CERI 有 害 性 評 価 書

1,1-ジクロロエチレン(別名 塩化ビニリデン)
1,1-Dichloroethylene

CAS 登録番号：75-35-4

http://www.cerij.or.jp

CERI 有害性評価書について
化学物質は、私たちの生活に欠かせないものですが、環境中への排出などに伴い、ヒトの健康のみならず、生態系や地球環境への有害な影響が懸念されています。有害な影響の程度は、有害性及び暴露量を把握することにより知ることができます。暴露量の把握には、実際にモニタリング調査を実施する他に、特定化学物質の環境への排出量の把握等及び管理の促進に関する法律 (化学物質排出把握管理促進法) に基づく化学物質の排出量情報の活用などが考えられます。
CERI 有害性評価書は、化学物質評価研究機構 (CERI) の責任において、原版である化学
物質有害性評価書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.............................................................................................................................. 24． 製造輸入量・用途情報 .................................................................................................................. 2
5． 環境中運命 ..................................................................................................................................... 3
5.1 大気中での安定性....................................................................................................................... 3
5.2 水中での安定性........................................................................................................................... 3
5.2.1 非生物的分解性.................................................................................................................... 3
5.2.2 生分解性................................................................................................................................ 3
5.3 環境水中での動態....................................................................................................................... 4
5.4 生物濃縮性 .................................................................................................................................. 4
6． 環境中の生物への影響 .................................................................................................................. 5
6.1 水生生物に対する影響 ............................................................................................................... 5
6.1.1 藻類に対する毒性 ................................................................................................................ 5
6.1.2 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................... 5
6.1.3 魚類に対する毒性 ................................................................................................................ 6
6.2 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................... 7
7． ヒト健康への影響.......................................................................................................................... 7
7.1 生体内運命 .................................................................................................................................. 7
7.2 疫学調査及び事例....................................................................................................................... 9
7.3 実験動物に対する毒性 ............................................................................................................... 9
7.3.1 急性毒性................................................................................................................................ 9
7.3.2 刺激性及び腐食性 .............................................................................................................. 10
7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 10
7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 10
7.3.5 生殖・発生毒性 ................................................................................................................ 13
7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 14
7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 16
7.4 ヒト健康への影響(まとめ) .................................................................................................. 18

文 献 ..................................................................................................................................................... 20

iii

1．化学物質の同定情報
物質名

化学物質排出把握管理促進法
化学物質審査規制法
CAS登録番号
構造式

1,1-ジクロロエチレン
塩化ビニリデン、ビリニデンクロライド、
1, 1-ジクロロエテン、二塩化ビニリデン
政令号番号 1-117
官報公示整理番号 2-103
75-35-4

Cl

H
C

Cl
分子式
分子量

C
H

C2H2Cl2
96.94

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
環境基本法

水道法
下水道法
水質汚濁防止法
土壌汚染対策法
海洋汚染防止法
船舶安全法
航空法
港則法
廃棄物処理法

食品衛生法
建築物衛生法項
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)
危険物第四類特殊引火物
危険物引火性の物
名称等を通知すべき有害物
水質汚濁に係る環境基準 0.02 mg/L
地 下 水 の 水 質 汚 濁 に 係 る 環 境 基 準 0.02 mg/L
土壌汚染に係る環境基準 0.02 mg/L (溶出試験検液濃度)
水質基準 0.02mg/L
水質基準 0.2mg/L
有害物質、排水基準 0.2 mg/L
特定有害物質、土壌溶出量基準 0.02 mg/L
有害液体物質 D 類
引火性液体類
引火性液体
引火性液体類
特別管理産業廃棄物判定基準 2 mg/L (廃酸・廃塩基、含有量)
0.2 mg/L (汚泥など、溶出量)
材質試験規格基準 6 ppm 以下(ポリ塩化ビニリデン製器具又は容器包装)
水質基準 0.02 mg/L

1

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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
ヘンリー定数換 算 係 数
(気相、20℃)
そ
の
他

特 性 値
無色液体、無色気体-122.5℃
31.7℃-25℃(密閉式)-28℃(密閉式)
570℃
5.6～16 vol% (空気中)
6.5～15.5 vol% (空気中)1.2129 (20℃/4℃)
3.34 (空気 = 1)
10.3 kPa (-20℃)、28.7 kPa (0℃)、
66.5 kPa (20℃)
log Kow = 2.13 (測定値)、2.12 (推定値)
解離基なし
Koc = 35 (推定値)
水：2.42 g/L (25℃)
一般的な有機溶媒：可溶
2.64×103 Pa･m3/mol (24℃、測定値)
1 ppm = 4.03 mg/m3
1 mg/m3 = 0.248 ppm

出典
U.S.NLM:HSDB, 2002
Merck, 2001
Merck, 2001
IPCS, 2000
NFPA, 2002
IPCS, 2000 ; NFPA, 2002
IPCS, 2000
NFPA, 2002
Merck, 2001
計算値
Verschueren, 2001

重合しやすい。空気との長期接触で爆発性の過酸化物を生じることがある。

NFPA, 2002

4．製造輸入量・用途情報

SRC:KowWin, 2002
SRC:PcKocWin, 2002
SRC:PhysProp, 2002
Merck, 2001
SRC:PhysProp, 2002
計算値

(表 4-1、表 4-2)

塩化ビニリデン樹脂の生産量から2001年の1,1-ジクロロ エチレンの製造量を推定すると60,000トンとなる（製品評価技術基盤機構, 2003）。
表 4-1

塩化ビニリデン樹脂の製造量 (トン)注)

年
1997
1998
1999
2000
2001
製造量
69,88462,78858,785
61,15061,317
出典：経済産業省 (2001)
注：1,1-ジクロロエチレンを原料 (モノマー) とする塩化ビニリデン樹脂の製造量

また、別の調査では、2001 年度の製造・輸入量は 2,249 トンと報告されている (経済産業省,
2003)。ただし、ここでの製造量は出荷量を意味し、自家消費分を含んでいない。

2

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表 4-2

用途別使用量の割合

用途
家庭用ラップ
包装用フィルム
その他加工品（人工芝、漁網等）
塩 化 ビ ニ ポリプロピレンフィルム、セロ
リ デ ン ラ ファン、紙などにコーティング
テ ッ ク ス し、酸素遮断性の向上や湿気防止などの機能を付与した包装用
合成原料
材料用
その他
難燃性繊維
合計
出典：製品評価技術基盤機構 (2003)
塩化ビニ
リデン合
成原料

割合 (%)
60
15
15
10

少量
100

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)
1.1×10-11 (25℃、測定値)1)
3.7×10-21 (25℃、測定値)1, 2)
1.23×10-15 (25℃、測定値)1)
1.78×10-15 (25℃)2)

濃度 (分子/cm3)
5×105～1×106
7×1011
2.4×108～2.4×109

半減期20～40 時間
8年
0.1～1 か月不明

19 日

(平均的な汚染度の大気中)
出典：1) SRC, AopWin Estimation Software, ver. 1.90. (反応速度定数)2) ATSDR, 1994

5.2
5.2.1

水中での安定性
非生物的分解性

加水分解半減期は、pH 4.5～8.5 では 6～9 か月と測定された (U.S.NLM:HSDB, 2002)。

5.2.2

生分解性

a 好気的生分解性(表 5-2)

表 5-2

化学物質審査規制法に基づく生分解性試験結果 注)

被験物質濃度

活性汚泥濃度

9.7 mg/L

1 滴/L

試 験 期 間4 週間

生物化学的酸素消費量 (BOD) 測 定 に よる分解率0％

注：揮発性物質用改良型培養瓶を用いて試験を実施。
出典：通商産業省 (1991) 通商産業公報 (1991 年 12 月 27 日)

3http://www.cerij.or.jp

判定

難分解性

ある種の好気性菌 (Pseudomonas putida) の単一菌を用いた培養試験では、塩素化エチレン類の分解が報告されており、初濃度 2 mg/L の場合には 1 時間以内に 18%が分解されたが、クロロ
エチレン及びエチレンは分解されなかった (Wackett and Gibson, 1988)。塩素化エチレン類は、好気的条件下のメタン資化性細菌を含む混合培養試験では、2 日間で 70%が分解された (Fogel
et al., 1986)。7 日間の試験で、培養液から 45～47%が消失したとの報告があるが、かなりの部分が蒸散による大気への移行と考えられている (Tabak et al., 1981)。芳香族化学物質を分解する
典型的な酵素であるトルエンジオキシゲナーゼがハロゲン化エチレン類の分解に不可欠であるとの報告がある (Wackett and Gibson, 1988)。
b 嫌気的生分解性
地下水の環境を想定したミクロコズムでの試験があり、1～2 週間で塩化ビニルが発生し、6か月後には 70%が塩化ビニルへと代謝された (Bario-Large et al., 1986)。土中への埋立を想定した試験では、1～3 週間で分解が開始した (Hallen et al., 1986)。一般廃棄物埋立処分場からの浸出水を用いた嫌気的条件下での試験では、メタンが発生し、40 週間で分解されたとの報告もある (Wilson et al., 1986)。
以上のことから、1,1-ジクロロエチレンは容易には生分解されないが、馴化などの条件が調えば好気的条件下や嫌気的条件下で生分解されると推定される。

5.3

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揮散については、水深 1 m、流速 1 m/秒、風速
3 m/秒のモデル河川での半減期は 2 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 4 日と見積もられている (Lyman et al., 1990)。土壌吸着係数 Koc の値
35 から、水中の懸濁物質及び底質には吸着され難いと推定される。水に対する溶解度は 2.42 g/L(25℃)、蒸気圧は 66.5 kPa (20℃) であり、ヘンリー定数は 2,640 Pa･m3/mol (24℃) と大きいので、水環境から大気へ揮散されやすいと推定される。
以上のことなどから、環境水中に 1,1-ジクロロエチレンが排出された場合は、主に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。生分解による除去は主要ではない。

5.4

生物濃縮性

(表 5-3)

表 5-3
生物種
コイ

化学物質審査規制法に基づく濃縮性試験結果

濃度 (mg/L)
0.5
0.05

試験期間 (週間)6

濃縮倍率
2.5～6.4
13 未満

出典：通商産業省 (1991) 通商産業公報 (1991 年 12 月 27 日)

4http://www.cerij.or.jp

判定結果
濃縮性がない又は低い6．環境中の生物への影響
水生生物に対する影響

6.1
6.1.1

藻類に対する毒性 (表 6-1)

生長阻害についての 96 時間 EC50 は、セレナストラムでは 560 mg/L 超 (U.S. EPA 1978)、セネ
デスムスでは 410 mg/L (Korte and Freitag, 1984)、スケレトネマでは 712 mg/L 超であった (U.S.
EPA 1978)。
長期毒性とみなされる生長阻害を指標とした NOEC は、報告されていないが、NOEC とほぼ同等な毒性値と考えられる 96 時間 EC10 は、セネデスムスでの 240 mg/L が報告されている (Korte
and Freitag, 1984)。
表 6-1
生物種
淡水
Selenastrum
capricornutum1)(緑藻、ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)
Scenedesmus
subspicatus(緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)
海水
Skeletonema
costatum(珪藻、ｽｹﾚﾄﾈﾏ)

1,1-ジクロロエチレンの藻類に対する毒性試験結果

試験法/
方式

温度
(℃)

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

止水

ND

96 時間 EC50

生長阻害

> 560
(n)

U.S. EPA, 1978

止水

22

96 時間 EC50
96 時間 EC10

生長阻害

410
240
(n)

Korte &
Freitag, 1984

止水

ND

96 時間 EC50

生長阻害

> 712
(n)

U.S. EPA, 1978

ND: データなし、(n): 設定濃度
1) 現学名: Pseudokirchneriella subcapitata

6.1.2

無脊椎動物に対する毒性 (表 6-2)無脊椎動物の急性毒性については、淡水甲殻類のオオミジンコと海産甲殻類のブラインシュ
リンプに対する試験報告がある。オオミジンコの 48 時間 LC50 は 79 mg/L (Le Blanc, 1980)、48
時間 EC50 は 11.6 mg/L (Dill et al., 1980)、ブラインシュリンプの 96 時間 LC50 は 22.4 mg/L であった (U.S. EPA 1978)。
調査した範囲では長期毒性の試験報告は得られていない。
表 6-2
生物種
淡水
Daphniamagna(甲殻類、
ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

1,1-ジクロロエチレ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

生後
24 時間
以内

U.S.
EPA
止水
閉鎖系

22±1

173

7.49.424 時間 LC50
48 時間 LC50

98
79
(n)

LeBlanc,19805

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生物種

大きさ/
成長段階

試験法/
方式
止水

温度
(℃)
17

硬度
(mg CaCO3 /L)
100

pH

エンドポイント

7.9

48 時間 EC50
遊泳阻害

濃度(mg/L)
11.6(n)Dill et al.,
1980

22.4
(n)

U.S. EPA,
1978

海水
24.5
ND
ND 96 時間 LC50
ふ化
止水
Artemia
24 時間
salina以内(甲殻類、
ﾌﾞﾗｲﾝｼｭﾘﾝﾌﾟ)
ND: データなし、(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

6.1.3

文献

魚類に対する毒性 (表 6-3)

淡水魚のデータのうち 1,1-ジクロロエチレンの揮発性を考慮し, 流水式でかつ試験水中 1,1-ジ
クロロエチレン濃度を測定した試験では、ファットヘッドミノーに対する 7 日間 LC50 が 29 mg/Lであった (Dill et al., 1980)。また、ブルーギルの閉鎖系試験での 96 時間 LC50 が 74 mg/L であった (Buccafusco et al., 1981)。
海水魚に関する急性毒性試験報告は 2 報あり、インランドシルバーサイド及びシープスヘッ
ドミノーの 96 時間 LC50 が共に 250 mg/L であった (Dawson, et al., 1977; Heitmuller et al., 1981)。
これらの試験は 1,1-ジクロロエチレンの揮発性を考慮しておらず、信頼性は低い。
調査した範囲では長期毒性の試験報告は得られていない。

生物種
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)
Lepomismacrochirus(ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)

表 6-3

1,1-ジクロロエチレンの魚類に対する毒性試験結果

大きさ/
成長段階

試験法/
方式

温度
(℃)

硬度
(mg CaCO3/L)

ｐH

エンドポイント

濃度(mg/L)

文献

ND

止水

ND

ND

ND

48 時間 LC50
48 時間 NOECECETOC,
1985

0.8 g
35 mm

流水

12

100

7.9

96 時間 LC50
7 日間 LC50

33-75 mm

止水

23

55

96 時間 LC50

0.32-1.2 g

U.S.
EPA
止水
閉鎖系

21-23

32-34

7.67.96.77.8

> 500
500
(n)
108
29
(m)
220
(n)
74
(n)

96 時間 LC50

Dill et al.,1980
Dawson etal., 1977
Buccafusco
et al., 1981

海水40-100止水
20ND7.6- 96 時間 LC50
Menidia beryllina
250
Dawson etmm
7.9(ｲﾝﾗﾝﾄﾞｼﾙﾊﾞｰｻｲ(n)al., 1977
ﾄﾞ、ﾄｳｺﾞﾛｳｲﾜｼ科)
25-31
塩分濃度:
ND 96 時間 LC50
U.S.
14-28
Cyprinodon
250
Heitmuller
10-31‰
EPA
日齢
variegates(n)
et al., 1981
止水8-15 mm(ｼｰﾌﾟｽﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ）
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6

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6.2

環境中の生物への影響 (まとめ)

1,1-ジクロロエチレンは沸点の低い易揮発性物質であるが、環境中の生物の毒性についてそのことを考慮した試験報告は少ない。
微生物に対する毒性は、シュードモナスに対する増殖阻害の EC10 は 2,000 mg/L 以上である。
藻類の生長阻害についての 96 時間 EC50 は、セレナストラムでは 560 mg/L 超、セネデスムス
では 410 mg/L、スケレトネマでは 712 mg/L 超であり、これらの値は GHS 急性毒性有害性区分に該当しない。長期毒性とみなされる生長阻害を指標とした NOEC は報告されていないが、NOEC とほぼ同等な毒性値と考えられる 96 時間 EC10 は、セネデスムスでの 240 mg/L と報告されている。
無脊椎動物の急性毒性については、甲殻類のオオミジンコの 48 時間 EC50 は 11.6mg/L、ブラインシュリンプの 96 時間 LC50 は 22.4 mg/L であり、GHS 急性毒性有害性区分 III に相当し、有害性を示す。長期毒性の試験報告は得られていない。
魚類の毒性影響として、淡水魚のデータのうち 1,1-ジクロロエチレンの揮発性を考慮した報告は少ないが、ブルーギルの閉鎖系試験での 96 時間 LC50 は 74 mg/L であり、GHS 急性毒性有害性区分 III に相当し、有害性を示す。海水魚では、インランドシルバーサイド及びシープス
ヘッドミノーの 96 時間 LC50 が共に 250 mg/L であるが、これらの試験は 1,1-ジクロロエチレンの揮発性を考慮しておらず、信頼性は低い。長期毒性の試験報告は得られていない。
以上から、1,1-ジクロロエチレンの水生生物に対する急性毒性は、甲殻類、魚類に対して GHS
急性毒性有害性区分 III に相当し、有害性を示す。
得られた毒性データのうち水生生物に対する最小値は 、甲殻類であるオオミジンコに対する48 時間 EC50 の 11.6 mg/L である。

7．ヒト健康への影響
7.1

生体内運命（図 7-1）

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呼気中排泄

H

Cl
C
Cl

O

Cl

C
H

C

P450

H
C

Cl

O

C

C

Cl

Cl

H

O

C

C

OH

分子内転移

H

Cl

H

H

H

クロロ酢酸クロライド

1,1-ジ ク ロ ロ エ チ レ ン

グルタチオンs-ト ラ ン ス フ ェ ラ ー ゼ

クロロ酢酸＋ホスファチジルエタノールアミン＋グルタチオンH O C H 2C O O H
酢酸クロライドグルタチオン抱合体－γグルタミン酸－グリシン
N-ア セ チ ル 化

C l-C H 2 C O N H C H 2 C H 2 O -p h o sp h atid y l

カルボキシメチルグルタチオン抱合体

加水分解(C O O H ) 2
シュウ酸

NH2
N-ア セ チ ル シ ス テ イ ン 誘 導 体

C l-C H 2 C O N H C H 2 C H 2 O H

H O O H -C H 2 -S -C H 2 -C H -C O O H
S-(2-カ ル ボ キ シ メ チ ル )シ ス テ イ ン

CO2H
H O -C H 2 C H 2 S C H 2

COOH

C H 3SC H 2C O N H C H 2C H 2O H

N H -A c

メチルチオアセチルアミノエタノール

C

N-ア セ チ ル 化

脱アミノ化、脱カルボキシル化

S-(2-ヒ ド ロ キ シ エ チ ル )-N-ア セ チ ル シ ス テ イ ン

H O O H -C H 2 -S -C H 2 -C H C O O HH O O C -C H 2 -S -C H 2 -C O O H
チオジグリコール酸

NHCOCH3β -チ オ ナ ー ゼ

N-ア セ チ ル S(2-カ ル ボ キ シ メ チ ル )シ ス テ イ ン

H -S -C H 2 -C O O H
チオグリコール酸

S -C H 2 -C O O H
S -C H 2 -C O O H
ジチオグリコール酸

図 7-1

1,1-ジクロロエチレンの動物における代謝経路 (ATSDR, 1994から引用)
8

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グリコール酸1,1-ジクロロエチレンは、吸入・経口暴露とも速やかに吸収される。経口による吸収率は溶媒に左右され、油性の溶媒は吸収を促進する。1,1-ジクロロエチレンは主に肝臓、腎臓、肺に取り込まれ、シトクロム P450 系での酸化的代謝とそれに続くグルタチオン縫合により代謝される。この過程では、種々の反応性中間代謝物を生じる。これらの中間代謝物の主な解毒経路
は GSH 抱合と水酸化である。代謝物の排泄は主に尿と呼気による。未変化体も呼気から排泄される。高濃度暴露では、未変化体の呼気中への排泄が増加する。

7.2

疫学調査及び事例

疫学的研究は混合暴露によるもので、正確な実験データを欠いており、暴露したヒトの数も少ない (GDCH BUA, 1988)。
ヒトの中毒例は大部分が吸入暴露で、急性・慢性とも死亡例は知られていない。1,1-ジクロ
ロエチレンは、急性暴露で神経毒性を (U.S. EPA, 1979)、低濃度の反復暴露で肝毒性と腎毒性を示す (Torkelson and Rowe, 1981; U.S. EPA, 1976)。
神経毒性については、高濃度の急性暴露時に認められ、中枢神経系の抑制ないし興奮症状を示し、重篤な場合は意識不明になる (U.S. EPA, 1979)。これらの中毒例は通常回復するが、持続する脳神経障害も報告されたが 1,1-ジクロロエチレンから形成されたクロロアセチレンに起因する可能性が強い (ATSDR, 1994)。
刺激性についても報告 ( Rylova, 1953；U.S. EPA,1979) されているが、これには 1,1-ジクロロ
エチレンに添加されている重合禁止剤 p-ヒドロキシアニゾール (ヒドロキノンのモノメチルエーテル、MEHQ) が関与するものと考えられている (ATSDR, 1994; Chivers, 1972)。
1,1-ジクロロエチレンと奇形との関連を示唆する報告がある (Swan et al., 1985；Goldberg et al.,
1990；Bove et al., 1995)が、他の汚染物質の関与もあり、奇形と 1,1-ジクロロエチレンとの因果関係を明確にすることはできなかった (U.S. EPA, 2002)。

7.3

実験動物に対する毒性

7.3.1

急性毒性（表 7-1）

1,1-ジクロロエチレンの急性毒性における標的器官は中枢神経系、肝臓、腎臓、肺で、種、系統、性に特異的で、毒性は絶食により増強する。1,1-ジクロロエチレンの急性毒性に対する感受性が最も高い雄マウスでの吸入暴露による４時間 LC50 は、絶食状態では 40 ppm (160mg/m3)であったが、給餌状態では 32,000 ppm (128,000 mg/m3) であった。
表 7-1

1,1-ジクロロエチレンの急性毒性試験結果

マウス
ラット
経口 a) LD50
雄 217
1,510 - 1,550
mg/kg
雌 194
吸入 LC50
絶食 a) 雄 40 (160)
絶食 雄 415 (1,660)
給餌 b) 雄 32,000 (128,000)ppm (mg/m3)
絶食 雌 6,545 (26,180)a): 一晩絶食; b): 投与前に給餌
出典：Jenkins et al., 1972; Jones and Hathway, 1978a; Jones and Hathway, 1978a9

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ハムスター
ND
絶食 雄 150 (600)
絶食 雌 455 (1,820)

7.3.2

刺激性及び腐食性

ウ サ ギ に 液 状 の 1,1- ジ ク ロ ロ エ チ レ ン を 直 接 皮 膚 暴 露 し た 実 験 で 、 刺 激 性 を 示 し た(Torkelson and Rowe, 1981)。この刺激性には 1,1-ジクロロエチレンに添加された重合禁止剤 pヒドロキシアニゾール (ヒドロキノンのモノメチルエーテル、MEHQ) が関与するものと考えられている (ATSDR, 1994; Fiedler et al., 1985; GDCH BUA, 1988)。

7.3.3

感作性

調査した範囲内では、1,1-ジクロロエチレンの感作性に関する試験報告は得られていない。

7.3.4

反復投与毒性 (表 7-2)

1,1-ジクロロエチレンの反復暴露による標的器官は、肝臓、腎臓、呼吸器系である。以下に重要なデータを示す。
SD ラットに時間加重平均濃度で雄 0、7、10、20 mg/kg/日、雌 0、9、14、30 mg/kg/日の 1,1ジクロロエチレンを 2 年間経口投与 (飲水) した試験では、全用量群の雌と最高用量群の雄に小葉中間性の軽度脂肪変性を伴う肝細胞腫脹が認められた (Quast et al., 1983)。本評価書ではこの試験の LOAEL は 9 mg/kg/日であると判断した。
雌雄の SD ラットに 0、25、75 ppm (0、100、300 mg/m3) （開始 5 週間までは 0、10、40 ppm）の 1,1-ジクロロエチレンを 18 か月吸入暴露した試験で、12 か月後まで全投与群の雌雄に肝臓
小葉中間性の軽微な脂肪変性が認められたが、18 か月後には 75 ppm で雄ではその出現頻度に高い傾向（有意差なし）が、雌では有意差を認めた (Quast et al., 1986)。本評価書ではこの試験の肝臓に対する NOAEL は 25 ppm であると判断した。
よって、1,1-ジクロロエチレンの反復暴露による標的器官は、肝臓、腎臓、呼吸器系であり、経口経路では、SD ラットに 1,1-ジクロロエチレンを 2 年間経口投与 (飲水) した試験で、脂肪変性を伴う肝細胞腫脹が認められ、LOAEL は 9 mg/kg/日である。吸入経路では、SD ラットに18 か月吸入暴露した試験で、肝細胞の脂肪変性が認められ、NOAEL は 25 ppm (100 mg/m3) である。

10

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表 7-2

1,1-ジクロロエチレンの反復投与毒性試験結果

動物種等
ラット
SD

試験法
三世代繁殖
経口投与
(飲水)

投与期間
子宮内か
ら児の離
乳まで

ラット

経口投与
(飲水)
経口投与
(飲水)

2 年間

ラット
SD
雌雄
6–7 週齢48 匹/群2 年間
雄: 0, 7,
10, 20mg/kg/日
雌: 0, 9,14, 30mg/kg/日
97 日間
1 回/日

イヌ
雌雄４頭

強制経口

マウス
CD-1

吸入暴露

5日
23 時間/日

マウス

吸入暴露

10 日
6 時間/日
5 日/週

マウス
CD-1

吸入暴露

1年
6 時間/日
5 日/週

マウス
Swess
雌雄

吸入暴露

52 週
4 時間/日
4-5 日/週

ラット

吸入暴露

ラット
black-hooded
Wistar
ラット

吸入暴露

ラット

吸入暴露

3週
6 時間/日
5 日/週
4週
24 時間/日
7 日/週
6週
6 時間/日5 日/週
90 日
6 時間/日
5 日/週

吸入暴露

投与量
結
果
0、50、100、 100 mg/L 以上:
200 mg/L
F1 親: 肝細胞の軽微な脂肪化と肝小葉明瞭化
F2 親: 肝細胞の軽微な脂肪化
NOAEL: 50 mg/L (本評価書の判断)
10、19.3
10 mg/kg/日: 変化なし
mg/kg/日
19.3 mg/kg/日: 肝細胞空胞化 (軽度)
50 ppm 以上
設定濃度:
雌: 軽度の小葉中間性の脂肪変性を
0, 50, 100,
伴う肝細胞腫脹
200 ppm
200 ppm
雄: 軽度の小葉中間性の脂肪変性を時間加重平伴う肝細胞腫脹
均濃度（左LOAEL: 9 mg/kg/日(50 ppm）(本評価書欄）の判断)
投与に関連した病理組織学的変化なし
6.25, 12.5,25 mg/kg/日
カプセル投
与
落花生油溶
解
肝細胞変性・ネフロ－ゼ
15 ppm(60mg/m3)

文 献
Nitschke et al.,
1983

Rampy et al.,1977
Quast et al.,
1983

Short et al.,1977d0、55、100、 55 ppm 以上:
200 ppm
雌雄: 腎重量増加(0、220、400、
雄: ネフローゼ
800 mg/m3)
100 ppm 以上:
雌: 肝細胞腫脹・変性壊死
0、55 ppm
55 ppm: 肝細胞壊死・腎尿細管壊死(0、220mg/m3)

Henck et al.,1979

0、10、25 ppm

10 ppm 以上:
雌雄: 体重変化なし
雄: 軽微な腎臓退行性変性、膿瘍、腎炎
25 ppm:
雌: 軽微な腎臓退行性変性
LOAEL: 10 ppm(腎臓)Maltoni et al.,1985

0、200、500ppm

鼻粘膜刺激、体重増加抑制、肝細胞変性
LOAEL: 500 ppm (体重、肝臓)
肝臓の脂肪変性と巣状壊死
LOAEL: 50 ppm (肝臓)Gage, 1970

不明

肝・腎重量増、尿細管上皮の脱落
LOAEL: 100 ppm (肝臓・腎臓)

Klimisch et al.,
1979

0、25 – 100ppm(0、100 –400 mg/m3)

肝細胞空胞化LOAEL: 25 ppm (肝臓)Balmer et al.,
1976

0、50、250ppm

11

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Lee et al., 1977

Plummer
et al.,1990

動物種等
ラット
SD
雌雄

試験法
吸入暴露

投与期間
18 か月
6 時間/日
5 日/週

投与量
0、25、75 ppm(0、100、300
mg/m3)(最初の 5 週間) 0、10、40 ppmラット
Long-Evans
SD

吸入暴露

6週
8 時間/日5 日/週
90 日連続
24 時間/日

100 ppm(395 mg/m3)

モルモット
ハートレー

ウサギ
NZW

イヌ
(ビーグル)

吸入暴露

吸入暴露

吸入暴露

6週
8 時間/日5 日/週
90 日連続
24 時間/日

6週
8 時間/日5 日/週
90 日連続
24 時間/日
6週
8 時間/日5 日/週
90 日連続
24 時間/日結果
6、12 か月後:
25 ppm 以上:
雌雄: 肝臓小葉中間性脂肪変性(軽度)
18 か月後:雄: 75 ppm:肝臓小葉中間性脂肪変性(有意差なし)雌: 75 ppm: 肝臓小葉中間性脂肪変性(軽度)
NOAEL: 25 ppm(本評価書の判断)
投与に関連した変化なし)

0、5、15、25、 5 ppm: 2/45 例死亡
48 ppm (0、
体重増加量減少、肝臓表面に斑紋（一20、61、101、部の動物）、血液生化学パラメーター
189 mg/m3)の変化
15 ppm: 体重増加量減少
肝臓表面に斑紋（一部の動物）
48 ppm：体重増加量減少、肝臓表面に斑紋（多数の動物）、肝臓巣状壊死等、尿細管上皮細胞核の肥大、血清 ALTと肝臓 AP の増加
NOAEL: 25 ppm (肝臓)(本評価書の判
断)100 ppm投与に関連した変化なし(395 mg/m3)
ラット 90 日
連続試験に同じ

100 ppm(395 mg/m3)

5 ppm: 2/45 例死亡 1)、肝臓表面に斑紋（一部の動物）、血液生化学パラメー
ターの変化
15 ppm: 3/15 例死亡 1)、肝臓表面に斑紋
25 ppm: 3/15 例死亡 1)
48 ppm: 7/15 例死亡 1)、肝臓表面に斑紋（多数の動物）、血清 ALT と AP 増加
NOAEL: 25 ppm (肝臓) (本評価書の判
断)1）
死因について原著に記載なし
体重減少
その他、投与に関連した変化なし

25 ppm (101mg/m3
100 ppm(395 mg/m3

体重減少

ラット 90 日
連続試験に同じ

5 ppm: 体重増加量減少
肝臓表面に斑紋（一部の動物）
15 ppm: 肝臓表面に斑紋（一部の動物）
25 ppm: 体重減少
48 ppm: 体重減少、肝臓表面に斑紋（多数の動物）、肝臓巣状壊死等
NOAEL: 25 ppm (本評価書の判断)

投与に関連した変化なし

12

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文 献
Quast et al.,1986

Prendergast etal., 1967

動物種等
サル(リスザル)

試験法
吸入暴露

投与期間
6週
8 時間/日5 日/週
90 日連続
24 時間/日

投与量100 ppm(395 mg/m3)

結
果
体重減少
その他、投与に関連した変化なし

ラット 90 日
連続試験に同じ

5 ppm: 1/21 例死亡
肝臓表面に斑紋（一部の動物）
15 ppm: 体重減少
肝臓表面に斑紋（一部の動物）
25 ppm: 2/3 例死亡
体重減少
48 ppm: 3/9 例死亡体重減少、肝臓表面に斑紋（多数の動物）、肝臓巣状壊死等

文

献

NOAEL: 25 ppm (肝臓) (本評価書の
判断)

7.3.5

生殖・発生毒性 (表 7-3)

1,1-ジクロロエチレンの生殖発生を調べた試験としては、SD ラットに経口投与 (飲水) した
三世代繁殖試験や、交配前の雄 ICR マウスに吸入暴露した試験が行われており、いずれの試験においても、生殖能力や受胎率に影響はみられていない。
発生毒性を調べた試験では、マウスに 1,1-ジクロロエチレンを 22～23 時間/日で妊娠 6～16
日に吸入暴露した試験で、骨格異常を示す胎児数の有意な増加が認められ、発生毒性の LOAEL
は 15 ppm (60 mg/m3)である。ラットに 7 時間/日で妊娠 6～15 日に吸入暴露した試験で、波状肋骨と頭蓋骨の骨化遅延が 80 及び 160 ppm に認められ、発生毒性の NOAEL は 20 ppm (80 mg/m3)
である。
表 7-3

1,1-ジクロロエチレンの生殖・発生毒性試験結果

動物種等
生殖毒性
ラット
SD

投与方法

投与期間

経口投与
(飲水)

三世代試験

マウス
ICR
雄
ラット
CD
雄
発生毒性
ラット
SD
ラット
SD

吸入暴露

5 日間
6 時間/日吸入暴露

11 週間
6 時間/日
5 日/週

マウス
CD-1

投与量

結

果

文献

軽度な用量依存性の肝細胞変化を引き起こす濃度で全ての群で生殖能力に影響な
し
NOAEL 200 mg/L (30 mg/kg/日)( 生殖能力)(本評価書の判断)
10、30 ppm (40、 受胎率に影響なし
120 mg/m3)

Nitschke etal., 1983

優性致死試験
暴露群の雄と交配した非暴露妊娠ラットに着床前後の胚死亡に影響なし

Short et al.,1977b0、50、100、200
mg/L

55 ppm (220mg/m3)

経口投与
(飲水)
経口投与
(飲水)

妊娠 6-15 日 0、200 mg/L（40 200ppm: 奇形性なし
mg/kg/日相当）
母動物、児動物への毒性なし
三世代試験 0、50、100、200 発生毒性なし
mg/L (30 mg/kg
相当)
吸入暴露 妊娠 6-16 日 0、15、30、57、 15 ppm: 生存胎児(対照群に同じ)（母動物
22-23 時間/日 144、300 ppm
毒性なし）

13

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Anderson etal., 1977

Murray et al.,
1979
Nitschke etal., 1983
Short et al.,
1977a

動物種等
雌

ラット
CD
雌

投与方法

投与期間

投与量
結
果
(0、60、120、230、 30 ppm: 妊娠率の低下、摂餌量・体重増加
量減少
580、1200
57 ppm: 完全吸収胚の母動物増加、妊娠率
mg/m3)の低下、摂餌量・体重増加量減少
144 ppm 以上: 妊娠・非妊娠雌の死亡率増
加

形態異常率や型の増加なし
15ppm: 胎児の軟組織の異常増加なし
胎児の砧骨・胸骨分節の骨化遅延（ただし、食餌制限群にも砧骨の骨化遅延あり）
LOAEL 15 ppm (60 mg/m3)
吸入暴露 妊娠 6-19 日 0、15、57、300、 15ppm 以上：暴露期間中の母動物体重増加
22-23 時間/日 449 ppm (0、60、
量減少
230、1,200、57ppm：生存胎児率の減少、胎児体重減少
1,800 mg/m3)
57ppm 以上：妊娠雌の死亡出現
摂餌量減少、早期吸収胚の母動物
増加
300ppm：妊娠率低下、胎児体重・胎児数減少449ppm：暴露後に体重増加量増加なし、生存胎児率の減少、早期吸収胚の母動物増加、胎児体重減少

文献

Short et al.,1977a

形態異常率や型の増加なし
15 ppm：胎児の側脳室性水頭症、胸骨分節の骨化遅延
57 ppm：胎児の側脳室性水頭症、胸骨分節の骨化遅延
300ppm：胎児の胸骨分節の骨化遅延
他に口蓋裂、水腎症の出現（有意
差なし）
ラット
SD

吸入暴露

ウサギ
NZW

吸入暴露

7.3.6

妊娠 6-15 日 0、20、80、160 20ppm: 母動物毒性ほとんどなし /なし、
胚・胎児毒性なし
7 時間/日 ppm (0、80、316、80ppm 以上: 母動物・胎児に毒性あり、波630 mg/m3)状肋骨、頭蓋骨骨化遅延160ppm まで奇形なし
NOAEL 20 ppm (80 mg/m3)（発生毒性）
妊娠 6-18 日 0、80、160 ppm 80ppm: 母動物毒性ほとんどなし /なし、
胚・胎児毒性なし
7 時間/日(0、316、630
160ppm:母動物・胎児に毒性あり、吸収胎
mg/m3)児、骨格変異増加
160ppm まで奇形なし
NOAEL 80 ppm（発生毒性）

Murray et al.,
1979

Murray et al.,1979

遺伝毒性 (表 7-4)

1,1-ジクロロエチレンは、in vitro では、復帰突然変異、遺伝子突然変異、染色体異常など多くの試験で、S9 存在下でのみ陽性であり、代謝活性化が必要であることを示唆している。また、
in vivo では、マウスとラットにおける優性致死突然変異試験及びマウスにおける小核試験で陰14

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性である。一方、マウスでの宿主経由試験及び酵母での遺伝子変換は陽性である。
表 7-4
試験系
in vitro

遺伝子突然変異

1,1-ジクロロエチレンの遺伝毒性試験結果
試験材料

原核生物
Salmonella typhimurium (ガス)Salmonella typhimurium (ガス)Salmonella typhimurium (ガス)Salmonella typhimurium (ガス)Salmonella typhimurium (液体)Salmonella typhimurium (液体)Escherichia coli WP2 (ガス)

果
S9+

ND
－
－
ND
－
－
－

+
+
+
+
－
+
+

Bartsch et al., 1979
Oesch et al., 1983
Bartsch et al., 1975
Jones & Hathway, 1978cMortelmans et al., 1986
Roldan-Arjona et al.,
1991
Oesch et al., 1983

文献

真核生物
真菌
Saccharomyces cerevisiae D7
Saccharomyces cerevisiae D7
Saccharomyces cerevisiae D7
Saccharomyces cerevisiae D7
植物
Tradescantia clone 4430

－
－
－
－

+
+
－
＋

Bronzetti et al., 1981
Bronzetti et al., 1981
Koch et al., 1988
Koch et al., 1988

(+)

ND

Van’t Hoff & Schairer,
1982

哺乳動物細胞ﾁｬｲﾆｰｽﾞﾊﾑｽﾀｰ V79 細胞
ﾏｳｽ L5178Y リンホーマ細胞

ND
(+)+

－
＋

Drevon & Kuroki, 1979
McGregor et al., 1991

Mitotic
malsegregation
染色体分離

Saccharomyces cerevisiae D61.M++

Koch et al., 1988

Aspergillus nidulans

ND+

Crebelli et al., 1992

姉妹染色分体交換

ﾁｬｲﾆｰｽﾞﾊﾑｽﾀｰ CHL 細胞－(+)

Sawada et al., 1987

－

＋

染色体異常
in vivo

結S9－

優勢致死試験
小核試験
DNA 損傷遺伝子突然変異
遺伝子変換

マウス
ラット
マウス骨髄
マウス胎児の肝臓と血液マウス腎臓 (DNA 修復)

－
－
－
－
(+)

Anderson et al., 1977
Short et al., 1977b
Sawada et al., 1987

Saccharomyces cerevisiae(mouse host-mediated assay)+

Bronzetti et al., 1981+

ND: データなし； －: 陰性；＋: 陽性；(+):弱陽性

15

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Reitz et al., 1980

7.3.7

発がん性 (表 7-5、7-6)

IARC は、グループ 3（ヒトに対する発がん性については分類できない物質）に分類している。
表 7-5

国際機関等での1,1-ジクロロエチレンの発がん性評価

機関/出典

分類

分類基準

IARC (2002)

グループ 3

ヒトに対する発がん性については分類できない。

ACGIH (2002)

A4

ヒトに対して発がん性が分類できない物質。

日本産業衛生学会 (2002)－

評価されていない。

U.S. EPA (2002)

グループ C

U.S. NTP (2001)－

ヒト発がん性があるかもしれない物質。
証拠なし。

発がん性に関しては、マウスに 1,1-ジクロロエチレンを 52 週間吸入暴露した試験で、強い腎毒性を生じる 25 ppm 群の雄のみに腎尿細管腺がんの誘発が認められた。一方、1,1-ジクロロエ
チレンは、マウスにおける皮膚のイニシエーション-プロモーション試験で、皮膚パピローマ発
生率の有意な増加を示し、イニシエータとして作用することを示唆した。
表 7-6
動物種等
ラット
BD IV
雌 24 匹

投与
方法
強制経
口

児
雄 89 匹雌 90 匹

投与期間

1,1-ジクロロエチレンの発がん性試験結果
投与量

結

果

妊娠 17
日目

150 mg/kg 体重
オリーブ油溶解
純度 99％

雌雄の肝腫瘍、雄の髄膜腫瘍の発生頻度は増加したが、担がん動物数は有意差なし

離乳から120 週ま
で
1 回/週
52 週間
1 回/日
4-5 日/週

50 mg/kg
オリーブ油溶解

髄膜腫瘍

ラット
SD
9 週齢
50-100 匹/
群
ラット
SD
雌雄
6–7 週齢48 匹/群

強制経
口

経口投
与(飲
水)

2 年間

マウス
Swiss
雌雄
9, 16 週齢30-120 匹/
群

吸入

52 週間
4 時間/日
4-5 日/週

0, 5, 10, 20 mg/kg
オリーブ油溶解

投与群：雄 6 /81匹（7.4％）
対照群：雄 1 /49匹（2.0％）
げっ歯類での発がん性の限られた証拠を提供した
腫瘍の発生なし

投与に関連した腫瘍の発生なし
設定濃度:0, 50, 100, 200 ppm
時間加重平均濃度:
雄 0, 7, 10, 20 mg/kg/
日
雌 0, 9, 14, 30 mg/kg/
日
0, 10, 25 ppm (0、40、100 mg/m3)
25 ppm
雌雄：肺腫瘍出現頻度増加
雄: 腎尿細管腺がん増加
雌：乳腺腫瘍出現頻度増加
全悪性腫瘍出現頻度増加

16

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文献
Ponomarkov
and Tomatis,
1980

Maltoni etal., 1985

Quast etal., 1983

Maltoni etal., 1985

動物種等
マウス
ICR
2 か月齢
雌雄
36 匹/群
マウス
ICR
2 か月齢
雌雄

投与
方法
吸入

吸入

投与期間

投与量

結

果

文献

1 年間
6 時間/日
5 日/週

0, 55 ppm

55ppm 肝臓血管肉腫 3匹
気管支肺胞腺がん 6匹

Lee et al.,
1977

12 か月
6 時間/日
5 日/週
回復試験
12 か月
1 年間
6 時間/日
5 日/週

55 ppm

回復試験後、腫瘍発生率に有意な増加なし
肝細胞がん 雄 4/28匹（14％）
気管支肺胞腫瘍 雌雄 5/56匹（9％）
腸間膜血管肉腫 雄 1匹

Hong et al.,
1981

0, 55 ppm

肝臓血管肉腫雄 2/35雌 1/35細気管支肺胞性腺腫 雄 6/35匹
統計的有意差なし

Lee et al.,
1978

Maltoni etal., 1985

マウス
雌雄
2 か月齢
36 匹/群

吸入

ラット
ＳＤ
16 週齢
30-100 匹/
群
ラット
SD
12 日胚
60-158
匹/群
ラット
SD
雌雄
2 か月齢
36 匹/群
ラット
CD
2 か月齢
雌雄
36 匹/群
ラット
CD
2 か月齢
雌雄

吸入

52 週
4 時間/日
4-5 日/週

0, 10, 25, 50, 100, 150ppm

腫瘍の発生なし

吸入

104 週
4-7 時間/日
5 日/週

0, 100 ppm

全悪性腫瘍出現頻度（胚発生期から104週間ま
で）増加

吸入

1 年間
6 時間/日
5 日/週

0, 55 ppm

腸間膜リンパ節又は皮下組織に血管肉腫
雄 2/36匹
統計的有意差なし

Lee et al.,
1978

吸入

1 年間
6 時間/日
5 日/週

0, 55 ppm

体重低下わずか
腸間膜、皮下組織に血管肉腫

Lee et al.,
1977

12 か月
6 時間/日
5 日/週
回復試験
12 か月
18 か月
6 時間/日
5 日/週
52 週間
4 時間/日
4-5 日/週

55 ppm

回復試験後、腫瘍発生率に有意な増加なし

Hong et al.,
1981

0, 25, 75 ppm (開始 5週間まで 0, 10, 40
ppm)
0, 25 ppm

1,1-ジクロロエチレンの暴露に起因する腫瘍はない。

Quast etal., 1986

腫瘍の発生なし

Maltoni etal.,1985

2 年間

設定濃度:
0, 50, 100, 200 ppm
時間加重平均濃度:
雄 7, 10, 20 mg/kg/日
雌 9,14, 30 mg/kg/日

投与に関連した腫瘍の発生なし

Quast etal., 1983

ラット
ＳＤ
雌雄
ハムスタ
ー
チャイニ
ーズ
28 週齢
18-30 匹/
群
ラット
SD
雌雄
6–7 週齢48 匹/群

吸入

吸入

吸入

飲水

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2匹

動物種等
マウス
Ha:ICRSwiss
6-8 週齢雌30 匹/群
(対照群、
プロモー
ター反復
塗布群除
く)

投与
方法
皮膚塗
布
(2 段階
発がん
性試
験)

投与期間

投与量

結

428-576
日間
3 回/週

121 mg (4,033 mg/kg)/背部皮膚
ｱｾﾄﾝ溶解2 週間後 phorbol
myristate acetate 塗布
phorbol myristate
acetate: プロモーター
40.0, 121.0 mg/背部皮膚

121 mg/匹:
パピローマ: 8/9 匹 (P<0.005)
皮膚腫瘍イニシエータとして作用

2.0 mg/kg
左側腹部注射腫瘍発生なし皮膚塗
布

440-594
日間
3 回/週
皮下
548 日間
1 回/週*p<0.05、 1) 雌雄合計数

7.4

ヒト健康への影響

果文献
Van
Duuren, etal., 1979

皮膚パピローマ発生なし(まとめ)

1,1-ジクロロエチレンは、吸入・経口暴露とも速やかに吸収される。主に肝臓、腎臓、肺に取り込まれ、シトクロム P450 系によって代謝される。この代謝過程で毒性を持つ反応性中間代謝物を生じ、これらの中間代謝物の主な解毒経路は GSH 抱合と水酸化である。代謝物の排泄は主に尿と呼気による。未変化体も呼気から排泄される。
1,1-ジクロロエチレンは、ヒトでは低濃度の反復吸入暴露で肝臓と腎臓に毒性を示した。また、25 ppm (100 mg/m3) 以上で刺激性を、高濃度 (4,000 ppm (16,000 mg/m3)) の急性吸入暴露で神経毒性を示した。
実験動物における急性毒性での標的器官は中枢神経系、肝臓、腎臓、肺で、種、系統、性に特異的で、毒性は絶食により増強する。
ウサギに液状の 1,1-ジクロロエチレンを直接皮膚暴露した試験で、1,1-ジクロロエチレンに存在する重合禁止剤 p-ヒドロキシアニゾールによると思われる刺激性を示した。
調査した範囲内では、1,1-ジクロロエチレンの感作性に関する試験報告は得られていない。
1,1-ジクロロエチレンの反復暴露による標的器官は、肝臓、腎臓、呼吸器系であり、経口経路では、SD ラットに 1,1-ジクロロエチレンを 2 年間経口投与 (飲水) した試験で、脂肪変性を伴う肝細胞腫脹が認められ、LOAEL は 9 mg/kg/日である。吸入経路では、SD ラットに 18 か月
吸入暴露した試験で、肝細胞の脂肪変性が認められ、NOAEL は 25 ppm (100 mg/m3) である。
生殖・発生毒性については、1,1-ジクロロエチレンの生殖発生を調べた試験として、SD ラットに経口投与 (飲水) した三世代繁殖試験や、交配前の雄 ICR マウスに吸入暴露した試験が行われており、いずれの試験においても、生殖能力や受胎率に影響はみられていない。発生毒性を調べた試験では、マウスに 1,1-ジクロロエチレンを 22～23 時間/日で妊娠 6～16 日に吸入暴露した試験で、骨格異常を示す胎児数の有意な増加が認められ、発生毒性の LOAEL は 15 ppm(60 mg/m3)である。ラットに 7 時間/日で妊娠 6～15 日に吸入暴露した試験で、波状肋骨と頭蓋骨の骨化遅延が 80 及び 160 ppm に認められ、発生毒性の NOAEL は 20 ppm (80 mg/m3)である。
遺伝毒性については、in vitro では、復帰突然変異、遺伝子突然変異、染色体異常など多くの
18

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試験で、S9 存在下でのみ陽性であり、代謝活性化が必要であることを示唆している。また、invivo では、マウスとラットにおける優性致死突然変異試験及びマウスにおける小核試験で陰性であり、また、マウスでの宿主経由試験及び酵母での遺伝子変換は陽性である。
1,1-ジクロロエチレンによる発がん性試験では、マウスの吸入試験で腎臓の尿細管腺がんが25 ppm 群の雄にのみにみられた。種、系統、性に特異的であった。マウスにおける皮膚のイニ
シエーション-プロモーション試験で、皮膚パピローマ発生率の有意な増加を示し、イニシエー
タとして作用することを示唆した。IARC は、グループ 3（ヒトに対する発がん性については分類できない物質）に分類している。

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CERI 有害性評価書 1,1-ジクロロエチレン(別名 塩化ビニリデン)
平成 18 年 3 月 1 日
編集

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無断転載を禁じます。

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