) マンガンの含有量が乾燥状態において全重量の 39%以下のもの。
3) 精鉱を含むものとし、マンガンの含有量が乾燥状態において全重量の 20%以上のもの。

マンガン系合金鉄
マンガンは、鉄に硬度や強度など様々な性質を与えるためのものであり、鉄鋼製品には不可欠である。マンガン系合金鉄は、そこに含まれる炭素やシリコンの量により、高炭素フェロマ
ンガン (炭素の含有量が全重量の 2%を超えるもの)、中・低炭素フェロマンガン (炭素の含有量が全重量の 2%以下のもの)、及びフェロシリコマンガンに分類されている。
表 4-2

マンガン系合金鉄の製造・輸入量等 (トン)

品目

区分
1998
1999
385,298
333,810
製造量
高炭素
105,106
79,321
輸入量
フェロマンガン 1)
142
544
輸出量
(Mn 含量: 78%)490,262
412,587
国内供給量
132,610
103,792
製造量
中・低炭素
4,780
10,248
輸入量
フェロマンガン 2)
26,67318,853
輸出量(Mn 含量: 81%)
110,717
95,187
国内供給量
88,606
76,799
製造量
フェロシリコ
201,240
227,219
輸入量
マンガン
217
3,103
輸出量
(Mn 含量: 61%)
289,629
300,915
国内供給量(製造量: テックスレポート, 2004; 輸出入量: 財務省, 2004)
1) 炭素の含有量が全重量の 2%を超えるもの
2) 炭素の含有量が全重量の 2%以下のもの

2000
355,964
53,503
10,609398,858
91,956
16,18033,63974,497
83,018
223,747
4,928
301,8372001
381,90241,1992,979
420,122102,102
13,35025,03990,413
79,272
218,405431
297,246

2002
373,392
43,874
1,564
415,702101,236
14,17913,291102,124
87,445254,269478
341,236

金属マンガン及びマンガン化合物
マンガン及びその製品 (くずを含む) には、電解金属マンガンのほか、アルミ合金添加剤の
アルミ－75%マンガン合金も含まれている (アルム出版社, 2003)。

5

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表 4-3マンガン及びその化合物の輸出入量 (トン)品目
マンガン及びその製品(くずを含む)
二酸化マンガンマンガンの酸化物(二酸化マンガンを除く)
過マンガン酸カリウム
亜マンガン酸塩、マンガン酸塩
及び過マンガン酸塩(過マンガン酸カリウムを除く)

区分
輸入
輸出
輸入
輸出
輸入
輸出
輸入
輸出

1998
39,197390
1,462
26,007
1,724
1,154
1,576
2

1999
39,93635702
32,205
738
2,036
1,531
4

2000
43,27044
2,340
27,743
606
2,370
1,744
5

2001
52,74848
1,765
20,400
391
2,358
1,556
6

2002
45,77929
2,289
23,855
309
2,391
1,395
6

輸入

133

183

445

477

458

輸出

68

126

194

129

76

(財務省, 2004)

4.2

用途情報（表 4-4）

日本に輸入された全マンガンのうち 90%以上は、金属マンガン (主にフェロマンガン、シリコマンガン及び銑鉄) として、鉄鋼用に用いられている。シリコマンガンは肥料に、電解金属
マンガンはアルミ合金、溶接棒及び半導体セラミックスにも使用されている。また、マンガン
化合物は多様な用途をもっている。二酸化マンガンは、乾電池、ソフトフェライト、酸化剤、マッチ原料及びガラス工業等に用いられており、ソフトフェライトには、四酸化三マンガンも使用されている。硫酸マンガンは、農薬、肥料、飼料、乾燥剤及び窯業用顔料等に使用されている。過マンガン酸カリウムは、酸化剤、漂白剤及び試薬等として、また炭酸マンガンは、肥料、飼料及び顔料等に使用されている (化学工業日報社, 2004; 製品評価技術基盤機構, 2004)。
表 4-4
種 類
高炭素フェロマンガン
中・低炭素フェロマンガン
シリコマンガン銑鉄
電解金属マンガン

用

マンガン及びその化合物の用途
途

鉄鋼

二酸化マンガン乾電池

電解金属マンガン
四酸化三マンガン
二酸化マンガンシリコマンガン硫酸マンガン
炭酸マンガン
過マンガン酸カリウム
硫酸マンガン

アルミ合金
ソフトフェライト
肥料
飼料

その他

電解金属マンガン

主要応用製品ビルディング
自動車
橋梁
船舶
産業機器等
マンガン電池、アルカリ電池、リチウム電池、酸化剤、マッチ原料、ガラス工業
飲料缶
磁性材料
テレビ、ラジオ
鉱さいマンガン肥料
混合肥料、合成肥料
飼料
酸化剤、漂白剤、試薬
農薬、乾燥剤、窯業用顔料
半導体セラミックス
溶接棒

合 計(製品評価技術基盤機構, 2004)
割合は 1999 年ベース

割合(%)

90.8

4.5
2.1
1.5
0.8

0.3

100

6

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排出源情報4.3
4.3.1

化学物質排出把握管理促進法に基づく排出源

化学物質排出把握管理促進法に基づく「平成 14 年度届出排出量及び移動量並びに届出外排出量の集計結果」(経済産業省, 環境省, 2004a) (以下、2002 年度 PRTR データ) では、マンガン及
びその化合物の排出量及び移動量は、マンガン純分に換算して届出または推計することとなっている。マンガン及びその化合物はマンガン純分として 1 年間に全国合計で届出事業者から大気へ 30 トン、公共用水域へ 1,085 トン、土壌へ 362 kg、埋立へ 3,387 トン排出され、廃棄物として 24,690 トン、下水道に 7 トン移動している。また、届出外排出量としては対象業種の届出外事業者から 363 トン排出され、非対象業種、家庭及び移動体からの排出量は推計されていな
い。

a.

届出対象業種からの排出量と移動量（表 4-5）
届出対象業種からのマンガン及びその化合物の排出量のうち、下水道業 (処理水) 及び化学工業からの公共用水域へ排出が全体の 66%を占めている。また、全体的に環境への排出量より、むしろ廃棄物としての移動量のほうが多い。
表 4-5

マンガン及びその化合物の届出対象業種別の排出量及び移動量(2002年度実績) (トン/年)
届出

業種名
大気

排出量
公共用
水域

移動量

届出外

届出と届出外の排出量合計
排出計 2)

割合
(%)

土壌

廃棄物

下水道

排出量 3)
(推計)

下水道業

0

536

0

14

0

－

537

36

化学工業

2

444

0

4,254

1

4

450

30

輸送用機械器具
製造業

9

5

＜0.5

537

5

102

117

8

金属製品製造業

1

＜0.5

0

244

0

109

109

7

2

0

0

171

＜0.5

53

55

4

＜0.5

＜0.5

0

839

＜0.5

41

41

3

鉄鋼業

9

30

0

16,855

0

2

40

3

金属鉱業

0

39

0

0

0

－

39

3

＜0.5

0

0

27

＜0.5

29

29

2

8

31

＜0.5

1,750

＜0.5

24

62

4

30

1,085

＜0.5

24,690

7

363

1,479

100

一般機械器具製造業
電気機械器具製造業

その他の製造業
その他 1)
合計 2)(経済産業省, 環境省, 2004a,b)1)「その他」には、上記以外の届出対象業種の合計排出量を示した。

7

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2) 四捨五入のため、表記上、合計が合っていない場合がある。
3) 埋立による排出量は含んでいない。
0.5 トン未満の排出量及び移動量はすべて「＜0.5」と表記した。
－: 推計されていない。
排出量及び移動量はマンガン純分に換算した値である。

4.3.2
a.

その他の排出源

自然発生源
マンガン及びその化合物は、酸化物、硫化物、炭酸塩及びケイ酸塩として広く分布している。

地殻中の平均含有量は 1,000 mg/kg であり、特に鉄鉱石中には多く、その含有量は 50～350 g/kgである。マンガンは化石燃料にも含まれており、石炭及び石油中の含有量はそれぞれ 6～100
mg/kg 及び 0.001～0.15 mg/kg である。地表面の岩石は大気への主な発生源であり、その他、
海のしぶき、山火事、植物及び火山活動によっても大気へ放出される。マンガンは鉱物の風化により可溶性塩となり溶け出し、河川及び海域に移動して、海底の広い範囲に堆積する。このように生成した団塊中のマンガン含有量は 150～500 mg/kg (平均約 200 mg/kg) であり、深海の堆積物においては約 1,000 mg/kg のマンガンを含んでいる。土壌へは大気からの沈降、植物からの浸出、落葉、動物の排泄、植物や動物の死骸等によりマンガンが蓄積される (IPCS, 1981,
1999, 2004)。

b.

人為発生源
人間の活動による環境中へのマンガンの主な排出源は、都市の排水による排出、下水道の汚泥、採鉱及び鉱物の処理 (特にニッケル)、合金、鋼及び鉄の生産からの排出、化石燃料の燃焼及び、また量は少ないが広範囲での燃料添加物の燃焼からの排出がある (IPCS, 2004)。
また、マンガンは、アルミ缶、乾電池、磁性材料、農薬、飼料、肥料等の製品やセメント、建材、路盤材等にも含まれている (製品評価技術基盤機構, 2004)。
スラグ
合金及び鉄鋼等の製造時に発生するスラグ中にもマンガンは含まれている。フェロマンガン
製造時に発生する合金鉄スラグの平均マンガン含有量は 8%でマンガン量 18,000 トンを含んでおり、マンガン珪カル肥料等として一部利用されている。銑鉄製造時に発生する銑鉄スラグのマンガン含有量は 0.2～0.3%でマンガン量 56,000 トンを含んでおり、セメント、コンクリート
細骨材、路盤材及び珪カル肥料としてほぼ全量使用されている。また、鉄鋼製造中に発生する鉄鋼スラグは、マンガン含有量 4%でマンガン量として 320,000 トンを含んでおり、主に港湾工
事及び土木用に利用されている。これらのデータはいずれも 1999 年のものである (金属鉱業事業団, 2001)。
マンネブ及びマンコゼブ（表 4-6）マンガン化合物であるマンネブ及びマンコゼブは農薬として使用されており、化学物質排出把握管理促進法の対象物質である。マンネブ及びマンコゼブの届出と届出外の排出量合計は、
8

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マンガン純分として 402 トンであった (製品評価技術基盤機構, 2005)。
表 4-6

マンネブ及びマンコゼブの排出量及び移動量(2002年度実績) (トン/年)

届出
排出量 移動量

物質名
マンネブ

マンコゼブ

合

計 1)

届出外排出量 (推計値)
対象業種 非対象業種 家庭 移動体

物質

＜0.5

11

＜0.5

538

－

－

538

Mn 純分

＜0.5

2

＜0.5

111

－

－

111

物質

＜0.5

＜0.5

＜0.5

2,864

－

－

2,864

Mn 純分

＜0.5

＜0.5

＜0.5

291

－

－

291

物質

＜0.5

12

1

3,401

－

－

3,402

Mn 純分

＜0.5

－

－

402

＜0.5
2
402
(経済産業省, 環境省, 2004a, b; 製品評価技術基盤機構, 2005 )1) 四捨五入のため、表記上、合計が合っていない場合がある。
0.5 トン未満の排出量及び移動量はすべて「＜0.5」と表記した。
－: 推計されていない。

c.

届出と届出外の排出量合計その他

食物類中の含有量（表 4-7）マンガンは、地殻中に多く存在する元素で、植物体には銅より多く含まれるが、ヒトなどの動物体にはわずかしか含まれない。そのため、マンガンは動物性食品には少なく、植物性食品が供給源となる (健康・栄養情報研究会, 1999)。各食品群の値は、食品の原料から加工品までを含んでいる。なお、食品群分類については、国民栄養調査食品群別表によった (健康・栄養情報研究会, 2004)。
表 4-7

マンガンの食品群別含有量

マンガン 1) (mgMn/100g)
0.04 - 6.14
穀類
0.01 - 1.31
いも類
Tr - 2.01
砂糖・甘味料類
0.13 - 4.50
豆類
0.25 - 9.78
種実類
0 - 25.00
野菜類
Tr - 1.58
果実類
0.04 - 6.18
きのこ類
0.01 - 17.00
藻類
Tr - 6.19
魚介類
0 - 1.21
肉類
Tr - 0.08
卵類
Tr - 0.09
乳類
0 - 0.01
油脂類
Tr - 1.34
菓子類
0 - 71.00
嗜好飲料類
0 - 93.00
調味料・香辛料類(科学技術庁資源調査会, 2000)
食品群

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1) 可食部あたり
Tr: 微量4.4

環境媒体別排出量の推定（表 4-8）

その際、2002 年度 PRTR データに基づく届出対象業種の届出外事業者からの排出量について
は、届出データにおける業種ごとの大気、水域、土壌への排出割合を用いて、その環境媒体別の排出量を推定した。
マンネブ及びマンコゼブの排出量について、土壌への排出は農薬本来の使用目的や使用形態を考慮し、すべて届出外排出量であるが、使用量の多くが土壌に散布され付着すると考えられることから、使用量の全量が土壌へ排出されるものとして推計した。また、大気及び水域への排出は届出事業者のみからの排出である。
以上のことから、マンガン及びその化合物は、マンガン純分として 1 年間に全国で、大気へ300 トン、公共用水域へ 1,176 トン、土壌へ 405 トン排出されると推定した。
なお、公共用水域への排出量には下水処理場及び廃棄物処理施設で処理された後の排出量が含まれている。
表 4-8

マンガン及びその化合物の環境媒体別排出量 (2002年度実績) (トン/年)

排出区分
大気
公共用水域
土壌
30
1,085
＜0.5
対象業種届出270
91
2
対象業種届出外 1)
＜0.5
＜0.5
マンネブ及びマンコゼブ
402
合計
300
1,176
405
(製品評価技術基盤機構, 2005)
1) 大気、水域、土壌の排出量は、業種ごとの届出排出量の排出割合と同じと仮定し、推定した。
なお、埋立へは 294 トンと推定した。
0.5 トン未満の排出量はすべて「＜0.5」と表記した。
排出量及び移動量はマンガン純分に換算した値である。

また、水域へ排出される届出排出量 1,085 トンのうち、排水の放流先が河川と届け出られている排出は 707 トンであった (経済産業省, 2004)。届出以外の水域への排出についてはすべて
河川への排出と仮定すると、河川への排出量は 798 トンとなる。

4.5

排出シナリオ

マンガン及びその化合物の環境への排出源としては、自然起源と人為発生源によるものがある。
人為発生源としてのマンガン及びマンガン化合物の主な排出源は、用途情報及び 2002 年度
PRTR データ等から判断して、大気へは輸送用機械器具製造業及び金属製品製造業から、公共用水域へは化学工業から、そして、土壌へはマンネブ及びマンコゼブを農薬として散布する際に排出されると推定される。なお、下水道業からの水域への排出量には下水処理場で処理された後の排出量が含まれている。
10

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また、自然発生源として、大気へは地表面のほこりや海のしぶきの巻き上げ等、水域へはマンガン鉱が自然風化作用により可溶性塩となり河川や海域に溶け出すこと等が考えられる。また、土壌へは大気からの沈降や動植物の活動などが考えられる。

5．環境中運命
マンガンは自然界に存在する元素であり、クラーク数 (地下 16 km までの岩石圏に水圏と気圏を加えた範囲における元素の存在度) は 0.09%であり、全元素中 12 番目である (不破, 1986)。
マンガンは、自然界に広く分布しているが、遊離の金属では存在せず、ほとんどは、酸化物、硫化物、炭酸塩、珪酸塩として存在している (IPCS, 1981)。
マンガンは複数の電荷状態 (Mn+、Mn2+、Mn3+、Mn4+、Mn5+、Mn6+、Mn7+) を採り得る。この中で、環境中では Mn2+、Mn3+、Mn4+ が一般的に見出され、水中では Mn2+ が最も安定であり、Mn3+ 及び Mn4+ 化合物は水に不溶性である。Mn3+ 及び Mn4+ 化合物は有機物により還元されて水溶性の Mn2+となる (Merian et al., 2004)。
地殻でのマンガン含有量は約 1 g Mn/kg であり、その量は鉄の 1/50 倍、ニッケルの 5 倍、銅の 10 倍に相当する (和田・稲葉, 1977)。また、大陸の地殻では 716 mg Mn/kg、海洋の地殻では
1,200 mg Mn/kg であったとの報告もある (Merian et al., 2004)。マンガンは地球の堆積岩、火成岩及び変成岩に広く分布し、深海床における主要な金属元素の一つである。岩石のマンガン含有量は、325 mg Mn/kg (花崗岩)～1,390 mg Mn/kg (玄武岩) であったとの報告もある (Merian et al.,2004)。日本全国の 3,024 の河川堆積物に含まれるマンガンの平均値は 1.26 g MnO/kg であり、日本の上部地殻に含まれるマンガンの平均値は 1.1 g MnO/kg との報告がある (今井ら, 2004; 富樫ら, 2001)。
なお、1990 年代半ばの全地球的なマンガンの環境への排出量は、自然由来 (土壌粉じん、火山活動など) が 317,000 トン Mn/年で、産業活動由来 (化石燃料の燃焼、製鉄など) が 11,000 ト
ン Mn/年であり、産業活動に伴うマンガンの排出量は自然由来の約 3%に相当する (Pacyna andPacyna, 2001)。マンガンの一部は有機マンガン化合物 (マンネブ、マンコゼブなど) に由来する。

5.1

土壌中での動態

土壌水溶液中ではマンガンは、陽イオンとしては Mn2+、MnOH+、MnCl+、MnHCO3+として、陰イオンとしては MnO4-、HMnO2-、Mn(OH)3-、Mn(OH)42-して存在する。このうち、Mn(OH)42は pH や酸化還元電位が極端な条件下でのみ存在する (Merian et al., 2004)。
土壌に含まれるマンガンは、主に地熱の影響を受けて含有量や形態を変化させ、土壌微生物
や植物の取り込みによっても形態の変換を受ける (IPCS, 1981)。水溶性の Mn2+ は水中及び土壌中を移動し、土壌成分及び有機物とは強くは結合しないと推定される。また、マンガンイオン
及び不溶性のマンガン化合物は水面及び湿った土壌表面からは大気中には揮散されないと推定される (Merian et al., 2004)。
植物の土壌からマンガンを吸収する能力は、土壌中のマンガンの形態に依存しており、全マ
ンガン含有量は重要ではない。一般に、酸性土壌では、中性及び塩基性土壌と比較して、植物
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に吸収されやすいマンガンである Mn2+ を多く含む。これは土壌中に主に存在している Mn3+ ま
たは Mn4+ と Mn2+ が酸化還元平衡の関係にあり、酸性または還元状態では作物に吸収されやす
い Mn2+ に平衡が傾くためである。したがって、マンガンは作物の必須元素であるが、酸性土
壌ではナス・キュウリ・リンゴ等の多くの作物に過剰症が認められる (Merian et al., 2004)。
また、マンガン酸化物は、フミン物質由来のフェノール化合物を酸化重合して腐食物質を生じ、ある種の農薬 (詳細不明) を酸化重合・酸化分解するとの報告もある (牧野, 2001)。
土壌のマンガン含有量については、米国の地質検査所の調査による 560 mg Mn/kg (範囲は 1
mg Mn/kg 以下～7 g Mn/kg) (Shacklette, 1971) や、北米大陸における代表的な値として 850 mg
Mn/kg 乾燥重量 (範囲は 100～4,000 mg Mn/kg) (Bowen, 1966a) との報告がある。土壌のマンガン含有量の全地球的な平均値は、砂状土壌では 270 mg Mn/kg、沈泥土壌やローム土壌では 525 mg
Mn/kg その他の土壌では 470 mg Mn/kg との報告もある (Merian et al., 2004)。

5.2

大気中での動態

マンガンは、冶金、鋳物製造、溶接などの際に発生するマンガン酸化物として (IPCS, 1981)、
また、火力発電所などの化石燃料の燃焼によって大気中に放出される (ATSDR, 2000)。
大気中を広範囲に移動する粒子の約 80%は平均直径が 5μm 未満であり、この粒子径では呼吸により吸入されるとの報告もある (ATSDR, 2000)。
マンガンは、雨水や雪にも含まれており、長野県北部 (北安曇郡白馬村) における降水の含有量は 1996 年の年平均値で 3.2μg Mn/L、石川県白峰山地における降雪の含有量は 2.1μg Mn/L であり、降水中のマンガン濃度はカルシウムイオン濃度と高い相関性を示し、エアロゾルからの溶出によるものと考えられるとの報告もある (鹿角ら, 2004)。
大気中のマンガン含有量については、地球全体を見た場合、極地方などでは 0.01～16.7 ng
Mn/m3、その他の地方では 3.7～99 ng Mn/m3、都市部では 1.7～850 ng Mn/m3 であったとの報告がある (Schroeder et al., 1987)。また、2000～2003 年度の東京都の大気中におけるマンガンの年平均濃度は、区部の 8 か所平均で 28～46 ng Mn/m3、多摩部の 4 か所平均で 21～33 ng Mn/m3、
檜原村 (バックグラウンド) で 9～15 ng Mn/m3 との報告もある (東京都環境局, 2005)。

5.3

水中での動態マンガンは、複数の電荷状態をとることができ、環境中では Mn2+、Mn3+、Mn4+ が一般的に見出され、水中では Mn2+ が最も安定である。Mn3+ 及び Mn4+ 化合物は水に不溶性であるが、有機物により還元されて水溶性の Mn2+ となる (不破, 1986)。
自然水中のマンガンは、主に地質に由来するが、まれには鉱山廃水・工業排水の混入にも由来する (日本薬学会, 1990)。水溶性のマンガン濃度は、海洋では (Mn2+ が主なもの) 0.01～0.16
μg Mn/kg、河川や湖の表層水では 1～500μg Mn/L であり、飲料水では 5～25μg Mn/L である。
自然水中のマンガンは、通常、鉄と共存し、その量は鉄の 1/10 程度である。我が国の地下水のマンガンについては、0.55 mg/L と高い濃度で検出された場所があるとの報告 (Merian et al.,2004) や水道の原水で 0.12 mg Mn/L と高い濃度で検出されたという報告 (田丸ら, 1999) がある。
近年、浅井戸で水溶性のマンガンが高濃度で数多く検出されるようになったのは、化学肥料
12

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による耕地の酸性化が原因との報告がある (日本薬学会, 1990)。井戸から検出される水溶性のマンガンは Mn2+と考えられる。Mn2+ は酸性から中性の環境水 (pH 4～7) 中では安定して存在するが、塩基性の環境水 (pH 8～9) 中では酸化されやすい (U.S. EPA., 1984)。塩基性の環境水中ではマンガンは酸化されて水に不溶性の MnO2 などのマンガン酸化物になると考えられる。
また、湖沼や貯水池で富栄養化が進むと、水温成層 (底層部が表層部よりも暖かい) を形成す
る冬季に底層部にマンガンの溶出が多くなるとの報告 (丹保・小笠原, 1985) や地下水が二酸化炭素を多く含み、溶存酸素が少ない場合には、マンガンは重炭酸塩 [Mn(HCO3)2] として溶存するとの報告 (日本環境管理学会, 2004) がある。
なお、過マンガン酸カリウムは強力な酸化剤であり (3 章参照)、マンガンの形態は酸性溶液
中では Mn2+となり、塩基性溶液中では MnO2 となる (Heslop and Jones, 1976)。このことから過マンガン酸カリウムが環境水中に放出された場合、液性が酸性の場合には水に可溶性であるが、液性が塩基性の場合には水に不溶性となると考えられる。

5.4

環境中での変換及び分解

マンガンは生分解されないが、ある種の微生物はマンガンを酸化物として体内に取り込む。
Mn2+ を Mn3+、Mn4+ に変換し、酸化マンガンを形成する能力を持つ生物として、鉄バクテリ
ア、粘着細菌、らせん菌、グラム陰性菌、芽胞菌、放線菌などが報告されている (Ghiorse, 1984)。
Leptothrix discophora は従来からマンガン酸化菌として知られており、マンガンイオンの微生物への取り込みは、微生物細胞の外部にある細胞外高分子物質の負に帯電した官能基によるとしている (Adams and Ghiorse, 1985, 1987)。微生物によるマンガン酸化能には pH 依存性があり(高野ら, 2002)、Leptothrix discophora の至適 pH は 7.3 (Adams and Ghiorse, 1987) と 7.5 (Boogerd
and De Vrind, 1987) が報告されている。
また、Corynebacterium のような好気的細菌や Cladosporium のような菌類は Mn2+を Mn4+に変換して、バーネス鉱やリシオフォライト等の水に不溶性の含水酸化物を生成する。灌水土壌や通気不良土壌では、嫌気性微生物が優勢となり Mn4+を Mn2+に変換して、水に可溶性の塩を生成するとの報告もある (Ehrlich, 1971)。

5.5

下水処理及び浄水処理による除去

多くの下水処理場では、塩素などの酸化剤の注入によるマンガンイオンの不溶性酸化物の生成や活性汚泥処理に伴うマンガンイオンの微生物への取り込みにより、下水中のマンガンを除去している (化学物質評価研究機構, 2004)。しかし、活性汚泥処理によるマンガンの除去効率は低いとの報告がある (伊藤, 1999)。東京都に 20 か所ある下水処理場の下水処理の状況に関する報告があり、水溶解性マンガンについては、2001～2003 年度では、流入水は最高で 0.2 mg Mn/L
(24 時間平均値) で、処理水は最高で 0.1 mg Mn/L (24 時間平均値) であった (東京都下水道局,
2004)。
鉄バクテリアを利用した水道水原水からのマンガン除去が実用化されており、原水中の鉄やマンガンを微生物体内に取り込ませて、自然ろ過により微生物と共に取り除いている (小島,1963, 1972)。京都府城陽市の第三浄水場の場合、水溶解性マンガンの濃度は、原水では 0.12 mg
13

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Mn/L であるが、鉄バクテリアを利用した生物ろ過法による処理水では 0.005 mg Mn/L 未満となったとの報告がある (田丸ら, 1999)。また、マンガンは通常の浄水方法 (塩素による酸化処理) や膜ろ過により除去されるとの報告もある (日本環境管理学会, 2004)。
東京都では、多摩川、荒川、江戸川の 3 つの河川水を小作浄水場 (羽村市)、三園浄水場 (板橋区)、金町浄水場 (葛飾区) の 3 つの浄水場で浄水用に取水している。2004 年 4 月～2005 年 3月までの 1 年間におけるマンガン濃度は、小作浄水場の入口では 6～21μg Mn/L、三園浄水場の入口では 96～110μg Mn/L、金町浄水場の入口では 30～170μg Mn/L であり、小作浄水場の出口 (処理水) では定量下限値 (1μg Mn/L) 未満～1μg Mn/L であったが、残りの 2 つの浄水場の出口では定量下限値未満であった (東京都水道局, 2005)。

5.6

生物濃縮性

化学物質審査規制法に基づく濃縮性試験では、過マンガン酸カリウムについて、コイを用いた 28 日間の濃縮性試験を行っており、水中濃度が 0.1 mg Mn/L 及び 0.01 mg Mn/L におけるマン
ガンとしての濃縮倍率はそれぞれ 8.0 未満及び 81 未満であり、高濃縮性ではないと判定されている。定常状態におけるマンガンとしての濃縮倍率は同じであったとしている (経済産業省,
2002)。なお、試験液中でのマンガンの存在形態は、酸性溶液中では Mn2+、塩基性溶液中では
Mn4+と考えられ (5.3 参照)、魚体に取り込まれるマンガンの形態は Mn7+とは異なると推定される。
一方、海藻類 (珪藻、褐藻、紅藻、緑藻) 及び海産魚類のマンガンの含有量はそれぞれ 3～52
mg Mn/kg 湿重量及び 0.2 mg Mn/kg 湿重量であるとの報告がある (海洋科学基礎講座編集委員
会, 1973)。海水のマンガン含有量を 2μg Mn/L (5.3 参照) とすると、マンガンの生物濃縮係数(BCF) は、海藻類では 1,500～26,000、海産魚類では 100 となる。
また、マンガンの BCF は、植物プランクトンでは 2,500～6,300、海藻類では 300～5,500、貝類では 800～830、近海魚では 35～930 との推定 (Folsom et al., 1963) や海産植物・淡水産植物
では 10,000～20,000、無脊椎動物では 10,000～40,000、魚類では 100～600 との推定 (Thompson

et al., 1972) がある。
植物及び動物におけるマンガンの BCF は、生息している環境水中のマンガン濃度に影響を受けるが、一般的には、藻類や甲殻類のような下等生物の BCF は大きく、魚類などの高等生物では BCF は小さいと推定される。

6．環境中の生物への影響
6.1

水生生物に対する影響

水生生物に対する毒性試験は、1 章の同定情報がある塩化マンガン、硫酸マンガン、過マン
ガン酸カリウムについて調査した。いずれも水溶性のマンガン化合物 (塩化マンガン、硫酸マ
ンガン、過マンガン酸カリウム) を使用している。これらは水中で解離するため、水中濃度はすべてマンガンとしての値であり、単位を mg Mn/L で表示する。

14

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6.1.1

藻類及び水生植物に対する毒性 (表 6-1)

硫酸マンガンあるいは塩化マンガンの藻類に対する生長阻害についての試験報告がある。セネデスムスの生長阻害試験で 12 日間 EC50 が 4.98 mg Mn/L (生長速度)、1.91 mg Mn/L (全クロロ
フィル量) であった (Fargasova et al., 1999)。また、コウキクサの 96 時間 EC50 は 31 mg Mn/L であった (Wang, 1986)。
海水種での最小値は、珪藻のディティルムに対する 5 日間 EC50 の 1.5 mg Mn/L であった
(Canterford and Canterford, 1980)。
表 6-1

マンガン及びその化合物の藻類及び水生植物に対する毒性試験結果

生物種
淡水 MnSO4
Scenedesmus
quadricauda(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)

海水 MnSO4
Phaeodactylum
tricornutum(珪藻、ﾊﾈｹｲｿｳ)
淡水 MnCl2
Lemna minor(単子葉植物、ｺｳｷｸ
ｻ)
海水 MnCl2
Asterionellajaponica(珪藻、ﾎｼｶﾞﾀｹｲｿｳ)
Ditylum brightwellii(珪藻、ﾃﾞｨﾃｨﾙﾑ)

試験法/
方式

温度
(℃)

エンドポイント

止水

25±1

12 日間 EC50

半止水

15.5

96 時間 EC50

生長阻害

止水

27

96 時間 EC50

止水
閉鎖系

23

止水

ND

生長阻害
生長速度
全ｸﾛﾛﾌｨﾙ
ｸﾛﾛﾌｨﾙ a
ｸﾛﾛﾌｨﾙ b

濃度(mg Mn/L)

文献

Fargasovaal., 1999

et

25.7
(n)

Rosko
Rachilin,
1975

&

生長阻害

31
(n)

Wang, 1986

72 時間 EC50

生長阻害

4.86
(n)

Fisher&Jones, 1981

5 日間 EC50

生長阻害

1.5
(n)

Canterford &Canterford,
1980

4.98
1.91
2.28
2.15
(n)

ND: データなし、(n): 設定濃度
1) 化合物濃度から換算した値

6.1.2

無脊椎動物に対する毒性 (表 6-2)

硫酸マンガンあるいは塩化マンガンの無脊椎動物に対する試験報告のうち甲殻類のミジンコ類への 48 時間 EC50 の範囲は 8.28～40 mg Mn/L (Biesinger and Christensen, 1972; Bowmer et al,
1998; Khangarot and Ray, 1989; Pawlaczyk-Szpilowa et al., 1972)、48 時間 LC50 の範囲は 15.2～42.2
mg Mn/L (Cabejszek and Stasiak, 1960; Kimball, 1978) であった。このうち最も信頼性の高いもの
は米国公衆衛生協会 (APHA) テストガイドラインに準拠し、マンガンの測定濃度で算出した
48 時間 EC50 の 9.8 mg Mn/L であった (Biesinger and Christensen, 1972)。
ミジンコ類以外の甲殻類に対する 48～96 時間 LC50 の範囲は、0.15～51 mg Mn/L であり、種によって変動がある。最小値はソコミジンコの一種 (Canthocamptus sp.) に対する 0.15 mg Mn/L15

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であるが、この試験では毒性に関与する水質等の試験条件が明らかにされておらず、信頼性が評価できない (Rao and Nath, 1983)。
海産種では、貝類であるアメリカガキの受精後 1 時間以内の卵に対する 48 時間 LC50 が 16 mg
Mn/L であった (Calabrese et al., 1973)。
長期毒性について、APHA テストガイドラインで実施されたオオミジンコ繁殖試験での 21
日間 NOEC が 5.2 mg Mn/L であった (Biesinger and Christensen, 1972)。公定法ではないが、オオ
ミジンコの 10 日齢成体から 28 日間暴露した繁殖試験で LOEC が 1.1 mg Mn/L であったという報告もあるが (Kimball, 1978)、原著が入手できないため、詳細が確認できない。また、ザリガ
ニ科の一種 (Austropotamobius pallipes) とアメリカザリガニ科の一種 (Orconectes limosus) の幼生に対する 30 日間 LC50 はそれぞれ 17～18 mg Mn/L、34～36 mg Mn/L であった (Boutet andChaisemartin, 1973)。
過マンガン酸カリウムの無脊椎動物に対する試験報告としては、端脚目の一種 (Crangonyx
pseudogracilis) に対する 96 時間 EC50 が 0.50 mg Mn/L であり、同種に対する塩化マンガン (Mn2+)を用いた時の値 (96 時間 EC50：694 mg Mn/L) と比較すると大きく異なる結果であったが、この理由として金属イオンは生物の体内で分子やイオンが酸化あるいは還元される時に毒性が強まることから、安定な酸化状態 (Mn2+) より不安定な酸化状態 (過マンガン酸カリウム、Mn7+)のほうがより毒性は強くなるとしている (Martin and Holdich, 1986)。淡水種での最小値は、オ
ニテナガエビに対する 24 時間 LC50 の 0.397 mg Mn/L であった (Liao and Guo, 1990)。
海産種ではクルマエビ科の幼生を用いた 24 時間 LC50 の範囲が 0.59～3.34 mg Mn/L と報告されている (Liao and Guo, 1990)。
表 6-2
生物種
淡水 MnSO4
Daphnia magna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

Daphnia obtuse(甲殻類、
ﾐｼﾞﾝｺ属の一種)

マンガン及びその化合物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
(℃)

ND

止水

生後
12 時間

止水

11.5
-14.5
20.3

幼生成体

半止水

成体
10 日齢

硬度

pH

エンドポイント

濃度(mgMn/L)

文献

160-180

7.27.88.3

48 時間 EC50
遊泳阻害
48 時間 LC50
96 時間 LC50

Khangarot &Ray, 1989
Kimball,
1978

19.9

160-180

8.36

半止水

20.6

160-180

8.51

ND

ND

20
-22

170-2107.48.07 日間 LC50
7 日間 LOEC
7 日間 NOEC
繁殖
7 日間 LC50
28 日間 LOEC
28 日間 NOEC
繁殖
48 時間 LC50
120 時間 LC50

生後
24 時間
以内

止水

20

250

7.8

8.28
(n)
15.2
12.6
(n)
21
7.7
3.9
(n)
8.99
1.1
<1.1
(n)
42.2
21
(n)
37.4
(n)

(mg CaCO3 /L)

ND

16

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48 時間 EC50
遊泳阻害

Cabejszek &Stasiak, 1960
Rossini&Ronco, 1996

生物種
Canthocamptus
sp.
(甲殻類、ｿｺﾐｼﾞﾝｺの一種)
Chironomus
plumosus(昆虫類、ｵｵﾕｽﾘｶ)
Tubifex tubifex(貧毛類、ｲﾄﾐﾐｽﾞ科の一種)
海水 MnSO4
Mytilus edulis(貝類、ﾑﾗｻｷｲｶﾞｲ)
淡水 MnCl2
Daphnia magna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

大きさ/
成長段階
幼生

試験法/
方式
止水

温度
(℃)
ND

(mg CaCO3 /L)

25mm
幼虫

ASTM1)
止水

ND

Crangonyx
pseudogracilis(甲殻類、端脚目の一種)
Brachionus
calyciflorus(輪虫類、ｼﾂﾎﾞﾜﾑ
ｼ)
Caenorhabditis
elegans(線虫類、ﾗﾌﾞｼﾞﾁｽ科の一種)
海水 MnCl2
Artemia sp.
(甲殻類、
ﾌﾞﾗｲﾝｼｭﾘﾝﾌﾟ)

濃度(mgMn/L)
0.15
(n)

pH

エンドポイント

ND

ND

48 時間 LC50

20

ND

7.72

96 時間 LC50

APHA2)
半止水

30

245

7.6

胚
-幼生

ASTM1)
止水

19
±1

塩分濃度:
26‰

ND

OECD
202、
EPA
GLP
止水
閉鎖系
APHA2)
止水
閉鎖系
APHA2)
半止水
閉鎖系

ND

19-32
mm

止水

16

ND

7

19-32
mm

止水

16

ND

7

96 時間 LC50
30 日間 LC50

51
34-36
(m)

7mm
1.5 g
成体
4mm
0.2g
成体

半止水

13

50

6.75

96 時間 EC50
遊泳阻害

333
(n)

半止水

13

50

6.75

96 時間 EC50
遊泳阻害

694
(n)

幼生

止水

20

36.2

7.3

24 時間 LC50

成体
野生型
N2 株

止水
閉鎖系

20

ND

ND

ﾉｰﾌﾟﾘｳｽ
幼生

止水

28

塩分濃度:
32.9-33.5‰

7.58.4

生後
24 時間
以内
生後
24 時間
以内
Austropotamobius
pallipes(甲殻類、ｻﾞﾘｶﾞﾆ
科の一種)
Orconectes
limosus(甲殻類、ｱﾒﾘｶｻﾞ
ﾘｶﾞﾆ科の一種)
Asellus aquaticus( 甲 殻 類 、 ﾐ ｽﾞ ﾑ ｼ
科の一種)

硬度

文献
Rao & Nath,1983

Fargasova,
1997

96 時間 EC50
遊泳阻害

約
0.055
(n)
170.6
(n)

8.4
±0.2

48 時間 EC50
発生異常

30
(m)

Morgan
al.,
1986

et

ND

ND

48 時間 EC50
48 時間 NOEC
遊泳阻害

40
28
(m)

Bowmeral., 1998

et

18
±1

45.3

7.74

48 時間 EC50
遊泳阻害

9.8
(m)

Biesinger &Christensen,
1972

18
±1

45.3

7.74

21 日間 EC50
遊泳阻害
21 日間 NOEC
繁殖
96 時間 LC50
30 日間 LC50

5.7

17

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5.2
(m)
28
17-18
(m)

Khangarot,
1991

Boutet&Chaisemartin,
1973

MartinHoldich,
1986

&

38.7
(n)

Couillardal., 1989

et

24 時間 LC50

42
(m)

Tatara et al.,
1997

48 時間 LC50

51.8
(n)

Gajbhiye &Hirota, 1990

生物種
Nitocra spinipes(甲殻類、ｿｺﾐｼﾞﾝ
ｺの一種)
Crassostrea
virginica(貝類、ｱﾒﾘｶｶﾞｷ)

大きさ/
成長段階
成体

試験法/
方式
止水

温度
(℃)
20
±0.5

受精後
1 時間
以内の
卵

止水

26
±1

硬度

pH

エンドポイント

塩分濃度:
7‰

8.0

96 時間 LC50

塩分濃度:
25‰

7.08.548 時間 LC50

(mg CaCO3 /L)

濃度(mgMn/L)
70(n)

Bengtsson,
1978

16
(n)

Calabrese etal., 1973

文献

淡水 KMnO4
Crangonyx
半止水
1350
6.75 96 時間 EC504mm
0.50
Martin&pseudogracilis
0.2g
遊泳阻害
(n)
Holdich,(甲殻類、端脚目
成体
1986
の一種)
Macrobrachium
後期
止水25.2ND
7.2- 24 時間 LC50
0.3974)
Liao & Guo,rosenbergii
幼生
29.5
7.4
(n)
1990
(甲殻類、ｵﾆﾃﾅｶﾞ
ｴﾋﾞ)
Corbicula
流水
16
16-26
ND 96 時間 LC50
1.0-2.7g
38.94)
Chandler &manilensis
±1
15-20
(n)
Markiig,(貝類、二枚貝、mm
1979
ｼｼﾞﾐ科の一種)
海水 KMnO4
Penaeus
ND 96 時間 LC503)
62.64)
Hanks, 1976
2.54g
止水
27
塩分濃度:
californiensis
(n)
6 月齢
±0.5
24‰
(甲殻類、ｸﾙﾏｴﾋﾞ科の一種)
Penaeus
止水22
塩分濃度:
896 時間 LC50
2.14)
Johnson,12-17 mmduorarum
-23
25‰
8.4
(n)
1974
後期
(甲殻類、ﾉｰｻﾞﾝﾋﾟ
幼生
ﾝｸｼｭﾘﾝﾌﾟ)
Metapenaeus
Liao & Guo,
0.594)
後期
止水
25.2塩分濃度:
7.7- 24 時間 LC50
ensis
1990
(n)
幼生
29.5
26-34‰
8.3(甲殻類、ﾖｼｴﾋﾞ)Penaeus japonicus
後期
止水25.2塩分濃度:
7.7- 24 時間 LC50
3.344)(甲殻類、ｸﾙﾏｴﾋﾞ)幼生
29.5
26-34‰
8.3(n)Penaeus monodon
後期
止水
25.2塩分濃度:
7.7- 24 時間 LC50
1.674)(甲殻類、ｳｼｴﾋﾞ)幼生
29.526-34‰
8.3(n)Penaeus後期
止水25.2塩分濃度:
7.7- 24 時間 LC50
1.364)
penicillatus
幼生
29.5
26-34‰
8.3(n)(甲殻類、ｱｶｵｴﾋﾞ)Penaeus後期
止水25.2塩分濃度:
7.7- 24 時間 LC50
1.814)
semisulcatus
幼生
29.5
26-34‰
8.3(n)(甲殻類、ｸﾏｴﾋﾞ)
ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 測定濃度
1) 米 国 公 衆 衛 生 協 会 (American Public Health Association) テ ス ト ガ イ ド ラ イ ン 、 2) 米 国 材 料 試 験 協 会(American Society for Testing and Materials) テストガイドライン、3) 1 時間暴露後、清浄な海水に移し 96 時間観察したときの値、4) 化合物濃度から換算した値

6.1.3

魚類に対する毒性 (表 6-3)

硫酸マンガンあるいは塩化マンガンの魚類に対する急性毒性については、淡水魚に対する 96
時間 LC50 の範囲が 30.6～1,176 mg Mn/L であり、最小値はファットヘッドミノーに対する 30.6
mg Mn/L であった (Kimball, 1978)。
長期毒性については、ファットヘッドミノーの初期生活段階毒性試験で成長を指標とした 28
18

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日間 NOEC が 1.27 mg Mn/L、ニジマス稚魚の致死を指標とした 100 日間 NOEC が 0.77 mg Mn/L、ニジマス受精卵を用いた 28 日間 LC50 が 2.91 mg Mn/L、ブラウンマスの発眼卵から 62 日間暴露した時の致死や成長を指標とした NOEC が 2.78～8.81 mg Mn/L などの報告がある (Birge,
1978; Goettl and Davies, 1978; Kimball, 1978; Stubblefield et al., 1997)。このうちブラウンマスの試
験では硬度を 3 段階 (30、150、450 mg CaCO3/L) に変えて影響を調べたが、硬度による毒性の違いは大きくはなかった。
過マンガン酸カリウムの魚類に対する急性毒性については、淡水魚については 96 時間 LC50の範囲は、0.123～4.2 mg Mn/L、海水魚では 0.513～1.01 mg Mn/L であった。硫酸マンガンある
いは塩化マンガンを用いた試験と比較すると大幅に毒性が強まる傾向がある。また、過マンガ
ン酸カリウムのニジマス及びアメリカナマズに対する毒性は pH が高いほど強まる傾向であっ
た (Marking and Bills., 1975)。実環境中での水質 (硬度及び pH) を考慮した最小値はアメリカナ
マズに対する 96 時間 LC50 の 0.161 mg Mn/L であった (Marking and Bills., 1975)。
過マンガン酸カリウムの長期毒性についての試験報告は得られていない。
表 6-3
生物種

マンガン及びその化合物の魚類に対する毒性試験結果

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

12-16 mm
稚魚
8 週齢
卵
16-40
時間

流水

24.9

流水

25.2

Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

40 mm
稚魚

流水

Agosiachrysogaster(ｺｲ科の一種)

4.3 cm0.64 g
稚魚5.93 cm
5.74 g
成魚
5.62 g
成魚
雌

APHA1)
半止水

19

APHA1)
止水

淡水 MnSO4
Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

Colisa fasciata(ﾄｳｷﾞｮ科､ﾊﾞﾝﾃﾞｨ
ｯﾄﾞｸﾞﾗﾐ)

淡水 MnCl2
Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)Carassius auratus(ｷﾝｷﾞｮ)Salmo trutta(ﾌﾞﾗｳﾝﾏｽ)

14

硬度

pH

エンドポイント

濃度(mgMn/L)

文献

160-180

8.1

96 時間 LC50

30.6
(n)

Kimball,1978

160-180

8.22

28 日間 NOEC致死
28 日間 NOEC
成長

9.99

34

100 日間 LOEC

1.27
(n)
1.53
0.77
(m)
130
(m)

Goettl &Davies,
1978
Lewis,
1978

6.97.6

100 日間 NOEC

224

7.6

致死
96 時間 LC50

24.33

165.33

7.59

96 時間 LC50

1,1764)(n)

APHA1)
止水

25
±1

120

7.3

96 時間 LC50

1,0374)
(n)

受精卵

半止水

13

104

7.4

28 日間 LC50

2.91
(m)

Birge, 1978

受精卵

半止水

22

195

7.4

7 日間 LC50

8.22
(m)

Birge, 1978

発眼卵

ASTM2)
E1241
-92
流水

12.0

30.9

7.6

62 日間 NOEC
致死
成長

19

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3.94
7.38
(m)

Nath &
Kumar,
1987
Agrawal &Srivastava,
1980

Stubblefield
et al., 1997

生物種

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)
11.8

12.1

淡水 KMnO4
Cyprinus carpio(ｺｲ)

Lepomismacrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)
Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)

3 cm
0.3 g
稚魚
2-5 cm稚魚
2-5 cm稚魚
7 cm
5g
0.8-1.2g
2-5 cm
稚魚

硬度pH

エンドポイント

7.9

62 日間 NOEC
致死
成長

(mg CaCO3/L)

151.8

449.6

7.8

62 日間 NOEC
致死
成長

195

7.7

96 時間 LC50

1.064)
(n)

止水
助剤 3)
止水
助剤 3)
止水

12

44

7.5

96 時間 LC50

12

44

7.5

96 時間 LC50

20

101

8.3

48 時間 LC50

止水

17

40

7.7

48 時間 LC50

止水
助剤 3)

12

40-48

6.5

96 時間 LC50

1.204)(n)0.8274)(n)1.364)(n)1.864)(n)0.5994)(n)0.6094)(n)0.4804)(n)0.5964)(n)0.3634)(n)1.254)
(n)
4.24)
(n)
1.064)(n)160-180

8.1

280-320

Gambusia affinis(ｶﾀﾞﾔｼ)Anguilla rostrata(ｱﾒﾘｶｳﾅｷﾞ)

Ictalurus
punctatus(ｱﾒﾘｶﾅﾏｽﾞ)

8.68
4.55
(m)

ND

9.5

2-5 cm
稚魚
成魚
雌Glass eel
55 mm

止水
助剤 3)
止水

12

44

7.5

96 時間 LC50

ND
40-48

8.38.57.27.696 時間 LC50

止水

2124
20

Black eel
97.2 mm

止水

22

40-48

7.27.696 時間 LC50

1.694)(n)

Yellow eel
114-340 g
2-5 cm
稚魚

止水

22

40-48

96 時間 LC50

止水
助剤 3)

12

40-48

7.27.6
6.5

7.524)(n)0.2154)(n)0.1614)(n)0.1234)(n)0.2164)
(n)

8.5
9.5
160-180

7.8

280-3208.2

20

http://www.cerij.or.jp

96 時間 LC50

96 時間 LC50

文献

8.81
2.78
(m)

ND

7.5

Carassius auratus(ｷﾝｷﾞｮ)濃度(mgMn/L)

0.1244)(n)

Das &Kaviraj,
1994
Marking &Bills, 1975

Turnbull etal., 1954
Waller etal., 1993
Marking &Bills, 1975

Wallen etal., 1957
Hilton &Eversole,
1980

Marking &Bills, 1975

生物種

大きさ/
成長段階
2-5cm
稚魚

試験法/
方式
止水
助剤 3)

温度
(℃)
12

(mg CaCO3/L)

2-5 cm
稚魚

止水
助剤 3)

Lepomis cyanellus(ｸﾞﾘｰﾝｻﾝﾌｨｯｼｭ)2-5 cm
稚魚

Notemigonus
crysoleucas(ｺﾞｰﾙﾃﾞﾝｼｬｲﾅｰ)Perca flavescens(ｲｴﾛｰﾊﾟｰﾁ)
Lepomis cyanellus(ｸﾞﾘｰﾝｻﾝﾌｨｯｼｭ)Catostomus
commersoni(ﾎﾜｲﾄｻｯｶｰ)
Ameiurus melas(ﾌﾞﾗｯｸﾌﾞﾙﾍｯﾄﾞ)

硬度

濃度(mgMn/L)
0.8274)(n)pH

エンドポイント44

7.5

96 時間 LC50

12

44

7.5

96 時間 LC50

0.8314)
(n)

止水
助剤 3)

12

44

7.5

96 時間 LC50

0.8524)(n)

2-5 cm
稚魚

止水
助剤 3)

12

44

7.5

96 時間 LC50

1.014)(n)

2-5 cm
稚魚
1-1.5 g

止水
助剤 3)
止水

12

44

7.5

96 時間 LC50

12

40-48

7.5

96 時間 LC50

0.9844)(n)1.054)(n)0.494)(n)
1.074)(n)0.554)(n)0.3484)(n)1.394)(n)0.874)
(n)
14)
(n)
1.14)
(n)

8.5
9.5
1g
稚魚
仔魚

止水

12

40

ND

96 時間 LC50

止水

21.1

ND

ND

96 時間 LC50

稚魚

止水

21.1

ND

ND

96 時間 LC50

6 cm
2.7 g
13-20 mm
仔魚40-52 mm
稚魚

止水

21

35

8.2

96 時間 LC50

止水

ND

ND

ND

96 時間 LC50

止水

ND

ND

ND

96 時間 LC50

海水 KMnO4
Chanos chanos(ﾐﾙｸﾌｨｯｼｭ)

3-5 g
稚魚

APHA3)
止水

27
±1

塩分濃度:
30‰

8.4

96 時間 LC50

0.5134)(n)Trachinotus
carolinus(ｺﾊﾞﾝｱｼﾞ)

25 mm
0.25 g
稚魚

止水

20-25

塩分濃度:
10‰

ND

96 時間 LC50

1.014)(n)Morone saxatilis(ｽﾄﾗｲﾌﾟﾄﾊﾞｽ)

Tilapia niloticaa(ﾅｲﾙﾃｨﾗﾋﾟｱ)

塩分濃度:
20‰
塩分濃度:
30‰

文献

Marking &Bills, 1976

Bills et al.,1993
Hughes,1973

Wellborn,
1969
Dureza,1989

Cruz &
Tamse,
1989
Birdsong &Avault,1971

0.5574)(n)0.5574)(n)

ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度
1) 米 国 公 衆 衛 生 協 会 (American Public Health Association) テ ス ト ガ イ ド ラ イ ン 、 2) 米 国 材 料 試 験 協 会(American Society for Testing and Materials) テストガイドライン、3) アセトン、4) 化合物濃度から換算した値

6.2

環境中の生物への影響 (まとめ)マンガン及びその化合物の環境中の生物に対する毒性影響については、多くのデータがあり、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。水生生物では、
21

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硫酸マンガンあるいは塩化マンガンを用いた試験より過マンガン酸カリウムを用いた試験のほうが毒性は強まる傾向がある。
硫酸マンガンあるいは塩化マンガンを用いた藻類及び水生植物の生長阻害試験では、セネデ
スムスの生長阻害試験で 12 日間 EC50 が 4.98 mgMn/L (生長速度)、1.91 mg Mn/L (全クロロフィ
ル量) であった。また、コウキクサの 96 時間 EC50 は 31 mg Mn/L であった。最小値は、海産種の珪藻のディティルムに対する 5 日間 EC50 の 1.5 mg Mn/L であった。
過マンガン酸カリウムを用いた藻類及び水生植物について有害性を評価できる試験報告は得られていない。
無脊椎動物に対する硫酸マンガンあるいは塩化マンガンの急性毒性は、甲殻類のミジンコ類への 48 時間 EC50 が 8.28～40.0 mg Mn/L、48 時間 LC50 が 15.2～42.2 mgMn/L の範囲であった。
このうち最も信頼性の高いものは APHA テストガイドラインに準拠し、マンガンの測定濃度で算出した 48 時間 EC50 の 9.8 mg Mn/L であった。海産種では貝類のアメリカガキの卵に対する
48 時間 LC50 が 16 mg Mn/L であった。
長期毒性について、ミジンコ繁殖試験の 21 日間 NOEC が 5.2 mg Mn/L であった。また、ザリガニ科の一種 (Austropotamobius pallipes) とアメリカザリガニ科の一種 (Orconectes limosus)の幼生に対する 30 日間 LC50 はそれぞれ 17～18 mgMn/L、34～36 mgMn/L であった。
過マンガン酸カリウムの端脚目の一種 (Crangonyx pseudogracilis) に対する 96 時間 LC50 は0.50 mg Mn/L であり、同種に対する塩化マンガンを用いた時の値 (96 時間 EC50：694 mg Mn/L)と比較すると大きく異なり、その理由は用いたマンガンの価数の違い (Mn2+と Mn7+) によるとされている。毒性の最小値は、オニテナガエビに対する 24 時間 LC50 が 0.397 mg Mn/L であった。長期毒性についての試験報告は得られていない。
魚類に対する硫酸マンガンあるいは塩化マンガンの急性毒性については、淡水魚に対する 96
時間 LC50 の範囲が 30.6～1,176 mg Mn/L であり、最小値はファットヘッドミノーに対する 30.6
mg Mn/L であった。海水魚の試験報告は得られていない。
長期毒性については、ファットヘッドミノーの初期生活段階毒性試験で成長を指標とした 28
日間 NOEC が 1.27 mg Mn/L、ニジマス稚魚の致死を指標とした 100 日間 NOEC が 0.77 mg Mn/L、
ブラウンマスの発眼卵から 62 日間暴露した時の致死や成長を指標とした NOEC が 2.78～8.81
mg Mn/L などの報告がある。
魚類に対する過マンガン酸カリウムの急性毒性については、淡水魚の 96 時間 LC50 が 0.123～4.2 mg Mn/L、海水魚では 0.513～1.01 mg Mn/L の範囲であった。硫酸マンガンあるいは塩化マンガンを用いた試験と比較すると大幅に毒性が強まる傾向がある。最小値はアメリカナマズ
に対する 96 時間 LC50 の 0.161 mg Mn/L であった。
過マンガン酸カリウムの魚類に対する長期毒性についての試験報告は得られていない。
以上から、マンガン及びマンガン化合物の水生生物に対する急性毒性は、試験に用いた化合物によって変動があり、硫酸マンガンあるいは塩化マンガンを用いた試験より過マンガン酸カリウムを用いた試験のほうが毒性は強まる傾向がある。過マンガン酸カリウムを用いた試験において、魚類に対する急性毒性値は化合物濃度として示した場合 GHS 急性毒性有害性区分 I22

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に相当し、極めて強い有害性を示す。長期毒性についての NOEC は、硫酸マンガンあるいは塩化マンガンを用いた場合、甲殻類では 5.2 mg Mn/L、魚類では 0.77 mg Mn/L であり、過マンガ
ン酸カリウムを用いた試験報告は得られていない。
得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は、1) 硫酸マンガンあるいは塩化マンガンを用いた場合は、魚類であるニジマスに対する 100 日間 LC50 の 0.77 mg Mn/L、2) 過マンガン酸カリウムを用いた場合は、魚類であるアメリカナマズに対する 96 時間 LC50 の 0.161 mg
Mn/L である。

7．ヒト健康への影響
7.1

生体内運命

マンガンはヒト、動植物に対する必須微量元素であり、様々な酵素の補因子やマンガン金属
酵素としての役割を担っている。成人では食事から摂取するマンガンの量に過剰な増減がない
限り、マンガンが組織内で一定の濃度を保つようにホメオスタシスのメカニズムが働いている。
ヒトと実験動物における消化管からのマンガンの吸収量には幅があるが、平均的な吸収量は投与量の約 3～5％と考えられている。マンガンは成人では全身に 1 人あたり約 12～20 mg 存在し、肝臓、膵臓、腎臓等において高い濃度で検出されている。マンガンは主として経口、吸入により吸収される。吸収されたマンガンは皮膚、血液、肝臓、筋肉、脳及び脊髄等の広範囲に分布する。ラットに二酸化マンガンまたは二塩化マンガンを強制経口、腹腔内、気管内投与した実験で、マンガン濃度は特に脳皮質において投与経路による差がみられ、気管内投与で最も顕著な分布を示した。マンガンは、代謝性変換は行われないが、環境経由でマンガンを摂取する
際には、酸化状態が Mn (II)、または Mn (IV) であるのに対して、いくつかの酵素に関与するマンガンイオンの酸化状態が Mn (III) であることから、体内でマンガンの酸化状態が変化すると考えられている。マンガン排泄の主な経路は、胆汁経由であるが、少量では尿、母乳、汗への排泄もある。

7.2

疫学調査及び事例 (表 7-1)

マンガンはヒトに対して必須微量元素であり、マンガンが欠乏すると、ヒトでは皮膚炎、毛髪の脱色、低コレステロール血症などが起きる。その一方で経口または吸入経路でマンガンに過剰に暴露されると、急性影響としては記憶障害、精神症状などがみられ、慢性影響として

は歩行障害、言語障害などパーキンソン病に類似したマンガン中毒の症状がみられる。 特に吸入暴露において重篤な影響がみられる。
経口経路では高濃度のマンガンを含む井戸水を摂取した事例や、マンガン濃度の高い地域に居住する住民に対する疫学調査において、仮面様顔貌、筋硬直、振戦、及び精神障害などマン
ガン中毒に似た症状が報告されている。ただし、食事からのマンガン摂取や大気中のマンガンによる吸入暴露等、他の摂取源及び経路によるマンガンの暴露状況が得られていないために定
量的評価は困難である。
疫学調査及び食事中から摂取するマンガン量に関する食事調査から、WHO は成人 1 人あた23

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りの 1 日の食事中マンガン必要摂取量を約 2～3 mg とし、8～9 mg 摂取しても安全であるとし、我が国では、第 6 次改定「日本人の栄養所要量」の食事摂取基準において、マンガン所要量を成人男性で 4.0 mg/日、成人女性で 3.0～3.5 mg/日、許容上限摂取量を 10 mg/日に設定している。
吸入暴露では慢性的な吸入暴露でみられた主な器官系は、神経系、呼吸器、生殖器系である。
神経毒性が職場におけるマンガン暴露と関連していることを示す結果が最近の調査より示されているが、暴露期間や作業員が暴露されたマンガンの形態において、影響の重篤度が多少異なる。より低い濃度で影響がみられた調査研究としては、二酸化マンガンに限定される粉じん
中マンガンに暴露されたアルカリ電池工場の作業員 92 人に対する調査でみられた神経系への影響を指標とした LOAEL の 0.15 mg Mn/m3 や、フェロマンガン・シリコマンガン合金製造工場
においてマンガンに暴露された男性作業員 115 人に対する横断的研究の吸入性粉じん中マンガ
ン濃度としての LOAEL の 0.035 mg Mn/m3 がある。
ヒトの生殖器官への影響としては、マンガン粉じんに 1～19 年間暴露した男性作業員に出生児数の減少が観察され、不妊症の増加がみられたとの報告があるが、用量依存性は得られてい
ない。
表 7-1
対象集団
性別・人数
子供
ND
ヒト

ヒト
2例
男性
ボランティア
7人
ND

日本の 6 家族
(約 25 人)

マンガン及びその化合物の疫学調査及び事例

暴露状況/暴露量結果

文

過マンガン酸カリウム(174 mg/kg) を誤飲
フュームに暴露

口、食道、胃に腐食がみられた

6%のマンガンを含む高温の酸溶液を浴びて火傷を負った
マンガン欠乏食を与えた実験
マ ン ガ ン 欠 乏 食 (0.11mg Mn/日を含む) を 39日間与えた実験
血清中マンガンの低値を示したマンガン欠乏の症例
高濃度のマンガンを含む井戸水を摂取（井戸水へのマンガン汚染は、井戸の近くに埋められたバッテリから滲出したマンガンが原因であると推察）

尿中に高濃度のマンガンを検出

献

Southwoodetal., 1987
U.S. EPA, 1984

フューム熱の発症

Laitung&
Mercer, 1983

毛髪の軽度の赤色化、一過性の鱗屑状皮膚炎、 Doisy, 1973
重度の低コレステロール血症、体重減少
6 人に一過性の皮膚炎及び低コレステロール Friedman et al.,血症
1987
てんかん、膵臓外分泌不全、多発性硬化症、
骨粗しょう症、代謝障害 (フェニルケトン尿症、メープルシロップ尿症)
仮面様顔貌、筋硬直、振戦、精神障害などのマンガン中毒様症状
年齢
重度
中程度
軽度
影 響 な
し

1 ～
10
0
0
0
6

11 ～
30
1
1
3
4

31 ～
50
2
0
4
0

51 ～
80
2
1
1
0

合
計
5
2
8
10

重度の影響がみられた人より 2 人死亡
検死により、1 人の脳中マンガン濃度は対照
群より、2～3 倍高い濃度で検出、脳組織の淡蒼球神経細胞の萎縮及び消失

24

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Freeland-Graves,
1994
Kawamura et al.,
1941

対象集団
性別・人数
マンガン濃度の高い環境に住むオーストラリアの原住民
ギリシアの北西部の居住者(平均年齢 67 才)

パーキンソン
病患者
イスラエル南部

北ドイツで井戸水中のマンガンに暴露された 41 人対照群 74 人（年齢、性、栄養の習慣、薬剤摂取に関してマッ
チング）
男性
62 才

肝不全患者
3人

小児の胆汁うっ滞性疾患の１ つ で あ る
Alagille 症 候 群(常染色体優性遺伝疾患)を有する女児

暴露状況/暴露量

結経口経路 (食物、水、土)ばかりではなく、マンガンが含まれる粉じんを吸入

高濃度のマンガンを含む飲料水を慢性的に摂取

果

マンガン中毒様症状 (虚弱、歩行異常、運動失調、無表情等)
マンガンの暴露だけでなく、遺伝因子、カル
シウム欠乏症、アルコールの過剰摂取なども神経影響への一因であると考察
毛髪中のマンガンの平均濃度（μg/g 乾燥重量）：A 地域；3.51、B 地域；4.49、C 地域；10.99
全血マンガン濃度：
3 地域間で有意差なし
神経学的検査：33 の症状の頻度と重篤度の総合評価として表されたスコアの平均値
A 地域；2.7 (スコア範囲：0～21)
B 地域；3.9 (0～43)
C 地域；5.2 (0～29)

文

献

Cawte
&
Florence, 1989

Kondakis et al.,
1989

マンガン濃度より 3 地域を選定。
A 地 域 ： 3.6-14.6 μ g
Mn/L、B 地域：81.6-252.6
μg Mn/L、
C 地域：1,800-2,300μg
Mn/L
50 才以上を対象とし、標本の大きさは、A、B、C 各々で 62、49、77 人
ND
著者らはこの地域において飲料水中のアルミ Goldsmith et al.,
ニウム、鉄、マンガン濃度が高いのと、マネ 1990
ブ、パラコートなどの農薬が使用されていることから、一般環境が要因であると考えたが、観察された症状よりマンガン中毒のみに起因しないであろうと結論
井戸水中マンガン濃度 神経系への影響において暴露集団と対照群と Vieregge et al.,の間で有意差なし
1995
0.300-2.160 mg/L

マンガン (化合物の種類は不明) 2.2 mg を含む完全静脈栄養 (Total
parenteral nutrition,
TPN)を 23 か月間毎日摂取マンガンに過剰暴露し
た経歴なし

ND

全血中マンガン濃度の上昇、マンガン中毒症
状

Ejima
1992

et

al.,

本事例で投与された用量は通常の食事から摂取した場合、必要摂取量の範囲内であるが、静脈内投与によって重篤な影響がみられた
脳 MRI 検査 (T1 強調画像) で淡蒼球や黒質に
高信号、マンガンの全血中濃度の上昇

Hauser
1994

et

al.,

著者らは、通常の食事から摂取しているのにもかかわらず、マンガンの除去に障害があったため、マンガン中毒がみられたものと推定
末梢神経障害を示し、2 か月の間、発作、ジストニー失調症、手や腕の硬直がみられた
マンガンの全血中濃度の上昇(27μg/L 正常範囲：4～14μg/L)
脳 MRI 検査 (T1 強調画像)
淡蒼球や視床下核に高信号がみられ、マンガンの毒性による症状と診断

25

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Devenyi et al.,
1994

対象集団
性別・人数
8才

暴露状況/暴露量

結

果

文

献

Huang
1989

et

al.,

et

al.,

et

al.,

肝移植後、患者のマンガン濃度及び MRI の結果は正常に戻り、神経症状は改善

フェロマンガン生産工場
慢性マンガン
中毒患者
6人
マンガン酸化物、マンガン塩
製造工場
男性作業員
141 人
対照群：104 人

ベルギーのアルカリ電池工場
男性作業員
92 人
対照群：101 人

マンガンの粉じん(最高濃度約 28 mg Mn/m3)
2 年以上

気中マンガン粉じんへのばく露濃度が吸入性
粉じん平均 0.215 mg/m3
で、総粉じん 0.94 mg/m3
マ ン ガ ン 粉 じ ん (二 酸化マンガン、四酸化三マンガン、炭酸マンガ
ン、硫酸マンガン、硝酸マンガン) 1-19 年（平均 7.1 年）
総大気中マンガン粉じんの TWA は 0.07～8.61
mg/m3 、 全 体 の 算 術 平
均 ： 1.33 mg/m3 、 中 央
値：0.97 mg/m3、幾可平
均：0.94 mg/m3 であった。粉じんの粒度や純度は報告なし二酸化マンガンに暴露
平均 5.3 年間 (0.2-17.7
年間)
大気中マンガン濃度の幾可平均値
吸入性粉じん：0.215 mg
Mn/m3
総粉じん：0.948 mg
Mn/m3
職業的生涯積算された吸入性粉じん濃度（IRD）の幾何平均値：
0.793 mg Mn/m3×年（0.040-4.433 mg Mn/m3
×年）
幾何標準偏差：2.907 mg
Mn/m3×年
職業的生涯積算された
総粉じん濃度(ITD)の幾
何平均値：3.505 mg
Mn/m3×年(0.191-27.465 mg Mn/m3
×年)

著者らは、進行性の肝機能障害によってマンガンの胆汁排泄が十分行われず、マンガンの蓄積が神経毒性として現れたと推察
血液・頭髪・恥毛中のマンガン濃度の増加、
パーキンソン症候群に類似の症状

ただし、レボドーパ (L-dopa) の投与により顕著な回復を示した
・視覚反応時間、眼手協調運動、手の安定性、 Roels
言語聴覚の短期記憶力の平均スコア値が、対 1987
照群に比べて暴露群で有意に低い
特に眼手協調運動や手の安定性に関する検査のスコア値はマンガンの血中濃度と用量依存性を示し、短期記憶力のスコア値はマンガンへの暴露年数との関連あり
自己回答式質問紙法では自覚症状に関する25 項目のうち 20 項目に対して、対照群より暴露群において、より症状がみられるとする回答が多く、4 項目 (疲労、耳鳴り、指の震え、過敏) に関しては、統計上有意

マンガンの血中濃度 (MnB) (0.81μg/dL ) 及
び尿中濃度 (MnU) (0.84μg/g クレアチニン)の幾可平均濃度は暴露群において著しく高い
吸入性粉じんや総 Mn 粉じん濃度は、幾可平
均 MnU と有意な相関 (r=0.83, p<0.05)
自己回答式質問紙法に対する回答では、2 つの集団間に有意な差はみられなかった
正常範囲ではあるが、赤血球数、ヘモグロビ
ン濃度、血清中の鉄濃度は、マンガンに暴露された労働者において一貫して、有意に低かった
神経行動学的機能 (言語聴覚の短期記憶力、視覚の単純反応時間、手の硬直、眼手協調運動) に関する検査では、視覚の単純反応時間
で暴露群に有意に遅い傾向がみられ、平均反応時間の異常値 (対照群の 95 パーセンタイル
より大きいまたは等しいと定義された) も暴
露群でより多くみられた。眼手協調運動では、
暴露群において、手と腕を繊細に動かす際に誤りがみられた。また手先の安定性を調べた検査でも暴露群に振戦がみられた

26

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Roels
1992

対象集団
性別・人数

暴露状況/暴露量

結

果

文

献

LOAEL：0.15 mg Mn/m3（本評価書の判断）
フェロマンガンやシリコマンガン合金製
造工場
115 人
男性作業員
カナダケベック南西部
対照群：74 人

工場におけるマンガン
粉じんの大気環境濃度：0.014-11.48 mg/m3 (幾何平均値 0.225 mg/m3、中央値 0.151 mg/m3、平均1.186 mg/m3)
吸 入 性 粉 じ ん (PM10)のマンガン濃度：0.001-1.27 mg/m3 (幾何平均値 0.035 mg/m3、中央値 0.032 mg/m3、平均0.122 mg/m3)
平均暴露期間：16.7 年

鋳物工場
男性作業員
スウェーデン
2 か所
30 人

鋳物工場
男性作業員
スウェーデン
2 か所
30 人

マッチド・ペア方式の採用
74 組の作業員と対照群
は年齢、教育レベル、
喫煙状態、子供の数、住居の大きさに関して照合
1-35 年 間 ( 平 均 = 9.9年)暴露
マンガンの大気中濃度は総粉じんとして
0.02-1.40 mg/m3 (平均値
= 0.25 mg/m3、中央値 =0.14 mg/m3)
過去 18 年間どちらの工場でも暴露濃度に大きな変化なし
対 照 群 は 年齢、居住地
域、仕事の種類、言語理解力でマッチングさせた
60 人の作業員
1-35 年 間 ( 平 均 = 9.9年)暴露
マンガンの大気中濃度は総粉じんとして 0.02
～1.40 mg/m3 (平均値 =0.25 mg/m3 、 中 央 値 =0.14 mg/m3)
過去 18 年間どちらの工場でも暴露濃度に大きな変化なし

血中マンガン濃度の幾可平均値は、暴露群で著しく高かったが、尿中マンガン濃度は、暴露群と対照群の間で有意な差なし

Mergler et al.,1994

暴露群が自己記入質問書で記入して、対照群が記入しなかった項目が 46 項目のうち、疲れ、情動の状態、記憶、注意、集中力の欠如、
悪夢; 身体運動、性機能障害; 腰痛、関節痛、耳鳴りなど 33 項目あり
暴露群に対して進行性のマンガン中毒の症状(例えば、手の振戦、書字拙劣) なし
暴露群は対照群に比べて、神経行動学的及び神経心理学的な機能が低下、特に協調運動や俊敏な動きを必要とする検査や、手の安定性、平行線を引く能力、文字列より指定された英文字を見つけ出す検査で著しい低下
単純反応時間、認識の柔軟性、情動状態の検査で対照群との間に有意な差
LOAEL：0.035 mg Mn/m3（本評価書の判断）

8 つのコンピュータによる検査と 2 つの手先の器用さをみる検査で神経行動学的機能を調べ た 結 果 、 反 応 時 間 、 数 唱 テ ス ト 、 finger
tapping テストで、対照群より暴露群のほうが劣っていた

Iregren, 1990

いずれも p = 0.05 の統計的有意性はみられな
かったが、暴露群で脳波の異常、聴性脳幹誘発電位のレイテンシーの延長、急速回外回内運動（diadochokinesometric）の低下がみられた

Wennberg et al.,1991, 1992

神経行動学的、電気生理学的な追加の評価

27

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対象集団
性別・人数
患者

暴露状況/暴露量結肺うっ血を治療するた
めに、数週間、ヨウ化カリウムの代わりに過マンガン酸カリウム(1.8 mg/kg ) を 誤 っ て摂取
完 全 静 脈 栄 養 (Total
患者
parenteralnutrition,
51～74 才（平均 58.9 才） TPN) として、マンガンを 5 か月～11 年間 (平男性 2 人均 5.3 年間) 摂取
女性 7 人作業員
過マンガン酸カリウム
40-124 人製造施設で粉じん中のマンガン （41-66％が二酸化マンガン) 長期にわたって暴露調査：8 年間
粉じん中マンガン濃度：9.6-83.4 mg/m3
フ ェ ロ マ ン ガ マンガンを主成分とす
ン 生 産 工 場 か る粉じんによる呼吸器
ら 100 m 離れた に及ぼす影響について
中学校 (以下、 眼、鼻、喉に症状がみ
汚 染 校 ) と 、 7 られるかどうかに着目
km 離れた中学 したアンケート調査と校 (以下、対照 肺機能検査
校) に通う生徒
工場から 300 m 離れた
大気中マンガンの 5 日
間 平 均 濃 度 は 、 0.0067
mg Mn/m3

フェロマンガン生産工場から 100 m 離れた中学校 (以下、
汚染校) と、7km 離れた中学
校 (以下、対照
校) に通う生徒
作業員

作業員
男性
作業員

果

文

献

脱力感、思考能力の低下
4 週間後に摂取を中止したが、パーキンソン病と類似した症候群が約 9 か月後に現われた

Holzgraefe et al.,1986

平均 4.2 年間投与：影響なし
平均 6.1 年間投与：神経中毒症状の初期徴候

Mirowitz et al.,1991

肺炎の頻度は 1,000 例あたり 15～63 例で、非暴露の 1,000 例あたり 0.73 例と比べて著しく高く、感染性肺疾患の罹患率が増加

Lloyd-Davis,
1946

自覚症状調査汚染校に通う生徒で、肺炎、眼の疾患、鼻づまり、鼻風邪、喉の腫れや痛み等の既往が、対照校に通う生徒より多くみられた。さらに工場に最も近い住宅に住む生徒は、遠くに住む生徒より、喉への影響、肺炎の既往が多かった
肺機能検査
汚染校に通う生徒で、最大呼気流量、努力性
肺活量 (FVC)、一秒量 (FEV-1) に有意な減少がみられた

Nogawa et al.,1973

著者らは汚染校に通う生徒にみられた呼吸器に及ぼす影響は周囲のマンガン濃度と関連していると報告汚染校に通う生徒の自覚症状、肺機能検査結果に改善の傾向

フェロマンガン生産工場に集じん装置が取り付けられ、マンガン排出が激減し、工場周辺の環境が著しく改善されたのに伴い、前報でみられた影響がどのよ
うに変化したかを調査
210-890 μ g Mn/m3 の 好中球とリンパ球の増加
種々のマンガン化合物に平均 14.5 年間職業暴露マ ン ガ ン 粉 じ ん (平 均 男性不妊症の増加
970μg/m3) に 1-19 年間
暴露
暴露濃度：0.71 mg/m3、 受精率に及ぼす影響なし
暴露年数：平均 6.2 年)

ND: データなし

28

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Kagamimorial., 1973

etLucchini et al.,1997

Lauwerys et al.,
1985
Gennart et al.,
1992

7.3

実験動物に対する毒性

7.3.1

急性毒性 (表 7-2)マンガン化合物として、塩化マンガン、過マンガン酸カリウム、硫酸マンガン、二酸化マン
ガン、硝酸マンガンの急性毒性を調べた。実験動物に対するマンガン及びその化合物の経口投与による急性毒性の LD50 は、マウスでは過マンガン酸カリウム 750 mg Mn/kg、塩化マンガン275～450 mg Mn/kg、ラットでは二酸化マンガン 2,197 mg Mn/kg、硫酸マンガン 782 mg Mn/kg、過マンガン酸カリウム 379 mg Mn/kg、750 mg Mn/kg、塩化マンガン 250～275 mg Mn/kg、410～475 mg Mn/kg、804 mg Mn/kg、モルモットでは過マンガン酸カリウム 810 mg Mn/kg、塩化マ
ンガン 400～810 mg Mn/kg であった。
生理食塩水に溶かした塩化マンガン 5～150 mg Mn/kg をラット (体重 100～550g) に皮下投与した試験で、150 mg Mn /kg 暴露されたマウスで、ヘモグロビン、ヘマトクリット、平均赤血球容積の有意な増加がみられ、それらの値は 170 mg Mn /kg 暴露群で、投与 12 時間後に最大値を示し、18 時間後に肝臓の壊死がみられた (Baxter et al., 1965)。
ラットにマンガン化合物 40 mg Mn/kg を腹腔内投与した試験で、血漿インスリン値の減少、血漿グルコース、グルカゴン濃度の一時的な増加がみられた (Baly et al., 1985)。
表 7-2

マンガン及びその化合物の急性毒性試験結果
マウス
275-750ラット
250-2,197

モルモット
400-810750 (KMnO4)
275 -450 (MnCl2)

2,197 (MnO2)
782 (MnSO4)
379/750 (KMnO4)
250-275/410-475/804(MnCl2)
ND
ND
ND
ND
38 (MnCl2)

810 (KMnO4)
400-810 (MnCl2)

経口 LD50 (mg Mn/kg)

吸入 LC50 (mg Mn/m3)
経皮 LD50 (mg Mn/kg)
静脈内 LD50 (mg Mn/kg)
皮下 LD50 (mg Mn/kg)
腹腔内 LD50 (mg Mn/kg)

ND
ND
16 (MnCl2)
ND
44-64

ND
ND
ND
ND
ND

56 (MnCl2)
44 (MnSO4)
64 (MnSO4・3H2O)
56 (Mn(NO3)2)
ND: データなし
出典: Bienvenu et al., 1963; Franz, 1962; Hazaradze, 1961; Holbrook et al., 1975; Kostial et al., 1978; Larsen and
Grant, 1997; Shigan and Vitvickaja, 1971; Yamamoto and Suzuki, 1969

7.3.2

刺激性及び腐食性調査した範囲内では、マンガン及びその化合物の実験動物に対する刺激性及び腐食性に関する試験報告は得られていない。

29

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7.3.3

感作性

接触性アレルギー物質のスクリーニング試験で、マンガン塩は、マウスのリンパ節細胞増殖を引き起こさなかったとの報告があるが (Ikarashi et al., 1992)、詳細は不明である。

7.3.4

反復投与毒性 (表 7-3)マンガン化合物の反復投与毒性に関して、経口投与では、塩化マンガン、硫酸マンガン、過マンガン酸カリウム、四酸化三マンガン、炭酸マンガン、二酸化マンガンを投与した試験報告がある。それらを標的器官別に総括すると、神経系への影響として、脳内のドーパミン、ノル
アドレナリン、ホモバニリン酸の増減、パーキンソン症候群様変化及び行動への影響として、
自発運動の減少、条件反射の変化がみられている。血液系への影響として、小球性貧血が、生殖系への影響として、雄で精巣変性がみられた。
吸入暴露では、塩化マンガン、四酸化三マンガン、二酸化マンガンを暴露した試験報告がある。粉じんの暴露によって、神経系への影響として、ドーパミン及びノルアドレナリン濃度の減少、脳のマンガン濃度の増加がみられ、行動への影響としては、立ち上がり行動の増加を生ずる。また、呼吸器系への影響として、肺気腫、肺胞領域で間質細胞の増殖、肺炎がみられた。
腹腔内投与、気管内投与、静脈内投与、皮下投与では、経口や吸入でみられる影響が低い用量でみられている。またその他の影響として、嘔吐、肝臓の壊死等がみられている。
以下に代表的な経口投与試験ならびに吸入暴露試験の結果を示す。
雄の SD ラットに塩化マンガン 0、0.1、1.0 mg Mn/mL (0、19、190 mg Mn/kg/日相当;本評価書
換算) を含む水を 8 か月間飲水投与した試験で、0.1 mg Mn/mL 群で、線条体のノルアドレナリ
ン濃度、ホモバニリン酸の減少、0.1 mg Mn/mL 以上の群で脳橋のノルアドレナリン濃度の減少、
海馬と橋の 5 ヒドロキシ-インドール酢酸 (5HIAA) の減少、線条体と視床下部でジヒドロキシ
フェニル酢酸の減少、1.0 mg Mn/mL 群で、中脳でセロトニン濃度の減少がみられた (Bonilla andPrasad, 1984)。本評価書では、線条体のノルアドレナリン濃度、ホモバニリン酸の減少、脳橋のノルアドレナリン濃度の減少等、神経系への影響を指標にして、LOAEL を 0.1 mg Mn/mL (19mg Mn/kg/日) と判断した｡
雌のアカゲサルに二酸化マンガン (粉じん) 0、0.7、3 mg Mn/m3 を 22 時間/日、10 か月間吸入暴露を行った試験で、3 mg Mn/m3 群に 4 か月後に肺に網状の異常陰影が観察され、5 か月後には 0.7 mg Mn/m3 群にも同様の異常陰影が観察された。病理組織学的には両群に肺の間隙リンパ組織の過形成、肺の間質への暗褐色物質沈着、数多くの塵埃含有壊死細胞の出現、気管支内の浸出液の滞留、肺胞壁肥厚、気腫、無気肺が観察された、その重篤度は 3 mg Mn/m3 投与群の方が大きかった (Suzuki et al., 1978)。本評価書では、呼吸器系への影響を指標として、LOAEL を
0.7 mg Mn/m3 と判断した。
以上、ラットに塩化マンガンを 8 か月間飲水投与した試験 (Bonilla and Prasad, 1984) で、線条体のノルアドレナリン濃度、ホモバニリン酸の減少、脳橋のノルアドレナリン濃度の減少など中枢神経系への影響が 0.1 mg Mn/mL (19 mg Mn/kg/日) 投与群でみられたため、経口の
LOAEL は 0.1 mg Mn/mL (19 mg Mn/kg/日) と判断する｡吸入暴露は、サルを用いた 10 か月間の吸入試験 (Suzuki et al., 1978) で、肺の間隙リンパ組織の過形成、肺の間質への暗褐色物質沈着30

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等の呼吸器系に影響がみられ、LOAEL は 0.7 mg Mn/m3 と判断する｡
表 7-3

マンガン及びその化合物の反復投与毒性試験結果

動物種等 投与方法/ 投与期間
化合物名
経口投与
経口投与 14 日間
マウス
B6C3F1
(混餌)
雌雄
MnSO4
5 匹/群
マウス

経口投与
(混餌)
MnSO4

3 週間

マウス

経口投与
(飲水)
KMnO4

3 週間

マウス
ICR
雄

経口投与
(混餌)
Mn3O4

90 日間
3 回/週

マウス
B6C3F1
雌雄10 匹/群

経口投与
(混餌)
MnSO4

13 週間

マウス
ddY
雄
8 匹/群

経口投与
(混餌)
MnCl2 ･
4H2O
MnCO3

100 日間

MnO2

マウス
新生児

経口投与
(飲水)
MnCl2

6 か月間

投与量

結

果

文献

U.S. NTP,1993
0、3,130、6,250、 25,000 ppm
12,500 、 25,000 、 雌: 死亡(1/5 匹)
50,000 ppm(107-2,746 mg/kg/
日相当)
Joardar&
0、102.5、205、610 102.5 mg/kg 以上
Sharma, 1990
mg/kg
精子の形態異常(0、37、75、222 m
ｇMn /kg/日相当;
本評価書換算)Joardar&
0、65、130、380 65 mg/kg 以上
Sharma, 1990
mg/kg
精子の形態異常(0、23、45、132 m
gMn /kg/ 日 相 当 ;本評価書換算)Gray & Laskey,
0、1,050 ppm Mn 1,050 ppm Mn
1980(0、160 mg Mn/kg/ 自発運動減少
日 相 当 ; 本 評 価 書 精巣、精嚢、包皮腺重量減少
換算)
U.S. NTP, 1993
0、3,130、6,250、 雄
12,500、25,000、 3,130 ppm 以上
or 50,000 ppm
体重増加抑制(107-2,746 mg/kg/ 50,000 ppm
日相当)
肝臓重量減少、ヘマトクリット値及びヘモグロビン濃度値の減少、噴門洞の過形成と角質増殖
雌50,000 ppm
体重増加抑制、ヘマトクリット値及びヘモグロビン濃度値の減少
Komura&0、0.2％ Mn
0.2％ Mn
Sakamoto,
1991(0、286
赤血球数及び白血球数の減少
mg Mn/kg/ 日 相 体重増加抑制
当本評価書換算)0、0.2％Mn
0.2％ Mn(0、264
ヘマトクリット値増加、自発運動減
mg Mn/kg/ 日 相 少
当本評価書換算)0、0.2％Mn
0.2％ Mn(0、271
白血球数の減少mg Mn/kg/ 日 相
当本評価書換算)
Chandra et al.,0、60 日間が 30 30 日後
μg/日、90 日まで 線条体のドーパミン増加 (120 日後 1979
が 36μg/日、120 影響なし)
日 ま で が 75 μ g/ ノルアドレナリン増加 (150 日後影日、残りの 60 日 響なし)
間が 90μg/日)
ホモバニリン酸値の増加
自発運動の増加 (90 日後影響なし)

31

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動物種等 投与方法/ 投与期間
化合物名マウス
経口投与 12 か月間
ddY
(混餌)
雄
MnCl2
5 匹/群
MnO2

投与量

結

果

Komura&0、0.2 ％ Mn
0.2％ Mn(0、275
脳のドーパミンの減少、脳のホモバ Sakamoto, 1992
mgMn/kg/ 日 相 ニリン酸値の増加、自発運動の減少 a,b
当;本評価書換算)
0、0.2％Mn
0.2％ Mn(0、261
脳のドーパミンの減少、アドレナリ
mg Mn/kg/ 日 相 ンの減少、ノルアドレナリンの減少、
当;本評価書換算)
脳のホモバニリン酸値の増加
U.S. NTP, 1993
2 年間
0、1,500、5,000、 1,500 ppm 以上
15,000 ppm
雌: 体重増加抑制(雄:0、94、312、15,000 ppm
937 mg Mn/kg/日、 雌雄: 胃の前胃部の過形成、
雌:0、94、315、 甲状腺ろ胞過形成
944 mg Mn/kg/日
相 当;本 評価書換算)200 ppm
Ishizuka et al.,
3 世 代 と お 0、200mg/L
1991
不安定な歩行ppm
して暴露
体重 18-19 g
混餌 0.006 L/日(18 mg Mn/kg/日
相 当;本 評価書換算)U.S. NTP, 1993
14 日間
0、3,130、6,250、 50,000 ppm
雌雄:下痢、体重増加抑制
12,500、25,000、
50,000 ppm(雄:
32-542 mg/kg/日、
雌:
37-621 mg/kg/ 日相当)
Chandra&
15 日間
0、10 mg/kg/日
10 mg/kg/日(0、2.8 mg Mn/kg/ 正常ラット：異常はみられなかった Tandon, 1973日)
鉄欠乏ラット：肝臓及び腎臓のうっ血、肝細胞の変性、壊死マウス
雌雄B6C3F1

経口投与
(混餌)
MnSO4

マウス
新生児
ddY

経口投与
(飲水)
MnCl2･
4H2O

ラット
F344/N
雌雄
5 匹/群

経口投与
(混餌)
MnSO4

ラット
(正常)
ラット
(鉄欠乏)

強制経口
投与
MnCl2･
4H2O

ラット
LongEvans
新生児

強制経口
投与
MnCl2

出生後 21 日 0、0.025、0.050 mg 0.025 mg /g/日以上
間/g/日
脳のマンガン濃度増加(0、 6.9、13.8ｍg
Mn/kg/日)ラット
longEvans

経口投与
(飲水)
Mn3O4

21 日間

ラット

強制経口
投与
MnCl2･
4H2O

SD
雌雄

文献

Kontur&Fechter, 1988

Rehnberg et al.,0、21、71、214 mg 21 mg Mn/kg/日
Mn/kg/日
体重増加､死亡率増加､赤血球数、ヘ 1980
マトクリット値、ヘモグロビン濃度
減少
成 熟 ラ ッ ト 0、25、50 mg/kg/ 成熟ラット
Dorman et al.,
及び新生児 日25 mg/kg/日以上
2000（ 生 後 1-21 (0、11、22 mg Mn
驚愕反射による脈拍数増加日）/kg/日)
体重増加抑制(親動物には50 mg/kg/日
強制、児動物
大脳の線条体、小脳マンガン濃度
にはマイク
増加
ロピペット
新生児
使用して投
25 mg/kg/日以上
与)驚愕反射による脈拍数増加
大脳の海馬、線条体、後脳のマン32

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動物種等 投与方法/
化合物名

投与期間

投与量

結

果

文献

ガン濃度増加50 mg/kg/日
体重増加抑制、大脳の視床下部、小脳のマンガン濃度増加、線条体のドーパミン含量の増加

ラット
SD

強制経口
投与
MnCl2･
4H2O

ラット
SD
雄

経口投与
(飲水)
MnCl2･
4H2O

ラット
Wistar
雄

経口投与
(混餌)
Mn3O4

ラット
ITRC

経口投与
(飲水)
MnCl2

ラット
SD

経口投与
(飲水)
MnCl2

ラット
SＤ

経口投与
(飲水)
MnCl2

一般症状及び神経系の病理組織学的変化なし
Deskin
新 生 児 出 生 0、10、15、2020 mg/kg/日
後 24 日間mg/kg/日視床下部のセロトニン量増加、線条 1981
(0、2.8、4.2、5.6 mg 体のアセチルコリンエステラーゼ活
Mn/kg/日)
性の低下

al.,

Deskin et al.,
新 生 児 出 生 0、1、10、20 mg/kg/ 10 mg/kg/日
後 24 日間 日
視床下部のドーパミン量の減少、線 1980
（0、0.28、2.8、 条体と視床下部のマンガン濃度増加
5.6 mgMn /kg/日） 20 mg/kg/日
視床下部のチロシン水酸化酵素活性の減少
Exon & Koller,
28 日間
0 、 200 、 2,000 、 200、2,000、20,000、200,000 ppm
20,000 、 200,000 体重増加抑制、摂餌量変化はみられ 1975
ppm
なかった
(0、6、70、750、 200,000 ppm
4,800 mgMn /kg/ 体重及び摂餌量の減少
日 相 当;本評価書
換算)1 mg/mL
Chandra , 1983
30 日間
0、1 mg/mL(0、140 mg/kg/日 攻撃行動の亢進、線条体ドーパミン
相 当;本 評価書換 の代謝回転亢進、チロシン量の増加、ホモバニリン酸の増加
算)
subcronic （ wistarrat）
摂餌量 32mL
体重 200-250g
Kristensson
44 日間
0、150 mg Mn/kg/ 150 mg Mn/kg/日
日
線条体と視床下部のホモバニリン酸 et al., 1986の減少、脳のマンガン濃度増加、運動失調、硬直した不安定な足取り
出生後 49 日 0、20、50 mg/kg/ 50 mg/kg/日
日(0、11、22 mg 自発行動の増加
Mn/kg/日)

ラット
強制経口
新生児 21 投与日
MnCl2･
4H2O

60 日間

ラット
SD

2 か月間

経口投与
(飲水)
MnCl2

et

Brennemanal., 1999

etChandra&0、50μg/匹
50μg/匹Shukla, 1978
体重 40-50g
脳の酵素活性の増加(0 、 0.31 mg Mn 大脳皮質と尾状核のニューロン変性/kg/日相当本評価 行動、体重、脳重量に変化なし
書換算)
10 mg/mL
Bonilla, 1978b0、10 mg/mL
尾状核の GABA(γアミノ酪酸)の増（0、595mg Mn/kg/ 日 相 加
当本評価書換算）33

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動物種等 投与方法/ 投与期間
化合物名
ラット
経口投与 2 か月
Wistar(飲水)
雌
MnCl2･
4H2O
ラット

経口投与
(飲水)
MnCl2

10 週間

ラット
albino
雄

経口投与
(飲水)
MnCl2
5H2O

90 日間

ラット
F344/N

経口投与
(混餌)
MnSO4

13 週間

ラット

経口投与
KMnO4

9 か月

ラット
経口投与
Long(混餌)
Evans
Mn3O4
雄
対照群な
し

224 日間

投与量

結

果

文献

10 mg /mLLeung
0、1、10、20
2 か 月 後 、 対 照 群 に 比 べ て 小 脳 で 1982
mg/mL
(0、280、2,800、 セロトニンの減少
5,600 mg Mn /L)

et

al.,

200 mg/L
Wassermann &0、200 mg/L
電子顕微鏡によると肝臓細胞で超微 Wassermann,(0、88 mg Mn /L)
細構造に変化、小葉中心で滑面小胞 1977
体の増殖、胆管のゴルジ体増加、多様な形態と電子密度を有するミトコ
ンドリアの増加
Subhash&0.54mg /mL
0、0.54
脳の局所的なドーパミン量減少、小 Padmashree,
mg/m L(0､23mg Mn/kg/ 脳と大脳皮質でモノアミン酸化酵素 1991
日 相 当 本 評 価 書 活性の低下
換算)
U.S. NTP, 1993
0、1,600、3,130、 雄
6,250 、 12,500 、 3,130 ppm
肝臓重量減少、好中球数の増加
25,000 ppm(雄: 0、110-1,700 6,250 ppm 以
mg/kg、
ヘマトクリット値増加、赤血球値の
雌 : 0 、 115-2,000 増加
mg/kg 相当)
リンパ球数減少
雌3,130 ppm 以上
好中球数の増加
6,250 ppm 以上
体重増加抑制、白血球数減少
リンパ球数減少
25,000 ppm 以上
肝臓重量減少Shigan&0、 1 、 10 mg/kg/ 1、10 mg/kg/日
Vitvickaja,
1971
日
条件反射の変化
Carter50、400、1,100、 50 ppm Mn 以上
1980
3,500 ppm Mn
24～100 日(5、40、110、355
小球性貧血
mgMn /kg/日)
100 日後血清 LDH (乳酸脱水素酵素) 及び20 mg Fe/kg
ALP 値 (アルカリ性ホスファター(貧血状態)ゼ) の増加、グロブリン及びアルブミンの減少224 日後(小球性貧血は回復)
GOT(グルタミン酸オキサロ酢酸
トランスアミナーゼ)値の増加
グルコース値の低下
400、1100 ppmMn
100 日後血清中クレアチニン値の減少
血清カルシウム及びリン酸値の減少34

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et

al.,

動物種等 投与方法/
化合物名

投与期間

投与量

結

果

文献

50、400、1100、 400、1100 ppm Mn
3500 ppm Mn
100 日後(5、40、110、355 血清中クレアチニン値の減少
mg Mn/kg/日)
血清カルシウム及び血清リン酸値の減少
240 mg Fe /kg(通常値)
10 mg/mL
Bonilla, 1980
0、
1 か月後
10 mg/mL
30.6 mL
新線条体、中脳、海馬のチロシン水
体重 150-250 g
酸化酵素活性の増加(0 、 670 mg Mn 8 か月後/kg/ 日 相 当 ; 本 評 新線条体のみ減少
価書換算)
0.1 mg Mn /mL
Bonilla&0、0.1、1.0
線条体のノルアドレナリン濃度、ホ Prasad, 1984
mg Mn/mL
摂水量 37 mL
モバニリン酸の減少
体重 150-250 g
0.1 mg Mn /mL 以上(0、19、190
脳橋のノルアドレナリン濃度の減少
mg Mn/kg/ 日 相 海馬と橋の 5HIAA(5-hydroxy
当;本評価書換算)-indolacetic acid)の減少
線条体と視床下部でジヒドロキシフ
ェニル酢酸の減少
1.0 mg Mn/mL
中脳でセロトニン濃度の減少
LOAEL: 0.1 mg Mn /mL(19 mg Mn/kg/日)(本評価書の判断)
10 g /L
Eriksson et al.,0、10 g/L
1987
60 日間
体重 0.523 kg
摂餌量 62 mL/日 線条体のマンガン濃度増加
60､165 日間（0、330
尾状核のドーパミン増加
mg Mn/kg/ 日 相
当 ; 本 評 価 書 換 100､265 日間
尾状核のドーパミン増加みられず
算）
1 mg/mL
Chandra&0、1 mg/mL（ 0 、 240 mg/kg/ 初期には、線条体の生理活性物質で Shukla, 1981
日 相 当 本 評 価 書 あるドーパミン、ノルアドレナリン、
ホモバニリン酸、及びチロシンが増換算）加したが、投与期間の後半にはドー(32mL/日 30 日間
パミン(240 日後)、ノルアドレナリン
43mL/日 60 日間
55mL/ 日 270 日 (300 日後)、ホモバニリン酸(300 日後)、及びチロシン(240 日後)減少
間)

ラット
SD

経口投与
(飲水)
MnCl2

8 か月間

ラット
SD
雄

経口投与
(飲水)
MnCl2

8 か月間

ラット
雄

経口投与
(飲水)
MnCl2

265 日間

ラット
ITRC
雄

経口投与
(飲水)
MnCl2･
4H2O

360 日間

ラット
SD
雄

経口投与
(飲水)
MnCl2

65 週間

1 mg/mL
Nachtman et al.,0、1 mg/mL
1986(0、52 mg/kg/日相 5-7 週間で、自発活動の増加
8 週間で、回復
当本評価書換算)
14-29 週間 α-中枢神経興奮剤の影
響
41-65 週間で回復

ラット
F3444/N
雌雄

経口投与
(混餌)
MnSO4

2 年間

0、1,500、5,000、 15,000 ppm
雄:腎障害､致死率増加
15,000 ppm(雄:0、43、144 、431 mg Mn/kg/日、
雌 0、50、167、501 mg Mn/kg/日
相 当;本 評価書換

35

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U.S. NTP, 1993

動物種等 投与方法/
化合物名

投与期間

投与量

結

果

文献

算)

経口投与
(飲水)
MnCl2･
4H2O

2 年間

1 mg /mL0、1 mg /mL(0、34 mg/kg/日相 脳のドーパミン減少
当本評価書換算)モ ル モ ッ 経口投与
ト
(混餌)
ITRC
MnCl2
雄
(各 20 匹/群)

30 日間

Chandra0､4.4 mg Mn/kg/ 4.4 mg Mn/kg/日日
胃 及 び 小 腸 の 粘 膜 上 皮 の 斑 点 状 壊 Imam, 1973
死、アデノシントリフォスファター
ゼ、グルコース-6-フォスファターゼ
の減少

&

サル
強制経口
ア カ ゲ サ 投与
ル
MnCl2･
4H2O雄(4 匹、対照群 4 匹)吸入暴露

18 か月間Gupta
0、25 mg/kg/日
25 mg/kg/日(0、7 mg Mn/kg/ 筋肉の虚弱、下肢の硬直、脳の黒質 1980
日)
の色素脱失

al.,

ウサギ
雄

吸入暴露
MnO2

マウス
ICR
雌

吸入暴露
MnO2

マウス
ICR
雄

吸入暴露
MnO2

ラット
SD
雌雄

吸入暴露
MnO2

Mustafa&
1 回 の 投 与 0、400 mg/1.5mL 400 mg/1.5mL
Chandra, 1971
後
(生理食塩水に懸 24 か月後脳内のドーパミン及びノルアドレナ
24 か月後の 濁)
リン濃度の減少、ニューロン消失、症状観察
体重 1.5 kg
大脳皮質、小脳皮質、尾状核、被核、(平均粒径 5μm)
(0、170 mg Mn/kg) 黒質の変性
3Maigetter et al.,
肺炎桿菌、イ 粉じん: 0.7μｍ 69 mg Mn/m3
1976
死亡の増加、生存時間の減少、肺のン フ ル エ ン 0、69 mg Mn /m
障害の増加(肺胞マクロファージ数
ザウイルスの減少 、感染の抵抗力の減少）
接 種 後 3-4日間
3 時間/日15 分/回
3
Morganti et al.,16-32 週間 粉じん: 1.5μｍ 72 mg Mn /m
血液・肝・肺・大脳・小脳・脳幹及 1985
5 日/週
0、
7 時間/日0 から 12 週ま び精巣中のマンガン濃度の増加。肝で49.1
mg 臓のマンガン濃度は長期間にわたり
Mn/m3、13 週から 高濃度を維持。投与期間の経過とと
32 週まで 85.3 mg もに肝を例外としてその他各器官のマンガン濃度は減少
Mn/m3( 平 均 0 、 72 mg 病理組織学的な変化なし
Mn/m3 相 当 ; 本 評 体重増加 、異常行動の増加、潜伏時
価書換算)
間の延期化
3
Shiotsuka, 1984
10 日間
粉じん: 2.7-3.1μ 68 mg Mn/m
肺胞管領域での間質性肺炎
m6 時間/日0、68、130、219 mg 130、219 mg Mn/m3/m3
肺の間質障害が増加、肺炎(0、43、82、138 mg
Mn/m3)

ラット
Wistar雄

36

http://www.cerij.or.jp

Lai et al., 1984

et

動物種等 投与方法/ 投与期間
化合物名
ラット
吸入暴露 9 か月間
Mn3O4
(連続)
雌雄

ウサギ
NS
雄

吸入暴露
MnCl2

サル
雌雄

吸入暴露
Mn3O4

サル
吸入暴露
ア カ ゲ ザ MnO2ル
雌

4-6 週間
5 日/週
6 時間/日
9 か月間(連続)

10 か月間
22 時間/日

サル吸入暴露 2 年間
5 日/週
ア カ ゲ ザ MnO2
6 時間/日ル
雌(4 匹、対照群 4 匹)
その他
腹腔内投与
ラット
腹 腔 内 投 25 日間ITRC
与MnSO4･

投与量

結

果

文献

3
Ulrich et
粉じん: 0.11μｍ 0.11 mg Mn /m0、0.012、0.11、 雄: 網状赤血球数の減少、白血球数の 1979 a,b増加
1.2 mg Mn /m3
雌: ヘマトクリット値、ヘモグロビン
濃度、平均赤血球ヘモグロビン量、
平均赤血球容積の減少
1.2 mg Mn/m3
雄: ヘモグロビン濃度、赤血球数、平均赤血球ヘモグロビン量、平均赤血球ヘモグロビン濃度の増加、平均赤血球容積の減少、低リン酸血症
雌: ヘモグロビン濃度、赤血球数、平均赤血球ヘモグロビン濃度の増加、
平均赤血球容積の減少、肝臓重量のわずかな増加al.,以上のような所見がみられているが、著者はすべての血液学的変化を否定している。本評価書は Mn3O4 に含まれる
CO による血液学的変化と考え、このデータから NOAEL は設定しない
3
Camner et al.,
粉じん: 0.8μｍ 3.9 mg Mn /m
1985
0、 1.1 、 3.9 mg 肺胞マクロファージの腫大
3
Mn /m
3
Ulrich et al.,
粉じん: 0.11μｍ 0.11 mg Mn /m0、0.012、0.11、 網状赤血球数の減少、平均赤血球ヘ 1979 a,b
モグロビン量の増加
1.2 mg Mn /m3
1.2 mg Mn/m3
ヘモグロビン濃度、平均赤血球ヘモ
グロビン量、平均赤血球ヘモグロビ
ン濃度の増加粉じん
0、0.7 、3mg Mn /m3

粉じん0、30 mg Mn /m3

0、6 mg Mn/kg

以上のような所見がみられているが、著者はすべての血液学的変化を否定している。本評価書は Mn3O4 に含まれる
CO による血液学的変化と考え、このデータから NOAEL は設定しない
Suzuki
0.7 mg Mn /m3 以上
肺に網状の異常陰影、病理組織学的 1978

et

al.,

には肺の間隙リンパ組織の過形成、肺の間質への暗褐色物質沈着、数多くの塵埃含有壊死細胞の出現、気管支内の浸出液の滞留、肺胞壁肥厚、気腫、無気肺LOAEL: 0.7mg Mn/m3(本評価書の判断)
30 mg Mn /m3
Bird et al., 1984
尾状核、淡蒼球で、ドーパミン値の減少

6 mg Mn/kg
Singh et
肝臓で中心静脈の軽度のうっ血、肝 1974, 1975
臓の巣状壊死、精巣の変性

37

http://www.cerij.or.jpal.,動物種等 投与方法/ 投与期間
投与量
結
果
文献
化合物名
4H2O
6 mg Mn/kg
Khandelwal et0、6 mg Mn/kg
ラット
腹 腔 内 投 28 日間
肝臓及び脳のコハク酸デヒドロゲナ al., 1984
ITRC
与ーゼ、シトクロム酵素活性値の低下
雄
MnCl2
6 mg Mn/kg
Chandra et al.,0、6 mg Mn/kg
ラット
腹 腔 内 投 30 日間
1975
精細管変性
亜鉛
雄
与
MnSO4･
4H2O
Scheuhammer &0、3.0 mg Mn/kg 3.0 mg Mn/kg
ラット
腹 腔 内 投 30 日間
Cherian, 1983
SD与
MnCl2･
4H2O
気管内投与
250 mg/kg
Seth et al., 1973
ウサギ
気 管 内 投 1 回 の 投 与 0、250 mg/kg(成熟)
与後(0 、 110 mg Mn 精細管の変性、精子形成消失、不妊、
24 匹/群 MnO2
2 、 4 、 6 、 8 /kg)
精巣のアデノシントリホスファター
対照群
か月後の症
ゼ (ATPase) 及びコハク酸デヒドロ
24 匹/群状観察
ゲナーゼ (SDH) の活性の減少
静脈内投与
16 mg /kg
Khan et al.,0、
イヌ
静 脈 内 投 4 時間/日
嘔吐、下痢、腫瘍、不活性、摂餌量 1997
16 mg /kg
4 日間
ビーグル 与(0、7 mg Mn/kg )減少、反射性頻拍症に伴う血圧の減
MnCl2
雄少、肝細胞の壊死(投与群 3
匹、
対照群 3
匹/群)
3.5 mg/kg
Imam&
0、3.5 mg /kg
ウサギ
静 脈 内 投 30 日間
Chandra,1975
5日目
5、10、15、 (0、0.98
雄
与精細管コハク酸脱水素酵素の阻害
30 日間投与 mg Mn/kg )MnCl2･
15 日目後
4H2O
精巣の変性
初期のマンガン毒性は、精細管細胞のエネルギー合成が妨害されることにより精巣の生殖機能を低下させる
ことにある
Olanow et al.,サル
静 脈 内 投 7 週間
10-14 mg /kg/週
10-14 mg /kg/週
1996
(4.4
-6.2mg 動作緩慢、硬直3匹
与Mn/kg/週)
MnCl
(対照群
2
なし)
&
5 ま た は 10 mg 3 匹共に脳の淡蒼球、黒質のマンガ Newlandサル
静 脈 内 投 450 日間
Weiss, 1992
Cebus
Mn/kg を 450 日間 ン濃度の増加、振戦
与3匹の中で、6 またはMnCl2･
4H2O
7 回静脈内投与(合計 50～60 mg
Mn/kg）
皮下投与
Suzuki et al.,0、0.25、0.5、1.0g 0.25 g 以上
サル
皮下投与 9 週間
1 回/週
体重 3.5-4.5kg
錐体外路症候群(舞踏病、興奮性、平 1975
カ ニ ク イ MnO2
サル
サル
皮下投与
カ ニ ク イ MnO2
サル
雄

(0、40、79、160 mg 衡感覚の消失)
Mn/kg/週)
Eriksson et al.,
4 か月間
0、0.4 g MnO2 /回 0.4 g MnO2/回
4-5 kg
11 回
4 か月の投与期間内に硬直した歩行 1992b
そのあと 12 (56 mgMn /kg/回)
か月後に最
後の投与

38

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動物種等 投与方法/ 投与期間
化合物名
サル
皮下投与 26 か月
13 回
カ ニ ク イ MnO2サル
雄
2 匹、対照
群1匹

7.3.5

投与量

結

果

文献

Eriksson et al.,0、200 mg Mn /回 200 mg Mn/回
大脳の尾状核と被核のドーパミン結 1992a
合値の減少 (ドーパミン作用性の神経単位がマンガン暴露に影響を受けやすいことを示唆)

生殖・発生毒性 (表 7-4)

マンガンによる生殖毒性試験では、二酸化マンガンの吸入暴露で神経系へ影響が母動物にみられるが、生殖能への影響はみられていない。
発生毒性試験では塩化マンガン、四酸化三マンガン、硫酸マンガンの経口投与で､児動物に体重増加抑制、摂餌量の低下、自発運動の減少の他、血清中のテストステロンや卵胞刺激ホルモ
ン量への影響がみられている。
腹腔内投与、皮下投与、静脈内投与では、着床数の減少､吸収胚の増加、胎児に外脳症、波状
肋骨、発育遅延などの生殖･発生毒性の影響がみられている。マンガン化合物の種類による影響の差異はみられなかった。
これらの試験データからは、マンガンの生殖・発生毒性の NOAEL は確定できない。
表 7-4
動物種
等
ラット
LongEvans
雌ラット
LongEvans
雌マンガン及びその化合物の生殖・発生毒性試験結果

投与方法

化合物

投与期間

経口投与
(飲水)

MnCl2

妊娠期間
中

経口投与
(混餌)

Mn3O4
及 び
MnSO4

妊娠 2 日
目 か ら
224 日

投与量

結

果

0、5、10、20 母動物
10 mg/mL 以上
mg/mL
摂水量の減少(0、290、580、
体重増加抑制1,200 mg Mn/kg/ 日 相 当 ;本 評 価 書 換 児動物
20 mg/mL 以上
算
出生時に体重低値
摂 餌 量 46
神経系(聴覚)に異常なし
mL/日、
体重 0.35 g)(0、68、136、232 mg/kg/日EPA 換算)鉄含有量によ 低鉄含量餌児(雌雄)3,500 mg Mn/kg
り 2 種類の餌
全児死亡を使用
低 鉄 含 量 餌 児(雄)350 Mn/kg 以上（鉄 20 mg/kg
体重増加抑制含有）350、1,050 mg Mn/kg
通常鉄含量餌
血清テストステロン(鉄 240 mg/kg
濃度の減少
含有)
Mn 量は 2 種 児(雌)350 mg Mn/kg 以上
類とも同じ。
体重増加抑制MnSO4 と し
350、1,050 mg Mn/kgて 50 mg Mn

39

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文献
Kontur&Fechter, 1985

Laskey et al.,
1982

動物種
等

投与方法

化合物

マウス
Swiss
ICR
雌

吸入暴露

MnO2

マウス
雌

腹腔内投
与

MnSO4

ラット
SD
雌
15 匹 /
群

静脈内投
与

MnCl2

投与期間

投与量

結

果

文献

血清 FSH 減少/kg
Mn3O4 として0、350、1,050、 通常含量餌
3,500
mg 児(雄)
Mn/kg
350､1,050 mg Mn/kg
血清テストステロン
濃度の減少
1,050 mg Mn/kg 以上
精巣重量の減少児(雌)350､1,050 mg Mn/kg
血清 FSH 減少
母動物
3,500 mg Mn/kg
受胎率の低下粉じん（直径 母親の児連れ戻し行動開始時間の短縮 Lown et al.,
7 時間/日1.5 μm）
1984
傾向
5 日/週
はじめ
出生児に自発運動の減少
妊娠前 16 12 週間:
mgMn 生殖能に対する影響なし
週間、妊娠 49.1
3
後 1-17 日 /m 、
目まで
その後
3
19 日目に 85 mg Mn/m
(0、平均 61
出産
mg
Mn/m3
相当;本評価書換算)
対照群あり
妊娠 8、9、 0、12.5、25、 母動物：血中マンガン濃度は投与後 1 Webster&
10 日いず 50 mg Mn /kg
時間で急激に減少し 24 時間後に Valois, 1987
れかに投は 100 ng/mL に減少。妊娠 8、9、与
10 日の 50 mg Mn/kg 投与、妊娠(18 日目帝
10 日 25 mgMn/kg 投与群ではす
王切開)
べて未着床
妊娠 8 日投与胎児：12.5 mg Mn/kg 群以上で外脳症 及び胚吸収
妊娠 9 日投与群胎児：12.5 mgMn /kg 群
以上発育遅延及び胚吸収
妊娠 10 日投与群胎児：12.5 mg Mn/kg
群発育遅延及び胚吸収
妊 娠 6-17 0、0.6、2.5、 母動物
Treinen et al.,日
1995
5.0 mg/kg:
5.0 mg/kg(20 日目に (0、0.26、1.1、
体重増加抑制帝王切開) 2.2 mg Mn
着床数の減少/kg/日相当;本その他の生殖能に異常なし
評価書換算)
胎児
0.6 mg/kg 以上: 死亡胎児、化骨遅延
2.5 mg/kg 以上:
体重低値､波状肋骨､四肢湾曲、骨格異常 (鎖骨、肩甲骨、上腕骨、橈骨、尺骨、脛骨、腓骨)5.0 mg/kg:
吸収胚 増加 (44%、対照 6%)40

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動物種
等
ラット
SD
雌

マウス
Swiss
雌

7.3.6

投与方法

化合物

投与期間

静脈内投
与及び強
制経口投
与

MnCl2

妊娠 6-17
日

皮下投与

MnCl2
･4H2O

妊 娠 6-15日(18 日目に
帝王切開)

投与量

結

果

文献

Grant et al.,0 、 0.8 、 3.8 母動物
1997
生殖能に影響なし
mg/kg(0、0.3、1.6 mg 胎児
0.8 mg/kg：体重の増加
Mn/kg/ 日 )( 静
3.8 mg/kg：体重の低値、骨格異常(上脈内投与)
腕骨、橈骨、尺骨、肩甲骨、50 mg/kg (22鎖骨、脛骨、腓骨)mg Mn /kg/日)（ 強制経口50 mg/kg（経口投与）骨格異常なし
投与）
0、2、4、8、 母動物
Sanchez et al.,16 mg/kg/日
8 mg/kg/日以上: 体重増加抑制、摂餌 1993
(0、0.56、1.1、
量減少
2.2 、 4.4 mg
16 mg/kg/日: 死亡 (6/19 匹)
Mn/kg/日)
胎児
4 mg/kg/日以上
後期吸収胚の増加
8 mg/kg/日以上
体重低値、腎形成不全、波状肋骨、
胸骨分節、頭頂骨骨化遅延、後頭骨骨化遅延

遺伝毒性 (表 7-5)

マンガン及びその化合物の遺伝毒性については、主に塩化マンガン、硫酸マンガン、過マン
ガン酸カリウムを用いて多くの試験が行われている。in vitro 試験のバクテリアを用いた試験では､ネズミチフス菌を用いた復帰突然変異試験で、また DNA 損傷試験で陽性と陰性の報告がある。また、発光細菌、大腸菌、出芽酵母及びマウスリンパ腫細胞遺伝子突然変異試験では陽性の結果が報告されている。CHO 細胞、ヒト末梢血リンパ球を用いた染色体異常試験では S9 の無添加で陽性であった。枯草菌を用いた DNA 損傷試験では、陽性と陰性の結果が報告されている。ゴールデンハムスターの肺細胞を用いた形質転換試験では、陽性の結果が報告されている。in vivo 試験の染色体異常試験で、ラットを用いた硫酸マンガン及び過マンガン酸カリウム
での骨髄細胞で染色体異常の有意な増加が示された。しかし、他の報告では塩化マンガンを用いた染色体異常試験では陰性と報告されている。ショウジョウバエを用いた伴性劣性致死試験
では陰性結果が得られた。以上の実験結果から、塩化マンガン、硫酸マンガン、過マンガン酸
カリウム等の in vitro 試験で陰性の報告がみられるが、復帰突然変異試験、遺伝子突然変異試験、染色体異常試験、DNA 損傷試験等の多くの試験で陽性を示し、また in vivo 試験で、硫酸マン
ガン、過マンガン酸カリウムの小核試験で陽性と報告されていることから、マンガン及びその化合物は遺伝毒性を有すると考えられる。

41

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表 7-5
試験系
in vitro

復 帰 突
然変異

遺 伝 子
突 然 変
異

染 色 体
異常

マンガン及びその化合物の遺伝毒性試験結果

化合物

試験材料/処理条件

結果

用量

文献

－S9

+S9

－
－
－
＋
(+)
－
－
－
－
＋

－
－
－
－
－
－
－
－
－
ND

MnCl2

ネズミチ
フス菌

MnSO4・H2O

ネズミチ
フス菌

MnSO4

ネズミチ
フス菌

MnCl2

ネズミチ
フス菌

TA100
TA102

ND

－
＋

ND
ND

De Meo etal., 1991

MnCl2

発光細菌

Photobacterium
fischeri
Pf-13

ND

＋

ND

Ulitzur
Barak,
1988

MnCl2

大腸菌

Escherichia coli
KMBL3835

ND

＋

ND

Zakour &Glickman,
1984

MnSO4

出芽酵母

ND

＋

ND

Singh, 1984

MnCl2

マウスリ
ンパ腫細
胞
マウス乳
がん由来

Saccharomyces
cereviciae D7
遺伝子変換
復帰突然変異L5178YTK+/-

40-100
μg/mL

＋

ND

Oberley etal., 1982

FM3A 細胞

ND－

ND

Umeda &
Nishiyama,
1979

CHO 細胞
染色体異常
姉妹染色分体交換
CHO 細胞
染色体異常

ND
＋
＋

－
＋

＋

－

Galloway etal., 1987

CHO 細胞
姉妹染色分体交換

ND＋＋

Galloway etal., 1987

乳癌由来

ND

＋

ND

ND

－

ND

MnCl2

MnSO4

MnSO4

MnSO4

KMnO4

チャイニ
ーズハム
スター
チャイニ
ーズハム
スター
チャイニ
ーズハム
スター
マウス

TA98
TA102
TA1535
TA1537
TA97
TA98
TA100
TA1535
TA1537
TA97

20-120
ppm

ND

ND

ND

FM3A 細胞
KMnO4

シリアン
ハムスタ
ー

胚初代培養細胞42

http://www.cerij.or.jp

Wong, 1988

Mortelmans
et al., 1986

Pagano andZeiger,1992&

U.S. NTP,
1993

Umeda &
Nishiyama,
1979
Tsuda
&
Kato, 1977

試験系
DNA 損
傷

化合物
MnCl2
MnCl2

MnCl2
Mn(NO3)2
MnSO4
KMnO4
MnCl2
Mn(NO3)2
MnSO4

in vivo

形 質 転
換

MnCl2

伴 性 劣
性致死

MnSO4

染 色 体
異常

小 核 試
験

試験材料/処理条件
ヒトリン
パ球
枯草菌

枯草菌

枯草菌

バクテリ
オファー
ジ
ゴールデ
ンハムス
ター胚細
胞
ショウジ
ョウバエ

結果

用量

文献

－S9

+S9

ND

＋

－

Bacillus subtilis
M45(Rec-)
rec-assay

ND

＋

－

Bacillus subtilis
M45(Rec-)
rec-assay

ND

＋
＋

ND

DeMeo etal., 1991
Zakour &Glickman,
1984
Nishioka,
1975＋

Bacillus subtilis
M45(Rec-)
rec-assay
T4

ND

－
－
－

ND

＋

ND

SA7

ND

＋

ND

混餌投与
注射

ND

－

U.S. NTP,
1993

ND

Kanematsu
et al., 1980
(EPA)
Orgel
&
Orgel, 1965
Casto et al.,
1979

MnSO4

ショウジ
ョウバエ

混餌投与
注射

ND

－

Valencia etal., 1985

MnCl2
4H2O

ラット(雄)

骨髄細胞
精原細胞

50μg /kg－

Dikshith &Chandra,1978

50mg/kg
マンガン換算＋33、67、200
mgMn /kg＋

Mandzgaladze, 1966;
Mandzgaladze&
Vasakidze,
1966
Joardar &Sharma,
1990

MnCl2

ラット

MnSO4・H2O

マウス
Swiss

強制経口
180 日間
骨髄細胞
経口投与

骨髄細胞
経口投与 3 週間(0.014mgM
n/kg)

23、45、132
mgMn /kg

KMnO4

＋
染色体異常
の強度
MnSO4>KMn
O443

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試験系

化合物

試験材料/処理条件

結果

用量

－S9
MnSO4・H2O

マウス
Swiss

骨髄細胞
経口投与 3 週間

KMnO4

体 細 胞
変異

ショウジ
ョウバエ

MnCl2

眼の成虫原基
幼虫浸漬

文献

+S9

33、67、200
mgMn /kg＋

37 、 75 、222mgMn
/kg

＋

ND

－

Joardar andSharma,1990

Rasmuson,1985+: 陽性; －: 陰性; (+): 弱い陽性; ND: データなし
CHO 細胞: チャイニーズハムスター卵巣線維芽細胞

7.3.7

発がん性 (表 7-6、表 7-7)マンガン及びその化合物の発がん性については、雌雄の B6C3F1 マウスに硫酸マンガン 1 水
和物を含む飼料を 2 年間経口投与した試験で、雄の 15,000 ppm 及び雌の 1,500 ppm と 15,000 ppm
で甲状線ろ胞細胞腫の発生率の有意な増加がみられているが、細胞腫の発生率は背景データとわずかな差であり、NTP はこの試験結果を疑わしいと考察しており、ラットでは腫瘍発生の証
拠はない。その他、雄雌の F344 ラットの発がん性試験ではいずれも腫瘍の発生率の増加は認められていない。したがって、現時点ではマンガンの実験動物に対する発がん性はない可能性が高いが、マンガンの発がん性の有無については明確に判断することはできない。
IARC ではマンガン及びその化合物の発がん性を評価していない。
表 7-6

マンガン及びその化合物の発がん性試験結果

動物種等 投与方法
化合物
投与期間
投与量
結
果
文献
U.S. NTP, 1993
経口投与 MnSO4・H2O 2 年間
マウス
0、1,500、5,000、 雄 15,000 ppm
雌 1,500 ppm 以上(混餌)
B6C3F1
15,000 ppm
甲状線ろ胞細胞腫の発生率の
雌雄増加
70 匹/群

マウス
A/Strong
10 匹

腹 腔 内 投 MnSO4
与

ラット
F344
雄雌
ラット
F344
雌雄
25 匹

経口投与
(混餌)

MnSO4・
H2 O

0、6、15、30 mg/kg/ 対照群
肺腫瘍の発生回(総量 0、132、330、6mg/kg: 37%
15mg/kg: 35%
660 mg/kg/匹、30mg/kg: 67% (P<0.05)
30 週目に 体重: 18-20g、
0 、 2.0 、 4.9 、 9.8
屠殺
mgMn /kg/回)
2 年間
0、1,500、5,000、 腫瘍の発生率の増加なし
15,000 ppm

30 週間
22 回
3 回/週

Stoner1976

etU.S. NTP, 1993

Mn 粉じん、MnO2 共に腫瘍の Furst, 1978
強 制 経 口 Mn 粉じん Mn 粉 じ Mn 粉じん
0、10 mg/匹/回
投与の懸濁液、 ん
発生率の増加なし
MnO2
12 か月間 (0、150 mgMn /kg/
(2 回/月) 回)

44

http://www.cerij.or.jpal.,動物種等 投与方法化合物
筋 肉 内 投 Mn 粉じん
ラット
与
F344
の懸濁液
雌雄
25 匹

ラット
F344

投与期間
投与量
結
果
文献
Mn 粉 じ Mn 粉じん混濁液 粉じん：線維肉腫（のみ）が Furst, 1978
0、10 mg Mn/匹/ 発生したがその発生率に有意ん差はない（他の腫瘍の発生は
9 か月間 回
(0、150 mg
ない）MnO2
Mn /kg/月相当;本9 か月
MnO2：腫瘍の発生率に有意差(1 回/月) 評価書換算)
MnO2
がない
MnO2
0、10 mL/kg/回(0、150 mg
Mn/kg/ 月 相 当 ; 本
評価書換算)
Sunderman&
単 回 筋 肉 Mn 粉じん、 単回投与 Mn 粉 じ ん 投与後 100 週まで(2.0mg/匹) 、硫化 投与部位に肉腫が溶媒対照群 McCully, 1983
内投与
MnO2、
ニ ッ ケ ル (Ni3S2 とマンガン粉じん単独投与群
Mn2O3、MnS
2.5mg/ 匹 ) 又 は 両 では 0/24 例、硫化ニッケル単物質(マンガン粉 独投与群では 23/24 例、両物
じ ん 及 び 硫 化 ニ 質投与群では 14/23 例であった。いずれも腫瘍性変化は認ッケル)
められていない

表 7-7
機関/出典

マンガン及びその化合物の国際機関等での発がん性評価
分

類

分

類

基

準

IARC (2004)－

発がん性について評価されていない。

ACGIH (2004)－

発がん性について評価されていない。

日本産業衛生学会 (2004)－

発がん性について評価されていない。

U.S. EPA (2004)D

ヒト発がん性に関して分類できない物質。

U.S. NTP (2002)－

発がん性について評価されていない。

7.4

ヒト健康への影響 (まとめ)マンガン及びその化合物はヒト、動植物に対する必須微量元素であり、様々な酵素の補因子やマンガン金属酵素としての役割を担っている。成人では食事より摂取するマンガンの量に過剰な増減がない限り、マンガンが組織内で一定の濃度を保つようにホメオスタシスのメカニズ
ムが働いている。ヒトと実験動物における消化管からのマンガンの吸収量には幅があるが、典型的な吸収量は投与量の約 3～5％と考えられている。マンガンは成人では全身に 1 人あたり約12～20 mg 存在し、肝臓、膵臓、腎臓等において高い濃度で検出されている。マンガンは主として経口、吸入により吸収される。ラットに二酸化マンガン又は二塩化マンガンを強制経口、腹腔内、気管内投与した実験で、マンガン濃度は脳皮質において投与経路による差がみられ、気管内投与で最も顕著な吸収を示した。 吸収された マンガンは皮膚、血液、肝臓、筋肉、脳及び脊髄等の広範囲に分布する。マンガンは、他の産物へ代謝性変換は行われない。しかし、環境経由でマンガンを摂取する際には、マンガンイオンの酸化状態が Mn (II)、又は Mn (IV)であるのに対して、いくつかの酵素に関与するマンガンイオンの酸化状態が Mn (III) であることから、体内でマンガンの酸化状態が変化すると考えられている。マンガン排泄の主な経路は、胆汁経由であるが、少量ではあるが尿、母乳、汗への排泄もある。
45

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マンガンはヒトに対して必須微量元素であり、マンガンが欠乏するとヒトでは皮膚炎、毛髪の障害、低コレステロール血症などが起きる。その一方で経口又は吸入経路でマンガンに過剰に暴露されると、 急性影響としては記憶障害、精神症状などがみられ、慢性影響としては歩行障害、言語障害などパーキンソン病に類似したマンガン中毒の症状がみられる。 特に吸入暴露において重篤な影響がみられる。
経口経路では高濃度のマンガンを含む井戸水を摂取した事例や、マンガン濃度の高い地域に居住する住民に対する疫学調査において、仮面様顔貌、筋硬直、振戦、及び精神障害などマン
ガン中毒に似た症状が報告されている。ただし、食事からのマンガン摂取や大気中のマンガンによる吸入暴露等、他の摂取源及び経路によるマンガンの暴露状況が得られていないために定
量的評価は困難である。
疫学調査及び食事中から摂取するマンガン量に関する食事調査から、WHO は成人 1 人あたりの 1 日の食事中マンガン必要摂取量を約 2～3 mg とし、8～9 mg 摂取しても安全であるとし、我が国では、第 6 次改定「日本人の栄養所要量」の食事摂取基準において、マンガン所要量を成人男性で 4.0 mg/日、成人女性で 3.0～3.5 mg/日、許容上限摂取量を 10 mg/日に設定している。
吸入暴露では慢性的な吸入暴露でみられた主な器官系は、神経系、呼吸器、生殖器系である。
神経毒性が職場におけるマンガン暴露と関連していることを示す結果が最近の調査より示されているが、暴露期間や労働者が暴露されたマンガンの形態において、影響の重篤度が多少異なる。より低い濃度で影響がみられた調査研究としては、二酸化マンガンに限定される粉じん
中マンガンに暴露されたアルカリ電池工場の労働者 92 人に対する調査でみられた神経系への影響を指標とした LOAEL の 0.15 mg Mn/m3 や、フェロマンガン・シリコマンガン合金製造工場
においてマンガンに暴露された男性労働者 115 人に対する横断的研究の吸入性粉じん中マンガ
ン濃度としての LOAEL、0.035 mg Mn/m3 がある。
マンガンへの慢性的な吸入暴露によるヒトの生殖器官への影響としては、マンガン粉じん に
1～19 年間暴露した男性労働者に出生児数の減少が観察され、不妊症の増加がみられたとの報告があるが、用量依存性は得られていない。
実験動物に対する急性毒性の LD50 としては、経口投与では、マウスは過マンガン酸カリウム
750 mg Mn/kg、塩化マンガン 275～450 mg Mn/kg、ラットは二酸化マンガン 2,197 mg Mn/kg、
硫酸マンガン 782 mg Mn/kg、過マンガン酸カリウム 379 mg Mn/kg、750 mg Mn/kg、塩化マンガ
ン 250～275 mg Mn/kg、410～475 mg Mn/kg、804 mg Mn/kg、モルモットは過マンガン酸カリウ
ム 810 mg Mn/kg、塩化マンガン 400～810 mg Mn/kg である。吸入暴露での急性毒性値は得られていない。
調査した範囲内では、マンガン及びその化合物の実験動物に対する刺激性及び腐食性に関する試験報告は得られていない。また、感作性についても信頼性の高い報告はない。
マンガン化合物の反復投与毒性は、経口投与では、マンガン化合物として、塩化マンガン、
硫酸マンガン、過マンガン酸カリウム、四酸化三マンガン、炭酸マンガン、二酸化マンガンを投与した試験報告がある。それらを標的器官別に総括すると、神経系への影響 (脳内のドーパ
ミン、ノルアドレナリン、ホモバニリン酸の増減、パーキンソン症候群様変化)、行動への影響(自発運動の減少、条件反射の変化)、血液系への影響 (小球性貧血) と生殖系への影響 (雄で精46

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巣変性) がみられている。吸入暴露では、マンガン化合物として、塩化マンガン、四酸化三マ
ンガン、二酸化マンガンを暴露した試験報告がある。粉じんのマンガン化合物を投与した際に、神経系への影響 (ドーパミン及びノルアドレナリン濃度の減少、脳のマンガン濃度の増加)、行動への影響 (立ち上がり行動の増加) が生じている。その他、呼吸器系への影響として、肺気腫、肺胞管領域で間質の増殖、肺炎がみられた。本評価書では、ラットに塩化マンガンを 8 か
月間飲水投与した試験で、線条体のノルアドレナリン濃度、ホモバニリン酸の減少、脳橋のノルアドレナリン濃度の減少など中枢神経系への影響が 0.1 mg Mn/mL (19 mg Mn/kg/日) 投与群でみられたため、LOAEL は 0.1 mg Mn/mL (19 mg Mn/kg/日) と判断する｡吸入暴露では、サルを用いた 10 か月間の吸入試験で、肺の間隙リンパ組織の過形成、肺の間質への暗褐色物質沈着等の呼吸器系に影響がみられ、LOAEL は 0.7 mg Mn/m3 と判断する｡
マンガンによる生殖毒性試験では、二酸化マンガンの吸入暴露で神経系へ影響が母動物にみられるが、生殖能への影響はみられていない。また、発生毒性については、塩化マンガン、四酸化三マンガン、硫酸マンガンの経口投与で､児動物に体重増加抑制、摂餌量の低下、自発運動の抑制の他、血清中のテストステロンや卵胞刺激ホルモン含量への影響がみられている。経口投与では、いずれの試験でも奇形の発生は認められていないが、その他の投与経路 (腹腔内投
与、皮下投与、静脈内投与) で着床数の減少、吸収胚の増加、胎児に外脳症、波状肋骨、発育遅延などの生殖・発生毒性の影響がみられている。マンガン化合物の種類による影響の差はみられなかった。これらの試験データから、マンガンの生殖・発生毒性の NOAEL は確定できない。
マンガン及びその化合物の遺伝毒性については、主に塩化マンガン、硫酸マンガン、過マン
ガン酸カリウムを用いて多くの試験が行われている。in vitro 試験のバクテリアを用いた試験では､ネズミチフス菌を用いた復帰突然変異試験で、また DNA 損傷試験で陽性と陰性の報告がある。また、発光細菌、大腸菌、出芽酵母及びマウスリンパ腫細胞遺伝子突然変異試験では陽性の結果が報告されている。CHO 細胞、ヒト末梢血リンパ球を用いた染色体異常試験では S9 の無添加で陽性であった。枯草菌を用いた DNA 損傷試験では、陽性と陰性の結果が報告されている。ゴールデンハムスターの肺細胞を用いた形質転換試験では、陽性の結果が報告されている。in vivo 試験の染色体異常試験で、ラットを用いた硫酸マンガン及び過マンガン酸カリウム
での骨髄細胞で染色体異常の有意な増加が示された。しかし、他の報告では塩化マンガンを用いた染色体異常試験では陰性と報告されている。ショウジョウバエを用いた伴性劣性致死試験
では陰性結果が得られた。以上の実験結果から、塩化マンガン、硫酸マンガン、過マンガン酸
カリウム等の in vitro 試験で陰性の報告がみられるが、復帰突然変異試験、遺伝子突然変異試験、染色体異常試験、DNA 損傷試験等の多くの試験で陽性を示し、また in vivo 試験で、硫酸マン
ガン、過マンガン酸カリウムの小核試験で陽性と報告されていることから、マンガン及びその化合物は遺伝毒性を有すると考えられる。
発がん性に関しては、雌雄の B6C3F1 マウスに硫酸マンガン 1 水和物を含む飼料を 2 年間経口投与した試験で、雄の 15,000 ppm 及び雌の 1,500 ppm と 15,000 ppm で甲状線ろ胞細胞腫の増加がみられているが、細胞腫の発生率は背景データとわずかな差であり、NTP はこの試験結果をあいまいな証拠としている。その他、雄雌の F344 ラットの発がん性試験ではいずれも腫瘍
47

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の発生率の増加は認められていないことから、マンガンの発がん性の有無については明確に判断することはできない。なお、IARC ではマンガン及びその化合物の発がん性を評価していな
い。

48

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文

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1)

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