CERI 有 害 性 評 価 書

p-ジクロロベンゼン
p-Dichlorobenzene

CAS 登録番号：106-46-7

http://www.cerij.or.jp

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

財団法人化学物質評価研究機構
安全性評価技術研究所

ii

目

次

1． 化学物質の同定情報...................................................................................................................... 1
2． 我が国における法規制 .................................................................................................................. 1
3． 物理化学的性状.............................................................................................................................. 14． 製造輸入量・用途情報(表 4-1）.............................................................................................. 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........................................................................................................................... 2
5.2.1 非生物的分解性.................................................................................................................... 2
5.2.2 生分解性................................................................................................................................ 3
5.2.3 環境水中での動態 ................................................................................................................ 35.3

生物濃縮性................................................................................................................................. 4

6． 環境中の生物への影響 .................................................................................................................. 4
6.1 水生生物に対する影響 ............................................................................................................... 4
6.1.1 藻類に対する毒性 ................................................................................................................ 4
6.1.2 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................... 5
6.1.3 魚類に対する毒性 ................................................................................................................ 7
6.2 環境中の生物への影響 ............................................................................................................... 9
7． ヒト健康への影響.......................................................................................................................... 9
7.1 生体内運命 .................................................................................................................................. 9
7.2 疫学調査及び事例......................................................................................................................11
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................. 127.3.1 急性毒性.............................................................................................................................. 127.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 12
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 13
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 13
7.3.5 生殖・発生毒性.................................................................................................................. 19
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 20
7.3.7 発がん性 .............................................................................................................................. 23
7.4 ヒト健康への影響
文(まとめ) .................................................................................................. 24

献 ............................................................................................................................................... 26

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p-ジクロロベンゼン
1,4-ジクロロベンゼン
政令号番号 1-140
官報公示整理番号 3-41
106-46－7

構造式

Cl

分子式
分子量

C6H4Cl2147.00Cl

2．我が国における法規制
法 律 名
化学物質排出把握管理促進法
化学物質審査規制法
消防法
労働安全衛生法
大気汚染防止法
海洋汚染防止法
船舶安全法

項
目
第一種指定化学物質
指定化学物質 (第二種監視化学物質)
指定可燃物可燃性固体
名称等を通知すべき有害物、指針を公表した化学物質等
有害大気汚染物質
有害液体物質 B 類
有害液体物質 B 類

3．物理化学的性状
項
外
融
沸
引

目

火

観
点
点
点

発
火
点
爆 発 限 界比重
蒸 気 密 度蒸気
圧分 配 係 数解 離 定 数土壌吸着係数
溶

解

性

特 性 値
白色固体
53.5℃(α体)、54℃(β体)174.12℃
66℃ (密閉式)
500℃超
1.7～5.9 vol% (空気中)1.46 (20℃)
5.07 (空気 = 1)
50 Pa (25℃)
log Kow = 3.44 (測定値)、3.28 (推定値)
解離基なし
Koc = 273、390 (測定値)
Koc = 430 (推定値)
水：81.3 mg/L (25℃)
アルコール、エーテル、ベンゼン、ク
ロロホルム、二硫化炭素などの有機溶

1

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出典
U.S.NLM:HSDB, 2002
Merck, 2001
Merck, 2001
IPCS, 1999 ;NFPA, 2002
EU:IUCLID, 2000
EU:IUCLID, 2000
Merck, 2001
計算値
Merck, 2001
SRC:KowWin, 2002
U.S.NLM:HSDB, 2002
SRC:PcKocWin, 2002
SRC:PhysProp, 2002
Merck, 2001

媒：可溶
244 Pa･m3/mol (25℃、測定値)
1 ppm = 6.11 mg/m3
1 mg/m3 = 0.164 ppm
常温で昇華する

ヘンリー定数換 算 係 数
(気相、20℃)
その他

4．製造輸入量・用途情報

SRC:PhysProp, 2002
計算値
Merck, 2001

(表 4-1）

2001 年度の製造・輸入量は 10,000～100,000 トンの範囲となっている (経済産業省, 2003)。
また別途調査によると 2001 年の国内供給量は 40,000 トンで、製造量 32,500 トン、輸入量 7,500
トン、輸出量 0 トンとなっている。1997～2000 年については、製造量、輸入量の割合は不明であるが、国内供給量は 40,000 トンと推定されている (製品評価技術基盤機構, 2004)。
表 4-1
用途
防虫・防臭剤

割合(%)
50

樹脂合成原料(ﾎﾟﾘﾌｪﾆﾚﾝｽﾙﾌｧｲド)

45

中間体

5

用途別使用量の割合
具体的用途
衣料用防虫剤、トイレの防臭剤
電気電子部品 (コネクタ、IC ソケット等)
自動車部品 (排ガス処理装置、ラジエーター等)
機械部品 (ポンプハウジング、バルブ、ギヤ類等)
医療部品 (医療用ポンプバルブ等)
農薬、樹脂添加剤 (紫外線吸収剤)

出典：製品評価技術基盤機構 (2004)

5．環境中運命
大気中での安定性5.1(表 5-1)
表 5-1

対 象
OH ラジカル
オゾン
硝酸ラジカル

対流圏大気中での反応性

反応速度定数 (cm3/分子/秒)
3.2×10-11 (25℃、測定値)
データなし
データなし

濃

度 (分子/cm3)
5×105～1×106

半減期
6 時間～0.5 日

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

モル吸光係数は 300 nm 以上の波長域で十分に小さいので、大気環境中では事実上直接光分
解されない (GDCh BUA, 1997)。

5.2
5.2.1

水中での安定性
非生物的分解性

加水分解を受けやすい化学結合はないので、水環境中では加水分解されない。

2

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5.2.2

生分解性

a 好気的生分解性(表 5-2、表 5-3)

表 5-2

化学物質審査規制法に基づく生分解性試験結果
分解率 (%)
00

分解率の測定法
生物化学的酸素消費量 (BOD) 測定
高速液体クロマトグラフ (HPLC) 測定

判定結果
難分解性

被験物質濃度：100 mg/L、活性汚泥濃度：30 mg/L、試 験 期 間 ：4 週間
注：揮発性物質用改良型培養瓶を用いて試験を実施した。
1975 年に「良分解性」と公表されたが、再試験の結果 2001 年に修正公表された。
出典：経済産業省 (2001) 経済産業公報 (2001 年 5 月 10 日)

試験方法

表 5-3 その他の生分解性試験結果
被試験物 試験期間
分 解 率
質濃度

連続試験(活性汚泥、15
日間馴化)

1 mg/L

7日

クローズドボトル試験

不明

止水式スクリーニング
試験(栄養分を充分に付与)

5 mg/L

8日
15 日
28 日
7日

31% (生分解)
97% (揮散、汚泥への吸着も含めた合計)
1.4% (酸素消費量)
49.5% (酸素消費量)
67% (酸素消費量)55％(生分解率は、継代培養により低下し、第 2 代培養で 34％、第 3 代培養で16％であった)出典

Topping, 1987

Topping, 1987

Tabak et al., 1981b 嫌気的生分解性
嫌気的生分解性試験では、生分解されるとの報告と、生分解されないとの報告がある。
廃水処理実験設備由来のメタン発生菌を含む汚泥を用いた生分解性試験では、被験物質濃度7.4～74μg/L では、84 日後に分解は認められなかった (Rittmann et al., 1980)。脱窒素条件でのボトル試験では、11 週間後も分解されなかった (Bouwer and McCarty, 1983)。
一方、公共下水処理場由来の微生物を用いた嫌気的条件下での生分解性試験において、32 日間で 72％が生分解されたとの報告がある (Kirk et al., 1989)。
以上のことから、p-ジクロロベンゼンは容易には生分解されないが、馴化等の特定条件下では生分解されると推定される。

5.2.3

環境水中での動態

ヘンリー定数を基にした水中から大気中への p-ジクロロベンゼンの揮散については、水深 1m、流速 1 m/秒、風速 3 m/秒のモデル河川での半減期は 4 時間で、また、水深 1 m、流速 0.05 m/
秒、風速 0.5 m/秒のモデル湖水での半減期は 5 日と見積もられている (Lyman et al., 1990)。
土壌吸着係数 Koc の値 273、390 から、水中の懸濁物質及び底質には弱いながら吸着される
3

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と推定される。水への溶解度は 81.3 mg/L (25℃) であり、蒸気圧は 50 Pa (25℃)、ヘンリー定数は 244 Pa･m3/mol (25℃) である。
以上のことなどから、環境水中に p-ジクロロベンゼンが排出された場合は、大気中への揮散
により水中から除去されると推定される。ただし、馴化などの特定の条件が調った場合には生分解によっても除去されると推定される。

5.3

生物濃縮性

(表 5-4、表 5-5)

表 5-4
生物種
コイ

化学物質審査規制法に基づく濃縮性試験結果

濃度 (μg/L)20.2

試験期間 (週間)
5

濃縮倍率
33～72
47～190

判定結果
高濃 縮性では ない

出典：経済産業省 (2001) 経済産業公報 (2001 年 5 月 10 日)

表 5-5
生物種
カダヤシ
ニジマス

濃度
(mg/L)
不明
不明

その他の濃縮性試験結果

試験期間
(日)
不明
不明

生物濃縮
係数 (BCF)78
370～720

出典
Chaisukant et al., 1997
Oliver and Niimi, 1983

6．環境中の生物への影響
6.1
6.1.1

水生生物に対する影響
藻類に対する毒性 (表 6-1)淡水緑藻に対する毒性のうち、セレナストラムを用いて U.S. EPA テストガイドラインに準じ、助剤を使用しなかった試験での 96 時間 EC50 は 1.6 mg/L (バイオマス) であった (Calamari et al.,
1982, 1983)。また、生長阻害の NOEC はセレナストラムを用いて OECD テストガイドラインに準じた試験での 5.6 mg/L (バイオマス及び生長速度) であった (環境庁, 1996a)が、この試験では助剤として界面活性剤が使われている。一方、セネデスムス属に対する 48～72 時間 EC50 は、
31～38 mg/L (生長速度) であった (Canton et al., 1985; Kuhn and Pattard, 1990)。
海産種では、珪藻のスケレトネマの生長阻害を指標とした 96 時間 EC50 が 54.8 mg/L (U.S. EPA,
1978) であったとの報告がある。

4

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

Scenedesmus
pannonicus(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)
Scenedesmus
subspicatus(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)

p-ジクロロベンゼンの藻類に対する毒性試験結果

試験法/
方式

温度
(℃)

U.S. EPA
止水
閉鎖系
助剤
不使用
OECD 201
止水
閉鎖系
助剤 3)

20
96 時間 EC50
96 時間 EC022.023.5

止水
助剤 2)

ND

DIN4)
3812-9
止水
閉鎖系

24

止水
助剤 2)

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ72 時間 EC50
24-48 時間 EC50
24-72 時間 EC50
72 時間 NOEC
24-48 時間 NOEC
24-72 時間 NOEC

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

72 時間 EC50

生長阻害
生長速度

48 時間 EC10
48 時間 EC50
48 時間 EC10
48 時間 EC50

助剤
不使用
海水
Skeletonema
costatum(珪藻、ｽｹﾚﾄﾈﾏ)

エンドポイントND

96 時間 EC50

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽﾊﾞｲｵﾏｽ
生長速度
生長速度

生長阻害
ﾊﾞｲｵﾏｽ
ｸﾛﾛﾌｨﾙ a
細胞数

濃度(mg/L)

1.6
0.57
(m)

文献

Calamari et al.,
1982, 1983

環境庁, 1996a
7.1
> 10
8.6
5.6
5.6
5.6
(a, n)
31
(m)

13
28
16
38
(n)

Canton et al.,1985
Kuhn &
Pattard, 1990

U.S. EPA
1978
54.8
59.1
(n)

ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度、(a, n): 被験物質の暴露開始時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、
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) 助剤使用未確認、3) 硬化ヒマシ油 (HCO-40)、4) ドイツ
規格協会 (Deutsches Institut fur Normung) テストガイドライン

6.1.2

無脊椎動物に対する毒性 (表 6-2)ミジンコ類に対する p-ジクロロベンゼンの急性毒性については、24～48 時間 EC50 (遊泳阻害)の範囲は 0.7～3.2 mg/L であった (Canton, 1985; Kuhn et al., 1989a; Rose et al., 1998; 環境庁,
1996b)。そのうち試験液の調製に助剤を使用しなかった、あるいは有機溶剤のみを使用した試験での最小値は、試験液中の p-ジクロロベンゼンの平均測定濃度で示したネコゼミジンコ属の一種 (C. dubia) に対する 48 時間 EC50 の 1.3 mg/L であった (Rose et al., 1998)。
海水種では甲殻類のミシッドシュリンプに対する 96 時間 LC50 が 1.99 mg/L (U.S. EPA, 1978)、グラスシュリンプに対する 96 時間 LC50 が 60～69 mg/L (Curtis and Ward, 1981; Curtis et al., 1979)であった。これらの試験では助剤を使用したかどうか確認できていない。
長期毒性としては、オオミジンコを用いた繁殖試験の報告があり、21～28 日間での NOEC の
範囲は 0.1～0.3 mg/L であった。これらの NOEC は測定濃度に基づいて算出されているが、こ5

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のうち助剤 (界面活性剤) を用いなかった結果は、ドイツ環境庁テストガイドラインに準じた
オオミジンコでの 21 日間 NOEC の 0.3 mg/L (Kuhn, 1989b) 及び 28 日間 NOEC の 0.22 mg/L
(Calamari et al., 1982, 1983) であった。

生物種

表 6-2

p-ジクロロベンゼン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

OECD
202
半止水
密閉
助剤 1)
AFNOR2)
止水
密閉
助剤
不使用
DIN4)
38412-2
止水
助剤
不使用
半止水
助剤 3)

19.420.6

71.8

8.18.3

48 時間 EC50
遊泳阻害

2.5
(a, n)

環境庁,
1996b

ND

ND

ND

24 時間 LC50

1.6
(m)

Calamari
et al.,
1982, 1983

20

2.4 mmol/L

8.0±
0.2

24 時間 EC50
遊泳阻害

3.2
(n)

Kuhn etal., 1989a

20

250

8.08.1

2.2
0.7
(m)

Canton,
1985

止水
閉鎖系
助剤 5)

25

65.2

7.7

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

1.3
(m)

Rose etal., 1998

止水
助剤 3)

ND

ND

ND

96 時間 LC50

1.99
(n)

U.S. EPA
1978

止水
助剤 3)

22

塩分濃度:
25±1‰

8.38.7

96 時間 LC50

60-69
(a, n)

Curtisetal., 1979;
Curtis&Ward, 1981

OECD
202
半止水
密閉
助剤 1)
半止水
密閉
助剤
不使用

19.620.5

71.8

6.4
8.9

21 日間 NOEC
繁殖

0.10
(a,n)

環境庁,
1996c

19.020.0

ND

7.88.128 日間 NOEC
繁殖

0.22(a, n)Calamari
et al.,1982

急性毒性 淡水
Daphnia
生後
magna
24 時間
(甲殻類、
以内
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

Ceriodaphnia
生後
dubia
24 時間
(甲殻類、
以内
ﾈｺｾﾞﾐｼﾞﾝｺ属の一種)
急性毒性 海水
ND
Mysidopsis
bahia
(甲殻類、
ﾐｼｯドｼｭﾘﾝﾌﾟ、ｱﾐ科)
稚ｴﾋﾞ
Palaemonetes
pugio
(甲殻類、
ｸﾞﾗｽｼｭﾘﾝﾌﾟ、
ﾃﾅｶﾞｴﾋﾞ科)
長期毒性 淡水
Daphnia
生後
magna
24 時間
(甲殻類、
以内
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)6

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pH
試験法/
温度
硬度
エンドポイント
濃度
文献
mg
CaCO
/L
)
(
(mg/L)
方式
(℃)
3
UBA6)
25±1
ND
8.0
0.3
Kuhn et21 日間 NOEC
±0.2 繁殖(m)al., 1989b
半止水
閉鎖系
助剤
不使用
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、閉鎖系: 試験容器や水槽にフタ等をしているが、ヘッドスペースはある状態、
密閉: 試験容器上端まで試験液を満たしてヘッドスペースはない状態
1) エタノール+硬化ヒマシ油 (HCO-40)、2) フランス規格協会、3) 助剤使用未確認、4) ドイツ規格協会(Deutsches Institut fur Normung) テストガイドライン、5) アセトン、6) ドイツ環境庁 (Umweltbundesamt) テス
トガイドライン、
生物種

6.1.3

大きさ/
成長段階

魚類に対する毒性 (表 6-3)淡水魚に対する 96 時間 LC50 の範囲は 1.12～14.2 mg/L であった。そのうち試験液の調製に助剤を使用しなかった、あるいは有機溶剤のみを使用した試験での最小値は、試験液中の p-ジク
ロロベンゼンの平均測定濃度で示したニジマスに対する 1.12 mg/L であった (Call et al., 1983)。
海水魚に関する試験報告は、シープスヘッドミノーに対する 96 時間 LC50 が 7.4 mg/L であっ
た (Heitmuller, 1981)。
長期毒性としては、受精卵を用いて生存、ふ化、成長等を指標とした初期生活段階毒性試験が報告されており、ゼブラフィッシュの 28 日間 NOEC が 0.65 mg/L (van Leeuwen et al., 1990)、
ファットヘッドミノーの 32 日間 NOEC が 0.57 mg/L (Carlson and Kosian, 1987)、メダカの 40 日
間 NOEC が 0.601 mg/L (環境省, 2001)、ニジマスの 60 日間 NOEC が 0.1 mg/L 以上 (Calamari et al.,1982)、アメリカンフラグフィッシュの 14～16 日間 NOEC が 0.216 mg/L (Smith et al., 1991) であった。その他、メダカ稚魚の致死を指標とした 21 日間 NOEC が 0.5 mg/L (環境庁, 1996e)、アメ
リカンフラグフィッシュのふ化仔魚を用い、致死と成長を指標とした 28 日間 NOEC が 0.35
mg/L 以上 (Smith et al., 1991) であったとする報告もある。なお、メダカ稚魚を用いた試験では助剤として界面活性剤が使われている。
表 6-3
生物種
急性毒性 淡水
Danio rerio(ｾﾞﾌﾞﾗﾌｨｯｼｭ)Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

p-ジクロロベンゼンの魚類に対する毒性試験結果
pH

エンドポイント

ND

ND

96 時間 LC50

2.1
(m)

Roderer,
1990

96-125

7.2-8.5

96 時間 LC50

3.6
(n)

Mayes etal., 1983

96 時間 LC50

14.2
(n)

96 時間 LC50

11.7
(n)

大きさ/
生長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

(mg CaCO3/L)

ND

流水
助剤 1)
ASTM2)
止水
閉鎖系
助剤 3)

ND
21-23

10-15 日齢11.6 mg
9.5 mm30-35 日齢76.8 mg14.9 mm65-94 日齢
391 mg
28 mm

硬度

7

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濃度(mg/L)

文献

生物種

Oryzias latipes(ﾒﾀﾞｶ)

Poecilia
reticulata(ｸﾞｯﾋﾟｰ)
Lepomismacrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)
Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)Jordanell
floridae(ｱﾒﾘｶﾝﾌﾗｸﾞﾌｨｯｼ
ｭ)
急性毒性 海水
Cyprinodon
variegates(ｼｰﾌﾟｽﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
長期毒性 淡水
Danio rerio(ｾﾞﾌﾞﾗﾌｨｯｼｭ)Pimephales
promelas(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
Oryzias latipes(ﾒﾀﾞｶ)

大きさ/
生長段階
30 日齢
106-160mg

試験法/ 温度
方式
(℃)
25±2
流水
助剤
不使用
2.0-2.3 cm
OECD
23.50.11-0.18 g
203
24.4
流水
閉鎖系
助剤 4)
OECD
203 233 か月齢
半止水
0.18 g
2.6 cm
助剤
不使用
0.32-1.2 g U.S. EPA 21-23
止水
助剤 5)
5.3 cm
12±1
流水
2.1 g
助剤
不使用
2-4 か月齢 U.S. EPA 24±2
流水
助剤 3)

エンドポイント

44-46

7.37.696 時間 LC50

72

7.7-8.1

96 時間 LC50

2.2
(m)

環境庁,
1996d

ND

ND

96 時間 LC50

2.9
(m)

Sijm et al.,
1993

32-34

6.77.896 時間 LC50

4.3
(n)

Buccafusco
et al., 1981

45.3

6.8

96 時間 LC50

1.12
(m)

Call et al.,
1983

48.0

6.95

96 時間 LC50

2.1
(m)

Smith et al.,1991

濃度(mg/L)
4.2(m)

文献
Carlson &Kosian, 1987

8-15 mmU.S. EPA
止水
助剤 5)

ND

ND

ND

96 時間 LC50

7.4
(n)

Heitmuller,
1981

受精卵

半止水
助剤 6)

24±2

210

7.48.4

2.7
0.65
(m)

van Leewen
et al., 1990

受精後4-12 時間以内の卵
1.9-2.3 cm
0.11-0.20 g

流水
助剤
不使用
OECD
204
流水
閉鎖系
助剤 4)
OECD
211
流水
閉鎖系
助剤 6)
流水
助剤 1)

25±2

44-46

7.37.628 日間 LC50
28 日間 NOEC
致死、ふ化、成長
32 日間 NOEC
致死、成長

0.57
(m)

Carlson &Kosian, 1987

23.424.4

72

7.78.121 日間 LC50
21 日間 NOEC
致死

1.4
0.50
(m)

環境庁,
1996e

24.124.9

37.6-42.8

7.47.640 日間 LOEC
40 日間 NOEC
成長

1.23
0.601
(m)

環境省,
2001

ND

ND

ND

60 日間 NOEC
成長、致死

≧0.1
(m)

Calamari etal., 1982

受精卵

Oncorhynchus
mykiss(ﾆｼﾞﾏｽ)Jordanell
floridae(ｱﾒﾘｶﾝﾌﾗｸﾞﾌｨｯｼ
ｭ)

pH

硬度
(mg CaCO3/L)

受精卵

U.S. EPA
25
48
6.95
0.216
Smith et al.,
受精後14-16 日間 NOEC
(m)
1991
流水
24 時間
致死
3)
助剤
以内の卵
ふ化後
28 日間 NOEC
≧0.35
(m)
1 週齢
成長、致死
ND: データなし、(m): 測定濃度、(n): 設定濃度、閉鎖系: 試験容器や水槽にフタ等をしているが、ヘッドス
ペースはある状態
1) 助剤使用未確認、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) エタノール+硬化ヒマシ油 (HCO-40)、5) 助剤 (有機溶剤) 種類未確認、6) ジメチルスルホキシ
ド (100mg/L 以下)

8

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6.2

環境中の生物への影響 (まとめ)p-ジクロロベンゼンの環境中の生物に対する毒性については、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。
藻類の生長阻害試験で、セレナストラムに対する 96 時間の EC50 は、1.6 mg/L (バイオマス)
であり、GHS 急性毒性有害性区分 II に相当し、強い有害性を示す。その他、セネデスムス属に対する 48～72 時間 EC50 は、31～38 mg/L (生長速度) であった。海産種では珪藻のスケレトネ
マの 96 時間 EC50 が 54.8 mg/L であった。
ミジンコ類に対する急性毒性について、24～48 時間 EC50 (遊泳阻害) の範囲は 0.7～3.2 mg/Lであった。そのうち試験液の調製に助剤を使用しなかった、あるいは有機溶剤のみを使用した試験での最小値は、ネコゼミジンコ属の一種 (C. dubia) に対する 48 時間 EC50 の 1.3 mg/L であった。この値は GHS 急性毒性有害性区分 II に相当し、強い有害性を示す。長期毒性としては、
オオミジンコを用いた繁殖試験の報告があり、21～28 日間での NOEC は 0.1～0.3 mg/L の範囲であった。これらはいずれも測定濃度に基づいて算出されているが、助剤 (界面活性剤) を用いなかった試験での最小値は、28 日間 NOEC の 0.22 mg/L であった。海水種として甲殻類のミシッドシュリンプでの 96 時間 LC50 は 1.99 mg/L であった。
魚類について、96 時間 LC50 の範囲は 1.12～14.2 mg/L であった。そのうち試験液の調製に助剤を使用しなかった、あるいは有機溶剤のみを使用した試験での最小値は、ニジマスに対する1.12 mg/L であり、この値は GHS 急性毒性有害性区分 II に相当し、強い有害性を示す。長期毒性としては、生存、ふ化、成長等を指標とした初期生活段階毒性試験が報告されており、ゼブ
ラフィッシュの 28 日間 NOEC が 0.65 mg/L、ファットヘッドミノーの 32 日間 NOEC が 0.57 mg/L、メダカの 40 日間 NOEC が 0.601 mg/L、アメリカンフラグフィッシュの 14～16 日間 NOEC が0.216 mg/L であった。その他、アメリカンフラグフィッシュのふ化仔魚を用いた致死と成長を指標とした 28 日間 NOEC が 0.35 mg/L 以上であった報告もある。海水魚に関する試験報告は、
シープスヘッドミノーに対する 96 時間 LC50 が 7.4 mg/L であった。
以上のことから、p-ジクロロベンゼンの水生生物の急性毒性は、藻類、甲殻類及び魚類に対して GHS 急性毒性有害性区分 II に相当し、強い有害性を示す。長期毒性の NOEC は、甲殻類
では 0.22 mg/L、魚類では 0.216 mg/L である。
得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は、魚類である アメリカンフラグフィ

ッシュ受精卵の致死を指標とした 14～16 日間 NOEC の 0.216 mg/L である。

7．ヒト健康への影響
7.1

生体内運命 (図 7-1)

ヒトでは p-ジクロロベンゼンは消化管及び呼吸器から吸収され、主に脂肪組織に分布する。
排泄は 2,5-ジクロロフェノールあるいは 2,5-ジクロロヒドロキノンの形で尿中に排泄される。
9

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実験動物でも p-ジクロロベンゼンは消化管及び呼吸器から速やかに吸収される。ラットの経口投与では血中濃度は投与 1～6 時間後にピークに達する。吸入経路からの吸収は経口経路からの吸収と比較すると少ない。p-ジクロロベンゼンは吸入、経口等の投与経路に関係なく脂肪組
織に最も多く分布し、それより少ないが肝臓、腎臓、肺、筋肉などにも分布する。
p-ジクロロベンゼンは、肝臓のシトクロム P450 によって代謝される。まず、水酸化されてエポキシドを生成する。次にその後 2,5-ジクロロフェノールを生成した後、2,5-ジクロロフェノー
ルは硫酸又はグルクロン酸抱合体に代謝されるが、遊離の 2,5-ジクロロフェノールや 2,5-ジク
ロロヒドロキノンなども検出されている。排泄は主に尿中であり、糞中、呼気中への排泄はわずかである。
p-ジクロロベンゼンは還元型グルタチオン (GSH) が欠乏したラットにおいてのみ肝毒性(トランスアミナーゼ活性の上昇) を発現し、GSH モノエチルエステルの投与又はシトクロム
P450 依存性モノオキシゲナーゼ阻害剤による処理は肝毒性を防止することから、シトクロム
P450 に依存した反応により生成される代謝物が p-ジクロロベンゼンの肝臓毒性の原因物質で、GSH によって無毒化されると考えられる。

ClH

ヒト、マウス、
ラット
H

Cl
還元型
グルタチオンHヒト、マウス、ラット

O
H
Cl
2,3-エポキシド

Cl

ヒト、マウス、
ラット

Cl

OH
Cl

Cl

マウス、ラットClO

1,4ジクロロベンゼン

HCl

2,5-ジクロロヒドロキノン抱合体

OHCl
2,5-ジクロロ
フェノール

Cl

1,2-エポキシド
還元型
グルタチオン

Cl
O

OH

Cl
2,5-ジクロロ
ヒドロキノン

Cl

OH

SM

OH

マウス、
ラット

Cl
Cl

H

OH
SM

2,5-ジクロロフェノールのグルクロン酸及び硫酸抱合体

OH
マウス、ラット
Cl

H

SG

O
Cl
2,5-ジクロロ
ベンゾキノン

OH
SM

SG

Cl

Cl

SG:グルタチオン
SM:N-アセチルシステイン

図 7-1p-ジクロロベンゼンの主な代謝経路(Australian Department of Health and Aging, 2000を改変)

10

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OH

OH

SG
Cl
2,5-ジクロロ
グルタチオニル
ヒドロキノン

7.2

疫学調査及び事例（表 7-1）p-ジクロロベンゼンに暴露されたヒトで眼、皮膚及び呼吸器への刺激がみられている。急性影響としては、量は不明であるが、男児が誤って摂食した例で、メトヘモグロビン尿症を伴う
溶血性貧血、黄疸がみられており、長期の暴露例では貧血、肝臓障害、中枢神経系障害がみられている。また、明確な因果関係は不明とされているが、p-ジクロロベンゼンを使用している労働者にリンパ (球) 性白血病や骨髄芽球性白血病がみられている。
表 7-1
対象集団
暴露状況
性別・人数
不明
液体又は蒸気の反
復皮膚接触
不明
男性
白人
69歳
女性
36歳
男性
52歳
男子
3歳
作業員
58人

女性
21歳
男性
白人
60歳

女性
16歳

事故による摂取p-ジクロロベンゼンの疫学調査及び事例
暴露量ND

防虫剤 (5g未満)

結

果

軽度刺激(灼熱感)文献
Wallgren,
1953

消化障害(消化管刺激による嘔吐、吐き Jouglard,
1976
気)Nalbandian&
首の硬直、胸の締め付け感
Pearce,1965
四肢の急性の点状出血紫斑、腫脹

本物質で処理した
肘掛椅子に皮膚接触 し た 24 か ら 48 時
間後
ND

ND

ND

鼻炎、眼窩周囲の腫脹、頭痛

Cotter, 1953

毛皮保存に用いた本物質の蒸気を2年間暴露事故による防虫剤
結晶の摂取

ND

吐き気、虚弱、黄疸、肝臓の黄色萎縮
全身の点状出血Cotter, 1953

ND

せき、黄疸、溶血性貧血、メトヘモグロ
ビン尿Hallowell,
1959

Hollings本物質の製造作業 1回目作業場検査時； 50-160 ppmで目と鼻に痛みを伴う刺激
worth
et al.,
10-550ppm
時
160 ppm以上で呼吸困難
1956(平均85 ppm)
8時間/日、5日/週、8か月から25年間(平 2回目作業場検査時； 赤血球数、白血球数、白血球百分率、ヘ100-725 ppm
モグロビン濃度、ヘマトクリット値、平均4.75年間)(平均380 ppm)
均 赤 血 球 容 積 (MCV) 、 血 中 尿 素 窒 素
蒸気を暴露
または
(BUN) 量に異常なし
5-275 ppm
(平均90 ppm)
3回目作業場検査時；
50-170 ppm(平均105 ppm)
または15-85 ppm
(平均45 ppm)
1-2個/週、トイレの本物質が主成分
倦怠感、食欲欠乏、めまい、血色素減少 Campbell &Davidson
芳香剤を妊娠期間
症、小赤血球性貧血、ハインツ小体
1970
中摂取
出産女児は血液を含め異常なし
ND
頭痛、体重減少、足の灼熱感、不規則な Cotter, 1953
腸の運動、不安定な足取り、知覚異常、
防 虫 剤 の 蒸 気 を 3-4
言語障害、貧血、急性の肝臓の黄色萎縮、か月間暴露
死亡
トイレの芳香剤から数か月間蒸気を吸入

ND

神経症 (両側性視力減弱、運動失調、行 Reygagne etal., 1992
動障害、無力症、記憶障害、無感動、不眠)、貧血 (本物質からの暴露終了後6か月で症状消失)11

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対象集団
暴露状況
性別・人数
女性
防虫剤を粉末にす
25歳
る作業に約6年間従事
クリーニン 1-21年間衣服のクリ
グ作業者 ー ニ ン グ 作 業 に 従事
機械洗浄 10 年 間 機 械 の 洗 浄作業労働者 作業に従事

暴露量

結

ND

果

文献

慢性の神経症 (大脳性運動失調、ども Miyai et al.,1988
り、低血圧、反射減弱)(本物質からの暴露終了後6か月で症状消失)
慢性のリンパ (球) 性白血病 (明確な因 Girard et al.,
1969
果関係不明)

80% o-体15% p-体2% m-体80% o-体15% p-体2% m-体急性の骨髄芽球性白血病 (明確な因果 Girard et al.,
1969
関係不明)

ND；データなし

7.3

実験動物に対する毒性

7.3.1

急性毒性 (表 7-2)

毒性症状として、ラットへの経口投与では、流涎、歩行異常及び円背位、吸入暴露では、自発運動の亢進、呼吸数の増加、立毛、振戦、反射の喪失及び体重増加抑制がみられた (Gardner,
1987; Harrdy and Jackson, 1987; Hoechst, 1981)。
表 7-2

p-ジクロロベンゼンの急性毒性試験結果

マウス
ラット
経口LD50(mg/kg)>2,9502,512-3,863
吸入LC50(ppm)845 (5,070 mg/m3) (4時間)
ND
経皮LD50(mg/kg)
ND>6,000
腹腔内LD50(mg/kg)
ND
2,562
皮下LD50(mg/kg)
5,145
ND
ND：データなし
出典：Gardner, 1987; Harrdy and Jackson, 1987; Hoechst, 1981; Allis et al., 1992;
Eldridge et al., 1992; Mertens et al., 1991; Umemura et al., 1990,1996; Zupko and Edwards, 1949

7.3.2

刺激性及び腐食性 (表 7-3)

ウサギによる刺激性試験で軽度の眼及び皮膚刺激がみられている(Maertins, 1988)。
表 7-3
動物種等
ウサギ
3匹

ウサギ
3匹

試験法
投与方法
皮膚
刺激性
OECD TG
404
眼刺激性
OECD
TG 405p-ジクロロベンゼンの刺激性及び腐食性試験結果
投与期間

投与量

結

4時間

500 mg

紅斑がみられ、7日後に1/3例は回復、浮腫はみられずMaertins,
1988

24時間

500 mg

結膜の発赤及び浮腫がみられ（1/3例）、
72時間後には回復、虹彩及び角膜に影響なし

Maertins,
1988

12

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果文献

7.3.3感作性 (表 7-4)

モルモットを用いたマキシマイゼーション法による感作性試験で皮膚感作性が報告されている(Bornatowicz et al., 1995; Schmidt, 1985)。

動物種等

試験法
投与方法
モルモット Maximization法

表 7-4p-ジクロロベンゼンの感作性試験結果

投与期間

投与量

ND

ND

結

果

文献

皮内感作: 0.1％溶液で軽度の刺激性。
Bornatowicz
惹起: 25％溶液で評点1; 9/24匹、評点2;、4/24匹、 et al., 1995
評点3; 1/24匹がみられ、感作性を有すると報告
1、3、10、30％溶液のOpen Epicutaneous (Klecak) Schmidt,
試験で、感作性は明らかでないが、感作処置時
1985に刺激性ありOpen
ND
ND
Epicutaneous(Klecak)
法1)
ND；データなし
1) Open Epicutaneous (Klecak) 法: 最小刺激濃度及び最大無刺激濃度を含む数段階の濃度の試験液を刈毛した
8cm2 の広さの体側に 0.1 mL、21 日間塗布により感作する。35 日目に最小刺激濃度及び最大無刺激濃度を含む濃度で惹起を行い、24、48 及び 72 時間後に判定基準に従い 0.5～4 に評点づけを行う 。
モルモット

7.3.4

反復投与毒性 (表7-5)p-ジクロロベンゼンを反復投与した際の主な標的器官は肝臓及び腎臓である。経口経路では、
マウス、ラットともに4週間、13週間の亜急性試験から最長で2年間投与した慢性試験報告があり、肝臓及び腎臓への影響がみられている。また、イヌに反復経口投与した試験も4週間及び1年間投与した試験報告があり、げっ歯類と同様に肝臓及び腎臓への影響が認められた。以下に重要なデータを記述する。
雌雄イヌ (各5匹/群) にp-ジクロロベンゼン 0、10、50、150 (死亡がみられたため6週目に75に変更) mg/kg/日を5日/週、1年間強制経口投与した試験で、雌雄50 mg/kg/日以上の群に、血液のALT、AST及びγ-グルタミルトランスフェラーゼ活性の上昇、肝臓及び腎臓の重量増加、肝細胞肥大及び色素沈着、胆管の過形成及び肝臓の門脈性炎症、腎臓の褪色及び集合管上皮の空胞化がみられ、150 mg/kg/日 (75 mg/kg/日) 群では雄2匹、雌1匹が試験開始後4週間以内に死亡した。死亡の3匹では口腔粘膜の蒼白、血様便がみられた。著者らは肝臓毒性を指標にLOAEL
を50 mg/kg/日、NOAELを10 mg/kg/日としている (Naylor and Stout, 1996)。
p-ジクロロベンゼン吸入暴露では、マウス、ラットに約半年から最長2年間暴露した試験報告があり、以下に示すように経口投与と同様の影響がみられている。
雌雄BDF1マウスにp-ジクロロベンゼン 0、20、75、300 ppm (0、122、458、1,833 mg/m3) を6
時間/日、5日/週、104週間吸入暴露した試験で、300 ppm群で雄に肝細胞肥大、雌雄にALT、AST、
LDH、ALP 活性の上昇、肝臓及び腎臓の重量増加、肝臓の限局性壊死がみられた。著者らは肝臓毒性を指標にNOAELを75 ppmとしている (JBRC, 1995)。
雌雄F344ラットにp-ジクロロベンゼン 0、20、75、300 ppm (0、122、458、1,833 mg/m3) を6
時間/日、5日/週、104週間吸入暴露した試験で、300 ppm群の雌雄に肝臓の重量増加、嗅上皮の好酸性変化、雄に腎臓の重量増加、乳頭管の鉱質沈着、尿細管上皮の過形成、腎症、雌に鼻腺
13

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の呼吸上皮化生、鼻腔の呼吸上皮の好酸性変化がみられた。著者らは腎臓への影響を指標としてNOAELを75 ppmとしている (JBRC, 1995)。
よって、経口投与での最小のNOAELは、イヌにp-ジクロロベンゼンを1年間投与した試験(Naylor and Stout, 1996) での肝臓毒性を指標とした10 mg/kg/日である。吸入暴露での最小の
NOAELは、p-ジクロロベンゼンを104週間暴露した試験でのBDF1 マウスにおける肝臓毒性(JBRC, 1995)及びF344ラットにおける腎臓毒性 (JBRC, 1995) を指標とした75 ppm (本評価書換
算458 mg/m3) (雌雄) である。
表 7-5p-ジクロロベンゼンの反復投与毒性試験結果

試験法
投与期間
投与量
結
果
投与方法
マウス 強制経口 4 週間 0、300、600、 300 mg/kg/日以上:
NMRI
投与
7 日/週
900 mg/kg/日
雌雄; 肝臓の重量増加、肝細胞の肥大及び雌雄変性
各8-10匹/600 mg/kg/日以上:
群
雌雄; ALT活性の上昇
900 mg/kg/日:
雌雄; コレステロールの増加
動物種等

マウス
B6C3F1雄強制経口 1、4、13 週
投与
間
5 日/週

0、300、600
mg/kg/日

13 週間

0、300、600
mg/kg/日マウス 強制経口
B6C3F1投与
雌雄各5匹/群
マウス 強制経口
B6C3F1投与
雌雄各10匹/群

13 週間
5 日/週

LOAEL: 300 mg/kg/日 (雌雄)300 mg/kg/日以上:
肝臓の相対重量増加(1、4、13週間)
600 mg/kg/日:
小葉中心性肝細胞肥大(13週間)

文献
Bomhard &Luckhaus,
1986

Lake et al.,
1997

LOAEL: 300 mg/kg/日
Eldridge et al.,
600 mg/kg/日:
1992
雌雄; 肝臓の重量増加、肝細胞の増殖 (細胞数増加)LOAEL: 600 mg/kg/日
第1試験
0 mg/kg/日:
0、600、900、異常なし(死亡雄1匹)
1,000、1,500、 600 mg/kg/日以上:
1,800 mg/kg/日
雌雄; 体重の増加抑制、肝細胞の変性
雄; 白血球数の減少
900 mg/kg/日以上:
雌雄; コレステロールの減少、肝臓の重量増加
1,000 mg/kg/日:
死亡雄1匹
1,000 mg/kg/日以上:
雌; 白血球数の減少
1,500 mg/kg/日:
トリグリセライドの減少(雄)、死亡8匹(雄3、雌5)、
1,500 mg/kg/日以上:
雌雄; 脾臓及び骨髄の低形成、胸腺及び脾臓のリンパ球の枯渇、胸腺のリンパ球の壊死1,800 mg/kg/日:
死亡16匹(雄7匹、雌9匹)
LOAEL: 600 mg/kg/日(雌雄)14

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U.S. NTP,
1987

試験法
投与期間
投与量
結
果
投与方法
マウス 強制経口 13 週間
第2試験
675 mg/kg/日以上:
B6C3F1
投与
5 日/週 0、84.4、168.8、 雌雄; 肝細胞の肥大
雌雄337.5、675、900
各10匹/群NOAEL: 337.5 mg/kg/日(雌雄)mg/kg/日
0、300、600 300 mg/kg/日以上:
マウス 強制経口 2 年間
B6C3F1投与
5 日/週
mg/kg/日
雌雄; 肝細胞肥大、変性及び壊死、腎症
雌雄
雌; 尿細管細胞の再生
各50匹/群LOAEL: 300 mg/kg/日(雌雄)ラット 強制経口 7 日間
0、118、294
尿細管上皮の統計学的に有意な増殖
F344
投与mg/kg/日雄ラット
強制経 4 週間
0、10、100、 500 mg/kg/日:
系統不明 口投与 5 日/週
500 mg/kg/日
肝臓の小葉中心性壊死及び水腫、尿細管
雄上皮の肥大
2 匹/ 群NOAEL: 100 mg/kg/日ラット
強 制 経 4 週間
0、150、600 150 mg/kg/日以上:
F344
口投与
5 日/週
mg/kg/日
雌雄; 肝臓のシトクロム P450 の増加
雌雄600 mg/kg/日:
各 20 匹/雌雄; 肝臓の重量増加
群ラット
強 制 経 4 週間
0、75、150、 75 mg/kg/日以上:
F344
口投与
7 日/週
300、600
雄; 尿中の LDH 活性、タンパク及び上雌雄
mg/kg/日
皮細胞の増加、腎臓の硝子滴形成、各 5 匹/
150 mg/kg/日以上:群
雄; 尿細管の拡張及び壊死
300 mg/kg/日以上:
雌雄; 肝臓の重量増加
雄; 腎臓の重量増加、肝細胞の肥大
600 mg/kg/日:
雌;腎臓の重量増加
動物種等

ラット
F344
雌雄
各 5 匹/
群

ラット
F344
雄

強制経
口投与

強制経
口投与

13 週間
7 日/週

1、4、13
週間
5 日/週

LOAEL: 75 mg/kg/日(雄)NOAEL: 300 mg/kg/日(雌)0、75、150、 75 mg/kg/日以上:
300、600
雌雄; 肝臓の重量増加、尿 LDH 活性の上mg/kg/日昇
雄;腎臓の硝子滴形成、150 mg/kg/日以上:
雄; 腎臓の重量増加、尿細管の拡張及び壊死、尿細管上皮の再生、慢性腎症
300 mg/kg/日以上:
雄; 肝細胞の肥大600 mg/kg/日:
雌; 腎臓の重量増加
LOAEL: 75 mg/kg/日(雄)NOAEL: 300 mg/kg/日(雌)0、25、75、150、 150 mg/kg/日以上:
300 mg/kg/日
体重の減少、肝臓の相対重量増加(4、13週間)、腎臓の重量増加(4、13週間)
300 mg/kg/日:
腎臓の重量増加(4、13週間)、肝臓の相対重量増加(1、4、13週間)、小葉中心性肝細胞肥大(13週間)

15

http://www.cerij.or.jp

文献
U.S. NTP,
1987

U.S. NTP,
1987

Charbonneau
et al., 1989
Hollingsworth
et al., 1956

Bomhard andSchmidt,
1992

Bomhard etal., 1987,
1988

Bomhard etal., 1987,
1988

Lake et al.,
1997

動物種等
ラット
F344
雌
5 匹/群
ラット
F344
雌雄
各 10 匹/
群

試験法
投与期間
投与方法
強制経
口投与

13 週間
5 日/週

強制経
口投与

13 週間
5 日/週

結

果

NOAEL: 75 mg/kg/日
0、600 mg/kg/ 600 mg/kg/日:
日
肝臓の重量増加、肝細胞の増殖
LOAEL: 600 mg/kg/日
第 1 試験
300 mg/kg/日以上:
0、300、600、
雄; 体重の増加抑制、ヘマトクリット値、
900、1,200、赤血球数、ヘモグロビン濃度の減少、
1,500 mg/kg/
腎臓の重量増加、尿細管細胞の変性
日及び壊死、硝子滴形成
600 mg/kg/日以上:
雄; コレステロールの減少
900 mg/kg/日以上:
雌雄; 肝臓の重量増加
雌; コレステロールの減少
1,200 mg/kg/日:
死亡 6 匹(雄 5 匹、雌 1 匹)
1,200 mg/kg/日以上:
雌雄; 肝臓のポルフィリン増加、肝細胞の変性及び壊死、骨髄の低形成、胸腺及び脾臓のリンパ球の枯渇、鼻甲介の上皮の壊死、
雌; 体重の増加抑制
1,500 mg/kg/日:
死亡 17 匹(雄 8 匹、雌 9 匹)

LOAEL: 300 mg/kg/日(雄)NOAEL: 600 mg/kg/日(雌)13 週間
第 2 試験
600 mg/kg/日:
5 日/週
0、37.5、75、
雄; 腎臓皮質の変性
150、300、600
NOAEL: 300 mg/kg/日(雄)mg/kg/日NOAEL: >600 mg/kg/日(雌)30、60、 0、50、100、 50 mg/kg/日以上:
90 、 120 200 mg/kg/日
肝臓の重量増加(30 日、60 日)、肝臓のポ
日間ルフィリン増加(120 日)
1 回/日
27 週 間 0、18.8、188、 188 mg/kg/日以上:(192 日 376 mg/kg/日
肝臓、腎臓の重量増加
間)376 mg/kg/日:
5 日/週
軽度の肝硬変、肝臓の巣状壊死

ラット
F344
雌雄
各 10 匹/
群
ラット
雌
5 匹/群

強制経
口投与

ラット
雌
10 匹/ 群

強制経
口投与

ラット
F344
雌雄
各 50 匹/
群

強制経
口投与

2 年間
1 回/日、
5 日/週

ウサギ

強制経

52 週間

強制経
口投与

投与量

0、150、300
mg/kg/日(雄)0、300、600
mg/kg/日(雌)NOAEL: 18.8 mg/kg/日
150 mg/kg/日以上:
雄; 腎症、腎盂の上皮過形成、腎臓髄質の鉱質沈着、尿細管上皮の過形成
300 mg/kg/日以上:
雌; 腎症の増加
600 mg/kg/日:
雌; 肝細胞の増殖、肝臓の腫大雄300 mg/kg/日群での生存数 (20/50)は対照群 (32/50)に比較して有 意に少なかった(2年間)。

LOAEL: 150 mg/kg/日(雄)、300 mg/kg/日(雌)0、500、1,000 500 mg/kg/日以上:

16

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文献
Eldridge etal., 1992

U.S. NTP,
1987

U.S. NTP,
1987

Carlson,1977

Hollingsworth
et al., 1956

U.S. NTP,
1987

Hollingsworth,
1956

動物種等
雌雄
各 5 匹/
群

試験法
投与期間
投与方法
口投与
5 日/週

イヌ
Beagle雌雄各 2 匹/
群

強制経
口投与

4 週間
5 日/週

イヌ
Beagle雌雄
各 5 匹/
群

強制経
口投与

1 年間
5 日/週

マウス
系統不明
各 10 匹/
群
マウス
Swiss

吸入暴
露

5-7 か月間
7 時間/日

吸入暴
露

5 日/週
57 週間
5 時間/日

5 日/週
マウス
BDF1
雌雄
各 50 匹/群吸入暴
露104 週間
6 時間/日ラット
系統不明
雌雄各 10 匹/群

吸入暴
露

5-7 か月間
7 時間/
日 (8 時間/日、798 ppm)
5 日/週

5 日/週

投与量
mg/kg/日結果

文献

雌雄; 振戦、衰弱、肝細胞の巣状壊死及び水腫

LOAEL: 500 mg/kg/日
0、25、75、150、 75 mg/kg/日:
300 mg/kg/日
雌; 消化管の刺激
75 mg/kg/日以上:
雌雄; ALP 活性の上昇、肝臓重量の増加、150 mg/kg/日:
雄; ALT、AST 活性の上昇、ビリルビンの増加
雌; 体重の増加抑制
300 mg/kg/日:
雄; 2匹死亡(食道穿孔、消化管の刺激)
雌; 下痢、体重の増加抑制
0、10、50、150 50 mg/kg/日以上:mg/kg/日
雌雄;血液中の ALT、AST、γ-グルタミ
ルトランスフェラーゼ 活性の上
150 mg/kg/日
昇、肝臓、腎臓の重量増加、肝細は、死亡がみ胞の肥大及び色素沈着、胆管の過られたため 3形成及び肝臓の門脈性炎症、腎臓
週目に 100の褪色及び集合管上皮の空胞化mg/kg/日、6 75 mg/kg/日(150 mg/kg/日):
週目に 75
死亡 3 匹(雄 2 匹、雌 1 匹)
mg/kg/日に変死亡(4 週間以内)例では、自発運動の抑更制、脱水、嘔吐、削痩、口腔粘膜の蒼白、血様便、排糞の減少

Naylor &Stout, 1996

Naylor &Stout, 1996

NOAEL: 10 mg/kg/日
LOAEL: 50 mg/kg/日
異常なし

Hollingsworth
0、96、158 ppm
et al., 1956
(0、587、965
3
NOAEL:
158
ppm以上
mg/m ; 本評
価書換算)
Loeser &異常なし
0、75、500 ppm
Litchfield,(0、458、3,055
1983
mg/m3、本評価 NOAEL: 500 ppm以上(雌雄)書換算)
JBRC, 1995
0、20、75、300 300 ppm:
雌雄; AST、ALT、LDH、ALP活性の上昇、ppm (0、122、肝臓、腎臓の重量増加、肝臓の限458、1,833
局性壊死mg/m3、本評価
雄; 肝細胞肥大
書換算)

NOAEL : 75 ppm
0、96、158、 158 ppm以上:
173、341、798
雌雄; 肝臓、腎臓の重量増加、 肝細胞のppm (0、587、変性及び水腫、
965、1,057、 173 ppm:
雌; 小葉中心性肝細胞変性
2,084、4,876
3173
ppm以上:
mg/m 、本評価
雌雄;肺のうっ血及び間質性水腫
書換算)341 ppm:
雌雄; 肝細胞の巣状壊死
798 ppm:
雌雄;粗毛、眼の刺激、振戦、脱力、意識障害、死亡、肺、肝臓腫大、小葉

17

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Hollingsworth
et al., 1956

動物種等

試験法
投与期間
投与方法

投与量

結

果

文献

中心性肝細胞壊死)及び腎臓(尿細管上皮の肥大、雌のみ)に組織学的な変化

ラット
Wistar
雌雄

吸入暴
露

76 週間
5 時間/日

5 日/週

NOAEL: 96 ppm
LOAEL: 158 ppm
0、75、500 ppm 500 ppm:
雌雄; 尿のタンパク増加及びコプロポル(0、458、3,055
フィリン尿、肝臓、腎臓の重量増
mg/m3、本評価
加書換算)

Loeser &Litchfield,
1983

NOAEL: 75 ppm(雌雄)
ラット
F344
雌雄
各 50 匹/群吸入暴
露104 週間
6 時間/日

ウサギ
雌雄

吸入暴
露

5-7 か月間
7 時間/
日 (8 時間/日、798 ppm)
5 日/週

吸入暴
露

5-7 か月間
7 時間/
日 (8 時間/日、798 ppm)
5 日/週

吸入暴
露

5-7 か月間

各 1 匹/群モルモッ
ト
雌雄
各 8 匹/群

サル
1 匹/群

5 日/週

7 時間/日

ラット
SD
雌雄

経皮投
与

5 日/週
3 週間
5 日/週

0、20、75、300 0 ppm:
雌雄; 嗅上皮の好酸性変化
ppm (0、122、75
ppm以上:
458、1,833
3
雌雄; 嗅上皮の好酸性変化
mg/m 、本評価
300
ppm:
書換算)
雌雄; 肝臓の重量増加、嗅上皮の好酸性
変化
雄; 乳頭管の鉱質沈着、尿細管上皮の過形成、腎臓重量の増加、腎症
雌; 鼻腺の呼吸上皮化生、鼻腔の呼吸上
皮の好酸性変化NOAEL : 75 ppm
0、96、158、 173 ppm以上:
雌雄; 肺のうっ血及び間質性水腫
173、341、798
ppm (0、587、 798 ppm:
雌雄; 粗毛、眼の刺激、振戦、脱力、意965、1,057、
識障害、眼底の可逆性変化、肝臓
2,084、4,876の腫大及び小葉中心性肝細胞壊死mg/m3、本評価
書換算)
NOAEL: 158 ppm
0、96、158、 158 ppm以上:
雌雄; 肝臓、腎臓の重量増加、肝細胞変
173、341、798
性及び水腫
ppm (0、587、965、1,057、 173 ppm:
雌雄; 肺のうっ血及び間質性水腫
2,084、4,876
雄; 脾臓の重量減少
mg/m3、本評価
341
ppm:
書換算)
雌雄; 肝細胞の巣状壊死及び軽度の肝硬変、肺のうっ血及び間質性水腫
雄; 成長抑制、肝臓の脂肪変性及び腫大798 ppm:
雌雄; 粗毛、振戦、脱力、意識障害、肝臓の腫大及び小葉中心性肝細胞壊死、肺のうっ血及び間質性水腫

0、96、158 ppm(0、587、965
mg/m3、本評価
書換算)0、300 mg/kg/
日

NOAEL: 96 ppm
異常なし

JBRC, 1995

Hollingsworth
et al., 1956

Hollingsworth
et al., 1956

Hollingsworth
et al., 1956NOAEL: 158 ppm
異常なし

各 5 匹/群18

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Arletta, 1989

7.3.5生殖・発生毒性 (表 7-6)p-ジクロロベンゼンの実験動物に対する生殖・発生毒性試験に関しては、経口投与及び吸入暴露でのラットを用いた 2 世代生殖試験が行われている。
雌雄の SD ラットに p-ジクロロベンゼン 0、30、90、270 mg/kg/日、7 日/週を経口投与した 2世代生殖毒性試験 (OECD TG 416) で、F0 世代では 270 mg/kg/日群で生存児数の減少、死産児数の増加、肝臓及び腎臓の絶対・相対重量増加、脾臓の絶対・相対重量減少がみられ、F1 世代
では 90 mg/kg/日以上の群で生存児数の減少、出生児の体重減少、腎臓の相対重量増加がみられた。90 mg/kg/日群の親動物に毒性はみられていないことから、著者は NOAEL を 30 mg/kg/日としている (Bornatowicz, 1994)。
雌雄の SD ラットに p-ジクロロベンゼン 0、66、211、583 ppm、7 日/週 (6 時間/日)を吸入暴
露した 2 世代生殖毒性試験で、F0 世代では 66 ppm 以上の群で雄に腎臓の重量増加、硝子滴沈
着、583 ppm 群で雌雄に粘膜刺激、振戦、流涎、体重の増加抑制、肝臓の重量増加、肝細胞の肥大がみられている。F1 世代では 66 ppm 以上の群で腎臓の重量増加、硝子滴沈着 (雄)、583 ppm
群で生存率の低下、産児数の減少、粘膜刺激、振戦、流涎、体重の増加抑制、肝臓の重量増加、肝細胞の肥大がみられているが、いずれも母動物に毒性がみられる用量での所見である。
LOAEL は、F0 雄における硝子滴沈着を指標に 66 ppm、NOAEL は、F0 及び F1 雌に対し 211 ppm（1,289 mg/m3）とされている (Neeper-Bradley et al., 1989; Tyl, 1989)。
一方、発生毒性については、妊娠ラットへの経口投与で、母動物毒性がみられる用量で、胎児の骨格異常、体重増加抑制がみられた。また、ウサギの吸入暴露試験において、母動物の毒性影響によると考えられる胎児奇形(鎖骨下動脈起始異常)がみられている以外、奇形の発生はみられていない。このように、母動物で毒性影響がみられない用量範囲では発生毒性は観察されていない。
以上、ラットの経口投与 2 世代生殖毒性試験では、母動物に毒性を示さない用量で、生存児数減少、出生児体重低値等の生殖毒性を示し、最小の NOAEL は 30 mg/kg/日である。また、ラットを用いた吸入暴露による 2 世代生殖毒性試験では、F0 世代に毒性がみられる濃度で F1 世代に生存率の低下、産児数減少がみられ、NOAEL は 211 ppm（1,289 mg/m3）である。また、催
奇形性、発生毒性に関しては、重篤な変化は認められていない。。
表 7-6
動物種等
ラット
SD
雌雄
24匹/群

試験法
投与方法
経口投与
(OECD
TG 416)p-ジクロロベンゼンの生殖・発生毒性試験結果

投与期間
2世代生殖
毒性試験
7日/週

投与量

結

果

文献

Bornatowicz,
0、30、90、270 F 0 :1994
270 mg/kg/日: 生存児数の減少、死産児数mg/kg/日の増加、肝臓及び腎臓の絶対・相対重量増加、脾臓の絶対・相対重量減少
NOAEL: 90 mg/kg/日
F1 :90 mg/kg/日: 生存児数の減少、出生児体

19

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動物種等

試験法
投与方法

投与期間

投与量

結

果

文献

重の減少、腎臓の相対重量増加
270 mg/kg/日: 生存児数の減少、死産児数の増加、出生児の体重の減少、肝臓及び腎臓の絶対・相対重量増加、脾臓の絶対・相対重量減少

ラット
SD
雌雄
28匹/群

吸入暴露

2世代生殖
毒性試験
6時間/日
7日/週

NOAEL: 30 mg/kg/日
Neeper-Bradley
0、66、211、583 F 0 :, 1989;ppm （ 0 、 403 、 66 ppm 以上; 雄の腎臓の重量増加、硝子Tyl, 1989
1,289 、 3,562 滴沈着583 ppm; 雌雄の粘膜刺激、振戦、流涎、
mg/m3）
体重の増加抑制、肝臓の重量増加、肝細胞の肥大
LOAEL: 66 ppm(雄)NOAEL: 211 ppm(雌)F1 :211 ppm; 雄の腎臓の重量増加、硝子滴沈
着583 pm; 生存率の低下、産児数の減少、粘膜刺激、振戦、流涎、体重の増加抑制、肝臓の重量増加、肝細胞の肥大

ラット 経口投与SD
雌13-17匹/群NOAEL : 211 ppm (1,289 mg/m3) (雌)妊娠6-15日 0、250、500、750、F 0 :1,000 mg/kg/日 500 mg/kg/日以上; 体重の増加抑制、摂餌量の減少

ラット 吸入暴露 妊娠6-15日
AlderleyPark
雌20匹/群
ウサギ 吸入暴露 妊娠6-18日
NZW
6時間/日
雌
25-29匹/群7.3.6

Giavini,
1986

F1 :500 mg/kg/日以上; 骨格変異(過剰肋骨)増加
1,000 mg/kg/日; 胎児体重の減少
Hodge, 1977
75、200、508 ppm 影響なし
(458、1,222、3,104
mg/m3)

0、100、300、800 F 0 :ppm (0 、 611 、 800 ppm; 体重の増加抑制
1,833 、 4,888
F1 :mg/m3)
800 ppm; 奇形(鎖骨下動脈起始異常)増加(母動物の毒性影響によるもの)

Hayes,
1982,1985

遺伝毒性 (表 7-7)p-ジクロロベンゼンは、in vitro 試験では、微生物を用いたほとんどの復帰突然変異試験、CHO
及び CHL 細胞による前進突然変異試験、同じく CHO 細胞による姉妹染色分体交換試験、ヒト
HeLa 細胞による不定期 DNA 合成試験で陰性であった。
in vivo 試験では、マウスを用いた経口又は腹腔内投与による小核試験、ラットによる染色体異常試験、ショウジョウバエによる伴性劣性致死試験及びマウスによる優性致死試験で、p-ジクロロベンゼンは陰性であった。一方、NMRI マウスを用いた腹腔内投与小核試験で用量依存20

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性のある陽性結果が得られたが、再現性は認められず、マウスを用いたコメットアッセイにおいて処理 3 時間後で DNA 損傷が認められたが、24 時間後では認められなかった。
従って、p-ジクロロベンゼンは遺伝毒性を有する可能性は低いと判断する。
表 7-7
試験系
in vitro

復帰突然変異試験

前進突然変異試験

染色体異常試験

p-ジクロロベンゼンの遺伝毒性試験結果

ネ ズ ミ チ フ ス 菌 プレート法
TA98 、 TA100 、 ラット S9TA1535、TA1537、TA1538～5,000μg/plate

結果 1)
- S9
+S9
－
－

ネ ズ ミ チ フ ス 菌 プレート法
TA98 、 TA100 、 ラット及びハム
TA1535、TA1537、 スターS9TA1538ネ ズ ミ チ フ ス 菌 プレート法
TA98 、 TA100 、 ラット S9TA1535、TA1538
ネ ズ ミ チ フ ス 菌 ガス暴露
TA98 、 TA100 、 ラット S9TA1535、TA1537、TA1538ネ ズ ミ チ フ ス 菌 純度 99%
TA98 、 TA100 、 プレート法
TA1535、TA1537、 ラット S9TA1538ND
ネズミチフス菌TA98 、 TA100 、TA1535、TA1537
ND
大腸菌
ND
麹カビ(Aspergillus
nidulans)～5,000μg/plate－

4、20、100、500、
2,500μg/plate－

94、299、682 ppm

CHO 細胞 2)/HPRT

4 時間処理ラット S970-350μg/mL

CHL 細胞 3)
V79/HGPRT
ヒトリンパ球

2 時間処理ラット S94 時間処理標本作製は 1 点
のみ
ラット S9-S9;25 時間処理
+S9;2 時間処理
ラット S948 時間処理50-150μg/mL(溶解限界)－－(毒性みられず)

82-470μg/mL

48 時間処理82-470μg/mL＋
ND(147-265
μ
g/mL)
－
ND

試験材料

処理条件

CHO 細胞 2)

小核試験

ラット初代培養
肝細胞
ヒト肝細胞

DNA 損傷試験(umu 試験)

ネズミチフス菌TA1535

2 時間処理ラット S9用量

Winker etal.,1993－

Jones &
Fenner,1987＋(TA1535500μg/plate)Anderson,1976－－

Anderson,1976－－

Shimizu et al.,
1983

－

－

Haworth et al.,
1983

51.2-13,105.2
μg/plate
ND

文献

ND
ND

－
＋

Waters,1982
Prasad,1970
LittonBionetics, 1986

1-100μg/mL(2 回実施)－－－＋(350μg/mL)－－

1-500μg/mL－

442μg/mL21

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－

－

－

RBM,1986, Ex.
No. M1030
RBM,1987;
Galloway etal.,1987

Canonero et al.,
1997
Canonero et al.,1997
Ono,1991,1992

試験系

試験材料

DNA 結合試験

ウシ胸腺 DNA

姉妹染色分体交換試験

CHO 細胞 2)

処理条件
ラット、マウスの肝臓又は肺ミクロソーム及びグルタチオンの添加-S9;25 時間処理
+S9;2 時間処理
ラット S9-S9;46 時間処理
+S9;ND

ヒトリンパ球

不 定 期 DNA
合成試験

ヒト HeLa 細胞
ヒトリンパ球

in vivo

140 μ g/mL( 溶 解
限界)6,000-15,600
ppm/時間吸入暴露

NMRI マ ウ ス / 骨髄
雌雄各 5 匹/群
NMRI マ ウ ス / 骨髄
雄 5 匹/群B6C3F1 マウス、雌
雄/末梢血
優性致死試験

DNA 損傷試験(コメットアッセイ)
DNA 結合試験－－

ショウジョウバエ
雄
ラット、雄/骨髄ICR マウス/骨髄雄 5 匹/群

0.05-0.2μg/mL－(毒性みられず)

0.01-1 mM

伴性劣性致死試験

ICR マウス/骨髄雄 5 匹/群～150μg/mL (溶解限界)

1-500μg/mL

ND

NMRI マ ウ ス / 骨髄[ C]-p-DCB
ND

24 時間処理ラット S94 時間処理BALB/c3T3 細胞

小核試験

14

結果 1)
- S9
+S9
ND
＋

＋
－
(0.05, 0.2
μg/mL)－－

形質転換試験

染色体異常試験

用量

吸入暴露
単回(2 時間)
5 時間/日、5 日/
週、1 週間
5 時間/日、5 日/
週、3 か月間
経口、単回投与24、48、72 時間
後標本作製
経口、2 回投与
24、48、72 時間
後標本作製
腹腔、2 回投与
24、48、72 時間
後標本作製
腹腔、2 回投与
最終投与 6 時間
後標本作製
腹腔、2 回投与
最終投与 6 時間
後標本作製
経口、13 週間反復投与

ICR マウス、雄

吸入暴露
5 日間、
6 時間/日ICR マウス/肝臓、 腹腔内投与
肺、脾臓、腎臓、 投与 3、24 時間
骨髄
後臓器摘出
2 匹/群
BALB/c マウス及 腹腔内投与
び Wistar ラット、 投与 22 時間後
雄/肝臓、腎臓、肺、 臓器摘出
胃

ND

－
－

299、638 ppm－

文献
Lattanzi et al.,
1989

Carbonell etal.,1991;
Galloway etal.,1987

RBM,1986, Ex.
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Perocco et al.,
1983
LittonBionetics,1986
Bioassay
System Corp.,
1982
Anderson &Richardson,
1976

75、500 ppm－

75、500 ppm－

2,500 mg/kg－

Herbold,1986

2,000 mg/kg/日－

Morita et al.,
1997

1,600 mg/kg/day(LD50 の 75% 用
量)－355 、 710 mg/kg/
日－

Herbold,1988

Mohtashamipur
355、710、1,065、＋
et al.,1987(用量依存性あり、
1,420 mg/kg/日
再現性なし)

600、900、1,000、
1,500 、 1,800
mg/kg /日75、225、450 ppm

2,000 mg/kg－

U.S.NTP,1987－

Anderson &Hodge,1976＋

Sasaki etal.,1997(3 時間後；肝臓、
脾臓)－[14C]- p-DCB
0.4 mg/kg

22

http://www.cerij.or.jp(24h 後)＋(マウス 22 時間
後、但し 72 時間
後は陰性)

Lattanzi et al.,
1989

試験材料

不定期 DNA
合成試験

B6C3F1 マウス、雌/肝臓
F344 ラット、雌雄/腎臓
B6C3F1 マウス、雌
雄/肝臓
F344 ラット、雌雄/腎臓
B6C3F1 マウス、雄/肝臓、 5 匹/群

経口投与

300 、 600 、 1,000
mg/kg

経口投与

300 、 600 、 1,000
mg/kg

＋

Sherman et al.,1998

経口、2 日間反復投与

600 mg/kg/日＋

James et al.,1998

F344 ラット、雄/肝臓、 5 匹/群

経口、2 日間反復投与

300 mg/kg/日＋

複製 DNA 合
成試験

処理条件

結果 1)
- S9
+S9
－

試験系

用量

文献
Sherman et al.,19981) －：陰性 ＋：陽性
ND：データなし
2) CHO 細胞: チャイニーズハムスター卵巣細胞
3) CHL 細胞: チャイニーズハムスター肺由来線維芽細胞

7.3.7

発がん性 (表 7-8､ 表 7-9)

IARC は、メカニズムは不明だが、マウスでの肝細胞がんの発生に基づき p-ジクロロベンゼ
ンをグループ 2B (ヒトに対して発がん性を示す可能性がある物質) に分類している。
表 7-8
機 関 / 出 典
IARC (2002 年)
ACGIH (2002 年)
日本産業衛生学会(2002 年)
U.S.EPA(2002 年)
U.S.NTP(2001 年)

国際機関等での p-ジクロロベンゼンの発がん性評価
分 類
分 類 基 準グループ 2B ヒトに対して発がん性を示す可能性がある物質。
動物に発がん性を示す物質。
A3
第 2 群 B ヒトに対しておそらく発がん性があると考えられ、証拠が比較的に十分でない物質。
グループ C ヒトに対して発がん性を示す可能性がある物質。
合理的に発がん性があることが懸念される物質。
R

p-ジクロロベンゼンは、B6C3F1 マウスでの 2 年間強制経口投与による試験で 300 mg/kg/日以上の用量で雄に肝細胞腺腫が認められ、また BDF1 マウスでの 104 週間吸入暴露による試験で300 ppm で雌雄に肝細胞がんが認められた。
表 7-9
動物種等
マウス
B6C3F1
雌雄各 50 匹/
群

試験法
投与方法
強制経口
投与

p-ジクロロベンゼンの発がん性試験結果

投与期間

投与量

5 日/週、
2 年間

0、300、600
mg/kg/日

結

果

文献

雄;
用量(mg/kg)
0
肝細胞がん
14/50
肝芽腫
ND
肝細胞腺腫
5/50
副腎褐色細胞腫 ND

300
11/49
ND
13/49*
1/49

600
32/50*
4/50
16/50*

雌;
用量(mg/kg)

300

600

23

http://www.cerij.or.jp

0

U.S. NTP,
1987

動物種等

試験法
投与方法

ラット
F344/N
雌雄各 50 匹/
群

強制経口

マウス
BDF1
雌雄
各 50 匹/
群

吸入曝露

ラット
Wistar
雌雄
各 76-79
匹/群
ラット
F344
雌雄
各 50 匹/
群

吸入曝露

吸入暴露

投与期間

投与量

結

果

肝細胞がん
5/50
5/48
19/50*
肝細胞腺腫
10/50
6/48
21/50*
副腎褐色細胞腫 1/49
ND
ND
5 日/週、
雄; 0、150、 雄;
2 年間
用量(mg/kg)
0
150
300
300 mg/kg/
腎細胞がん
1/50
3/50
7/50*
日
雌; 0、300、
雌;
600 mg/kg/
悪性腫瘍の増加なし
日
6 時間/日、 0、25、75、 雄;
用量(ppm)0
20
75
300
5 日 / 週 、 300 ppm
肝細胞がん 12/49 17/49 16/50 38/49*
104 週間
肝臓の
組織球腫
0/49
3/49 1/50
6/49*
肝芽腫様構造 ND
2/17 1/16
8/38*

5 時間/日、5 日/週、76
週 間 (+36
週間非曝
露)
6 時 間 /
日、5 日/
週、104 週

0、75、500ppm

雌;用量(ppm)
0
20
75
300
肝細胞がん
2/50
4/50 2/49
41/50*
肝芽腫様構造 ND
ND
ND
6/41
肝細胞腺腫
2/50 10/50 6/49
20/50*
細気管支がん ND
ND
ND
4/50*
腫瘍の有意な増加はみられなかった。

0、20、75、 腫瘍発生率の増加はみられなかった。
300 ppm

文献

U.S. NTP,
1987

JBRC,
1995

Loeser &Litchfield,1983;
Riley etal., 1980
Nagano etal., 1998

ND：データなし

7.4

ヒト健康への影響(まとめ)

p-ジクロロベンゼンは消化管及び呼吸器から速やかに吸収され、主に脂肪組織に分布する。
吸入経路からの吸収は経口経路からの吸収と比較すると少ない。p-ジクロロベンゼンは吸入、経口等の投与経路に関係なく脂肪組織に最も多く分布し、それより少ないが肝臓、腎臓、肺、筋肉などにも分布する。
p-ジクロロベンゼンは、肝臓のシトクロム P450 によって代謝される。まず、水酸化されてエポキシドを生成する。次に 2,5-ジクロロフェノールを生成した後、2,5-ジクロロフェノールは硫酸又はグルクロン酸抱合体に代謝されるが、遊離の 2,5-ジクロロフェノールや 2,5-ジクロロヒ
ドロキノンなども検出されている。排泄は主に尿中であり、糞中、呼気中への排泄はわずかである。
ヒトで p-ジクロロベンゼン暴露により眼、皮膚及び呼吸器への刺激がみられている。ヒトでの急性影響としては、量は不明であるが、幼男児が誤って摂食した例でメトヘモグロビン尿症
24

http://www.cerij.or.jp

を伴う溶血性貧血、黄疸がみられており、長期の暴露例で貧血、肝臓障害、中枢神経系障害がみられている。また、明確な因果関係は不明とされているが、p-ジクロロベンゼンを使用している労働者にリンパ (球) 性白血病や骨髄芽球性白血病がみられている。
p-ジクロロベンゼンのマウス及びラットに対する急性影響としては経口投与の LD50 は、それ
ぞれ 2,950 mg/kg 超及び 2,512～3,863 mg/kg、経皮投与の LD50 はラットで 6,000 mg/kg 超吸入暴
露の LC50 はラットで 5,070 mg/m3 (845 ppm)といずれの経路でも毒性は弱い。
ウサギによる刺激性試験で軽度の眼及び皮膚刺激がみられている。モルモットを用いたマキ
シマイゼーション法による感作性試験で皮膚感作性が報告されている。
反復投与毒性については、マウス、ラットやイヌなどを用いて多数の試験結果が報告されている。これらの動物におけるp-ジクロロベンゼンを反復投与した際の主な標的器官は肝臓及び腎臓であり、肝細胞の変性や壊死、尿細管の過形成や腎症がみられるほか、振戦や意識障害を含む神経毒性もみられる。反復投与試験の中から、経口投与での最小のNOAELは、イヌにpジクロロベンゼンを1年間投与した試験での肝臓毒性を指標とした10 mg/kg/日である。吸入暴
露での最小のNOAELは、p-ジクロロベンゼンを104週間暴露した試験でのマウスにおける肝臓
毒性及びラットにおける腎臓毒性を指標とした75 ppm (458 mg/m3) である。
生殖・発生毒性については、ラットの経口投与 2 世代生殖毒性試験で、母動物に毒性を示さない用量で、生存児数の減少、出生児の体重減少等の生殖毒性を示しており、NOAEL は 30
mg/kg/日である。ラットを用いた吸入暴露による 2 世代生殖毒性試験では、F0 世代に毒性がみられる濃度で F1 世代に生存率の低下、産児数の減少がみられ、NOAEL は 211 ppm（1,289 mg/m3）である。また、催奇形性、発生毒性に関しては、重篤な変化は認められていない。
遺伝毒性については、in vitro 試験では、微生物を用いたほとんどの復帰突然変異試験、CHO
及び CHL 細胞による前進突然変異試験、CHO 細胞による姉妹染色分体交換試験、ヒト HeLa細胞による不定期 DNA 合成試験で陰性であり、in vivo 試験では、マウスを用いた経口又は腹腔内投与による小核試験、ラットによる染色体異常試験、ショウジョウバエによる伴性劣性致死試験及びマウスによる優性致死試験で陰性であった。よって、p-ジクロロベンゼンは遺伝毒性を有する可能性は低いと判断する。
発がん性については、B6C3F1 マウスでの 2 年間強制経口投与による試験で 300 mg/kg/日以上の用量で雄に肝細胞腺腫、また BDF1 マウスでの 104 週間吸入暴露による試験で 300 ppm で雌雄に肝細胞がんが認められている。p-ジクロロベンゼンは遺伝毒性を有する可能性が低いことから、発がんは遺伝子に対する直接作用によるものではないと考えられる。
IARC は、メカニズムは不明だが、マウスでの肝細胞がんの発生に基づき p-ジクロロベンゼ
ンをグループ 2B (ヒトに対して発がん性を示す可能性がある物質) に分類している。

25

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1)

データベースの検索を 2001 年 4 月、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。

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CERI 有害性評価書 p-ジクロロベンゼン
平成 18 年 3 月 1 日
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