有 害 性 評 価 書

Ver. 1.0

No.86

りん酸ジメチル 2,2-ジクロロビニル

(別名 ジクロルボス、DDVP)

Dimethyl 2,2-dichlorovinyl phosphate

化学物質排出把握管理促進法政令号番号：1-350

CAS 登録番号：62-73-7

新エネルギー･産業技術総合開発機構

委託先 財団法人 化学物質評価研究機構

委託先 独立行政法人 製品評価技術基盤機構

ii

目 次

1． 化学物質の同定情報 ...................................................................................................................... 1 1.1 物質名 .......................................................................................................................................... 1 1.2 化学物質審査規制法官報公示整理番号.................................................................................... 1 1.3 化学物質排出把握管理促進法政令号番号................................................................................ 1 1.4 CAS 登録番号 ............................................................................................................................... 1 1.5 構造式 .......................................................................................................................................... 1 1.6 分子式 .......................................................................................................................................... 1 1.7 分子量 .......................................................................................................................................... 1

2． 一般情報 ......................................................................................................................................... 1 2.1 別 名 .......................................................................................................................................... 1 2.2 純 度 .......................................................................................................................................... 1 2.3 不純物 .......................................................................................................................................... 1 2.4 添加剤又は安定剤 ....................................................................................................................... 1 2.5 現在の我が国における法規制 ................................................................................................... 1

3． 物理化学的性状.............................................................................................................................. 2

4． 発生源情報 ..................................................................................................................................... 2 4.1 製造・輸入量等........................................................................................................................... 2 4.2 用途情報 ...................................................................................................................................... 3 4.3 排出源情報 .................................................................................................................................. 4

4.3.1 化学物質排出把握管理促進法に基づく排出源 ................................................................. 4 4.3.2 その他の排出源 .................................................................................................................... 5

4.4 排出経路の推定........................................................................................................................... 5

5． 環境中運命 ..................................................................................................................................... 6 5.1 大気中での安定性 ....................................................................................................................... 6 5.2 水中での安定性........................................................................................................................... 6

5.2.1 非生物的分解性 .................................................................................................................... 6 5.2.2 生分解性................................................................................................................................ 7 5.2.3 下水処理による除去 ............................................................................................................ 7

5.3 環境水中での動態 ....................................................................................................................... 7 5.4 生物濃縮性 .................................................................................................................................. 8

6． 環境中の生物への影響 .................................................................................................................. 8

iii

6.1 水生生物に対する影響 ............................................................................................................... 8 6.1.1 微生物に対する毒性 ............................................................................................................ 8 6.1.2 藻類に対する毒性 ................................................................................................................ 8 6.1.3 無脊椎動物に対する毒性 .................................................................................................... 9 6.1.4 魚類に対する毒性 .............................................................................................................. 12 6.1.5 その他の水生生物に対する毒性 ...................................................................................... 14

6.2 陸生生物に対する影響 ............................................................................................................. 14 6.2.1 微生物に対する毒性 .......................................................................................................... 14 6.2.2 植物に対する毒性 .............................................................................................................. 14 6.2.3 動物に対する毒性 .............................................................................................................. 14

6.3 環境中の生物への影響 (まとめ)............................................................................................. 15

7． ヒト健康への影響........................................................................................................................ 16 7.1 生体内運命 ................................................................................................................................ 16 7.2 疫学調査及び事例 ..................................................................................................................... 21 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 .............................................................................................................. 30 7.3.3 感作性 ................................................................................................................................. 30 7.3.4 反復投与毒性...................................................................................................................... 31 7.3.5 生殖・発生毒性 .................................................................................................................. 43 7.3.6 遺伝毒性.............................................................................................................................. 49 7.3.7 発がん性.............................................................................................................................. 56

7.4 ヒト健康への影響 (まとめ) .................................................................................................. 58

文 献 ............................................................................................................................................... 60

有害性評価実施機関名，有害性評価責任者及び担当者一覧 ......................................................... 79

有害性評価書外部レビュア一覧 ........................................................................................................ 79

1

1．化学物質の同定情報 本評価書では物質名としてジクロルボスを用いる。

1.1 物質名 : りん酸ジメチル 2,2-ジクロロビニル

1.2 化学物質審査規制法官報公示整理番号 : 2-3224

1.3 化学物質排出把握管理促進法政令号番号 : 1-350

1.4 CAS登録番号 : 62-73-7

1.5 構造式

1.6 分子式 : C4H7Cl2O4P

1.7 分子量 : 220.98

2．一般情報

2.1 別 名

ジクロルボス、DDVP、2,2-ジクロロビニルジメチルホスファート

2.2 純 度

不明

2.3 不純物

不明

2.4 添加剤又は安定剤

農薬として次の 4 種の製剤があり、それぞれに添加剤が使用されている。

油剤：ケロシン

乳剤：ケロシン、キシレン、ソルベントナフサ、乳化剤

くん煙剤：発熱剤、助熱剤

蒸散剤：短冊状合成樹脂基材注） (化学物質評価研究機構, 2003a) 注：ジクロルボスを 20％程度添加

2.5 現在の我が国における法規制 化学物質排出把握管理促進法：第一種指定化学物質

化学物質審査規制法：指定化学物質 (第二種監視化学物質)

消防法：危険物第四類第二石油類 (油剤・乳剤を一定割合以上含む製剤)

危険物第四類第三石油類 (原体、及び油剤・乳剤を一定割合以上含む製剤)

毒劇物取締法：劇物

薬事法：劇薬注)

O P

O

O

O

CH3

CH3

CH CCl

Cl

2

労働基準法：疾病化学物質

労働安全衛生法：危険物引火性の物 (油剤・乳剤を一定割合以上含む製剤)、名称等を通知

すべき有害物

船舶安全法：毒物

航空法：毒物

港則法：毒物

農薬取締法：登録農薬 (殺虫剤)

食品安全基本法：1 日摂取許容量 (ADI) 0.0033 mg/kg 体重/日

食品衛生法：残留農薬基準 0.1～0.5μg/g (作物により異なる) 注：次に掲げるものを除く｡(1) ｼﾞｸﾛﾙﾎﾞｽ 5%以下を含有する殺虫剤及びｼﾞｸﾛﾙﾎﾞｽを紙又はﾌｴﾙﾄに吸着さ

せた殺虫剤であつて 1 枚中ｼﾞｸﾛﾙﾎﾞｽ 0.5g 以下を含有するもの（2） ﾒﾁﾙｼﾞｸﾛﾛﾋﾞﾆﾙﾘﾝ酸ｶﾙｼｳﾑとｼﾞｸﾛﾙ

ﾎﾞｽとの錯化合物(別名ｶﾙｸﾛﾎｽ)6%以下を含有する殺虫剤及びﾒﾁﾙｼﾞｸﾛﾛﾋﾞﾆﾙﾘﾝ酸ｶﾙｼｳﾑとｼﾞｸﾛﾙﾎﾞｽとの

錯化合物を紙又はﾌﾟﾗｽﾁﾂｸ板に吸着させた殺虫剤であつて 1 枚中ﾒﾁﾙｼﾞｸﾛﾛﾋﾞﾆﾙﾘﾝ酸ｶﾙｼｳﾑとｼﾞｸﾛﾙﾎﾞｽ

との錯化合物 0.35g 以下を含有するもの

3．物理化学的性状

外 観：無色～黄褐色液体 (U.S.NLM:HSDB, 2003)

融 点：-60℃未満 (Gangolli, 1999)

沸 点：140℃ (2.7 kPa) (Merck, 2001)

引 火 点：177℃ (開放式) (NFPA, 2002)

発 火 点：データなし

爆 発 限 界：データなし

比 重：1.415 (25℃/4℃) (Merck, 2001)

蒸 気 密 度：7.62 (空気 = 1)

蒸 気 圧：1.6 Pa (20℃) (IPCS, 2001)

分 配 係 数：ｵｸﾀﾉｰﾙ/水分配係数 log Kow = 1.47 (測定値)、0.60 (推定値) (SRC:KowWin, 2003)

解 離 定 数：解離基なし

スペクトル：主要マススペクトルフラグメント

m/z 109 (基準ピーク = 1.0)、185 (0.18)、79 (0.18) (NIST, 1998)

吸 脱 着 性：土壌吸着係数 Koc = 40 (推定値) (SRC:PcKocWin, 2003)

溶 解 性：水：8 g/L (20℃) (SRC:PhysProp, 2002)

アルコール、トルエンなどの有機溶媒：混和 (U.S.NLM:HSDB, 2003)

ﾍ ﾝ ﾘ ｰ定 数：5.81×10-2 Pa･m3/mol (5.74×10-7 atm･m3/mol) (25℃、測定値)

(SRC:HenryWin, 2003)

換 算 係 数：(気相、20℃) 1 ppm = 9.19 mg/m3、1 mg/m3 = 0.109 ppm

4．発生源情報 4.1 製造・輸入量等

ジクロルボスの 2000 年度、2001 年度の製造・輸入量はそれぞれ 385 トン、251 トンと報告さ

3

れている (経済産業省, 2002,2003)。

また、農薬要覧では、ジクロルボスの 1998 農薬年度から 2002 農薬年度までの 5 年間の製造

量、輸入量等は表 4-1 の通りであった (日本植物防疫協会, 2001～2003)。

表 4-1 ジクロルボスの製造・輸入量等 1) (トン) 農薬年度 1998 1999 2000 2001 2002

製造量 343.6 585.8 603.6 580.3 488.3 輸入量 － － － 0.5 0.5 輸出量 30 － 12.0 － － 国内供給量 2) 313.6 585.8 591.6 580.8 488.8

(製造量、輸出入量: 日本植物防疫協会, 2001, 2002, 2003) 農薬年度: (例) 1998 年農薬年度: 1997 年 10 月～1998 年 9 月 1) 農薬原体としての量である。 2) 国内供給量 = 製造量 + 輸入量 － 輸出量

（－はここでは 0 として扱った）

4.2 用途情報

農薬要覧によると、ジクロルボスは、2002 農薬年度における DDVP を含む農薬の種類として、

殺虫剤では、イソキサチオン・DDVP1)乳剤(30%)2)、ダイアジノン・DDVP 乳剤 (25%)、ダイア

ジノン・DDVP・MEP 乳剤 (5%)、フェンプロパトリン・DDVP くん煙剤 (顆粒) (10%)、ヘキシ

チザゾクス・DDVP くん煙成型剤 (17%)、ヘキシチザゾクス・DDVP 乳剤 (50%)、ホサロン・

DDVP 乳剤 (40%)、マシン油・DDVP 乳剤 (5%)、CVP・DDVP 乳剤 (25%)、DDVP くん煙剤 (18%)、

DDVP くん煙剤 (30%)、DDVP くん蒸剤 (16%)、DDVP 乳剤 (50%)、DDVP 乳剤 (75%)があり、

殺虫殺菌剤では DDVP・キノキサリン系くん煙剤 (10%)がある (日本植物防疫協会, 2003)。ま

た、「特定化学物質の環境への排出量の把握等及び管理の改善の促進に関する法律に基づき国

が算出する平成 14 年度届出外排出量の推計方法に関する考え方について (案)」 (以下、「2002

年度届出外排出量推計方法パブリックコメント募集資料」という。) によると家庭用殺虫剤、

防疫用殺虫剤としての用途がある(経済産業省、環境省, 2003c)。

なお、IPCS においては、以下の報告がある。

ジクロルボスは、くん蒸と透過作用をもつ接触殺虫剤、摂食殺虫剤として使用される。これ

は貯蔵された生産物と作物(主に温室作物)の保護に、また家畜類の内外部寄生動物、および建

物や飛行機や屋外領域の昆虫の駆除に使われる (IPCS, 1989)。ジクロルボスは家庭用殺虫剤及

び公衆衛生用殺虫剤として、エアロゾル、液体スプレーとして使用され、特に蝿や蚊に対して、

ジクロルボスを含浸させたセルロース、セラミック、樹脂片が使用される。また、含浸された

樹脂製首輪は、家畜類や家庭内動物 (ペット) のノミやダニの駆除に、含浸樹脂片の顆粒形は

家庭内動物(ペット) の駆虫剤として使われる(IPCS, 1989)。

1) DDVP:ジクロルボスの別名称 2) ()内は DDVP の含有率

4

4.3 排出源情報

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 13 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, 2003c) (以下、2001 年度 PRTR データ) によると、ジクロ

ルボスは 1 年間に全国合計で届出事業者から大気へ 1 トン、公共用水域へ 46 kg 排出され、廃

棄物として 3 トン、下水道に 140 kg 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 1 トン、非対象業種から 426 トンの排出量が推計されている。家庭、移動体から

の排出量は推計されていない。しかし、2002 年度届出外排出量推計方法パブリックコメント募

集資料において、家庭用殺虫剤、防疫用殺虫剤からの排出量が試算されており、その排出量推

計値はそれぞれ、55 トン、48 トンと報告されている (経済産業省、環境省, 2003c)。

a. 届出対象業種からの排出量と移動量

2001 年度 PRTR データに基づき、ジクロルボスの対象業種別の環境媒体 (大気、水域、土壌)

への排出量と移動量を表 4-2 に整理した。その際、経済産業省及び環境省による届出外事業者

からの排出量推計値は環境媒体別とはなっていないため、業種ごとの大気、水域、土壌への配

分は届出データと同じ配分と仮定し、環境媒体別の排出量を推定した (製品評価技術基盤機構,

2004)。

表 4-2 ジクロルボスの届出対象業種別の環境媒体への排出量等 (トン/年) 届出 届出外

排出量 移動量 排出量 (推計)1)

届出と届出外の

排出量合計

業種名

大気 水域 土壌 下水道 廃棄物 大気 水域 土壌 排出計 2)割

合

(%)

自然科学研究所 － － － － － 1 ＜0.5 0 ＜0.5 61 化学工業 1 ＜0.5 0 ＜0.5 3 － － － 1 38

高等教育機関 － － － － － ＜0.5 ＜0.5 0 ＜0.5 2 食料品製造業 ＜0.5 0 0 0 0 － － － ＜0.5 0

合計 2) 1 ＜0.5 0 ＜0.5 3 1 ＜0.5 0 2 100(製品評価技術基盤機構, 2004) 1) 大気、水域、土壌への配分を届出データと同じ配分と仮定し、推計した。 2) 四捨五入のため、表記上、合計があっていない場合がある。 －: 届出なし又は推計されていない。 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。

なお、2001 年のジクロルボスの製造量及びその製造段階での排出原単位 (日本化学工業協会,

2002) からジクロルボスの製造段階における排出量は、大気へ 1 トン、水域へ 0.5 トン未満と

推定される (製品評価技術基盤機構, 2004)。したがって、2001 年度 PRTR データに基づく届出

対象業種からのジクロルボスの排出量は、製造段階及び使用段階から同程度の排出と考えられ

る。

5

b. 非対象業種、家庭及び移動体からの排出量

2001 年度 PRTR データ及び 2002 年度届出外排出量推計方法パブリックコメント募集資料に

基づき、ジクロルボスの非対象業種からの排出量を表 4-3 に示す。その際、2001 年度 PRTR デ

ータでは、経済産業省及び環境省による排出量推計値は環境媒体別とはなっていないため、用

途及び物理化学的性状から環境媒体別の排出量を推定した (製品評価技術基盤機構, 2004)。

2001 年度 PRTR データより、ジクロルボスは、非対象業種の事業者から農薬の有効成分とし

て環境中へ 426 トンの排出量があると推計されている (経済産業省, 環境省, 2003a)。農薬とし

て散布されることから、ここでは土壌への排出と仮定した。また、家庭及び移動体からの排出

について、ジクロルボスは推計対象となっていない (経済産業省, 環境省, 2003a)。

しかし、2002 年度届出外排出量推計方法パブリックコメント募集資料によると、非対象業種

の事業者から防疫用殺虫剤として環境中へ 48 トンの排出量があると試算されている。防疫用殺

虫剤は生活排水が流れる側溝への散布が主であることから、公共用水域への排出としている。

また、家庭から家庭用殺虫剤として環境中へ 55 トンの排出量があると試算されている。家庭用

殺虫剤にはエアゾール式の製品が多く、水域や土壌への移行も考えにくいため、大気への排出

としている (経済産業省, 環境省, 2003c)。これら排出量は 2002 年度のデータであり、2001 年

度 PRTR データとは 1 年度違うが、2001 年度も同一の排出量と仮定した。

表 4-3 ジクロルボスの非対象業種及び家庭からの環境媒体別排出量 (トン/年) 1) 大気 水域 土壌

非対象業種 0 481) 426 2) 家庭 551) 0 0 合計 55 48 426

1) (経済産業省, 環境省, 2003b) なお、本データは 14 年度排出量であるが、13 年度も同一の排出量

と仮定する。 2) 大気、水域、土壌への配分は用途及び物理化学的性状から判断して行った (製品評価技術基盤機

構, 2004)

4.3.2 その他の排出源

調査した範囲では、2001 年度 PRTR データで推計対象としている以外のジクロルボスの排出

源の情報は入手できなかった。

4.4 排出経路の推定

ジクロルボスは、農薬として殺虫剤及び殺虫殺菌剤、家庭用又は防疫用の殺虫剤 として使用

されている。2001 年度 PRTR データでは自然科学研究所及び高等教育機関からの届出外の排出

量の推計、化学工業及び食料品製造業からは届出排出量排出量、2001年度 PRTRデータ及び 2002

年度届出外排出量推計方法パブリックコメント募集資料に基づいた非対称業及び家庭からの排

出量が推計されている。

2001 年度 PRTR データ及び 2002 年度届出外排出量推計方法パブリックコメント募集資料か

ら判断して排出量としては非対象業種及び家庭からの排出が主であり、非対象業種からの農薬

散布による土壌及び防疫殺虫剤使用による公共用水域への排出、家庭用殺虫剤使用による大気

6

への排出である。いずれも主たる排出経路は、ジクロルボスを含む製品を使用する段階からの

排出と考えられる。

ジクロルボスの放出シナリオとして、1 年間に全国で、大気へ 57 トン、水域へ 48 トン、土

壌へ 426 トン排出されると推定した。ただし、廃棄物としての移動量及び下水道への移動量に

ついては、各処理施設における処理後の環境への排出を考慮していない。

5．環境中運命

5.1 大気中での安定性

a. OH ラジカルとの反応性

対流圏大気中では、ジクロルボスと OH ラジカルとの反応速度定数が 9.41×10-12 cm3/分子/

秒 (25℃、推定値) である (SRC: AopWin, 2003)。OH ラジカル濃度を 5×105～1×106 分子/cm3

とした時の半減期は 1～2 日と計算される。

b. オゾンとの反応性

対流圏大気中では、ジクロルボスとオゾンとの反応速度定数が 3.58×10-20 cm3/分子/秒 (25℃、

推定値) である (SRC: AopWin, 2003)。オゾン濃度を 7×1011 分子/cm3 とした時の半減期は 10 か

月と計算される。

c. 硝酸ラジカルとの反応性

ジクロルボスと硝酸ラジカルとの反応性については、調査した範囲内では報告されていない。

d. 直接光分解

ジクロルボスは紫外線を吸収し、295～305 nm における最大吸光度は 0.0246 であり、吸収係

数は 54 L/mol･cm であった。ジクロルボスの光分解速度定数は 2.65×10-5 秒-1 であり、ガラス

板上に薄膜状 (0.67μg/cm2) に塗布した場合には急速に分解され半減期は 7 時間であった

(Chen et al., 1984)。

5.2 水中での安定性

5.2.1 非生物的分解性

ジクロルボスの 37.5℃における加水分解半減期は、pH 5.4 では 77 時間、pH 6 では 35 時間、

pH 7 では 7.7 時間、pH 8 では 5 時間であり、pH の上昇に伴い短くなった。また、ジクロルボ

スの pH 5 における加水分解半減期は、10℃では 240 日間、20℃では 61.5 日間、30℃では 17.3

日間、50℃では 1.66 日間であり、温度の上昇に伴い短くなった (Faust and Suffet, 1966)。ジクロ

ルボスの加水分解生成物は、りん酸ジメチルとジクロロアセトアルデヒドが考えられる (IPCS,

1989)。ジクロルボスの加水分解反応は、塩基性で促進され、室温における 96 時間後の分解率

は、pH 6.2 では 19％、pH 7.8 では 51％、pH 9.3 では 100％であったとの報告もある (Lamoreaux

and Newland, 1978)。

なお、ジクロルボスは殺虫剤であるトリクロルホン (DEP) の加水分解によっても生じる。ト

7

リクロルホンの 25℃における加水分解半減期は、pH 6.0 では 46 日間、pH 7.0 では 2.8 日間、pH

8.0 では 0.91 日間であり、pH の上昇に伴い短くなった (Chapman and Cole, 1982)。

5.2.2 生分解性

密閉容器を用いた好気的生分解性試験では、ジクロルボスは、初期濃度 100μg/L の場合、人

工下水を用いて培養した活性汚泥による 20℃での分解半減期は 3.5 日であった (Kawamoto and

Urano, 1990)。一方、下水汚泥に含まれる微生物を用いた生分解性試験では、ジクロルボスは生

分解されたが、微生物の馴化期間が必要であった。このとき、ジクロルボスの生分解性は、pH、

温度、ジクロルボスの濃度等の影響を受けた。初期濃度 250μg/L の場合、7 日間、29℃の条件

では、完全には分解されなかった。ジクロルボスは、ジクロロアセトアルデヒドとりん酸ジメ

チルに加水分解後、ジクロロ酢酸、2,2-ジクロロエタノール、ジクロロ酢酸エチルに代謝され

た (Lieberman and Alexander, 1983)。

嫌気性微生物を用いた嫌気的生分解性試験では、ジクロルボスは、初期濃度 30 mg/L の場合、

37℃、微生物含有汚泥濃度 100 mg/L の条件では、28 日後の分解率は、30％以下であったが、

初期濃度 3 mg/L の場合は、7 日間で完全に一次分解 (農薬としての特性が消失するまでの分解)

した (Kameya et al., 1995)。一方、密閉容器を用いた嫌気的生分解性試験では、ジクロルボスは、

初期濃度 100μg/L の場合、人工下水を用いて培養した嫌気性微生物による 20℃での分解半減

期は 3.5 日であった (Kawamoto and Urano, 1990)。

以上から、ジクロルボスは、好気的条件及び嫌気的条件で生分解されると考えられる。

5.2.3 下水処理による除去

ジクロルボスの下水処理による除去については、調査した範囲内では報告されていない。

5.3 環境水中での動態

異なる水環境下でのジクロルボスの分解性実験が行われた。実験は、環境モニタリングデー

タに合わせて、ジクロルボスの初期濃度を 0.5～2.0μg/L に設定し、密閉容器を用いて暗所で行

われた。試験水は、純水 (pH 6.1)、海水 (pH 8.1) 及び河川水 (未処理及びろ過処理、pH 7.3) を

用いた。温度は、冬期と夏期を模擬するために 6℃と 22℃とし、pH の範囲は 6.1～8.1 とした。

冬期を模した温度 (6℃) での実験では、純水の場合には 180 日後もジクロルボスは残留して

いたが、河川水 (未処理及びろ過処理) の場合には 81 日間で、海水 (pH8.1) の場合には 34 日間

で、ジクロルボスは完全に分解された。一方、夏期を模した温度 (22℃) での実験では、純水の

場合には 81 日間で、河川水 (未処理) の場合には 55 日間で、河川水 (ろ過処理) の場合には 34

日で、ジクロルボスが完全に分解されたが、海水の場合には 180 日後も残留していた (Lartiges

and Garrigues, 1995)。

ヘンリー定数を基にした水中から大気中へのジクロルボスの揮散については、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 119 日と見積もられている (Lyman et al., 1990)。

ジクロルボスは、土壌吸着係数 Koc の値 40 (3 章参照) 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。ジクロルボスの水への溶解度は 8 g/L (20℃) であり、蒸気圧は 1.6 Pa

(20℃) と小さく、ヘンリー定数も 5.81×10-2 Pa･m3/mol (25℃) と小さい (3 章参照)。したがって、

8

ジクロルボスは水環境から大気へ揮散され難いと推定される。

以上及び 5.2 より、環境水中にジクロルボスが排出された場合は、主に加水分解及び生分解

により除去されると推定される。揮散による水中からのジクロルボスの除去は主要ではないと

推定される。

5.4 生物濃縮性

コイを用いた 168 時間の濃縮性試験において、ジクロルボスの生物濃縮係数 (BCF) は 0.5 未

満であった (Abd-Allah, 1995)。また、ホンモロコを用いた 24 時間と 168 時間の濃縮性試験にお

いては、平均の BCF は 0.8 であった (Tsuda et al., 1992)。

したがって、ジクロルボスの生物濃縮性は低いと考えられる。

6．環境中の生物への影響

6.1 水生生物に対する影響

6.1.1 微生物に対する毒性

ジクロルボスの微生物に対する毒性試験結果を表 6-1 に示す。

原生動物の繊毛虫類について報告されており、ゾウリムシに対する 10 分間 LC100 が 30 mg/L

(Rajini et al., 1989)、テトラヒメナに対する 24 時間 LC50 が 3.91 mg/L (Mojzis et al., 1993) であっ

た。

表 6-1 ジクロルボスの微生物に対する毒性試験結果 生物種 温度

(℃) エンドポイント 濃度

(mg/L) 文献

原生動物 Paramecium caudatum (繊毛虫類、ｿﾞｳﾘﾑｼ)

ND 10 分間 LC100 致死 30 (n)

Rajini et al., 1989

Tetrahymena pyriformis (繊毛虫類、ﾃﾄﾗﾋﾒﾅ)

25 24 時間 LC50

致死 3.91

(n) Mojzis et al., 1993

ND: データなし、(n): 設定濃度

6.1.2 藻類に対する毒性

ジクロルボスの藻類に対する毒性試験結果を表 6-2 に示す。

淡水緑藻であるセレナストラムの生長阻害試験についてバイオマスにより算出した 72 時間

EC50 及び NOEC がそれぞれ 38.4 mg/L、11.5 mg/L、生長速度により算出した 24～72 時間 EC50

及び NOEC がそれぞれ 87.8 mg/L、24.0 mg/L であった (環境省, 2002)。セネデスムスの生長阻

害試験について報告されているが、暴露時間やエンドポイントは不明である (Ordog, 1979)。海

水種ではハプト藻のイソクリシスとシュードイソクリシスを用いた 4 日間の光合成阻害試験で

生長阻害を指標とした 4 日間 EC0 はそれぞれ 10 mg/L であったという報告がある (Raine et al.,

1990)。

9

表 6-2 ジクロルボスの藻類に対する毒性試験結果 生物種 試験法/

方式 温度

(℃) エンドポイント 濃度

(mg/L) 文献

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

OECD 201 止水

23±2 72 時間 EC50

24-48 時間 EC50

24-72 時間 EC50

72 時間 NOEC 24-48時間NOEC24-72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

38.4 79.6 87.8 11.5 24.0 24.0 (m)

環境省, 2002

Scenedesmus obtusiusculus (緑藻、ｾﾈﾃﾞｽﾑｽ)

止水 ND ND 生長阻害 100 (n)

Ordog, 1979

海水 Isochrysis galbana (ﾊﾌﾟﾄ藻、ｲｿｸﾘｼｽ)

止水 室温 4 日間 EC0 生長阻害 光合成速度

10 (n)

Raine et al., 1990

Pseudoisochrysis paradoxa (ﾊﾌﾟﾄ藻､ｼｭｰﾄﾞｲ

ｿｸﾘｼｽ)

止水 室温 4 日間 EC0 生長阻害 光合成速度

10 (n)

Raine et al., 1990

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

6.1.3 無脊椎動物に対する毒性

ジクロルボスの無脊椎動物に対する毒性試験結果を表 6-3 に示す。

無脊椎動物に対するジクロルボスの急性毒性については、淡水種としてミジンコ類、ヨコエ

ビ、ヤブカ、ユスリカ、貝類 (巻貝)、貧毛類等を用いた試験報告がある。貧毛類のオヨギミミ

ズ科の一種 (Lumbriculus variegates) を除いた生物種の LC50 あるいは EC50 (遊泳阻害) は 0.5

mg/L 以下であった。ミジンコ類に対する 48 時間 EC50 (遊泳阻害) の 0.000144、0.000266 mg/L

(Brooke, 1991; 環境省, 2002)、ミナミヌマエビに対する 96 時間 LC50 の 0.00719 mg/L (環境省,

2002)、サカマキガイ科の一種 (Physella virgata) に対する 96 時間 LC50 の 0.17 mg/L (Brooke,

1991) が測定濃度で報告されており、信頼性の高い試験結果である。その他、昆虫類では 0.0158

～0.0176 mg/L、貝類 (巻貝) では 0.0075～0.31 mg/L であり、甲殻類と同様に強い影響を示して

いるが、オヨギミミズ科の一種 (Lumbriculus variegates) に対する 96 時間 LC50 は 2.18 mg/L と

感受性が大きく異なる。以上のことから、甲殻類に対する毒性は著しく強い。

海産種では、甲殻類と貝類の報告がある。甲殻類ではほとんどの種で影響濃度は 0.1 mg/L 以

下であり、淡水甲殻類と同様に強い影響を示している。最小値として、ミシッドシュリンプの

96 時間 LC50 が 0.000019 mg/L (Office of Pesticide Programs, 2000) であったとされているが、原

著が入手できず、結果の詳細は確認できない。

長期毒性としては、オオミジンコを用いた繁殖試験の 21 日間 NOEC は 0.000120 mg/L (環境

省, 2002) と 0.000109 mg/L 以上 (Brooke, 1991) であった。

海産種の長期毒性として、ウミザリガニの致死及び行動を指標とした 23 日間 NOEC が

10

0.00063 mg/L であった (McHenery et al., 1996)。

表 6-3 ジクロルボスの無脊椎動物に対する毒性試験結果 生物種 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

急性毒性 淡水 Daphnia magna (甲殻類、 ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

OECD 202

半止水

20.2-20.5

30-40 7.9 48 時間 EC50

遊泳阻害 0.000144

(m) 環 境 省 , 2002

半止水 21.2-21.8

176-186 8.2-8.4

48 時間 EC50

遊泳阻害 0.000266

(m) Brooke, 1991

止水

ND ND ND 24 時間 EC50

遊泳阻害 0.000233

(n) Sturm & Hansen, 1999

生後 24 時間 以内

止水 20 250 8.2 48 時間 LC50

0.000085 (n)

Maas, 1982

Daphnia pulex (甲殻類、 ﾐｼﾞﾝｺ)

生後 24 時間 以内

止水 15 40-50

7.2-7.8

48 時間 EC50

遊泳阻害 0.00007

(n) Johnson & Finley 1980

生後 24 時間 以内

半止水

20.4-20.6

180-187 8.3-8.4

48 時間 EC50

遊泳阻害 0.000149

(m) Brooke, 1991

Ceriodaphnia dubia (甲殻類、 ﾈｺｾﾞﾐｼﾞﾝｺ属の

一種) 生後

48 時間 以内

止水 25 ND ND 48 時間 LC50 0.00013 (n)

Ankley et al., 1991

Simocephalus serrulatus (甲殻類、 ﾄｶﾞﾘｵｶﾒﾐｼﾞﾝｺ)

生後 24 時間 以内

止水 15.6 ND 7.4-7.8

48 時間 EC50

遊泳阻害 0.00028

(n) Sanders & Cope, 1968

Macrobrachium lamarrei (甲殻類、 ﾃﾅｶﾞｴﾋﾞ科の一

種)

64 mm 1.2 g

半止水 ND ND ND 72 時間 LC50 0.0058 (n)

Mary et al., 1986

Neocaridina denticulate (甲殻類、 ﾐﾅﾐﾇﾏｴﾋﾞ)

1.9±0.1cm0.1±0.01g

半止水 24.2-24.4

30-40 6.9-7.5

96 時間 LC50 0.00719 (m)

環境省, 2002

Gammarus fasciatus (甲殻類、 ﾖ ｺ ｴ ﾋ ﾞ科の一

種)

ND 止水 21.1 ND 7.1 96 時間 LC50

0.00040 (n)

Sanders, 1972

Pteronarcys californicus (甲殻類、 ｶ ﾜ ｹ ﾞ ﾗ目の一

種)

30-35 mm 止水 15.5 ND 7.1 96 時間 LC50

0.00010 (n)

Sanders & Cope, 1968

Aedes punctor (昆虫類、ﾔﾌﾞｶ

属の一種)

4 齢幼生 ND 20-23 ND ND 24 時間 LC50

0.0158

(n) Rettich, 1977

Culex pipiens fatigans (昆虫類、ｲｴｶ

属の一種)

4 齢幼生 ND ND ND ND 24 時間 LC50 0.0158 (n)

Yasuno & Kerdpibule1967

11

生物種 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

Chironomus tentans (昆虫類、ﾕｽﾘｶ

科の一種)

3 齢幼生

止水 23 ND 7.4-

8.596 時間 LC50 0.0176

(n) Ankley & Collyard, 1995

Anodonte cygnea (貝類、ｲｼｶﾞｲ

科の一種)

成体 92mm 22.8 g

止水 22 ND ND 7 日間 LC50 0.31 (n)

Varanka, 1987

Lymnaea acuminata (貝類、ﾓﾉｱﾗｶﾞ

ｲ科の一種)

成体 2.6 cm

ND 26-29 ND ND 96 時間 LC50 0.0075- 0.009

(n)

Tripathi & Agarwal, 1998

Physella virgata (貝類、 ｻｶﾏｷｶﾞｲ科の一

種

0.10 g 半止水 21.6-22.8

51.9-79.8 7.2-7.5

96 時間 LC50 0.17 (m)

Brooke, 1991

Lumbriculus variegates (貧毛類、 ｵﾖｷﾞﾐﾐｽﾞ科の

一種)

2 mg 半止水 21.3-22.6

51.9 6.4-8.0

96 時間 LC50 2.18 (m)

Brooke, 1991

急性毒性 海水 Penaeus duorarum (甲殻類、 ﾉｰｻﾞﾝﾋﾟﾝｸｼｭﾘﾝ

ﾌﾟ、ｸﾙﾏｴﾋﾞ科)

成体 止水 26 塩分濃度: 25‰

ND 48 時間 EC50 0.044 (n)

Butler, 1964

Palaemonetes vurgaris (甲殻類、ﾃﾅｶﾞ

ｴﾋﾞ科の一種)

31 mm 0.47 g

止水 20 塩分濃度: 24‰

8.0 96 時間 LC50 0.015 (n)

Eisler, 1969

Crangon septemspinosa (甲殻類、

ﾍﾞｲｼｭﾘﾝﾌﾟ、

ｴﾋﾞｼﾞｬｺ科の一

種)

26 mm, 0.25 g

止水 20 塩分濃度: 24‰

8.0 96 時間 LC50 0.004 (n)

Eisler, 1969

Homarus americanus (甲殻類、

ｳﾐｻﾞﾘｶﾞﾆ)

幼生 ｽﾃｰｼﾞ 5

半止水 10.3 塩分濃度: 34‰

7.9 96 時間 LC50

96 時間 EC50

96 時間 NOEC

行動 96 時間 EC50

ｱｾﾁﾙｺﾘﾝｴｽﾃﾗｰ

ｾﾞ阻害

0.0057 0.0033

0.00156

0.0027 (a, n)

McHenery et al., 1991

Metapenaeus monoceros (甲殻類、ﾖｼｴ

ﾋﾞ)

75 mm 2.5 g

半止水 23 塩分濃度: 15‰

7.1 96 時間 LC50 0.794- 0.980

(n)

Reddy & Rao, 1992

Pagurus longicarpus (甲殻類、 ﾎﾝﾔﾄﾞｶﾘ科の一

種)

3.5 mm 0.28 g

止水 20 塩分濃度: 24‰

8.0 96 時間 LC50 0.045 (n)

Eisler, 1969

12

生物種 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

Tigriopus brevicornis (甲殻類、ｿｺﾐｼﾞ

ﾝｺ目の一種

ﾉｰﾌﾟﾘｳｽ

0.00092

(n)

ｺﾍﾟﾎﾟｰﾀﾞ 0.0029 (n)

抱卵雌

止水 20 塩分濃度: 34.5-35‰

7.7-8.14

96 時間 LC50

0.0046 (n)

Forget et al., 1998

Americamysis bahia (甲殻類、

ﾐｼｯﾄﾞｼｭﾘﾝﾌﾟ、

ｱﾐ科)

生後 24 時間 以内

流水 ND ND ND 96 時間 LC50 0.000019 (n)

Office of Pesticide Programs, 2000

Crassostrea virginica (貝類、ｱﾒﾘｶｶﾞ

ｷ)

ND 流水 ND ND ND 96 時間 LC50 2.18 (n)

Office of Pesticide Programs, 2000

Anadara granosa (貝類、ﾊｲｶﾞｲ、

二枚貝)

ND 半止水

30 ND ND 96 時間 LC50 1.79 (n)

Bharathi, 1994

長期毒性 淡水 OECD

211 半止水

19.8-20.1

32.6-40.4 7.7-7.9

21 日間 NOEC 繁殖

0.000120 (a, n)

環境省, 2002

Daphnia magna (甲殻類、 ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)

生後 24 時間 以内

OECD 202

半止水

20.4-22.8

163-231 8.18.6

21 日間 NOEC 繁殖

≧

0.000109 (m)

Brooke, 1991

長期毒性 海水 Homarus americanus (甲殻類、 ｳﾐｻﾞﾘｶﾞﾆ)

幼生 ｽﾃｰｼﾞ 4

半止水 10±1 塩分濃度: 約 34‰

約

8.023 日間 LC50 23 日間 NOEC

0.00125 0.00063

(n)

McHenery et al., 1996

ND: データなし、(a, n): 被験物質の測定濃度が設定値の±20%以内であったので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

6.1.4 魚類に対する毒性

ジクロルボスの魚類に対する毒性試験結果を表 6-4 に示す。

淡水魚としては、ファットヘッドミノー、コイ、メダカ、グッピー、ブルーギル、ニジマス

等に対する急性毒性試験報告がある。その 96 時間 LC50 は 0.17～11.1 mg/L の範囲にあり、その

うち測定濃度での算出、あるいは流水式や半止水式により実施した試験報告での最小の値はコ

イに対する 0.340 mg/L であった (Verma et al., 1981)。

海水魚については、シープスヘッドミノー、アトランティックシルバーサイド、ボラ、大西

洋ニシン等の試験報告があり、最小の 96 時間 LC50 はアトランティックニシンに対する 0.122

mg/L であった (McHenery et al., 1991)。

長期毒性としては、ファットヘッドミノ－及びメダカの受精卵からふ化仔魚までの初期生活

段階毒性試験の報告があり、ファットヘッドミノーを用い、ふ化仔魚の成長を指標にした 28

13

日間 NOEC が 0.070 mg/L (Brooke, 1991)、メダカふ化仔魚の致死と成長を指標とした 40 日間

NOEC が 0.375 mg/L (環境省, 2002) であった。

表 6-4 ジクロルボスの魚類に対する毒性試験結果 生物種 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

急性毒性 淡水 30 日齢 11 mm 11 mg

流水 21- 23.5

60-64 7.3-7.5

96 時間 LC50

3.09 (m)

Brooke, 1991

Pimephales promelas (ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

38-64 mm 1-2 g

止水

25 20 7.5 96 時間 LC50 4.0 (n)

Pickering & Henderson, 1966

Cyprinus carpio (ｺｲ)

ふ化稚魚 8 mm

半止水 20.0-23.2

60-88 7.2 96 時間 LC50 0.340 (n)

Verma et al.,1981

Oryzias latipes (ﾒﾀﾞｶ)

2.7±0.085cm 0.16±0.01g

OECD 203

半止水

23.3-23.4

30-40 6.9-7.7

96 時間 LC50 11.1 (m)

環境省, 2002

Poecilia reticulata (ｸﾞｯﾋﾟｰ)

2-3 週齢 止水 25 250 8.2 96 時間 LC50 3.3 (n)

Maas, 1982

Lepomis macrochirus (ﾌﾞﾙｰｷﾞﾙ)

38-64 mm 1-2 g

止水

25 20 7.5 96 時間 LC50 0.27 (n)

Pickering & Henderson, 1966

Oncorhynchus mykiss

(ﾆｼﾞﾏｽ)

0.28 g 流水 ND ND ND 96 時間 LC50 0.75 (n)

Office of Pesticide Programs, 2000

Oncorhynchus clarki

(ｶｯﾄｽﾛｰﾄﾄﾗｳﾄ)

2.5 g 止水 12 205 6-9 96 時間 LC50 0.17 (n)

Mayer & Ellersieck, 1986

Salvelinus namaycush (ﾚｰｸﾄﾗｳﾄ)

4.2 g 止水 12 162 7.4 96 時間 LC50 0.183 (n)

Mayer & Ellersieck, 1986

Gambusia affinis (ｶﾀﾞﾔｼ)

0.2 g 止水 17 40-50 7.2-7.5

96 時間 LC50 5.27 (n)

Johnson & Finley 1980

Tilapia mossambica (ﾃｨﾗﾋﾟｱ)

3-4 cm 止水 ND ND 7.0-7.5

96 時間 LC50 1.42 (n)

Rath & Misra, 1979

急性毒性 海水 Cyprinodon variegates (ｼｰﾌﾟｽﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

29 mm 流水 ND ND ND 96 時間 LC50 7.35 (n)

Office of Pesticide Programs, 2000

Fundulus majalis (ﾒﾀﾞｶ目、ｷﾌﾟﾘ

ﾉ ﾄ ﾞ ﾝ 科 の 一

種)

40 mm 0.92 g

止水 20 塩分濃度:24‰

8.0 96 時間 LC50 2.30 (n)

Eisler, 1970

14

生物種 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

Menidia menidia (ｱﾄﾗﾝﾃｨｯｸｼﾙﾊﾞｰｻｲﾄﾞ、ﾄｳｺﾞ

ﾛｳｲﾜｼ科)

50 mm 0.8 g

止水 20 塩分濃度:24‰

8.0 96 時間 LC50 1.25 (n)

Eisler, 1970

Mugil cephalus (ﾎﾞﾗ)

84 mm 6.4 g

止水 20 塩分濃度:24‰

8.0 96 時間 LC50 0.2 (n)

Eisler, 1970

Clupea harengus (大西洋ﾆｼﾝ)

後期仔魚 26 mm 0.25 g

止水 10.3 塩分濃度:34‰

7.9 96 時間 LC50 0.122 (a, n)

McHenery et al., 1991

Liza parsia (ﾎﾞﾗ科の一種)

85-120 mm 6.50-13.3 g

止水 27.5 塩分濃度:10‰

6.0 96 時間 LC50 0.482 (n)

Mohapatra & Noble, 1992

長期毒性 淡水 Pimephales promelas (ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)

24 時間 以内の 受精卵

流水 25.3 54.2 7.26 28 日間 NOEC 成長

0.070 (m)

Brooke, 1991

Oryzias latipes (ﾒﾀﾞｶ)

24 時間 以内の 受精卵

OECD 210 流水

22.9-24.8

33.4-51.8 7.4-7.7

40 日間 NOEC 致死、成長

0.375 (a, n)

環境省, 2002

ND: データなし、(a, n): 被験物質の測定濃度が設定値の±20%以内であったので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

6.1.5 その他の水生生物に対する毒性

アカガエル属のカカトヘリガエル及びヌマガエルの幼生を用いた報告がある。48 時間 LC50

は、10 mg/L と 9.7 mg/L であり、両者に差はなかった (Pan and Liang, 1993; Sreenivasan and

Swaminathan, 1967)。

6.2 陸生生物に対する影響

6.2.1 微生物に対する毒性

調査した範囲内では、ジクロルボスの微生物 (土壌中の細菌や菌類等) に関する試験報告は

得られていない。

6.2.2 植物に対する毒性

ジクロルボス溶液 (0.05%)を 1ヘクタ－ルにつき 50L散布したときキャベツ花粉の不稔化は、

散布 1 日後で 27％、2 日後 13％、7 日後 16％、21 日後 3％であった （Lal, 1975）。ヒョウタン、

メロン、及びスイカの葉にジクロルボスの 0.4%水溶液をスプレー処理後 1～7 日間葉観察した

試験で、いずれの種の葉においても枯死はみられなかった (Sood et al., 1972)。

6.2.3 動物に対する毒性

ふ化後 5 日目及び 16 日目のマガモにジクロルボスを含む飼料を与えた試験で、8 日間 LC50

は 1,317ppm (5 日齢) 及び 5,000 ppm 超 (16 日齢) であった。また、日本ウズラとコウライキジ

の 8 日間 LC50 はそれぞれ 298 ppm と 568 ppm であった (Hill et al., 1975)。イエバエ及びミツバ

チの腹部にジクロルボスを 1 回局所適用した試験で、24 時間後の LD50 はそれぞれ 14.0、27.2 μ

15

g/g 体重であった (Deo et al., 1988)。

6.3 環境中の生物への影響 (まとめ)

ジクロルボスの環境中の生物に対する毒性影響については、致死、遊泳阻害、生長 (成長) 阻

害などを指標に検討が行われている。

微生物に対しては繊毛虫類のゾウリムシに対する 10 分間 LC100 が 30 mg/L、テトラヒメナに

対する 24 時間 LC50 が 3.91 mg/L であった。

藻類に対する生長阻害試験では、セレナストラムのバイオマスにより算出した 72 時間 EC50

が 38.4 mg/L、生長速度により算出した 24～72 時間 EC50 が 87.8 mg/L と報告されており、GHS

急性毒性有害性区分 III に相当し、有害性を示す。また同種に対する NOEC は 11.5 mg/L (72 時

間、バイオマス) 及び 24.0 mg/L (24～72 時間生長速度)であった。

無脊椎動物に対する急性毒性として、ミジンコ類に対する 48 時間 EC50 (遊泳阻害) が

0.000144～0.000266 mg/L、ミナミヌマエビに対する 96 時間 LC50 が 0.00719 mg/L 等であり、こ

れらは GHS 急性毒性有害性区分 I に相当し、極めて強い有害性を示す。長期毒性として、オオ

ミジンコを用いた繁殖試験の報告があり、21 日間 NOEC は 0.000109 mg/L 以上及び 0.000120

mg/L であった。

海産種では、特に甲殻類に対する影響濃度がほとんどの種で 0.1 mg/L 以下であり、淡水甲殻

類と同様に強い影響を示している。長期毒性としては、ウミザリガニの致死及び行動を指標と

した 23 日間 NOEC が 0.00063 mg/L であった。

魚類に対する 96 時間 LC50 は 0.17～11.1 mg/L の範囲にあり、そのうち測定濃度での算出、あ

るいは流水式や半止水式により実施した試験報告での最小の値はコイに対する 0.340 mg/Lであ

り、GHS 急性毒性有害性区分 I に相当し、極めて強い有害性を示す。長期毒性として、初期生

活段階毒性試験の報告があり、ファットヘッドミノーのふ化仔魚の成長を指標にした 28 日間

NOEC が 0.070 mg/L、メダカのふ化仔魚の致死と成長を指標とした 40 日間 NOEC が 0.375 mg/L

であった。

ジクロルボスの海水魚への影響について、最小の 96 時間 LC50 は大西洋ニシンに対する 0.122

mg/L であった。

アカガエル属のカカトヘリガエル及びヌマガエルの幼生に対する 48 時間 LC50 は、10 mg/L

と 9.7 mg/L であった。

陸生生物については、植物ではヒョウタン、メロン、及びスイカの葉にジクロルボスの 0.4%

水溶液をスプレー処理後 7 日間葉を観察した結果、いずれの葉においても枯死はみられなかっ

た。陸生動物では鳥類や昆虫の報告があり、イエバエとミツバチの腹部にジクロルボスを 1 回

局所適用した試験で、24 時間後の LD50 はそれぞれ 14.0、27.2 μg/g 体重であった。

以上から、ジクロルボスの水生生物に対する急性毒性は、甲殻類及び魚類に対して GHS 急性

毒性有害性区分 I に相当し、極めて強い有害性を示す。長期毒性の NOEC は、藻類では 11.5～

24.0 mg/L、甲殻類では 0.000120 mg/L 及び魚類では 0.070 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、甲殻類であるオオミジンコの繁殖を

指標とした 21 日間 NOEC の 0.000120 mg/L である。

16

7．ヒト健康への影響

7.1 生体内運命

a. 吸収

a-1. 吸入暴露

男性ボランティアにりん酸ジメチル 2,2-ジクロロビニル (ジクロルボス) を吸入暴露した試

験で、ジクロルボスの特異的代謝物であるジクロロエタノールが尿中に検出されたことから、

ジクロルボスが吸入経路で吸収されることが間接的に証明された (Hutson and Hoadley, 1972b)。

この試験では、ボランティアに 38 mg/m3 (4.2 ppm) の非常に高濃度のジクロルボスを 105 分間

暴露した後の最初の尿中に 0.42μg/mL のジクロロエタノールが検出された (Hutson and

Hoadley, 1972b)。

13 人の男性ボランティアにジクロルボスを 8 時間吸入暴露した試験で、その中の 3 人の尿に

代謝物のりん酸ジメチル 0.32～1.39μg が検出された (Blair et al., 1975; Das et al., 1983)。この試

験では、ボランティアは暴露中ゴーグル、帽子、防毒マスク、コート、手袋及び靴を着用し、

暴露に際しては、エアロゾル缶 (230～330 g ジクロルボス) 10～14 個及び 0.5%のエマルジョン

を 18～22 パイント (ジクロルボス 40～50 g 相当量含有) スプレーした。

2 人の男性ボランティアにジクロルボス 0.25 mg/m3 (0.03 ppm) を 10 時間又は 0.7 mg/m3 (0.08

ppm) を 20 時間吸入暴露した試験で、暴露直後のボランティアの血中にジクロルボスは検出さ

れなかった (検出限界 1μg/g) (Blair et al., 1975)。この試験では暴露濃度が低く、ジクロルボス

は、エステラーゼにより速やかに分解されたため検出されなかったと考えられている (ATSDR,

1997)。

ジクロルボスで飽和した空気 (約 33 ppm) を吸入暴露した Sherman ラットで、コリン作動性

の神経症状が暴露後 2 時間以内に観察されたことから、ジクロルボスが吸収されたと判断され

た (Durham et al., 1957)。

ジクロルボス 10 mg/m3 (1.1 ppm) を 4 時間吸入暴露した雄ラット 3 匹中 2 匹の腎臓で、それ

ぞれジクロルボス 0.07、0.08μg/g が検出された (Blair et al., 1975)。同様に、ジクロルボス 90

mg/m3 (10 ppm) を 4 時間吸入暴露した雄マウスの検査した全組織及び雌マウスの血液、脂肪組

織及び肺にジクロルボスが検出された (Blair et al., 1975)。

[ビニル-1-14C]-ジクロルボス (雌 0.092 mg/m3、雄 0.114 mg/m3) を 23 時間/日、24 日間吸入暴

露した 3 匹のブタ (20 kg; 雌 1 匹、雄 2 匹) の組織では、ジクロルボス及び脱メチルジクロル

ボスはともに検出されなかった (検出限界 3 ng/g)。組織中の放射能をジクロルボス相当量に換

算した場合、その濃度は、脳及び皮下の脂肪組織で 0.2～0.4 ppm、肝臓で 2.4～2.6 ppm であっ

た (Loeffler et al., 1976)。

a-2. 経口投与

9 匹の雄ヨークシャーブタにポリ塩化ビニルペレットに混ぜた[ビニル-1-14C]-ジクロルボス

40 mg/kg を単回経口投与した試験で、投与量の 38.2%が吸収され、残りはペレット中から回収

された (Potter et al., 1973a)。

雌雄ラット (各 6 匹) に落花生油に溶解した[メチル-14C]-ジクロルボス 3.6 mg/kg を単回経口

投与した試験で、尿中に投与量の 64.6%が回収されたことから、ジクロルボスは経口経路から

17

容易に吸収されることが明らかになった。また、雌雄マウス (各 6 匹) に[メチル-14C]-ジクロル

ボス 22 mg/kg を単回経口投与した試験においても同様な結果が得られた (Hutson and Hoadley,

1972a)。

[ビニル-14C]-ジクロルボスをシリアンハムスターの雄 (2 匹) に 3.7 mg/kg、雌に 1.5 mg/kg で

単回経口投与した試験で、ジクロルボスは速やかに吸収され、投与放射能の 11.9～21.8%が尿

中から回収された (ATSDR, 1997)。

ジクロルボスを Swiss マウスに 150 mg/kg (Mohammad et al., 1989) 、また、雑種ブタに 100～

560 mg/kg (Stanton et al., 1979)、 ともに単回経口投与した急性毒性試験において、それぞれ投

与終了後 9 分以内及び 15～30 分以内に死亡がみられたことから、ジクロルボスが経口経路から

速やかに吸収されることが証明された。

a-3. 経皮投与

サルにキシレンに溶解したジクロルボス 50、75、100 mg/kg を単回経皮投与した試験で、投

与終了後 15～20 分以内に神経毒性の症状がみられたことから、皮膚からの吸収が速やかである

ことが明らかにされた (Durham et al., 1957)。また、Sherman ラットを用いた急性毒性試験でも

類似の結果が得られた。すなわち、死亡例はすべて投与後 20 分以内にみられた (Durham et al.,

1957)。これらのことから、ジクロルボスは皮膚から速やかに吸収されると考えられている

(ATSDR, 1997)。

b. 分布

b-1. 吸入暴露

ラットにジクロルボス 90 mg/m3 (10 ppm) を 4 時間吸入暴露した試験で、血液 (＜0.2 mg/kg)、

肝臓、精巣、肺及び脳 (＜0.1 mg/kg) 中のジクロルボス濃度は非常に低いか、検出限界以下で

あった。しかし、対照的に腎臓及び脂肪組織では、それぞれ 2.4、0.4 mg/kg 組織と高い含有量

を示した。ジクロルボスは、気管より肺に高い濃度で蓄積した (Blair et al., 1975)。ラットにジ

クロルボス 10 mg/m3 (1.1 ppm) を 4 時間吸入暴露した試験では、雄の腎臓 (0.08 mg/kg) にのみ

ジクロルボスが検出された。一方、ジクロルボス 50 mg/m3 (6 ppm) を 2、4 時間吸入暴露した

雄ラットの腎臓では、1.7 mg/kg のジクロルボスが検出された。腎臓中のジクロルボスは、暴露

を中止すると速やかに消失し、半減期は 13.5 分であった。血中からは暴露後 15 分以内に消失

した (Blair et al., 1975)。

ブタに[ビニル-1-14C]-ジクロルボス 0.15 mg/m3 を 24 日間吸入暴露した試験で、放射能は血液、

肝臓、肺など種々の組織で検出されたが、ジクロルボス及びその代謝物の脱メチルジクロルボ

スは検出されなかった (Loeffler et al., 1976)。

b-2. 経口投与

ジクロルボスの経口投与後の組織分布に関する情報はほとんどない。ジクロルボスが消化管

から吸収されると、肝臓で代謝されて組織中のジクロルボスの濃度が速やかに検出限界以下に

低下すると考えられている (Gaines et al., 1966)。

妊娠ウサギにヒマワリ油に溶解したジクロルボス 6 mg/kg を分娩日に単回経口投与した試験

18

で、投与 5 分後に胎児の血中にジクロルボス 0.18 mg/L が検出された (Maslinska et al., 1979)。

雌ウシに 32P-ジクロルボス 1 mg/kg/日を 7 日間、次いで 8 日目にゼラチンカプセルに入れて

20 mg/kg を単回経口投与した試験では、投与終了 30 分後に採取した乳汁中の有機溶媒可溶性

画分から 32P (恐らくジクロルボス又は脱メチルジクロルボス) が検出された (Casida et al.,

1962)。

c. 代謝

ジクロルボスの主要な代謝経路を図 7-1 に示す。

in vivo 及び in vitro の実験で、ジクロルボスを代謝する器官は、主に肝臓であることが明らか

にされている (Casida et al., 1962; Gaines et al., 1966)。in vitro では他の組織もジクロルボスを代

謝することが示されている。すなわち、32P-ジクロルボスは、血液、副腎、腎臓、肺及び脾臓

で大部分がりん酸ジメチルに代謝され、それ以外の代謝物としては、脱メチルジクロルボス、

りん酸モノメチル及び無機りん酸が検出されている (Loeffler et al., 1976)。ジクロルボスの代謝

研究は、ヒト (Hutson and Hoadley, 1972b)、マウス (Hutson and Hoadley, 1972a,b)、ラット (Casida

et al., 1962; Hutson and Hoadley, 1972a; Hutson et al., 1971)、シリアンハムスター (Hutson and

Hoadley, 1972b)、ブタ (Loeffler et al., 1976; Potter et al., 1973a,b)、ヤギ (Casida et al., 1962) 及び

雌ウシ (Casida et al., 1962) で、アイソトープ標識したジクロルボスを用いて、種々の投与経路

で行われてきた。これらの研究は、ジクロルボスの代謝が種々の動物で類似していることを示

している (ATSDR, 1997; IPCS, 1989)。

雄ラットに[ビニル-1-14C]-ジクロルボスを経口投与した試験で、最初の 24 時間で放射能の

42%が代謝物として回収された。投与後 4 日間に放射能の 39%が二酸化炭素として呼気中、13%

が尿中、3.4%が糞中に排泄され、16%が屠体中から回収された。少なくとも 9 種類の代謝物が

尿中に検出された。14C で標識された尿中代謝物はジクロロエチル-β-D-グルクロン酸、脱メチ

ルジクロルボス、馬尿酸、N-ベンゾイルグリシン及び尿素であった。また、投与した放射能の

5%が肝臓でみられており、大部分は 14C-グリシン及び 14C-セリンとしてタンパク質分画に存在

していた (Hutson et al., 1971a,b)。

ジクロルボスは 2 種類の経路により代謝される。第一の経路は、グルタチオンに無関係な A

型エステラーゼによりりん酸部分とビニル基との結合が加水分解され、りん酸ジメチル及びジ

クロロアセトアルデヒドを生じる経路である。りん酸ジメチルは尿中に排泄され、ジクロロア

セトアルデヒドは速やかにジクロロエタノールに代謝される (Wright et al., 1979)。第二の経路

は、グルタチオン-S-トランスフェラーゼにより触媒され、脱メチルジクロルボス及び S-メチル

グルタチオンを生成し、次いで、脱メチルジクロルボスが A 型エステラーゼによりジクロロア

セトアルデヒド及びりん酸モノメチルに分解される経路である。S-メチルグルタチオンはメチ

ルメルカプツール酸になり、尿中に排泄される。二つの代謝経路のうちエステラーゼによる加

水分解経路の方が主要な経路と考えられている (8.3.6 e. 参照) (Wright et al., 1979)。

血中でのジクロルボスの代謝について、in vitro の研究が複数報告されている。パラオキソナ

ーゼとは異なる A 型エステラーゼ活性がヒトの血清中に見出されている (Traverse et al., 1989)。

ジクロルボスの分解に対する Km 値は 7.1 mM 及び 4 mM の 2 種類が報告されている (Reiner et

al., 1980)。

19

ジクロルボスのビニル基部分の代謝には二つの経路がある。すなわち、ジクロロアセトアル

デヒド、ジクロロエタノールを経由してジクロロエタノールグルクロニドを生成する経路と同

じくジクロロアセトアルデヒドを経由して脱塩素化後、分解され、炭素原子が馬尿酸、尿素、

二酸化炭素などの構成成分に変換される経路である (Hutson and Hoadley, 1972b)。

なお、ラットにジクロルボス 50 mg/m3 を 2 時間又は 4 時間吸入暴露した試験で、腎臓におけ

るジクロルボスの半減期は 13.5 分であった (Wright et al., 1979)。また、ヒトの全血を用いた in

vitro の試験で、ジクロルボスの分解の半減期は、男性で 8.1 分、女性で 11.2 分であった (Blair et

al., 1975)。

P OHO

O

COOHCHO

COOHCH2NH2

COOHCHNH2

CH2OH

CONHCH2COOH

H3CO

H3COP O CH C

Cl

Cl(ジクロルボス)

O

A型エステラーゼ

CHCl2CHOジクロロアセトアルデヒド

CHCl2CH2OHジクロロエタノール

H3CO

O-P O CH C

Cl

(脱メチルジクロルボス)

OCl

グルタチオン-S-トランスフェラーゼ

A型エステラーゼ

ジクロロエタノールグルクロニド

H3CO

H3COP

O

OH

(リン酸ジメチル)

メチルグルタチオン

＋

＋

H3CO

OHP OH

O

(リン酸モノメチル)

主代謝経路

CH3-GlutathioneCHCl2CH2O-Glucuronide

リン酸塩

メタノール

CO2

+

CO(NH2)2

メチルリン酸塩

尿素

馬尿酸

CO2

脱ハロゲン化

H3CO

図7-1 ジクロルボスの主要な代謝経路 (ATSDR, 1997を改変)

20

d. 排泄

男性ボランティアにオレンジジュースに入れた[ビニル-14C]-ジクロルボス 5 mg/kg を摂取さ

せた試験で、投与量の 27%が呼気から 14CO2 として排泄された。一方、尿中に排泄された放射

能は 9%にすぎなかった。尿中の放射能は時間とともに減少し、9 日後には検出されなかった

(Hutson and Hoadley, 1972b)。

ラットに 32P-ジクロルボス 0.1～80 mg/kg を単回経口投与した試験で、投与 6 日後までに投与

放射能総量の 66～70%が尿中に、約 10%が糞中に排泄された (Casida et al., 1962)。

[メチル-14C]-ジクロルボスを落花生油 0.5 mL に溶解してマウスに 0.5 mg、ラットに 1 mg を

単回経口投与した試験で、4 日後までに放射能の約 65%が尿中に、15%が呼気中に排泄された

(Hutson and Hoadley, 1972a)。

雌ウシに 32P-ジクロルボス 20 mg を単回経口投与した試験で、投与量の 40%が尿中に、50%

が糞中に排泄された。投与 2 時間以内の乳汁中の放射能は、背景データより有意に高く、有機

溶媒に可溶な放射能物質を含んでいた (Casida et al., 1962)。9 匹の雄ヨークシャーブタに[ビニ

ル-1-14C]-ジクロルボスを餌に混ぜて 40 mg/kg で経口投与した試験で、放射能の 4%が尿中に、

5%が糞中に、6.6%が呼気中に回収された (Potter et al., 1973b)。

ヒト、ラット、マウス及びハムスターに[ビニル-14C]-ジクロルボスを単回経口投与して、24

時間後に種々の経路から排泄された放射能を測定した結果を表 7-1 に示した (Hutson and

Hoadley, 1972b)。

表7-1 経口投与[14C-ビニル]-ジクロルボスの24時間後排泄物中の放射能(%) 動物種 動物数 二酸化炭素 尿 糞 ヒト 1 27(8 時間後) 7.6 ND ラット 3 28.8 9.8 1.5 マウス 1 23.1 27.4 3.2 ハムスター 2 33.5 14.7 2.9

注) 単回経口投与、動物は雄を使用 ND：データなし

e. まとめ

ジクロルボスの生体内運命は、ヒトを含め多くの動物で類似しており、その代謝速度に多少

差がみられるにすぎない。

ジクロルボスは、消化管、呼吸器及び皮膚のいずれからも速やかに吸収され、ほとんどの組

織に存在するエステラーゼで容易に代謝される。

ジクロルボスは、多くは組織でエステラーゼにより代謝されるが、吸入暴露試験ではラット

で腎臓及び脂肪組織に比較的高い濃度で分布している。また、妊娠ウサギに経口投与した試験

で、ジクロルボスは短時間で胎児に移行することが報告されている。

ジクロルボスの主な代謝経路は 2 種類あり、第一の経路は、A 型エステラーゼによりりん酸

部分とビニル基との結合が加水分解され、りん酸ジメチル及びジクロロアセトアルデヒドを生

21

じる経路である。りん酸ジメチルは尿中に排泄され、ジクロロアセトアルデヒドは速やかにジ

クロロエタノールに代謝される。第二の経路は、グルタチオン-S-トランスフェラーゼにより触

媒され、脱メチルジクロルボス及び S-メチルグルタチオンを生成し、次いで、脱メチルジクロ

ルボスがA型エステラーゼによりジクロロアセトアルデヒド及びりん酸モノメチルに分解され

る経路である。二種類の代謝経路のうちエステラーゼによる加水分解経路の方が主要な経路で

ある。

7.2 疫学調査及び事例

ジクロルボスの疫学調査及び事例の概要を表 7-2 に示す。

a. 一般的なヒトへの暴露

a-1. 急性影響

56 歳の女性がジクロルボス約 100 mg/kg を誤飲した例では 14 日後に回復したが (Watanabe et

al., 1976)、自殺目的で約 400 mg/kg を服用した例では死亡した (Shinoda et al., 1972)。

ジクロルボス (75%トルエン溶液) を飲んで自殺した日本人女性 (72 歳) の胃からジクロル

ボス 300 g が検出された。剖検の結果、皮膚の蒼白、左右結膜のうっ血、気管粘膜の出血、舌

背から上部咽頭への出血性潰瘍、食道、胃及び十二指腸の粘膜の蒼白、肺動脈幹の石灰化と狭

窄、肺及び腎臓の重度のうっ血がみられた。血清中コリンエステラーゼ活性の低下 (2 IU/L) が

みられたが、縮瞳はみられなかった。ジクロルボスの組織内分布は、脾臓 3,340μg/g、心臓 815

μg/g と高濃度で、尿中には低濃度の 4.5μg/mL、血液、脳、肺、腎臓、肝臓にはそれぞれ 29

μg/mL、9.7μg/g、81μg/g、80μg/g、20μg/g の濃度が検出された (Shimizu, et al., 1996)。

a-2. 短期及び慢性影響

室内でジクロルボス 0.8 mg/m3 に暴露された大人及び幼児の血漿及び赤血球中のコリンエス

テラーゼ活性に異常はみられなかった (Funckes et al., 1963; Gratz et al., 1963)。

20 家族の住居で、チャバネゴキブリ用殺虫剤を使用 (ジクロルボス 0.5%溶液、平均 0.189 g/m2、

空気中濃度は最初の 2 時間は 548μg/m3、次の 2 時間は 183μg/m3 ) した結果、居住者の尿にジ

クロルボス又はジクロロ酢酸は検出されなかったが、数人に軽度の血清中コリンエステラーゼ

活性の低下がみられた。なお、赤血球のコリンエステラーゼ活性に変化はみられなかった (Gold

et al., 1984)。

b. ボランティアによる試験

男性ボランティア 107人にジクロルボスを1～32 mg/kgの用量で単回経口投与、38人に1～32

mg/kg/日の用量で2～7日間及び1～16 mg/kg/日の用量で3週間反復経口投与した試験で、血漿中

コリンエステラーゼ活性の低下が、単回投与の約6 mg/kg及び3週間投与の1 mg/kg/日でみられた。

また、単回投与の場合コリンエステラーゼの活性低下が、約1～3 mg/kg以上の用量では血漿中

で、さらに約4～12 mg/kg以上の用量では赤血球中でもみられた。一方、反復投与した場合には、

8～32 mg/kg/日ではコリンエステラーゼの活性低下に伴う一時的な胃腸及び中枢神経系への影

響（抗コリンエステラーゼ作用様の症状）がみられた (Slomka and Hine, 1981)。

男性ボランティア (各用量5人) に、ジクロルボスを1、1.5、2、2.5 mg/人/日の用量で28日間

22

反復経口投与した試験で、2 mg群で投与期間終了後2日目に、2.5 mg群で投与20日目に、血漿中

コリンエステラーゼ活性の低下 (それぞれ30%) がみられた (Rider et al., 1968)。

男性ボランティア 10人 に、ジクロルボスを1.5 mg/人/日の用量で60日間反復経口投与した実

験で、血漿中コリンエステラーゼ活性が40%低下したが、投与期間終了後に回復した (Rider et

al., 1967)。

男性ボランティア (6人/群、21～45歳) に、ゼラチンカプセル又は綿実油を満したカプセルに

入れたジクロルボスを１回あたり0.9 mg/人の用量で、対照の2群は偽薬をそれぞれ3回/日、21

日間経口投与した試験で、2種のカプセルでジクロルボスを投与した群で投与20日以内に血漿コ

リンエステラーゼ活性の低下がみられ、50%回復するのに要した期間は13.7日であった。なお、

コリン作動性の症状や赤血球中でのコリンエステラーゼ活性の低下はみられなかった (Boyer

et al., 1977)。

高度2,400 mの航空機内でジクロルボス0.73～1.18 mg/m3の濃度に45分間吸入暴露されたボラ

ンティア (8人) で暗順応能力、気道抵抗性及び血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性には

変化はみられなかった (Smith et al., 1972)。

ボランティア (男性26人、女性6人) にジクロルボス約1 mg/m3をチャンバー内で2～7時間吸

入暴露した試験で、6～7時間暴露後に血漿中コリンエステラーゼ活性の著しい低下がみられた

が、臨床症状、血液学的検査、尿検査、腎臓機能、脳波、心電図、呼吸機能、赤血球中のコリ

ンエステラーゼ活性に異常はみられなかった (Hunter, 1970a)。

ジクロルボスを男性ボランティア7人の頭と首に1～52 mg/m3を、男性ボランティア6人の頭の

みに7～50 mg/m3をそれぞれ10分～4時間暴露した試験で、最高濃度の52 mg/m3、65分間の暴露

で喉の刺激、鼻漏、胸骨下の不快感がみられたが、瞳孔径及び視力に影響はみられなかった。

また、赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下がみられたのは1人のみであったが、血漿中のコ

リンエステラーゼ活性の低下とジクロルボスの暴露量との間には相関関係がみられた。腎臓及

び肺の機能、代謝率に変化はみられなかった (Hunter, 1969,1970b)。

ボランティア (14人) にジクロルボスを含浸させたバポナレジン気化装置を室内の30 m3あた

り1枚設置してジクロルボス約0.09 mg/m3を6か月間吸入暴露した試験で、血漿及び赤血球中コ

リンエステラーゼ活性に変化はみられなかった (Zavon and Kindel, 1966)。

ボランティア (26家族) にジクロルボスを含浸させた布片を家中 (空気中の平均最大濃度

0.13 mg/m3) において1年間以上吸入暴露した実験で、居住者に有害な健康影響、血漿及び赤血

球中コリンエステラーゼ活性の低下はみられなかった。ジクロルボスを含浸させた布片を毎月

交換した場合でも血漿中のコリンエステラーゼ活性の軽度低下がみられたにすぎなかった

(Leary et al., 1971,1974)。

c. 経口摂取した患者

蠕虫寄生患者 (108 人) にジクロルボス 6、12 mg/kg の用量を駆虫薬として単回服用させた例

で、約 40％の患者に重度の貧血（ヘモグロビン濃度の低下）による衰弱、血漿中コリンエステ

ラーゼ活性の重度低下がみられた。しかし、赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下は軽度か

ら中等度で、コリンエステラーゼ活性を除く血液学的検査、肝臓及び腎臓の機能に異常はみら

れなかった。一方、数名の患者に軽度の頭痛がみられた以外中毒症状はなかった(Pena Chavarra

23

et al., 1969)。

患者 (705人) にジクロルボス6、12 mg/kgの用量を駆虫薬として単回服用させた例で、6 mg/kg

以上に血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下がみられたが、臨床症状、血液学的検

査並びに肝臓及び腎臓の機能に異常はみられなかった (Cervoni et al., 1969)。

高濃度のジクロルボスを駆虫薬として服用した患者2人で、抗コリンエステラーゼ作用による

と考えられる重度の中毒症状が生じ、回復後には遅発性の神経毒性として神経軸索の重度変性

(axonal degeneration neuropathy) がみられた。なお、1人は12か月以内に回復した (Wadia et al.,

1985)。

d 職業暴露

d-1. 急性影響

害虫駆除作業中に噴霧器からもれたジクロルボス1%鉱物油溶液で暴露された作業者に、背部

皮膚に接触性皮膚炎、眩暈、呼吸困難、衰弱がみられた。4日後、血中コリンエステラーゼ活性

の低下がみられたが、全身性の症状はみられなかった。作業者は治療することなく回復し、コ

リンエステラーゼ活性は1か月以内に標準の72%まで増加した。皮膚炎は溶剤によって引き起こ

されたと推察されている (Bisby and Simpson, 1975)。

ジクロルボスの5%溶液 (溶媒：15%石油留分、80%トリクロロエタン) を輸送するトラック

ドライバーが、事故でジクロルボスに皮膚接触し、2か月間接触性皮膚炎がみられた。更に、頭

痛、軽度の鼻漏、舌の灼熱感及び口中に苦味感を経験した。血中コリンエステラーゼ活性は、

最初低く、2週間後には高値を示したが、いずれも基準値の範囲内であった。石油留分に溶解し

たジクロルボス0.1、1%溶液を用いた皮膚貼付試験の結果は陰性であった。これらの症状及び

軽度のコリンエステラーゼ活性の低下から、皮膚炎はトリクロロエタンによる影響と考えられ

ている (Mathias, 1983)。

d-2. 短期及び長期影響

たばこの倉庫内でジクロルボスの4%エアロゾルに16時間/週、2～4か月間暴露された作業者

12人に、血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性に変化はみられなかった (Witter, 1960)。

ジクロルボスの古い噴霧器と新しい噴霧器の交換 (5日/週、3週間、ジクロルボスの室内濃度;

0.3～2.1 mg/m3) を屋内で行った作業者16人に、血漿中コリンエステラーゼ活性の低下がみられ

たが、中毒症状はみられなかった (Stein et al., 1966)。

穀物店で害虫駆除 (ジクロルボスの空気中濃度; 1.9～3 mg/m3) をした噴霧作業者に、血中コ

リンエステラーゼ活性の低下がみられた (Sasinovich, 1970)。

害虫駆除のためジクロルボスのエアロゾル (ジクロルボス230～330 g)、乳剤 (ジクロルボス

40～50 g) を1日間家に噴霧した作業者 (13人) で、作業後背部に0.8 mg/m2、胸部に0.4 mg/m2、

マスクのフイルターに11 mg/m2 のジクロルボスの平均残留量が確認された。尿中に代謝産物の

リン酸ジメチルが検出されたが、血液化学的検査（血清中コリンエステラーゼ活性の測定を含

む）及び尿検査では異常はみられなかった (Das et al., 1983)。

ジクロルボス製品製造工場でジクロルボス (平均0.7 mg/m3、最高3 mg/m3) に8か月間暴露さ

れた工場労働者 (男性11人、女性2人) に、暴露開始後数日以内に血漿中コリンエステラーゼ活

24

性の低下がみられたが、赤血球中のコリンエステラーゼ活性の低下はより遅延してみられた。

暴露中止1か月後に、血漿及び赤血球のコリンエステラーゼ活性は正常レベルに回復した。他の

血液学的検査を含む検診でジクロルボス暴露に起因する変化はみられなかった (Menz et al.,

1974)。

e. 発がん

小児がんと家庭での殺虫剤使用との関連について、米国デンバーの 15 歳以下の小児で聞き

取り調査された。1976 年～1983 年の間にがんと診断された 252 人及び対照の小児 222 人の親か

ら家庭での殺虫剤の使用状況を聴取した結果、ジクロルボスを含ませた害虫駆除片 (pest strips)

の使用と白血病との間に関連性が見出された (生まれてから病気と診断される 2 年前まで害虫

駆除片に暴露された群のオッズ比は 1.7、母親の妊娠期間のうち少なくとも 3 か月間暴露され

た群のオッズ比は 3.0) (Leiss and Savitz, 1995)。

白血病と農薬や殺虫剤使用との関連について、1981 年～1984 年に米国アイオワ州とミネソ

タ州で 30 歳以上の白人男性の 578 名の白血病患者と 1245 名の対照者に対して聞き取り調査が

行われた。その結果、ジクロルボスと白血病との間に関連性が見出された (オッズ比 2.0) (Brown

et al., 1990)。

ジクロルボスと発がんとの関連を調査したいくつかの報告があるが、ジクロルボス単独暴露

による影響ではないのでここでは取り上げなかった (Amoateng-Adjepong et al., 1995; Pogoda

and Preston-Martin, 1997; Zhong and Rafnsson, 1996)。

f. まとめ

ジクロルボスの急性影響としては、駆虫薬として6、12mg/kgの用量を単回服用した患者で重

度の貧血による衰弱、血漿中コリンエステラーゼ活性の重度低下、高用量を服用した患者で重

度の中毒症状(抗コリンエステラーゼ作用様の症状)、遅発性の神経毒性（神経軸索の重度変性

神経病）がみられている。また、害虫駆除作業中ジクロルボス1%溶液に暴露された作業者に眩

暈、呼吸困難、衰弱がみられている。短期及び慢性影響としては、ボランティアによる反復投

与試験で、経口投与では1 mg/kg/日の用量の3週間の投与で血漿中コリンエステラーゼ活性の低

下、8～32 mg/kg/日の用量の2～7日間の投与でコリンエステラーゼ活性の低下に伴う胃腸及び

中枢神経系への影響(抗コリンエステラーゼ作用様の症状)がみられている。吸入暴露ではジク

ロルボスに8か月間暴露 (平均0.7 mg/m3、最高3 mg/m3) された工場労働者に、暴露開始直後に

血漿中のコリンエステラーゼ活性の低下がみられたが、暴露中止1か月後には回復したことが報

告されている。発がん性については、白血病との関連性が、ジクロルボスを含ませた害虫駆除

片使用と小児との間や殺虫剤として使用したジクロルボスと成人男性との間でみられるとの報

告がある。

25

表7-2 ジクロルボスの疫学調査及び事例 対象集団

性別・人数 暴露状況 暴露量 結 果 文献

56歳女性1人 誤飲 約100 mg/kg 14日後に回復 Watanabe et al., 1976

不明 自殺目的で服

用 約400 mg/kg 死亡 Shinoda et

al., 1972 日本人

女性72歳 身長151cm 、体重62.5kg

自殺

ジクロルボス

(75%トルエ

ン溶液) 胃からジクロ

ルボス300gを検出

剖検: 皮膚の蒼白、左右の結膜のうっ血、気管粘膜の

出血、舌背から上部咽頭への出血性潰瘍、 食道、胃及び十二指腸の粘膜の蒼白、肺動脈幹

の石灰化と狭窄、著しい肺及び腎臓のうっ血 血清コリンエステラーゼ活性の低下; 2 IU/L (標準

値; 206-459 IU/L)、縮瞳なし ジクロルボスの組織内分布: 脾臓3,340μg/g、心臓815μg/g、尿4.5μg/mL、血

液29μg/mL、脳9.7μg/g、肺81μg/g、腎臓80μg/g、肝臓20μg/g

Shimizu et al., 1996

大人、幼児 室内で暴露 0.8 mg/m3 血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性に異常

なし Funckes et al., 1963;

Gratz et al., 1963

20家族の住居 チャバネゴキ

ブリ用殺虫剤

を使用

使用後の最初

の2時間は548μg/m3、次の2時間は 183μg/m3

ジクロルボス

0.5%溶液 (平均 0.189 g/m2) を使用

居住者の尿にジクロルボス又はジクロロ酢酸は検

出されず 数人に血清中コリンエステラーゼ活性の軽度の低

下がみられたが、赤血球中コリンエステラーゼ活

性に変化なし

Gold et al., 1984

ボランティア 男性、107人、

38人

単回経口 反復経口投与

2-7日間、3週間

単回投与；

1-32 mg/kg反復投与；

1-32 mg/kg/日1-16 mg/kg/日

単回投与の約1-3 mg/kg以上に血漿中コリンエステ

ラーゼ活性の低下、約4-12 mg/kg以上に赤血球中の

コリンエステラーゼ活性の低下 反復投与、3週間、1 mg/kg/日で血漿中のコリンエ

ステラーゼ活性の低下 反復投与の8-32 mg/kg/日ではコリンエステラーゼ

活性の低下に伴う一過性の胃腸及び中枢神経系へ

の影響

Slomka & Hine, 1981

ボランティア 男性、各用量5

人

反復経口投与 28日間

1、1.5、2、2.5 mg/人

2 mg/人: 投与終了の2日後に血漿中コリンエステラーゼ

活性の低下 (30%) 2.5 mg/人: 投与20日目に血漿中コリンエステラーゼ活性の

低下 (30%)

Rider et al., 1968

ボランティア 男性、10人

反復経口投与 60日間

1.5 mg/人 血漿中コリンエステラーゼ活性の低下 (40%) がみられたが、投与終了後回復

Rider et al., 1967

26

対象集団 性別・人数

暴露状況 暴露量 結 果 文献

ボランティア 男性、24人、

21-45歳、

6人/グループ

反復経口投与 21日間、3回/日

ジクロルボ

ス0.9 mgを①

ゼラチンカプ

セル又は②綿

実油を満した

カプセルに入

れ投与、対照の

2グループ③④

は偽薬を投与

0.9 mg 投与グループ①②: 投与20日以内に血漿中コリンエステラーゼ活性

の低下、50%回復に要する期間は13.7日で、回復

は両グループの間に差なし コリン作動性の症状、赤血球中コリンエステラ

ーゼ活性の低下なし

Boyer et al., 1977

ボランティア 8人

吸入暴露 45分間

高度2,400 mの

航空機内

0.73-1.18 mg/m3

気道抵抗性、暗順応能力及び血漿及び赤血球中コ

リンエステラーゼ活性に変化なし Smith et al.,

1972

ボランティア 男性26人 21-57歳 女性6人 19-25歳

吸入暴露 チャンバー内

で2-7時間暴露

約1 mg/m3 6-7時間暴露後に血漿中コリンエステラーゼ活性

の低下 臨床症状、血液学的検査、尿検査、腎臓機能、脳

波、心電図、呼吸機能及び赤血球中コリンエステ

ラーゼ活性に異常なし

Hunter, 1970a

ボランティア ①男性7人

25-56歳 ②男性6人

吸入暴露 10分-4時間

①頭と首を暴

露 、 1-52 mg/m3

② 頭 の み 暴

露 、 7-50 mg/m3

最高濃度 ; 52 mg/m3 (65分)最 大 暴 露 時

間; 4時間 (13 mg/m3)

52mg/m3、65分間暴露: 喉の刺激、鼻漏、胸骨下の不快感 瞳孔又は視力には影響なし

1人に赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下、血

漿中コリンエステラーゼ活性の低下とジクロルボ

スの暴露量との間に相関関係あり 腎臓及び肺の機能、代謝率に変化なし

Hunter, 1969, 1970b

ボランティア 男性3人

吸入暴露 4日間

1、2時間/日

0.3-0.9 mg/m3 (平均0.5 mg/m3)

0.9-3.5 mg/m3 (平均2.1 mg/m3)

平均2.1 mg/m3、2時間/日: 血漿中コリンエステラーゼ活性の低下

Witter et al., 1961

吸入暴露 14日間、30分間

隔で6回/日

0.14 -0.33 mg/m3

気道抵抗性、視覚及び血漿中コリンエステラーゼ

活性に変化なし

ボランティア 男性15人 23-61歳

吸入暴露 11週間、4日/週、8-10時間間

隔/日

0.1-0.6 mg/m3 気道抵抗性、視覚及び血漿中コリンエステラーゼ

活性に変化なし

Rasmussen et al., 1963

27

対象集団 性別・人数

暴露状況 暴露量 結 果 文献

ボランティア 14人

吸入暴露 6か月間

ジクロルボス

を含浸させた

バポナレジン

気化装置を室

内の30 m3あた

り1枚設置、布

片は標準より

短い間隔で交

換

約0.09 mg/m3

(4枚のバポナ

レジン気化装

置設置40日後

の室内濃度)

血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下

なし Zavon &

Kindel, 1966

ボランティア 26家族

吸入暴露 1年以上

ジクロルボス

含浸させた布

片を室内に

8-10枚設置

0.13 mg/m3 居住者に有害な健康影響、血漿及び赤血球中コリ

ンエステラーゼ活性の低下なし 布片を毎月の交換した場合、血漿中コリンエステ

ラーゼ活性の軽度低下

Leary et al., 1971, 1974

入院患者 108人

単回服用 ジクロルボス

を駆虫剤とし

て樹脂に混合

し粒状に成形

したものを服

用

6、12 mg/kg 多数の患者に重度の貧血、衰弱、血漿中コリンエ

ステラーゼ活性の重度低下、赤血球中コリンエス

テラーゼ活性の軽度の低下 中毒症状は数名の患者に軽度の頭痛以外にみられ

ず 血液学的検査、肝臓及び腎臓の機能に異常なし

Pena Chavarra et

al., 1969

患者 705人

単回服用 ジクロルボス

をポリ塩化ビ

ニル樹脂に混

合し成形した

ものを、寄生虫 (鞭虫、鉤虫、

蛔虫 ) を駆除

するために、朝

食の2時間前に

服用

6、12 mg/kg 6 mg/kg以上: 血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の低

下 臨床症状、血液学的検査、肝臓及び腎臓の機能

に異常なし

Cervoni et al., 1969

患者 2人

経口摂取 不明 (高濃度)

患者2人に重度の抗コリンエステラーゼ作用によ

ると考えられる中毒症状、回復後に遅発性の神経

毒性、神経の重度軸索変性神経病がみられ、1人は

12か月以内に回復

Wadia et al., 1985

労働者 身体の一部に

ジクロルボス

溶液が付着

濃縮されたジ

クロルボス

3%溶液、120 ml

身体に付着し濃縮されたジクロルボスを速やかに

洗い流さなかった労働者2人が死亡、洗い流した労

働者は中毒症状がみられたが回復 非致命的だが重大なケースは、3%溶液、120 mLをこぼし、直ちに洗い流さなかったときにみられ、

１時間後に会話が不明瞭で眠くなり倒れたが、処

置後回復

Hayes, 1963, 1982

害虫駆除作業

者 作業中に噴霧

器からもれた

ジクロルボス

1%鉱物油溶液

に暴露

1%鉱物油溶

液 作業者に、背部皮膚上に接触性皮膚炎、 眩暈、呼吸困難、衰弱、4日後、血液中のコリンエ

ステラーゼ活性の低下がみられたが、全身性の症

状なし 作業者は治療なしで回復、コリンエステラーゼ活

性は1か月以内に標準の72%まで増加 急性の皮膚炎は溶剤によって引き起こされたと推

察

Bisby & Simpson,

1975

28

対象集団 性別・人数

暴露状況 暴露量 結 果 文献

トラックドラ

イバー ジクロルボス

の5%溶液を輸

送時に、事故で

皮膚接触

5%溶液 (溶媒：15%石

油留分、80%トリクロロエ

タン)

接触性皮膚炎、頭痛、軽度の鼻漏、舌の灼熱感及

び口中の苦味感 血液中のコリンエステラーゼ活性は、最初低く、2週間後には高値を示したが、いずれも基準値の範

囲内 ジクロルボスの0.1、1%石油留分溶液の皮膚貼付試

験は陰性 これらの症状及びコリンエステラーゼ活性の軽度

の低下から、皮膚炎はトリクロロエタンによる影

響と推察

Mathias, 1983

ゴキブリ駆除

作業者 7-9人

18分、4時間 建物内でジク

ロルボス灯油

溶液をスプレ

ー

0.3-0.6%灯油

溶液 6 mL/m2

結膜の充血、咽頭痛、コリンエステラーゼ活性の

低下

Ueda et al., 1959, 1960

ゴキブリ駆除

作業者 4名

2時間 25℃の室内で

ジクロルボス

灯油溶液をス

プレー

0.6%灯油溶

液 血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下

Ueda et al., 1959, 1960

ゴキブリ駆除

作業者 11人

6時間 20℃の室内で

ジクロルボス

灯油溶液をス

プレー

0.6%灯油溶

液 血漿中コリンエステラーゼ活性の低下、赤血球で

は低下なし コリンエステラーゼ活性の低下は長時間の連続労

働によると結論 結膜の充血、咽頭痛は灯油を溶剤として使用した

ことに起因

Ueda et al., 1959, 1960

作業者 12人

2-4か月間 16時間/週

たばこ倉庫内

でジクロルボ

スのエアロゾ

ルを使用

4% 血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下

なし Witter, 1960

作業者 16人

3週間 5日/週

防虫作業

0.3-2.1 mg/m3

(室内濃度)血漿中コリンエステラーゼ活性の低下 中毒症状なし

Stein et al., 1966

穀物店作業者

害虫駆除作業 1.9-3 mg/m3 血液中のコリンエステラーゼ活性の低下 Sasinovich, 1970

害虫駆除作業

者 13人

害虫の駆除に、

ジクロルボス

のエアロゾル、

乳剤を1日４軒

の家に噴霧

230-330 g (エアロゾル)

40-50 g (乳剤)

身体背部に0.8 mg/m2、胸部に0.4 mg/m2、マスクの

フイルターに11 mg/m2 のジクロルボスの平均残

留量を確認 尿にジメチルりん酸が検出されたが、血清コリン

エステラーゼを含む血液及び尿の分析では変化は

なし

Das et al., 1983

工場労働者 男性11人、女

性2人

8か月間 ジクロルボス

製品を生産中

に暴露

平均0.7 mg/m3、最高3

mg/m3

暴露開始後数日以内に血漿中コリンエステラーゼ

活性の低下、赤血球中コリンエステラーゼ活性の

低下はより遅い 暴露を止めた1か月後に、血漿及び赤血球中コリン

エステラーゼ活性は正常な生理学的レベルに回復 他の血液学的検査を含む、検診でジクロルボス暴

露に起因する変化はなし

Menz et al., 1974

29

対象集団 性別・人数

暴露状況 暴露量 結 果 文献

1976-1983年 家庭用殺虫剤、

室内害虫用殺

虫剤、家畜用殺

虫剤、ジクロル

ボス含浸害虫

駆除片の使用

と小児がんの

関係を調査

不明 がんと診断された小児252人:

害虫駆除片 (pest strips) 使用と白血病のオッズ

比 (odds ratios: ORs)＝1.7,3.0 OR1.7： 生まれてから病気と診断される2年前

まで害虫駆除片に暴露された群

OR3.0：母親の妊娠期間の少なくとも3か月間暴

露された群

家庭用殺虫剤の使用と白血病との間に関連性あ

り

Leiss & Savitz, 1995

30歳上の白人

男性 白血病患者

578名、対照者

1245名

1981-1984年 殺虫剤や農薬

使用と白血病

との関係を調

査

不明 殺虫剤としてのジクロルボス使用と白血病のオッ

ズ比 (odds ratios: OR)＝2.0 ジクロルボス使用と白血病との間に関連性あり

Brown et al., 1990

7.3 実験動物に対する毒性

7.3.1 急性毒性

ジクロルボスの実験動物における急性毒性試験結果を表 7-3 に示す。

ジクロルボスを経口投与した場合の LD50 は、マウスで 61～275 mg/kg (Anon, 1974; Haley et

al., 1975; Holmstedt et al., 1978; Issiki et al., 1983; Sasinovich, 1968,1970; Takahashi et al., 1987;

Ueda et al., 1960; Vrbovsky et al., 1959; Yamasita, 1960,1962)、ラットで 17～110 mg/kg (Durham et

al., 1957; Gaines, 1969; Holmstedt et al., 1978; Narcisse, 1967; Sasinovich, 1968,1970; Ueda et al.,

1960; Vrbovsky et al., 1959)、また、吸入暴露した場合の LC50 は、マウスで 1.42～33.8 ppm (13～

310 mg/m3、4 時間) (MacDonald, 1982; Sasinovich, 1968,1970; Ueda et al., 1960)、ラットで 9.05～

49.6 ppm (83～455 mg/m3、1 時間) (Kimmerle and Lorke, 1968; MacDonald, 1982; Sasinovich, 1968,

1970) と報告されている。

急性毒性症状として、経口投与では、自発運動の低下、流涎、脱糞、チアノーゼ、あえぎ呼

吸、嘔吐、協調運動失調、後弓反張、振戦、けいれん、昏睡、吸入暴露では流涎、流涙、眼球

突出、振戦、けいれんが報告されている (Ikeda et al., 1990)。

表7-3 ジクロルボスの急性毒性試験結果 マウス ラット ウサギ モルモット イヌ 経口 LD50

(mg/kg) 61-275 17-110 約 13-23 157 ND

吸入 LC50

(ppm)

1.42-33.8(雄) (4 時間、13-310

mg/m3)1)

9.05(雌)-49.6(雄) (1 時間、83-455

mg/m3)1) ND ND 22-316

経皮 LD50 (mg/kg)

206-395 75-900 107 ND ND

腹腔内 LD50 (mg/kg)

22-41 15-18 ND ND ND

皮下 LD50 (mg/kg)

13-33 (雄) 約 11-72 ND 28 ND

30

マウス ラット ウサギ モルモット イヌ 静脈内 LD50

(mg/kg) 8-10 ND ND ND ND

ND: データなし 1) 暴露時間及び mg/m3 への換算値

7.3.2 刺激性及び腐食性

ジクロルボスの実験動物における刺激性及び腐食性試験結果を表 7-4 に示す。

雄 NZW ウサギの皮膚に 5～20％ジクロルボス水溶液を適用した試験で、強度の刺激性がみ

られた (Arimatsu et al., 1977)。

表7-4 ジクロルボスの刺激性及び腐食性試験結果

動物種等 試験法

投与方法 投与期間 投与量 結 果 文献

ウサギ NZW 雄

皮膚刺激 ND 適用量は不明 5-20％水溶液

強度の刺激性 Arimatsu et al., 1977

ND: データなし

7.3.3 感作性

ジクロルボスの実験動物における感作性試験結果を表 7-5 に示す。

モルモットに 0.05、0.5％ (溶媒は不明) のジクロルボスを適用したマキシマイゼーション

(Maximization) 法による皮膚感作性試験において、0.5％群の動物の 35％に紅斑がみられ、中等

度の感作性と判定された (Fujita, 1985)。

雄モルモットに 0.1ｍL のジクロルボスを 3 日間耳介外側皮膚に適用したイアーフランク法

による皮膚感作性試験において、陰性と判定された (Kodama, 1968)。

表7-5 ジクロルボスの感作性試験結果

動物種等 試験法

投与方法 投与期間 投与量 結 果 文献

モルモッ

ト ハートレ

ー

Maximization法 1週間後に感

作、最終感作

終了後2週間

目に惹起

0.05、0.5％ 皮内感作; 0.1 mL貼付感作; 0.2 mL

惹起; 0.1 mL

0.5％群で35％の動物に軽

度又は明瞭な紅斑 中等度と判定

Fujita, 1985

モルモッ

ト 雄

5匹

Stevens Assay 1) (flank/flank technique)

3日間 感作; 0.1 mL/日3日間

惹起; 0.2 mL

陰性 Kodama, 1968

1)イアーフランク (ear-flank)法; 被験物質を適当な基剤に溶解させた0.1 mLを3日間モルモットの耳介外側皮

膚面に塗布する。7日目に被験物質を数段階濃度に調製し、直径1 cmに0.2 mL塗布し惹起する。24時間後の紅

斑で判定する(｢新しい皮膚の生理と安全性｣p245から引用)。

31

7.3.4 反復投与毒性

ジクロルボスの実験動物における反復投与毒性試験結果を表 7-6 に示す。

a. 経口投与

雄NMRI/Han マウス (14匹/群) にジクロルボスを40 mg/kgの用量で単回強制経口投与した試

験及び10 mg/kg/日の用量で18日間強制経口投与した試験で、投与開始後9、18、27、36、54、

63日に各群2匹の動物について精巣の病理組織学検査を実施した。両試験のジクロルボス投与群

に精細管及びセルトリ細胞の障害、精子形成の阻害、ライディッヒ細胞の数的増加及び腫大が

みられた (Krause and Homola, 1972,1974)。

雌雄B6C3F1マウス (雌雄各10匹/対照群、雌雄各12匹/投与群) にジクロルボスを0、25、50、

100、200、400 mg/L水の濃度で10週間経口 (飲水) 投与した試験で、異常はみられなかった

(Konishi et al., 1981)。

雌雄B6C3F1マウス (雌雄各10匹/群) にジクロルボスを0、400、1,600、3,200、5,000、10,000 mg/L

水の濃度で10週間経口 (飲水) 投与した試験で、1,600 mg/L水以上の群に体重の増加抑制、5,000

mg/L水以上の群に死亡がみられた (Konishi et al., 1981)。

雌雄B6C3F1マウス (7週齢、雌雄各10匹/群) にジクロルボスを0、5、10、20、40、80、160 mg/kg/

日の用量で5日/週、13週間強制経口投与した試験で、80 mg/kg/日群で雄5/10匹、160 mg/kg/日群

で雄10/10匹、雌9/10匹に死亡がみられた。しかし、他の一般状態及び病理組織学的検査に異常

はみられなかった (U. S. NTP, 1989)。

ラットにジクロルボスを30 mg/kg/日の用量で12週間強制経口投与した試験で、ヘモグロビン

量、ヘマトクリット値及び赤血球ヘモグロビン濃度の減少がみられた (Ellinger et al., 1985)。

雄Wistarラット (16匹/群) にジクロルボス20 mg/kg/日を生後4日と5日目に投与するか、10

mg/kg/日の用量で生後4日から23日まで強制経口投与した試験で、10 mg/kg/日群の生後6、12、

18、26、34、50日目に1群あたり2匹の精巣の病理組織学検査を実施した結果、精上皮細胞及び

ライディッヒ細胞数の軽度な減少がみられた。これらの変化は投与期間終了50日後には回復し

た (Krause et al., 1976; Xing-Shu, 1983)。

雄Wistarラット (5か月齢、5匹/群、11群) にジクロルボスを5、10 mg/kg/日の用量で1日おき

に8週間強制経口投与を行い、投与群を5グループに分割し4週毎に精細管の病理組織学的検査を

実施した試験で、投与4から8週間後に精細管内の細胞の減少がみられた。これらの変化は、投

与終了8週間後には回復した (Fujita, 1985)。

雌Shermanラット (若齢、10匹/群) にジクロルボス (純度90%) を0、5、20、50、200、500、

1,000 mg/kg餌 (0、0.4、1.5、3.5、14.2、35.7、69.9 mg/kg/日相当) の用量で90日間経口 (混餌) 投

与した試験で、中毒症状はみられなかった。14.2 mg/kg/日以上の群に血漿及び赤血球中コリン

エステラーゼ活性の低下がみられた (Durham et al., 1957)。

雌雄F344ラット (7週齢、雌雄各10匹/群) にジクロルボスを0、2、4、8、16、32、64 mg/kg/

日の用量で5日/週、13週間強制経口投与した試験で、雌の8、16 mg/kg/日群に体重の増加抑制、

雄の32 mg/kg/日以上及び雌の16 mg/kg/日以上の群に死亡がみられたが、病理組織学的検査に異

常はみられなかった (U.S. NTP, 1989)。

雌雄SDラット (雌雄各15匹/群) にジクロルボス (純度93%) を0、0.1、1、10、100、1,000 mg/kg

餌の用量で15週間経口 (混餌) 投与した試験で、100 mg/kg餌以上の群に赤血球中コリンエステ

32

ラーゼ活性の低下、1,000 mg/kg餌群に体重の増加抑制、血漿及び脳中コリンエステラーゼ活性

の低下がみられたが、その他の血液学的検査、血清タンパク、尿検査及び病理組織学的検査に

異常はみられなかった (Witherup et al., 1964)。

ラットにジクロルボスを0、3.5、7 mg/kg/日の用量で4か月間、0、0.7、1.4 mg/kg/日の用量で

12か月間強制経口投与した試験で、1.4、3.5、7 mg/kg/日群に体重の増加抑制、摂餌量の低下、

多くの器官の重量増加、脳、血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下、7 mg/kg/日群

に中毒症状がみられた (Sasinovich, 1970)。

雌雄SDラット (4～5週齢、雌雄各40匹/群) にジクロルボス (純度93%) を0、0.1、1、10、100、

500 mg/kg餌 (0、0.0025、0.025、0.25、2.5、12.5 mg/kg/日相当) の用量で2年間経口 (混餌) 投

与した試験で、2.5 mg/kg/日以上の群に血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下、肝細

胞の脂肪変性、12.5 mg/kg/日群に脳中のコリンエステラーゼ活性の低下がみられたが、麻酔時

間、行動、生存率、体重増加、摂餌量、器官重量、血液学的検査、血液化学的検査及び尿検査

に異常はみられなかった (Witherup et al., 1967,1971)。

雌雄イヌ (雌雄各3匹/群) にジクロルボス (純度93%) を0、0.3、1、1.5、3 mg/kg/日の用量で

90日間強制経口投与した試験で、1 mg/kg/日以上の群に血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ

活性の低下、1.5 mg/kg/日以上の群に興奮、自発運動亢進、攻撃性亢進、3 mg/kg/日群に脳中コ

リンエステラーゼ活性の低下がみられたが、生存率、体重増加、肝臓及び腎臓の機能、器官重

量、血液学的検査及び病理組織学的検査に異常はみられなかった (Hine, 1962)。

雌雄ビーグル犬 (6～7か月齢、雌雄各4匹/群) にジクロルボスを0、0.1、1.0、3.0 mg/kg/日の

用量で52週間強制経口投与した。0.1 mg/kg/日群については投与12日目に血清中コリンエステラ

ーゼ活性に影響がみられため、投与22日目から0.1 mg/kg/日を0.05 mg/kg/日に減量した。その結

果、生存率、体重及び病理学的検査に異常はみられなかった。しかし、雌雄の0.1 mg/kg/日以上

の群に血漿及び赤血球中のコリンエステラーゼ活性の低下、雄の1.0 mg/kg/日以上の群及び雌の

3.0 mg/kg/日群に脳中コリンエステラーゼ活性の低下がみられた。減量後の0.05 mg/kg/日群では

コリンエステラーゼの活性の低下はみられなかった (AMVAC Chemical Corp., 1990)。この試験

で、血清及び赤血球 (雌雄) 中コリンエステラーゼ活性の低下を指標としたLOAELは 0.1

mg/kg/日、NOAELは 0.05 mg/kg/日と判断する。

雌雄イヌ (雌雄各3匹/群) にジクロルボス (純度93%) を0、0.1、1、10、100、500 mg/kg餌 (0、

0.002、0.008、0.08、0.8、6.4 mg/kg/日相当) の用量で2年間経口 (混餌) 投与した試験で、0.08

mg/kg/日以上の群に赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下、雌に肝細胞の変化、0.8 mg/kg/

日以上の群に血漿中のコリンエステラーゼ活性の低下、6.4 mg/kg/日群の雌雄に肝臓の重量増加、

雄に肝細胞の変化がみられたが、一般状態所見、生存率、体重増加、摂餌量、血液学的検査、

血液化学的検査及び尿検査に異常はみられなかった (Jolley et al., 1967; Witherup et al., 1971)。

アカゲサル (32匹) にジクロルボスを5～80 mg/kg餌 (1～16 mg/kg/日相当) の用量で毎日又

は8、20 mg/kg餌の用量で1日に2回、10～21日間経口 (混餌) 投与した試験で、すべての投与群

で血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性が約20%低下したが、中毒症状はみられなかった。

投与終了後の血漿中のコリンエステラーゼ活性は3週間以内に、赤血球中のコリンエステラーゼ

活性は50～60日以内にそれぞれ回復した (Hass et al., 1972)。

ブタ (35日齢) にジクロルボスを0、1、4、16 mg/kg/日相当の用量で30日間経口 (混餌) 投与

33

した試験で、4 mg/kg/日以上の群に血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下がみられ

た (Stanton et al., 1979)。

授乳中の雌ウシ (2頭) にジクロルボスを0、200、500 mg/kg餌の用量で78日間経口 (混餌) 投

与した試験で、母動物の500 mg/kg餌 (4.5 mg/kg/日相当) 群に赤血球中コリンエステラーゼ活性

の重度低下がみられた。2頭の母動物の乳汁中には0.08 mg/L未満のジクロルボスが含まれてい

たが、児ウシのコリンエステラーゼ活性に異常はみられなかった。なお、母動物にジクロルボ

ス27 mg/kgの単回投与でコリン作動性の症状がみられたが、すぐに回復した (Tracy et al., 1960)。

b. 吸入暴露

CF-1マウス、CFEラットにジクロルボスを50～80 mg/m3の濃度で、7時間/日、5日間吸入暴露

した試験で、マウスの80 mg/m3群に死亡がみられた (Stevenson and Blair, 1969)。

マウス (100匹)、ラット (50匹)、ウサギ (22匹)、ネコ (13匹) にジクロルボスを0、16.5、45、

160 mg/m3の濃度で、2時間/日、40日間吸入暴露した試験で、ウサギに一過性の縮瞳がみられた

以外、ウサギを含むいずれの動物種においても呼吸、体重増加、血中コリンエステラーゼ活性

を含む血液化学的検査及び病理学的検査に変化はみられなかった (Vashkov et al., 1966)。

マウス、ラット、モルモットにジクロルボスを0、0.03 mg/m3の濃度で、23時間/日、28日間

吸入暴露した試験で、いずれの動物種においても剖検所見に変化はみられなかった。0.14～0.15

mg/m3の濃度で5日間暴露した試験では、マウス (雄)及びモルモット (雄) では血漿中コリンエ

ステラーゼ活性の低下が、マウス (雄)及びラット (雌)で脳中コリンエステラーゼ活性の低下が

みられた (Brown et al., 1968)。

妊娠マウス (20匹)、モルモット (6匹)、ヒツジ (7匹)、ウシ (39匹) 及び3歳未満の雌ウシに

ジクロルボスを0.09～0.14、2.1 mg/m3の濃度で12週間吸入暴露した試験で、いずれの動物種に

おいても中毒症状及び死亡はみられなかった。マウスでは正常児を出産した。ウシでは血清中

コリンエステラーゼ活性の異常はみられなかった (Henriksson et al., 1971)。

雌雄CFEラット (5週齢、雌雄各50匹/群) にジクロルボス (純度97%以上) を0、0.05、0.5、5

mg/m3 (実質濃度、雌雄； 0、0.05、0.48、4.7 mg/m3) の濃度で23時間/日、7日/週、104週間吸入

暴露した試験で、雌の0.05 mg/m3以上の群に赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下、雌雄の

0.48 mg/m3以上の群に血漿及び脳中のコリンエステラーゼ活性の低下、0.48 mg/m3群の雌、4.7

mg/m3群の雌雄に体重減少、赤血球中のコリンエステラーゼ活性の低下がみられたが、雌雄の

気管支と肺胞の超微細構造に変化はみられなかった。また、いずれの投与群においても、脳中

アセチルコリン及びコリン濃度に変化はみられなかった (Blair et al., 1976)。この試験で、脳中

のコリンエステラーゼ活性の低下を指標としたLOAELは0.48 mg/m3、NOAELは0.05 mg/m3と

IPCS及びEPAは判断している。

ラットにジクロルボスを0.11、1.1 mg/m3 の濃度で4か月間、5.2 mg/m3 の濃度で2か月間、8.2

mg/m3の濃度で45日間吸入暴露した試験で、5.2 mg/m3以上の群にコリンエステラーゼ活性及び

血糖値の低下、8.2 mg/m3群に中毒症状及び死亡 (2/8匹)がみられた (Sasinovich, 1968)。

ラット、サルの飼育室にジクロルボスを1度スプレーし、2週間吸入暴露した試験では、ジク

ロルボスの空気中濃度は最初の6.0 mg/m3 で、2～3日間で約0.1～0.2 mg/m3まで減少した。この

試験で、ラット、サルに中毒症状はみられなかった。サルの血漿及び赤血球中コリンエステラ

34

ーゼ活性は50%低下したが、暴露終了後回復した。ジクロルボス2.2 mg/m3の濃度を1週間暴露し

た試験では、ラット、サルともコリンエステラーゼ活性の低下がみられたが、両者に差はみら

れなかった (Durham et al., 1957)。

モルモットにジクロルボスを90～120 mg/m3の濃度で、7時間/日、5日間吸入暴露した試験で、

異常はみられなかった (Stevenson and Blair, 1969)。

ウサギ、ネコ、イヌ (8～10匹/群) に ジクロルボスを0.05～0.3 mg/m3の濃度で8週間吸入暴露

した試験で、いずれの動物種にも一般状態、行動、血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性

並びに脳波に異常はみられなかった (Walker et al., 1972)。

ウサギ、ネコにジクロルボスを0.8～1.3 mg/m3の濃度で4時間/日、4か月間吸入暴露した試験

で、ウサギに血清及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下がみられたが、ネコではコリン

エステラーゼ活性の低下はみられなかった (Sasinovich, 1968)。

サル (2匹/群) にジクロルボスを0.7、1.2～3.3、7.5～18 mg/m3の濃度で2時間/日、4日間吸入

暴露した試験で、0.7 mg/m3群では血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性に変化はみられな

かった。1.2～3.3 mg/m3群に血漿中コリンエステラーゼ活性の軽度低下、7.5～18 mg/m3群に縮

瞳、血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下 (40～70%) がみられた (Witter et al.,

1961)。

雌雄アカゲサル (雌雄各4匹/群) にジクロルボスを0、0.05 mg/m3の濃度で、3か月間吸入暴露

した試験で、血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下がみられたが、一般状態、行動、

血液学的検査及び血液化学的検査(上記酵素活性以外)に異常はみられなかった。また、神経伝

導速度及び筋誘発性電位にも変化はみられなかった (Coulston and Griffin, 1977)。

ウシに20%の濃度のジクロルボスを含ませたプラスチック片を用いて85日間吸入暴露した試

験で、赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下がみられたが、一般状態に異常はみられなかっ

た (Horvath et al., 1968)。

ウマ (5頭/群) にジクロルボスを17 mg/m3の濃度で、22日間吸入暴露した試験で、赤血球中コ

リンエステラーゼ活性の低下がみられた (Tracy et al., 1960)。

c. 経皮投与

雄ラット (12～48匹/群) にジクロルボス (純度96%) を0、21.4 mg/kg/日の用量で5日/週、90

日間経皮適用した試験で、21.4 mg/kg/日群に皮膚及び精巣の病理組織学的検査で異常はみられ

なかった (Dikshith et al., 1976)。

雌雄モルモット (雌雄各5匹/群) にジクロルボス (純度94%) を0、25、50、100 mg/kg/日の用

量で8日間経皮投与した試験で、25 mg/kg/日以上の群に用量依存性の血漿及び赤血球中コリン

エステラーゼ活性の低下がみられた。コリンエステラーゼ活性は、血漿中では投与終了後1週間

以内に、赤血球中では2週間以内にそれぞれ正常範囲内に回復した (Brown and Roberts, 1966)。

カニクイザル (3匹) にジクロルボス (キシレンとの混合物) を0、50、75、100 mg/kg/日の用

量で5日間/週、死亡 (それぞれ8、10、4回投与後死亡) するまで経皮投与した試験で、ジクロル

ボスを投与されたすべてのサルで中毒症状がみられたほか、75 mg/kg群では血漿及び赤血球中

コリンエステラーゼ活性の低下がみられ、赤血球中のコリンエステラーゼ活性は重度の低下を

示した (Durham et al., 1957)。

35

雌ウシにジクロルボスを5 mg/kg/日 (投与7日目から10 mg/kg/日とした) の用量で経皮適用

(期間不明) した試験で、5 mg/kg/日で血清中コリンエステラーゼ活性の低下、後に増量した10

mg/kg/日では、加えて中毒症状の発現がみられた。母動物の乳汁中にジクロルボスは含まれて

いなかった (Majewski et al., 1978)。

雌ウシ (若齢、2頭/群) にジクロルボスを0、1,800 mg/頭/日の用量で21日間経皮適用した試験

で、赤血球中コリンエステラーゼ活性に異常はみられなかった (Tracy et al., 1960)。

d. 神経毒性

ジクロルボスの実験動物における神経毒性についての試験結果を表7-7に示す。

一般に有機りん化合物は神経毒性を有することが知られている。また、運動失調、脳中神経

毒性標的エステラーゼ(Neurotoxic Esterase, NTE) 活性の低下がみられたとする報告もある

(Aldridge and Johnson, 1971; Johnson, 1978)。しかし、雌ニワトリを用いたジクロルボスの経口及

び皮下投与試験で、遅発性の神経毒性はみられなかったとする報告も数報ある (Aldridge and

Barnes, 1966; Aldridge and Johnson, 1971; Durham et al., 1956; Johnson, 1969,1975a,b,1978,1981;

Lotti and Johnson, 1978)。

雄ラットにジクロルボス3 mg/kg/日を10日間腹腔内投与した試験で、脊髄神経細胞内ミトコ

ンドリアの増生とミエリンの変性がみられた (Ali et al., 1979a; Hasan et al., 1979)。

ラットにジクロルボス0.6～3 mg/kg/日を10日間腹腔内投与した試験で、脳の脂質過酸化物の

用量依存的な増加、小脳皮質プルキンエ細胞におけるリポフスチン色素の沈着増加がみられた

(Hasan and Ali, 1980)。

ラットにジクロルボス3 mg/kg/日を10日間又は15日間腹腔内投与した試験で、脳の異なる部

位でのドーパミン、ノルエピネフリン及びセロトニン含量の減少と脊髄でのセロトニン含量の

有意な増加がみられた (Ali and Hasan, 1977; Ali et al., 1979b,1980)。

雌雄CFYラットにジクロルボス1.25～4.0 mg/kg餌を3か月間経口 (混餌) 投与した試験で、血

漿、赤血球及び脳中のコリンエステラーゼ活性に変化はみられなかったが、雄ラットに脳波活

動の増加及び中枢神経性興奮の亢進がみられた (Desi, 1983)。

ウサギにジクロルボスを4～8 mg/kg/日の用量で10日間投与 (投与方法不明) した試験で、脳

内りん脂質/タンパク比の変化と酸素消費量の増加及びミエリンへのりん脂質の沈着がみられ

た (Maslinska et al., 1984)。

ウサギにジクロルボス9 mg/kg/日を生後6日目から16日間投与 (投与方法不明) した試験で、

脳血管壁のコリンエステラーゼ活性の低下、血管周囲の星状膠細胞の障害及び血管内皮細胞の

変化がみられた (Dambska et al., 1984)。

雌ニワトリにジクロルボス100 mg/kgを単回皮下投与した試験で、2週間後に軽度の運動失調

がみられ、末梢神経、脊髄及び脳のNTE活性は顕著に低下していた (Caroldi and Lotti, 1981)。

一方、同様の試験において、運動失調はみられなかったが、NTE活性が脳で重度、脊髄で軽度

に低下したとの報告がある（Johnson, 1978）。

雌ニワトリ(白色レグホン)にジクロルボス (純度99.9%) を90日間強制経口又は経皮投与した

試験で、経口投与した6 mg/kg以上の群に流涎及びけいれんを含むコリン作動性様の症状、死亡

がみられた。また、経皮投与した1 mg/kg/日以上の群に経口投与時と同様の症状が発現し、1.7、

36

3.3 mg/kg/日群に運動失調及び死亡がみられた。なお、有機りんに誘発された遅発性の神経疾患

は観察されなかった (Francis et al., 1985)。

雄 Wistar ラットにジクロルボス 0、200 mg/kg を単回皮下投与した試験で、投与 24 時間、10

日及び 21 日後に血小板の NTE 活性、投与 24 時間及び 21 日後に大脳、小脳及び脳幹の各 NTE

活性、回転棒検査において、投与 21日後に棒保持時間がそれぞれ有意に低下した (Sarin and Gill,

2000)。

雄 Wistar ラットにジクロルボス 0、6 mg/kg/日を 8 週間皮下投与した試験で、2 週間後から溶

血物 (haemolysate) 中アセチルコリンエステラーゼ活性及び血小板中のシトクロムオキシダー

ゼ活性の有意な低下、4 週間後から酸性ホスファターゼ活性の有意な増加、8 週間後に脳中のア

セチルコリンエステラーゼ、シトクロムオキシダーゼ及びグルコース-6-りん酸脱水素酵素活性

の有意な低下並びに酸性ホスファターゼ活性の有意な増加がみられた(Sarin and Gill, 1998a)。

雄 Wistar ラットにジクロルボス 0、6 mg/kg/日を 8 週間皮下投与した試験で、大脳皮質、小脳

及び脳幹の NTE、Paraoxon (有機りん系殺虫剤) 抵抗性カルボキシルエステラーゼ及びアセチル

コリンエステラーゼ活性の有意な低下を示した。また、オープンフィールド検査での自発運動

量、常同行動時間 (stereotype time) 、回転棒検査での棒保持時間及び能動的回避反応での有意

な低下並びに攻撃行動の有意な亢進がみられた (Sarin and Gill, 1998b)。

雄 Wistar ラットにジクロルボス 0、200 mg/kg を単回皮下投与した試験で、投与 2、7、15、

21 日後に脳及び血小板の NTE 活性の有意な低下、7 日後から脳中カルモデュリン活性

(calmodulin activity)、15 日後から Ca2+/CaM 依存性タンパクりん酸化酵素活性及び cAMP 依存性

タンパクりん酸化酵素活性、21 日後にサイクリック AMP 濃度のそれぞれ有意な増加がみられ

た。回転棒検査では 21 日後に棒保持時間の有意な低下を示した (Choudhary et al., 2001)。

e. まとめ

ジクロルボスは、経口投与で、興奮、自発運動及び攻撃性の亢進、コリン作動性様症状、脳、

血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性並びに脳中アセチルコリンエステラーゼ活性の低下

がみられ、吸入暴露試験、経皮投与試験でも同様の変化が認められている。また、経口経路で

精巣毒性があるとの報告もある。また、神経毒性の誘発性をニワトリ、ラットなどで詳細検討

した結果では、流涎、けいれん等のコリン作動性様の症状、脳及び血小板のNTE活性の低下、

運動失調、運動性・反射の抑制（自発運動量、常同行動時間、能動的回避反応並びに回転棒検

査で棒保持時間の有意な低下）及び攻撃性の亢進がみられた。

雌雄ビーグル犬にジクロルボスを52週間強制経口投与した試験での血漿及び赤血球 (雌雄)

のコリンエステラーゼ活性の低下から経口経路でのNOAELは0.05 mg/kg/日と判断する。また、

雌雄CFEラットにジクロルボスを104週間吸入暴露した試験での脳中のコリンエステラーゼ活

性の低下から吸入経路でのNOAELは0.05 mg/m3と判断する。

37

表7-6 ジクロルボスの反復投与毒性試験結果

動物等 試験法

投与方法 投与期

間 投与量 結 果 文献

マウス NMRI/H-

an 雄

14匹/群

強制経口 投与

単回及

び18日間

単 回 : 40 mg/kg 反 復 :10 mg/kg/日

単回、反復投与とも投与開始後9、18、27、36、54、63日に2匹/群の精巣の病理組織学的検査を

行った結果、精細管及びセリトリ細胞の障害、

精子形成の阻害、ライディッヒ細胞の数的増加

及び腫大

Krause & Homola, 1972,1974

マウス B6C3F1 雌雄

各10-12匹/群

経口投与 (飲水)

10週間 0、25、50、100、200、400 mg/L水

異常なし Konishi et al., 1981

マウス B6C3F1 雌雄

各10匹/群

経口投与 (飲水)

10週間 0、400、1,600、3,200、5,000、10,000 mg/L水

1,600 mg/L 水以上: 体重の増加抑制

5,000 mg/L 水以上: 死亡

Konishi et al., 1981

マウス B6C3F1

雌雄 7 週齢

各 10 匹/群

強制経口

投与 13 週間 5 日/週

0、5、10、20、40、80、160 mg/kg/日

80 mg/kg/日: 死亡 (雄 5 匹)

160 mg/kg/日: 死亡 (雄 10 匹、雌 9 匹) 一般状態及び病理組織学的検査に異常なし

U. S. NTP, 1989

ラット

強制経口

投与 12 週間 30 mg/kg/日 ヘモグロビン量、ヘマトクリット値及び赤血球

ヘモグロビン濃度の減少

Ellinger et al., 1985

ラット Wistar 雄

16匹/群 幼若

強制経口 投与

生後 4 日

及び 5 日

目、 4-23日目

4 日及び 5 日

目: 20 mg/kg/日 4-23 日目: 10 mg/kg/日

10 mg/kg/日: 6、12、18、26、34、50 日に 2 匹/群の精巣の

病理組織学的検査を行った結果、精上皮細胞

及びライディッヒ細胞の軽度減少 これらの変化は 50 日後に回復

Krause et al., 1976; Xing-Shu, 1983

ラット Wistar 雄

5か月齢 5 匹/群

強制経口 投与

1 日おき

に 8 週間 5、10 mg/kg/日

5 グループに分割し、4 週毎に約 200 精細管/匹の検査を実施 体重及び精巣重量の増加なし 投与 4-8 週後に精細管への影響あり、投与終了

後、回復

Fujita et al., 1977

ラット Sherman

雌 若齢

10 匹/群

経口投与 (混餌)

90 日間 0、5、20、50、200、500、1,000 mg/kg餌 (0、0.4、1.5、3.5、14.2、35.7、69.9 mg/kg/日相

当)

14.2 mg/kg/日以上: 血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の

低下、中毒症状なし

Durham et al., 1957

ラット F344

雌雄 7 週齢

各 10 匹/群

強制経口

投与 13 週間 5 日/週

0、2、4、8、16、32、64 mg/kg/日

8 mg/kg/日: 雌；体重の増加抑制

16 mg/kg/日: 死亡 (雌 4 匹) 雌；体重の増加抑制

32 mg/kg/日: 死亡 (雄 10 匹、雌 10 匹)

64 mg/kg/日: 死亡 (雄 10 匹、雌 10 匹) 病理組織学的検査に異常なし

U. S. NTP, 1989

38

動物等 試験法

投与方法 投与期

間 投与量 結 果 文献

ラット SD 雌雄

各 15 匹/群

経口投与 (混餌)

15 週間 0、0.1、1、10、100、1,000 mg/kg 餌 純度 93%

100 mg/餌以上: 赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下

1,000 mg/餌: 体重増加抑制、血漿及び脳中コリンエステラ

ーゼ活性の低下

血液学的検査、血清タンパク、尿検査及び病理

組織学的検査に異常なし

Witherup et al., 1964

ラット

強制経口

投与 4 又は

12 か月

間

3.5、7 mg/kg/日又は 0.7、1.4 mg/kg/日 純度不明

1.4 mg/kg/日以上: 体重の増加抑制、摂餌量の低下、多くの器官

の重量増加、脳、血漿及び赤血球中コリンエ

ステラーゼ活性の低下 7 mg/kg/日: 中毒症状

Sasinovich, 1970

ラット SD 雌雄

4 -5 週齢 各 40 匹/

群

経口投与 (混餌)

2 年間

(試験開

始 6、12、18 か月

後に 1 群

雌雄各 5匹を検

査)

0、0.1、1、10、100、500 mg/kg 餌 (0、0.0025、0.025、0.25、2.5、12.5 mg/kg/日相

当) 純度 93%

2.5 mg/kg/日以上: 血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性

の低下、肝細胞の脂肪変性 12.5 mg/kg/日: 脳中コリンエステラーゼ活性の低下

麻酔時間、行動、生存率、体重増加、摂餌量、

器官重量、血液学的検査、血清の総タンパク、

A/G 比、尿検査に異常なし

Witherup et al., 1967, 1971

イヌ 雌雄

各 3 匹/群

強制経口

投与 90 日間 0、0.3、1、1.5、

3 mg/kg/日 純度 93%

1 mg/kg/日以上: 血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性

の低下 1.5 mg/kg/日以上: 興奮、自発運動亢進、攻撃性亢進 3 mg/kg/日: 脳中コリンエステラーゼ活性の低下

生存率、体重増加、肝臓及び腎臓の機能、器官

重量、血液学的検査及び病理組織学的検査に異

常なし

Hine, 1962

イヌ ビーグ

ル 雌雄

6–7 か月

齢 各 4 匹/

群

強制経口

投与 52週間 0、0.1、1.0、

3.0 mg/kg/日 投与22日目か

ら

0、0.05、1.0、3.0 mg/kg/日(理由；0.1

mg/kg群で投

与12日目に血

清のコリンエ

ステラーゼ活

性に影響がみ

られた)

0.05 mg/kg/日: 異常なし

0.1 mg/kg以上/日: 雌雄；血漿中コリンエステラーゼ活性、赤血

球中アセチルコリンエステラーゼ活

性の低下 1.0 mg/kg/日以上: 雄；脳中アセチルコリンエステラーゼ活性の

低下 3.0 mg/kg/日: 雌；脳中アセチルコリンエステラーゼ活性の

低下 血清、赤血球 (雌雄) 中コリンエステラーゼ活

性の低下を指標 LOAEL: 0.1 mg/kg/日 (U.S.EPA, 2003) NOAEL: 0.05 mg/kg/日 (U.S.EPA, 2003)

AMVAC Chemical corp., 1990

39

動物等 試験法

投与方法 投与期

間 投与量 結 果 文献

イヌ ビーグ

ル 雌雄

各 3 匹/群

経口投与 (混餌)

2年間 0、0.1、1、10、100、500 mg/kg 餌 (実質摂取量、0、0.002、0.008、0.08、0.8、6.4 mg/kg/日相

当) 純度93%

0.08 mg/kg/日以上: 赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下、肝

細胞の変化(雌) 0.8 mg/kg/日以上: 血漿中コリンエステラーゼ活性の低下

6.4 mg/kg/日: 肝臓の重量増加、肝細胞の変化(雄)

一般状態、生存率、体重増加、、摂餌量、血液

学的検査、血清中アルカリホスファターゼ、ト

ランスアミナーゼ活性、血清の総タンパク、A/G比、尿検査に異常なし

Jolley et al., 1967; Witherup et al., 1971

アカゲ

ザル 32 匹

経口投与 (混餌)

毎日 (期間不明) 10-21日間(2回/日)

5-80 mg/kg餌(1-16 mg/kg/日相当)又は 8、20 mg/kg餌

すべての投与群で血漿及び赤血球中コリンエ

ステラーゼ活性の低下 (80%)、投与終了後血漿

中コリンエステラーゼ活性は3週間以内に、赤

血球中コリンエステラーゼ活性は50-60日以内

に回復 中毒症状なし

Hass et al., 1972

ブタ 35 日齢

経口投与 (混餌)

30日間 0、1、4、16 mg/kg/日相当

4 mg/kg/日以上: 血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性

の低下

Stanton et al., 1979

ウシ 雌

(授乳中) 2 頭

経口投与 (混餌)

78日間 0、200、500 mg/kg餌

500 mg/kg餌 (4.5mg/kg日相当): 母動物に赤血球中コリンエステラーゼ活性

の重度低下 児ウシのコリンエステラーゼ活性に異常な

し 2頭の母動物の乳汁中には0.08 mg/L未満のジ

クロルボスが含有 27 mg/kgの単回投与でコリン作動性の症状

Tracy et al., 1960

マウス CF-1 ラット

CFE

吸入暴露 5 日間 7 時間/日

50-80 mg/m3

80 mg/m3:

死亡(マウス) Stevenson & Blair, 1969

マウス ラット ウサギ ネコ

13-100匹

吸入暴露 40 日間 2 時間/日

0、16.5、45、160 mg/m3

灯油、キシレ

ン、フレオン、

ジクロルボス

の混合物

ウサギに一過性の縮瞳 いずれの動物種においても呼吸、体重、血液化

学的検査及び病理学的検査に異常なし

Vashkov et al., 1966

マウス ラット モルモ

ット

吸入暴露 5-28日間 23 時間 /日

0.03、0.14 -0.15 mg/m3/

日

0.03 mg/m3 (28日間): いずれの動物種においても剖検での変化な

し 0.14 – 0.15 mg/m3 (5日間):

マウス(雄)及びモルモット(雄)に血漿中コリ

ンエステラーゼ活性の低下 マウス(雄)及びラット(雌)に脳中コリンエス

テラーゼ活性の低下

Brown et al., 1968

40

動物等 試験法

投与方法 投与期

間 投与量 結 果 文献

マウス モ ル モ

ット ヒツジ ウシ

３歳未

満の雌

ウシ 6-39 匹/

群

吸入暴露 12 週間 0.09-0.14、2.1mg/m3 蒸気

いずれの動物種においても死亡、中毒症状なし マウスは正常な児を出産 ウシの血清中コリンエステラーゼ活性に異常

なし

Henriksson et al., 1971

ラット CFE 雌雄

4 - 5 週

齢 50 匹/群

吸入暴露 (全身)

104 週

間、 23 時間 /日、7 日/週

0、0.05、0.5、5 mg/m3 (実質

摂取濃度: 0、0.05、0.48、4.7

mg/m3相当) 純度97%以上

蒸気

0.05 mg/m3以上: 雌；赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下

0.48 mg/m3以上: 雌; 体重減少 雌雄；血漿及び脳中コリンエステラーゼ活性

の低下 4.7 mg/m3: 雄；赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下 雌雄；体重減少、気管支と肺胞に超微細構造

に変化なし

すべての投与群に、脳中アセチルコリン、コリ

ン濃度に変化なし

脳中コリンエステラーゼ活性の低下を指標 LOAEL: 0.48 mg/m3 (IPCS, 1989; U.S.EPA, 2003)

NOAEL: 0.05 mg/m3 (IPCS, 1989; U.S.EPA, 2003)

Blair et al., 1976

ラット

吸入暴露 (全身)

45 日間、

2、4 か月

間

0.11、1.1、5.2、8.2 mg/m3

5.2 mg/m3以上: コリンエステラーゼ活性及び血糖値の低下

8.2 mg/m3: 中毒症状、死亡 (2/8匹)

Sasinovich, 1968

ラット サル

吸入暴露 (飼育室に

1 度スプ

レー)

2 週間 最 初 の 濃 度

6.0 mg/m3 か

ら 2-3 日 後

0.1-0.2 mg/m3

に減少 ミスト

サルの血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ

活性が50%低下、暴露終了後回復 2.2 mg/m3の濃度で1週間暴露ではコリンエス

テラーゼ活性の低下、ラットとサルに差なし ラット及びサルに中毒症状なし

Durham et al., 1957

モルモ

ット

吸入暴露 5 日間 7 時間/日

90-120 mg/m3

異常はみられなかった Stevenson

& Blair, 1969

ウサギ ネコ イヌ

(イヌ；雌

雄) 各 8-10匹/群

吸入暴露 8 週間 0.05-0.3 mg/m3 蒸気

一般状態、行動、血漿及び赤血球中コリンエス

テラーゼ活性及び脳波に異常なし Walker et al., 1972

ウサギ ネコ

吸入暴露 4 か月間 4 時間/日

0.8-1.3 mg/m3 ウサギに血清及び赤血球中コリンエステラー

ゼ活性の低下がみられたが、ネコではみられず Sasinovich, 1968

41

動物等 試験法

投与方法 投与期

間 投与量 結 果 文献

サル 2 匹/群

吸入暴露 4 日間 2 時間/日

0.7、1.2-3.3、7.5-18 mg/m3

蒸気

0.7 mg/m3: 異常なし

1.2-3.3 mg/m3: 血漿中コリンエステラーゼ活性軽度低下

7.5-18 mg/m3: 縮瞳、血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ

活性の低下 (40-70%)

Witter et al., 1961

アカゲ

サル

雌雄 各 4 匹/

群 コント

ロール

群は雄

4、雌 1

吸入暴露 3 か月間 0、0.05 mg/m3

蒸気 血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の

低下 一般状態、行動、コリンエステラーゼを除く血

液学的検査及び血液化学的検査に異常なし 神経伝導速度及び筋誘発性電位に変化なし

Coulston & Griffin, 1977

ウシ

吸入暴露 85 日間 ジクロルボス

20%濃度をプ

ラスチック片

に含浸 蒸気

赤血球中コリンエステラーゼ活性低下 一般状態に異常なし

Horvath et al., 1968

ウマ 5 頭/群

吸入暴露 22 日間 17 mg/m3

赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下 Tracy et al., 1960

ラット 雄

12-48 匹/群

経皮投与 90 日間、 5日/週

0、21.4 mg/kg/日

純度96%

21.4 mg/kg/日: 皮膚及び精巣の病理組織学的検査に異常な

し

Dikshith et al., 1976

モルモッ

ト

雌雄 5 匹/群

経皮投与 8 日間 0、25、50、100 mg/kg/日

25 mg/kg/日以上: 用量依存性の血漿及び赤血球中コリンエステ

ラーゼ活性の低下 投与終了後 1 週間以内に血漿中コリンエステ

ラーゼ活性が、2 週間以内に赤血球中コリン

エステラーゼ活性が正常範囲内に回復

Brown & Roberts, 1966

カニクイ

ザル 3 匹

経皮投与 死 亡 す

る ま で

(4-10 日

間) 5 日間/週

50、75、100 mg/kg/日(キシレンとの混

合物)

50 mg/kg/日以上: 中毒症状、赤血球中コリンエステラーゼ活性

の重度の低下、血漿中コリンエステラーゼ活

性の変動

Durham et al., 1957

ウシ 雌

経皮投与 期間不

明 5、10 mg/kg/日 投与 7 日目か

ら 10 mg/kg/日

5 mg/kg/日以上: 血清中コリンエステラーゼ活性の低下

10 mg/kg/日: 中毒症状 乳汁中にジクロルボスは含まれず

Majewski et al., 1978

ウシ 雌

若齢 2 頭/群

経皮投与 (水溶液又

は乳剤で

ウシを洗

浄)

21 日間 0、1,800 mg/頭

赤血球中コリンエステラーゼ活性に異常なし Tracy et al., 1960

42

神経毒性

表7-7 ジクロルボスの神経毒性試験結果

動物等 試験法

投与方法 投与期

間 投与量 結 果 文献

ラット 雄

腹腔内 投与

10 日間 3 mg/kg/日 脊髄神経細胞のミトコンドリア増加、ミエリン

の変性、 Ali et al., 1979a; Hasan et al., 1979

ラット

腹腔内 投与

10 日間 0.6-3 mg/kg/日

脳の脂質過酸化物の用量に依存した増加、小脳

皮質プルキンエ細胞のリポフスチン色素の沈

着増加

Hasan & Ali, 1980

ラット

腹腔内 投与

10 日間、

15 日間 3 mg/kg/日 脳の異なる部位でドーパミン、ノルエピネフリ

ン及びセロトニンの減少 脊髄中セロトニンの増加

Ali & Hasan, 1977; Ali et al., 1979b, 1980

ラット CFY 雌雄

経口(混餌)投与

3 か月間 1.25-4.0 mg/kg餌

血漿、赤血球及び脳中コリンエステラーゼ活性

に異常なし

雄ラットに脳波活動の増加及び中枢神経性興

奮の亢進

Desi, 1983

ウサギ 雌

投与方法

不明 10 日間 4-8 mg/kg/日 脳におけるりん脂質/タンパク比の変化、酸素

消費量の増加、ミエリンにりん脂質の沈着 Maslinska et al., 1984

ウサギ

投与方法

不明 16 日間 ( 生後 6日 目 か

ら)

9 mg/kg/日 脳血管壁中コリンエステラーゼ活性の低下、血

管周囲の星状膠細胞の障害、内皮細胞の変化 Dambska et al., 1984

ニワト

リ雌

皮下投与 単 回 投

与 100 mg/kg 2週間後に軽度の運動失調、末梢神経、脊髄及

び脳中NTE活性の重度の低下 同様の試験で、運動失調はみられなかったが、

NTEの低下が脳で重度に、脊髄での軽度にみら

れた

Caroldi & Lotti, 1981; Johnson, 1978

ニワト

リ 白色レ

グホン 雌

強制経口

投与、経

皮投与

90 日間 経口 3-6 mg/kg/日

以上 経皮 0.65、1、1.7、3.3 mg/kg/日

純度99.9%

経口 3-6 mg/kg/日:

運動失調及び死亡はみられず 6 mg/kg/日以上: 流涎、コリン作動性様の症状 けいれん、死亡

経皮 0.65 mg/kg/日:

運動失調及び死亡はみられず 1 mg/kg/日以上: 流涎、コリン作動性様の症状 けいれん、死亡

1.7 mg/kg/日以上: 運動失調

有機りんに誘発された遅発性の神経疾患

(OPIDN)は観察されず

Francis et al., 1985

43

動物等 試験法

投与方法 投与期

間 投与量 結 果 文献

ラット Wistar 雄

皮下投与 単回投

与

0、200 mg/kg 投与 24 時間、10 日、21 日後に測定 NTE 活性:

投与 24 時間、10 日、21 日後に血小板の NTE活性の有意な低下 投与 24 時間、21 日後に大脳、小脳及び脳幹

の NTE 活性の有意な低下 回転棒検査: 投与21日後に棒保持時間の有意な低下

Sarin & Gill, 2000

ラット Wistar 雄

皮下投与 8 週間 0、6 mg/kg/日 投与 2、4、6、8 週間後に検査 投与 2 週間後から溶血物 (haemolysate)中アセ

チルコリンエステラーゼ活性及び血小板中シ

トクロムオキシダーゼ活性の有意な低下 投与 4 週間後から酸性ホスファターゼ活性の

有意な増加 投与 8 週間後に脳中アセチルコリンエステラ

ーゼ活性、シトクロムオキシダーゼ活性及びグ

ルコース-6-りん酸脱水素酵素活性の有意な低

下、酸性ホスファターゼ活性の有意な増加がみ

られたが、2',3'-サイクリックヌクレオチドホス

ホヒドロラーゼ活性には有意差はみられず

Sarin & Gill, 1998a

ラット Wistar 雄

皮下投与 8 週間 0、6 mg/kg/日 大脳皮質、小脳及び脳幹の NTE、Paraoxon (有機りん系殺虫剤) 抵抗性カルボキシルエステ

ラーゼ活性及びアセチルコリンエステラーゼ

活性の有意な低下 オープンフィールド検査で自発運動量及び常

同行動時間 (stereotype time) の有意な低下 回転棒検査で棒保持時間及び能動的回避反応

の有意な低下、攻撃行動の有意な増加

Sarin & Gill, 1998b

ラット Wistar 雄

皮下投与 単回投

与

0、200 mg/kg 投与 2 日、7 日、15 日、21 日目に測定 NTE 活性:

投与 2 日、7 日、15 日、21 日目に脳及び血小

板中 NTE 活性の有意な低下 回転棒検査:

21 日目に棒保持時間の有意な低下 クレアチニンキナーゼ (CPK) 活性:

有意差なし Ca2+/CaM 依存性タンパクりん酸化酵素活性:

15 日目から有意な増加 cAMP 依存性タンパクりん酸化酵素活性:

15 日目から有意な増加 カルモデュリン活性 :

7 日目から有意な増加 サイクリック AMP 濃度:

21日目に有意な増加

Choudhary et al., 2001

7.3.5 生殖・発生毒性

ジクロルボスの実験動物における生殖・発生毒性試験結果を表7-8に示す。

44

a. 生殖毒性

a-1. 経口投与

離乳後の雌雄 SD ラットにジクロルボス (純度 93%) 0、0.1、1、10、100、500 mg/kg 餌 (0、

0.0025、0.025、0.25、2.5、12.5 mg/kg/日相当) を 2 年間経口 (混餌) 投与した三世代繁殖試験で、

各群の母動物の受胎率、産児の数、体重及び生存率に異常はみられなかった。生後 7 日齢の F1

及び F2 児での剖検及び病理組織学的検査においても、各群に異常はみられなかった (Witherup

et al., 1965,1971)。

雌雄ブタにジクロルボスをポリ塩化ビニル樹脂に含浸させて交配前 6 か月から 3 年間経口

(混餌) 投与(飼料中濃度: ジクロルボスとして 0、200、250、288、400、500 ppm)した二世代繁

殖試験で、産児数、児の生存率や発育、肝臓及び腎臓機能検査、大腿骨のりんとカルシウム含

量、血液学的検査、尿検査、剖検及び病理組織学的検査に異常はみられなかったが、肝臓重量

の増加、血液及び脳中コリンエステラーゼ活性の低下がみられた (Collins et al., 1971)。

b. 発生毒性

b-1. 経口投与

雌 CF-1 マウスにジクロルボス (純度 96%) 0、5、60 mg/kg/日を妊娠 6～15 日目に強制経口投

与した試験で、生存胎児の数、内臓及び骨格に異常はみられなかった (Schwetz et al., 1979)。

雌 SD ラット (25 匹/群) にジクロルボス 0、0.1、3.0、21 mg/kg/日を妊娠 6～15 日目に強制経

口投与した試験で、21 mg/kg/日群の母動物で摂水量の減少、異嗜 (床敷き)、耳介振戦、振戦、

後肢開脚、啼鳴、呼吸困難、腹臥位がみられた。胎児に異常はみられなかった (AMVAC Chemical

Corp., 1991)。Wistar ラットの母動物は妊娠 1 日目から分娩後授乳中に、児動物は離乳から生涯

にわたってジクロルボス 0.97、1.46、1.94、3.88 mg/kg/日を強制経口投与した試験で、母動物で

は分娩、授乳、妊娠期間、出産率、一般状態、剖検所見などに異常はみられなかった。児動物

においては、オープンフィールド検査で水平行動の増加、垂直行動及び脱糞数の減少、T 型迷

路検査で移動時間及び錯誤数の増加などの行動異常がいずれも 0.97 mg/kg/日以上の群において

用量依存的にみられた。また、0.97 mg/kg/日以上でオープンフィールド検査での睡眠スコア(睡

眠姿勢)の減少と脳及び血液中アセチルコリンステラーゼ活性の低下がみられた (Schulz et al.,

1995)。このことから、この試験での児動物に対する毒性の LOAEL は本評価書では 0.97 mg/kg/

日と判断する。

雌 NZW ウサギ (15～26 匹/群、10 群、計 168 匹) にジクロルボス 0、12、36 mg/kg/日を妊娠

6～18 日目、または、0、62 mg/kg/日を妊娠 6～11 日目にそれぞれ 3 種類のカプセルを使用して

強制経口投与した試験で、62 mg/kg/日群の母動物で死亡率の増加がみられたが、胎児の死亡率

及び骨格検査に異常はみられなかった (Carson, 1969)。

ウサギの出生児に生後 5～16 日までジクロルボス 9 mg/kg/日を強制経口投与した試験で、脳

の発達障害（脳梁でのミエリン形成障害及びプラスマロゲン反応低下、グリア細胞中の酸性フ

ォスファターゼ活性低下、脳全域でのアセチルコリンエステラーゼ活性低下）がみられた

(Dambska and Maslinska, 1982)。

この他、経口投与による試験が数多く行われ、母動物への毒性影響は散見されるが、胎児あ

45

るいは出生児に対する影響はみられていない (表 7-8 参照)。

b-2. 吸入暴露

雌 Carworth E ラット (15 匹/) にジクロルボス 0、0.25、1.25、6.25 mg/m3 (実測濃度 0、0.03、

0.14、0.69 ppm) を妊娠 1～20 日目に 23 時間/日、7 日/週、吸入暴露した試験で、母動物の 6.25

mg/m3 群で脳及び赤血球中コリンエステラーゼ活性が有意に低下したが、胚/胎児死亡数、生存

胎児の数、体重、外表、内臓及び骨格に異常はみられなかった (Thorpe et al., 1972)。雌 Dutch

ウサギ (20 匹/群) にジクロルボス 0、0.25、1.25、2、4 mg/m3 (0、0.03、0.14、0.22、0.44 ppm)

を妊娠 1～28 日目に 23 時間/日、7 日/週、吸入暴露した試験で、母動物の 1.25 mg/m3 以上で血

漿、赤血球及び脳中コリンエステラーゼ活性の用量依存的な低下、4 mg/m3 で死亡 (6/20 匹)、

出生児体重の有意な低値がみられた。胚/胎児死亡数、生存胎児の数及び体重に対照群と暴露群

で差はなく、また、骨格及び内臓に異常はみられなかった。また、1 匹の母動物から得られた 2

匹の死亡胎児で口蓋裂がみられたが、これらは発生毒性ではなく母動物への毒性による影響と

結論付けられている (Thorpe et al., 1972)。

雌 NZW ウサギにジクロルボス 4.06 mg/m3 (0.44 ppm) を妊娠 6～18 日目に 7 時間/日、吸入暴

露した試験で、胚/胎児死亡数、生存胎児の数と位置及び体重に異常はなく、奇形もみられなか

った (Schwetz et al., 1979)。

c. まとめ

生殖毒性に関しては、雌雄ラットに 0.0025～12.5 mg/kg/日相当のジクロルボスを経口 (混餌)

投与した三世代繁殖試験で、12.5 mg/kg/日まで母動物の受胎率、出生児の数及び体重、生存率

に影響はみられず、また、生後 7 日齢の F1 及び F2 児の剖検及び病理組織学的検査においても

異常はみられていない。

発生毒性に関しては、経口経路では、ラットの母動物には妊娠 1 日目から分娩後授乳中に、

児動物は離乳から生涯にわたってジクロルボス 0.97～3.88 mg/kg/日を強制経口投与した試験で、

母動物では異常はみられなかったが、児動物においては、0.97 mg/kg/日以上の群でオープンフ

ィールド検査、T 型迷路検査で用量に依存した行動異常がみられ、児動物に対する LOAEL は

0.97 mg/kg/日と判断する。吸入経路では、母動物に対する影響として 1.25 mg/m3 以上で脳や赤

血球中でのコリンエステラーゼ活性の有意な低下がみられたが、児動物への影響はみられてい

ない。

表7-8 ジクロルボスの生殖・発生毒性試験結果

動物等 試験法

投与方法 投与期間 投与量 結 果 文献

生殖毒性

ラット SD 雌雄 30/群

繁殖試験 (三世代) 経口

(混餌)

2 年間 0、0.1、1、10、100、500 mg/kg 餌 (0、0.0025、0.025、0.25 、 2.5 、 12.5 mg/kg/日相当)

母動物: 受胎率、産児の数に異常なし

F1、F2: 新生児の体重、生存率、7 日齢の

出生児に剖検及び病理組織学的

検査で異常なし

Witherup et al., 1965, 1971

46

動物等 試験法

投与方法 投与期間 投与量 結 果 文献

ラット 雌雄

繁殖試験 (三世代) 経口

(混餌)

不明 0、500 mg/kg 餌以

上 親の生殖能及び児の発育に異常な

し Witherup et al., 1971

ブタ 雌雄

繁殖試験 (二世代) 経口

(混餌)

交配 6 か月前 から 3 年間

ジクロルボスをポ

リ塩化ビニル樹脂

に含浸 (飼料中濃

度:ジクロルボスと

して 0、200、250、288、400、500 ppm

母動物: 産児数に異常なし

児: 生存率や発育に異常なし

肝臓及び腎臓機能、大腿骨の内容物

とカルシウム及びりん酸含量、血液

学的検査、尿検査及び病理組織学的

検査に異常なし 肝臓重量の増加、血液及び脳中コリ

ンエステラーゼ活性の低下

Collins et al., 1971

ブタ 雌雄

経口 (混餌)

37 か月間 0、500 mg/kg 餌 生殖毒性なし Collins et al., 1971

発生毒性

マウス CF-1 雌

強制経口 妊娠 6-15 日 0、5、60 mg/kg/日 胎児: 生存胎児の数、内臓及び骨格に異

常なし

Schwetz et al., 1979

ラット SD 雌

25 匹/群

強制経口 妊娠 6-15 日 0 、 0.1 、 3.0 、 21 mg/kg/日

母動物: 0.1、3.0 mg/kg/日; 毒性なし

21 mg/kg/日; 摂水量の減少、異嗜(床敷き)、耳

介振戦、振戦、、後肢開脚、啼鳴、

呼吸困難、腹臥位 胎児: 毒性なし

AMVAC Chemical Corp., 1991

ラット 雌

強制経口 妊娠 8-15 日 0、25 mg/kg/日 母動物: 記載なし

胎児: 体重軽度減少 内臓及び骨格に異常なし

Baksi, 1978

ラット Wistar 雌

強制経口投

与 妊娠 1 日目から

出生、授乳中 (母動物)、離乳

から生涯 (児)

0、0.97、1.46、1.94、3.88 mg/kg/日

母動物: 分娩、授乳、妊娠期間、出産率、

一般状態、剖検所見などに異常な

し 児: オープンフィールド検査

0.97 mg/kg/日以上; 用量依存性の有る水平運動の増

加、垂直運動及び脱糞数の減少、

睡眠スコアの減少 T 型迷路検査 0.97 mg/kg/日以上; 用量依存性の有る移動時間と錯誤

数の増加 アセチルコリンエステラーゼ活性 0.97 mg/kg/日以上; 脳及び血液中アセチルコリンステ

ラーゼ活性の低下

Schulz et al., 1995

47

動物等 試験法

投与方法 投与期間 投与量 結 果 文献

児動物に対する毒性の LOAEL は

0.97 mg/kg/日(本評価書の判断)

ウサギ NZW 雌

10群 15-26匹/群

計168

強制経口 (3 種類の異

なる PVC プ

ラセボカプ

セル)

妊娠 6-18 日: 0、12、36 mg/kg/日、 妊娠 6-11 日: 62 mg/kg/日

0、12、36、62 mg/kg/日 (15、54、93 mg/動物を 2 回/日投与)

母動物: 帝王切開 0、12、36 mg/kg/日; 異常なし

62 mg/kg/日; 死亡率の増加 有意でない胎児/新生児に毒性が

みられた(詳細不明)が、 新生児 骨格検査に異常なし

Carson, 1969

ウサギ 強制経口 日齢 5-16

0、9 mg/kg/日 脳の発達障害（脳梁ミエリン形成障

害及びプラスマロゲン反応低下、グ

リア細胞中酸性フォスファターゼ

活性低下、脳全域アセチルコリンエ

ステラーゼ活性低下）

Dambska & Maslinska, 1982

ウサギ

NZW 雌

強制経口 器官形成期 0、12 、34 mg/kg/日 (PVC ペレット)

母動物: 34 mg/kg/日; 毒性影響あり

出生児: 12 mg/kg/日以上; 主要器官に奇形なし

Vogin et al., 1971

ウサギ NZW 雌

強制経口 妊娠 6-18 日 0、5、60 mg/kg/日(純度 96％)

(用量の記載なし) 吸収胚数、生存胎児の数、体重、内

臓及び骨格に異常なし

Schwetz et al., 1979

ブタ 雌

経口 (混餌)

交配 21 日前か

ら妊娠期間を

とおして

0、800 mg/動物 (9%樹脂ペレット)

母動物: 記載なし

出生児: 出生児数、出生児体重、生存児又

は死亡児数、離乳児数及び離乳時

体重に異常なし

Bazer et al., 1969

ブタ 雌

経口 (混餌)

分娩前 21-30 日間

0、4-13 mg/kg 餌 (樹脂ペレット)

母動物: 記載なし

出生児: 用量依存性のある体重増加

Bunding et al., 1972

ブタ 雌

経口 (混餌)

分娩前 30 日間 0、5、25 mg/kg 餌

(ペレット) 母動物:

5 mg/kg 餌以上; 赤血球、脳中及び子宮筋中アセ

チルコリンエステラーゼ活性の

低下 25 mg/kg 餌; 血漿と赤血球中コリンエステラ

ーゼ活性は 80、90%に低下 胎児:

菱脳中アセチルコリンエステラ

ーゼ活性の増加

Stanton, et al., 1979

ブタ 雌

3匹

経口 (混餌)

妊娠 41-70 日 0、8.5 mg/kg 餌 母動物: 血中コリンエステラーゼ活性の低

下 出生児:

異常なし

Wrathall et al., 1980

48

動物等 試験法

投与方法 投与期間 投与量 結 果 文献

マウス CF-1 雌

強制経口 +吸入暴露

妊娠 6-15 日目 経 口 : 最 大 耐 量

(正確な記載はな

い) 吸入: 0、4 mg/m3

母動物: 記載なし

出生児: 異常なし

Schwetz et al., 1979

ウサギ

NZW 雌

強制経口 +吸入暴露

妊娠 6-18 日目 経 口 : 0 、 5 、 60 mg/kg/日 吸入: 0、4 mg/m3

母動物: 記載なし

出生児: 異常なし

Schwetz et al., 1979

マウス CF-1 雌

吸入暴露 妊娠 18 日に

屠殺(対照: 20 腹、処置:

15 腹)

妊娠 6-15 日 7 時間/日

0、4.06 mg/m3 (0、0.44 ppm)

母動物: 記載なし

児: 胎児の数及び体重に異常なし

Schwetz et al., 1979

ラット Carworth E

雌 15匹/群

吸入暴露 妊娠 20 日に

屠殺

妊娠 1-20 日 23 時間/日 7 日/週

0、0.25、1.25、6.25 mg/m3 (0、0.03、0.14、0.69 ppm)

母動物: 6.25 mg/m3; 脳及び赤血球中アセチルコリン

エステラーゼ活性の有意な低下 児:

胚/胎児死亡数、生存胎児の数、

体重、外、内臓、骨格に異常なし

Thorpe et al., 1972

ウサギ Dutch 雌

20匹/群

吸入暴露 妊娠 1-28 日 23 時間/日 7 日/週

0、0.25、1.25、2、4 mg/m3 (0、0.03、0.14、0.22、0.44 ppm)

母動物: 1.25 mg/m3 以上 血漿、赤血球及び脳中コリンエス

テラーゼ活性の著しい低下 4 mg/m3;

6/20 匹死亡 児:

生存胎児数及び死亡胎児数に異

常なし 4 mg/m3; 出生児体重に有意な減少(母動物

の毒性影響) 1 匹の母動物の胎児で 2 匹が死亡

(口蓋裂あり、母動物への毒性に

よる影響)

Thorpe et al., 1972

ウサギ NZW 雌

吸入暴露 (おそらく分

娩前に屠殺) (対照: 14

腹、処置: 19腹)

妊娠 6-18 日 7 時間/日

0、4.06 mg/m3 (0、0.44 ppm)

母動物: 記載なし

胎児: 胚/胎児死亡数、生存児の数と位置

及び体重に異常なし

Schwetz et al., 1979

ウサギ Dutch 雌

吸入暴露 交配から分娩

日まで 23 時間/日 7 日/週

0、0.25、1.25、2、4、6.25 mg/m3

母動物: 2 mg/ m3 以上で死亡

血漿、赤血球及び脳中アセチルコ

リンエステラーゼ活性に用量依

存性のある低下 胎児:

胚/胎児死亡数、生存胎児の数及び

体重に異常なし

Thorpe et al., 1972

49

動物等 試験法

投与方法 投与期間 投与量 結 果 文献

ラット Sherman

雌

腹腔内 妊娠 11 日目に

単回

0、15 mg/kg 母動物 : 胎児: 胎児数、胚／胎児死亡数及び胎児

体重に異常なし、3/41 匹に臍帯ヘ

ルニア

Kimbrough & Gaines, 1968

7.3.6 遺伝毒性

ジクロルボスの遺伝毒性試験結果を表 7-9 に、遺伝毒性試験結果のまとめを表 7-10 に示す。

a. 突然変異

a-1. in vitro

ジクロルボスは、復帰突然変異試験において、ネズミチフス菌の S9 無添加群で陽性を示す

結果が多数みられ (Hanna and Dyer, 1975; Moriya et al., 1978,1983; Shirasu et al., 1976)、大腸菌を

用いた試験でもWP2 uvrA (Hanna and Dyer, 1975) 及びWP2 hcr (Moriya et al., 1983) 株のS9無添

加群及び B/r 株 (Moriya et al., 1978) で、S9 の有無にかかわらず 22.6 mmol/L でそれぞれ陽性を

示した。

ストレプトマイシン感受性の大腸菌 B 株を用いた前進突然変異試験で、ジクロルボスを 5～

25 mmol/L、1～10 時間処理で用量、処理時間に依存した突然変異頻度の増加がみられた (Wild,

1973,1975)。

大腸菌 WP2 株を用いた試験で、ジクロルボスは 5 mg/L で突然変異を誘発した (Green et al.,

1976)。しかし、チャイニーズハムスターV79 細胞を用いた試験では、8-アザグアニンに対して

は 1 mmol/L まで、ウワバインに対しては 1.25～5 mmol/L でともに耐性突然変異を誘発しなか

った (Aquilina et al., 1984)。

a-2. in vivo

NMRI マウスを用いた宿主経由試験については、ジクロロボスを、①ネズミチフス菌 (G46

his-) 及びセラチア菌 (a 21 leu-) を指標菌として 25 mg/kg を腹腔内投与した試験 (Buselmaier et

al., 1972,1973)、②ネズミチフス菌 (64-320) を指標菌として 0.2 mg/動物 (8～10 mg/kg 相当) を

経口投与した試験 (Voogd et al., 1972)、③酵母 D4 を指標菌として 50、100 mg/kg を経口投与し

た試験 (Dean et al., 1972)及び④CF-1 マウスを用いて酵母 D4 を指標菌として 90 mg/m3 を 5 時間

吸入暴露した試験 (Dean et al., 1972)のいずれにおいても突然変異は誘発されなかった。

キイロショウジョウバエに、ジクロルボス 0.009、0.048、0.09 mg/kg 餌を経口 (混餌) 投与し

た試験(Kramers and Knaap, 1978)、0.0006～0.6μmol(Sobels and Todd, 1979)又は 0.035%(Jayasuriya

and Ratnayake, 1973)で吸入暴露した試験のいずれにおいても伴性劣性致死はみられなかった。

キイロショウジョウバエに、ジクロルボスの濃度を漸次増加 (0.75 mg/kg 餌まで増加) させて

約 18 か月間経口 (混餌) 投与した多世代試験で、常染色体致死突然変異の頻度に増加がみられ

た (Hanna and Dyer, 1975)。しかし、この試験法自体は、有効性を十分に検証した方法ではない

(IARC, 1991)。

50

b. 染色体異常

b-1. in vitro

ヒトリンパ球を特定の間隔でジクロルボス 1～40 mg/L で処理した試験で、5 mg/L 以上で細

胞毒性がみられたが、染色体異常は検出されなかった (Dean, 1972b)。

b-2. in vivo

雌キイロショウジョウバエにジクロルボス 1～50 mg/kg 餌で経口 (混餌) 投与した試験で、10

mg/kg 以上では産卵はみられず、1 mg/kg で卵の生存率は 45%であった。キイロショウジョウバ

エの幼虫の染色体検査では、ジクロルボス 1 mg/kg で唾液腺染色体に異常がみられた (Gupta

and Singh, 1974)。

マウスを用いた染色体異常試験では、ジクロルボスを雄 Q マウスに 2 mg/L (0.32 mg/kg/日相

当) を 5 日/週で 7 週間経口(飲水)投与し骨髄、精原細胞及び精母細胞の染色体を検査した試験

(Degraeve et al., 1982,1984a; Moutschen-Dahmen et al., 1981)、同系マウスに 10 mg/kg を単回腹腔

内投与した試験 (Degraeve et al., 1984b; Moutschen-Dahmen et al., 1981)、雄 CF-1 マウスに 64～

72 mg/m3 を 16 時間又は 5 mg/m3 を 23 時間/日で 21 日間吸入暴露し骨髄及び精母細胞の染色体

を検査した試験(Dean and Thorpe, 1972a)及び Swiss マウスに 0.0075、0.015 mg/kg/日を 2 日間腹

腔内投与し最終投与 6 時間後に屠殺し骨髄の染色体検査した試験 (Paik and Lee, 1977)のいずれ

の試験においても異常はみられなかった。

ハムスターを用いた染色体異常試験では、ジクロルボスを雄チャイニーズハムスターに 28～

36 mg/m3 を 16 時間吸入暴露した試験又は雄には 15 mg/kg、雌には 10 mg/kg で単回経口投与し

た試験において異常はみられなかった(Dean and Thorpe, 1972a)が、シリアンハムスターに 3、6、

15、30 mg/kg を腹腔内投与した試験で、骨髄に有意な異常の増加がみられた (Dzwonkowska and

Hubner, 1986)。

Swiss マウスにジクロルボス 0.0075、0.015 mg/kg/日を 2 日間腹腔内投与した骨髄細胞におけ

る小核試験で、小核出現頻度の増加はみられなかった (Dean and Thorpe, 1972)。

優性致死試験では、ジクロルボスを、ICR マウスに 13、16.5 mg/kg を単回腹腔内投与あるい

は 5、10 mg/kg/日を 5 日間経口投与した試験 (Epstein et al., 1972)、雄 Q マウスにス 2 mg/L (0.32

mg/kg/日相当) を 5 日/週で 7 週間経口 (飲水) 投与した試験 (Degraeve et al., 1982,1984a)、雌

CF-1 マウスに 25、50 mg/kg を単回経口投与あるいは 28 mg/m3 で離乳後 11 週齢まで吸入暴露し

5、10、15 日の間隔で交配した試験 (Dean and Blair, 1976)及び雄 CF-1 マウスに 30、55 mg/m3 (3.3、

6.1 ppm) を 16時間又は 2.1、5.8 mg/m3を 23時間/日で 4週間吸入暴露した試験 (Dean and Thorpe,

1972b)のいずれにおいても致死作用はみられなかった。しかし、雄 Q マウスにジクロルボス 10

mg/kg を単回腹腔内投与した試験では、交配 2 週間及び 5 週間後に着床前吸収胚数の有意な増

加がみられた (Degraeve et al., 1980; Moutschen-Dahmen et al., 1981)。

c. DNA 損傷性

c-1. in vitro

ジクロルボスは in vitroでウシ胸腺DNAと結合することが示された (Lofroth, 1970; Segerback,

1981)。

51

ジクロルボスは、大腸菌を用いた DNA 損傷試験で、DNA ポリメラーゼプラス株(polA+)では

0.5～2 mg/mL で、DNA ポリメラーゼ欠損株 (polA-) では 6.4 mmol/L でそれぞれ陽性を示し

(Rosenkranz, 1973; Rosenkranz and Leifer, 1980)、チャイニーズハムスターV79 細胞を用いた試験

での S9 無添加 0.2 (v/v) %で DNA 鎖切断が生じた（Green et al.,1974a）。また、ヒト上皮様 EUE

細胞を用いた試験の 6.5～650 mmol/L で用量依存的な不定期 DNA 合成を誘発した (Aquilina et

al., 1984; Benigni and Dogliotti, 1980a,b)が、ヒト腎臓 T 細胞を用いた試験での S9 無添加 0.0001

～1 mmol/L で DNA 切断はみられなかった (Bootsma et al., 1971)。

Rec assay では、ジクロルボスは、10、40μmol/plate でプロテウス菌の PG713 (rec-) 及び PG273

(rec+)に塩基対交換及びその他の DNA 損傷を惹起し(Adler et al., 1976; Braun et al., 1982)、枯草菌

の H17 (rec+) 及び M45 (rec-)でも S9 無添加で陽性を示した (Shirasu et al., 1976)。

ジクロルボスは、姉妹染色分体交換試験において、チャイニーズハムスター卵巣（CHO）細

胞 (Nishio and Uyeki, 1981) 及びチャイニーズハムスターV79 細胞 (Tezuka et al., 1980) で、前

者は 0.03、0.1 mmol/L、後者は 0.2、0.5 mmol/L でともに S9 無添加で陽性を示した。また、後

者では 0.1～0.5 mmol/L で倍数体細胞の増加もみられた (Tezuka et al., 1980)。しかし、ヒトリン

パ球及びヒト胎児肺線維芽細胞を 2.5～10 mg/L で 72 時間処理した試験では、染色分体交換頻

度への明確な影響はみられなかった (Nicholas et al., 1978)。

c-2. in vivo

ジクロルボスは、マウス (Segerback, 1981) 及びラット (Wooder et al., 1977) を用いた DNA

結合試験で陰性を示した。

Wooder と Creedy (1979) は、ラットにジクロルボス 10 mg/kg を単回腹腔内投与した試験で、

肝臓 DNA に損傷は生じなかったと報告している (IPCS, 1989)。

雄 B6C3F1 マウスにジクロルボス 5、15、25、35 mg/kg を腹腔内投与した末梢血リンパ球の姉

妹染色分体交換試験で、分体交換頻度に影響はみられなかった (Klingerman et al., 1985)。

d. その他

酵母 D4 を用いた試験で、ジクロルボスは S9 無添加、5～40 mM の濃度で用量に依存した遺

伝子変換を誘発した (Dean et al., 1972; Fahrig, 1973)。

シリアンハムスターSA7 胎児細胞を用いた細胞形質転換試験で、ジクロルボスの 0.11 mmol/L

以上で形質転換頻度の有意な増加がみられた (Hatch et al., 1986)。

e. DNA のメチル化

ジクロルボスはりん酸化試薬であり、アルキル化試薬でもある (Wright et al., 1979)。典型的

求核試薬の 4-ニトロベンジルピリジンはジクロルボスによりメチル化されるが、ジクロルボス

の代謝物によってはメチル化されない (Bedford and Robinson, 1972)。ジクロルボスのりん原子

は著しく電子が不足しており、メチル基の炭素原子より求核試薬による攻撃を受けやすい。二

つの要因がジクロルボスの DNA メチル化能を減少させている。第一の要因は、ほ乳動物の組

織 (血漿、肝臓など) は、A 型エステラーゼを有しており､りん酸エステルを加水分解し、循環

する有害な物質の濃度を速やかに減少させる。第二の要因は、りん酸エステルのアセチルコリ

52

ンエステラーゼとの反応速度は、4-ニトロベンジルピリジンに対するアルキル化反応より数オ

ーダー大きく、ジクロルボスでは、これらの速度比は、1×107 であり、アセチルコリンエステ

ラーゼのりん酸化に適している (Aldridge and Johnson, 1977)。これらのことから、低暴露濃度で

は DNA のプリン塩基のジクロルボスによるメチル化は、in vivo ではアセチルコリンエステラ

ーゼや他のエステラーゼのりん酸化反応ほど重要ではなく、無視できることを示している

(Wooder et al., 1977; Wright et al., 1979)。

Lawley ら (1974) は、抽出した核酸及び大腸菌用いてジクロルボスによる DNA 及び RNA の

メチル化を報告した。その結果、大腸菌では重要な DNA メチル化産物である 3-メチルアデニ

ンは検出されなかったが、抽出した DNA を用いた場合には 3-メチルアデニンが検出された。

大腸菌では、メチル化の程度は低く、3-メチルアデニンの特異的除去が示唆された (IPCS, 1989)。 3H-ジクロルボスを暴露した大腸菌から抽出した DNA 及び RNA には 3H-標識された 7-メチル

グアニンが存在した。ジクロルボスのメチル化能は弱く、強いメチル化能を有する変異原物質

の 1/10～1/100 の活性であった (Wennerberg and Lofroth, 1974)。

マウスに[メチル-14C]-ジクロルボス 1.9μmol/kg (0.42 mg/kg) を腹腔内投与した実験で、軟部

組織から抽出した DNA のグアニンの N-7 位におけるメチル化の程度は、8×10-13 mol メチル/g

DNA であった (Segerback, 1981; Segerback and Ehrenberg, 1981)。

雄 CFE ラットに[メチル-14C]-ジクロルボス 0.064 mg/m3 を 12 時間吸入暴露した試験で、肺、

肝臓、心臓、脳、精巣及び脾臓の DNA 及び軟部組織から抽出した DNA 及び RNA にはグアニ

ンの N-7 位におけるメチル化は検出されなかった (Wooder et al., 1977; Wooder and Wright, 1981)。

f. まとめ

ジクロルボスは電子吸引性があり、DNA のメチル化能を有している。ジクロルボスは in vitro

で DNA と結合し、微生物やほ乳動物細胞に DNA 損傷を引き起こす。また、微生物を用いた多

くの試験で突然変異を誘発する。しかし、ほ乳動物を用いた in vivo の DNA 結合試験、染色体

異常試験、優性致死試験などでは陰性を示す。in vivo ではジクロルボスは A 型エステラーゼに

より速やかに代謝され、更にりん酸基がメチル基より強い電子吸引性を有しており、血液や組

織中では DNA との反応より血清コリンエステラーゼやアセチルコリンエステラーゼと容易に

反応するため遺伝毒性を示さないと考えられている。すなわち、ジクロルボスは、in vitro 試験

の S9 無添加系で遺伝毒性を示すが、in vivo 試験では大部分が遺伝毒性を示さないと判断する。

表7-9 ジクロルボスの遺伝毒性試験結果

試験方法 使用細胞種・動物種・用量等 結果 1) -S9 +S9 文献

ネ ズ ミ チ フ ス 菌 TA98, TA100, TA1535, TA1536, TA1537, TA1538 20、40 mmol プレート法 マウス S9

－ ＋ Braun et al., 1982 in vitro

復帰突然変異試験

ネ ズ ミ チ フ ス 菌 TA98, TA100, TA1535, TA1536, TA1537, TA1538 5,000μg/plate プレート法

＋ ND Moriya et al., 1983

53

試験方法 使用細胞種・動物種・用量等 結果 1) -S9 +S9 文献

ネズミチフス菌 TA1535 5%溶液を 0.1 mL プレート法

＋ － Moriya et al., 1978

ネズミチフス菌 TA1530, TA1535, LT2 his C117, his G46 5μL プレート法

＋ ND Hanna & Dyer, 1975

ネズミチフス菌 TA1535, TA1536, TA1537, TA1538 5%溶液を 0.1 mL プレート法

＋ ND Shirasu et al., 1976

大腸菌 WP2 プレート法

－ ND Dean, 1972a

大腸菌 WP2 uvrA 5μL プレート法

＋ ND Hanna & Dyer, 1975

大腸菌 WP2 hcr 5,000μg/plate プレート法

＋ ND Moriya et al., 1983

大腸菌 B/r 22.6 mmol/L プレート法

＋ ＋ Moriya et al., 1978

大腸菌 B Sd-4(ストレプトマイシン

非依存性) ＋ Lofroth et al., 1969

大腸菌 B (ストレプトマイシン耐性)5-25 mmol/L、1-10 時間

W＋ ND 用量及び時間依

存性あり

Wild, 1973,1975

大腸菌 WP2 5 mg/L

＋ Green et al., 1976 前進突然変異試験

酵母 ade6 1.5-14 mmol プレート法

ND ＋ Gilot-Delhalle et al., 1983

チャイニーズハムスターV79 細胞 1 mmol/L (8-アザグアニン耐性) 1.25-5 mmol/L (ウワバイン耐性)

－ Aquilina et al., 1984

枯草菌 H17rec+、M45rec-

10%溶液を 0.02 mL ＋ ND Shirasu et al., 1976

Rec assay プ ロ テ ウ ス 菌 PG713(rec-) 、PG273(rec+) 10、40μmol/plate

＋ Adler et al., 1976; Braun et al., 1982

染色体異常試験 ヒトリンパ球 1-40 mg/L

－ Dean, 1972b

遺伝子変換試験 酵母 D4 5-40 mmol/L プレート法

＋ ND 用量依存性あり

Dean et al., 1972; Fahrig, 1973

細胞形質転換試験 シリアンハムスターSA7 胎児細胞 0.05-0.45 mmol/L

＋ ND Hatch et al., 1986

CHO 細胞 0.03、0.1 mmol/L

＋ ND Nishio & Uyeki, 1981

チャイニーズハムスターV79 細胞 0.2、0.5 mmol/L

＋ ND Tezuka et al., 1980

マウスリンパ球 － ND Klingerman et al., 1985

姉妹染色分体交換試験

ヒトのリンパ球及び胎児肺線維芽

細胞

2.5-10 mg/L、72 時間処理

－ Nicholas et al., 1978

54

試験方法 使用細胞種・動物種・用量等 結果 1) -S9 +S9 文献

大腸菌(DNA 鎖切断) polA+: 0.5-2 mg/mL polA-: 6.4 mmol/L

＋ Rosenkranz, 1973; Rosenkranz & Leifer, 1980

チャイニーズハムスターV79 細胞

(DNA 鎖切断) 0.2 (v/v)%

＋ ND Green et al., 1974a

ヒト EUE 細胞(不定期 DNA 合成) 6.5-650 mmol/L

＋ ND 用量依存性あり

Aquilina et al., 1984; Benigni & Dogliotti, 1980a,b

DNA 損傷性試験

ヒト腎臓 T 細胞(DNA 一本鎖切断) 0.0001-1 mmol/L、1-4 時間処理

－ ND Bootsma et al., 1971

DNA 結合試験 ウシ胸腺 DNA ＋ Lofroth, 1970; Segerback, 1981

指標菌: ネズミチフス菌(G46 his-)、セラチア菌(a 21 leu-)

宿主: NMRI マウス 腹腔内投与 25 mg/kg

－ Buselmaier et al., 1972, 1973

指標菌: ネズミチフス菌(64-320) 宿主: NMRI マウス 経口投与 0.2 mg/動物(8-10 mg/kg 相当)

－ Voogd et al., 1972

指標菌: 酵母 D4 宿主: NMRI マウス 経口投与 50、100 mg/kg

－ Dean et al., 1972

突然変異試験(宿主経由

法)

指標菌: 酵母 D4 宿主: CF-1 マウス 吸入暴露(5 時間) 90 mg/m3

－ Dean et al., 1972

キイロショウジョウバエ 経口(混餌)投与 0.009、0.048、0.09 mg/kg 餌

－ Kramers & Knaap, 1978

キイロショウジョウバエ 吸入暴露 0.035%

－ Jayasuriya & Ratnayake, 1973 伴性劣性致死試験

キイロショウジョウバエ 吸入暴露 0.0006-0.6μmol

－ Sobels & Todd, 1979

常染色体致死試験 キイロショウジョウバエ(多世代) 経口(混餌)投与 18 か月間 0.75 mg/kg 餌まで漸次用量を増加

＋ バリデ―ション

不十分

Hanna & Dyer, 1975

雌キイロショウジョウバエ (幼虫

を検査) 混餌投与 1-50 mg/kg 餌

＋ (1 mg/kg 餌) 疑わしい

Gupta & Singh, 1974

雄 Q マウス(骨髄、精原細胞、第１

精母細胞) 経口(飲水)投与 7 週間 (5 日/週) 2 mg/L(0.32 mg/kg/日相当)

－ Degraeve et al., 1982, 1984a; Moutschen-Dahmen et al., 1981

雄 Q マウス単回腹腔内投与 10 mg/kg

－ Degraeve et al., 1984b; Moutschen-Dahmen et al., 1981

in vivo

染色体異常試験

雌雄チャイニーズハムスター 単回経口投与 15 mg/kg(雄)、10 mg/kg(雌)

－ Dean & Thorpe, 1972a

55

試験方法 使用細胞種・動物種・用量等 結果 1) -S9 +S9 文献

雄 CF-1 マウス(骨髄、精母細胞) 吸入暴露 64-72 mg/m3、16 時間又は 5 mg/m3、21 日間(23 時間/日)

－ Dean & Thorpe, 1972a

雄チャイニーズハムスター 吸入暴露(16 時間) 28-36 mg/m3

－ Dean & Thorpe, 1972a

Swiss マウス(骨髄) 腹腔内投与 2 日間 0.0075、0.015 mg/kg/日

－ Paik & Lee, 1977

シリアンハムスター(骨髄) 腹腔内投与 3、6、15、30 mg/kg

＋

Dzwonkowska & Hubner, 1986

小核試験 雄 Swiss マウス(骨髄) 腹腔内投与 2 日間 0.0075、0.015 mg/kg/日

－ Dean & Thorpe, 1972

ICR マウス 経口投与 5 日間 5、10 mg/kg/日

－ Epstein et al., 1972

ICR マウス 単回腹腔内投与 13、16.5 mg/kg

－ Epstein et al., 1972

雄 Q マウス 経口(飲水)投与 7 週間(5 日/週) 2 mg/L(0.32 mg/kg 相当)

－ Degraeve et al., 1982, 1984a

雌 CF-1 マウス 単回経口投与 25、50 mg/kg

－ Dean & Blair, 1976

雌 CF-1 マウス 吸入暴露(離乳後 11 週齢まで) 28 mg/m3

－ Dean & Blair, 1976

雄 CF-1 マウス 吸入暴露(16 時間) 30、55 mg/m3 (3.3、6.1 ppm)

－ Dean & Thorpe, 1972b

雄 CF-1 マウス 吸入暴露 4 週間(23 時間/日) 2.1、5.8 mg/m3

－ Dean & Thorpe, 1972b

優性致死試験

雄 Q マウス 単回腹腔内投与 10 mg/kg

＋ Degraeve et al., 1980; Moutschen-Dahmen et al., 1981

姉妹染色分体交換試験 雄 B6C3F1 マウス (末梢血リンパ球)腹腔内投与 5、15、25、35 mg/kg

－ Klingerman et al., 1985

マウス － Segerback, 1981 DNA 結合試験

ラット － Wooder et al., 1977

DNA 損傷性試験 ラット(肝臓) 単回腹腔内投与 10 mg/kg

－ Wooder & Creedy, 1979

1) －: 陰性; ＋: 陽性; w＋: 弱い陽性; 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

56

表7-10 ジクロルボスの遺伝毒性試験結果 (まとめ) DNA 損傷性 突然変異性 染色体異常

バクテリア ＋ ＋ ND カビ／酵母／植物 ND ND ND

昆虫 ND － +/－ 培養細胞 + － －

ほ乳動物 (in vivo) － ND +/－ ＋: 陽性; －: 陰性; +/－: 判断できない; ND: データなし

7.3.7 発がん性

ジクロルボスの実験動物における発がん性試験結果を表 7-11 に示す。

a. 経口投与

雌雄 B6C3F1 マウス (8 週齢、雌雄各 50 匹/群) にコーンオイルに溶解したジクロルボス (純

度 99%) を雄に 0、10、20 mg/kg/日、雌に 0、20、40 mg/kg/日で 5 日/週、103 週間強制経口投

与した試験で、前胃の乳頭腫が雄 (対照群; 1/50、10 mg/kg/日; 1/50、20 mg/kg/日; 5/50) 及び雌

(対照群; 5/49、20 mg/kg/日; 6/49、40 mg/kg/日; 18/50) で用量に依存した増加傾向を示した。雌

40 mg/kg/日群では、前胃の乳頭腫の増加は対照群と比較して有意で (p=0.004)、50 匹のうち 2

匹に扁平上皮がんがみられた。生存率には影響はみられなかった (U.S. NTP, 1989)。

雌雄 F344 ラット (7 週齢、雌雄各 50 匹/群) にジクロルボス (純度 99%) を 0、4、8 mg/kg/

日、5 日/週、103 週間強制経口投与した試験で、雄では膵臓の腺房細胞腺腫が 0、4、8 mg/kg/

日群でそれぞれ 16/50、25/49、30/50 例、単核球性白血病の発生率が 0、4、8 mg/kg/日群でそれ

ぞれ 11/50、20/50、21/50 例みられ、ともに有意な用量依存的増加であった。また、雄 8 mg/kg/

日群で、肺胞/気管支の腺腫が 3/49 例みられたが (対照群 0/50)、有意差はみられなかった。一

方、雌では、乳腺の線維腫及び線維腺腫の発生率が有意に増加した (対照群; 9/50、4 mg/kg/日;

19/50、8 mg/kg/日; 17/50)。また、すべての乳腺の腫瘍 (線維腫、線維腺腫、がん) の出現頻度

は、0、4、8 mg/kg/日群でそれぞれ 11/50、20/50、17/50 であった。4 mg/kg/日群では有意であ

るが、用量依存的増加ではなかった (U.S. NTP, 1989)。

b. 吸入暴露

雌雄 CFE ラット (5 週齢、雌雄各 50 匹/群) に純度 97%以上の工業用ジクロルボス 0、0.05、

0.5、5 mg/m3 を 104 週間吸入暴露した試験で、全暴露群で体重の増加抑制がみられたが、有意

な腫瘍頻度の増加はみられなかった。生存率については、暴露 99～102 週間の雄の 0、0.05、

0.5、5 mg/m3 群で、それぞれ 11/50、21/50、15/50、32/50、暴露 104 週間の雌で、それぞれ 22/47、

27/47、26/47、34/47 であった。この試験では、剖検及び病理組織学的検査に供した動物の割合

は、生存例中雄で 20～32%、雌で 22～38% (Blair et al., 1976)と動物数が少なかった (IARC, 1991)。

吸入暴露による発がん性試験については、このほか数報報告があるが、いずれも生存率が低

い、病理組織学的検査が行われた組織数が少ない、組織融解がみられるなどの理由から発がん

性を評価できる適切なデータはない (IARC, 1991; U.S.EPA, 2003)。

57

c. まとめ

発がん性については、経口経路において、B6C3F1 マウスでは、40mg/kg／日で前胃の乳頭腫

の有意な増加がみられ、F344 ラットでは雄の 4mg/kg／日以上で単核球性白血病、膵臓の腺房

細胞腺腫が用量に依存して有意に増加し、雌の同じく 4mg/kg／日以上で乳腺の線維腫及び線維

腺腫の有意な増加がみられている。吸入経路では、評価にたる試験は実施されていない。以上

のことから、ジクロルボスは実験動物に対し発がん性を有するものと判断する。

国際機関等での発がん性評価を表 7-12 に示す。IARC は、ジクロルボスのヒトに対する発が

ん性の証拠は不十分であるが、動物に対する発がん性の証拠は十分であるとして、グループ 2B

(ヒトに対して発がん性がある可能性がある物質) に分類している。米国 EPA は、IRIS ではグ

ループ B2 (恐らくヒト発がん性物質)、Canncer Assessment Document ではグループ C (ヒト発が

ん性があるかもしれない物質) に分類し、マウス及びラットの経口投与毒性試験の結果から、

ジクロルボスの経口摂取による発がんのスロープファクターを 2.9×10-1/(mg/kg)/日、飲料水ユ

ニットリスクを 8.3×10-6/μg/L と算出している (U.S. EPA, 2000,2003)。

表7-11 ジクロルボスの発がん性試験結果

動物種等 試験法

投与方法 投与期間 投与量 結 果 文献

雄 (mg/kg/日) 0 10 20

前胃の乳頭腫 1/50 1/50 5/50

雌 (mg/kg/日) 0 20 40

B6C3F1

マウス 雌雄

各 50 匹/群 8 週齢

強制経口

投与 103週間 5日/週

雄: 0、10、20 mg/kg/日、 雌:0、20、40

mg/kg/日 純度 99%

前胃の乳頭腫 5/49 6/49 18/50*(内2 匹に扁平上皮がん)

U.S. NTP, 1989

雄 (mg/kg/日) 0 4 8 膵臓の腺房腺腫 16/50 25/49* 30/50*

単核球性白血病 11/50 20/50* 21/50*

雌 (mg/kg/日) 0 4 8

乳腺の線維腫及

び線維腺腫 9/50 19/50* 17/50*

F 344ラット 雌雄

各 50 匹/群

7 週齢

強制経口

投与

103 週間 5 日/週

0、4、8 mg/kg/日 純度 99%

乳腺の腫瘍 (線維腫、線維腺腫、

癌)

11/50 20/50* 17/50

U.S. NTP, 1989

CFEラッ

ト 雌雄

各50匹/群 5週齢

吸入暴露 104 週間 0、0.05、0.5、5 mg/m3

純度 97%以上

の工業用

全暴露群で体重の増加抑制がみられたが、

有意な腫瘍頻度の増加はみられず 生存率が低く、剖検された動物数が少ない

Blair et al., 1976

* 統計学的有意差あり

58

表7-12 国際機関等でのジクロルボスの発がん性評価 機 関／出 典 分 類 分 類 基 準

IARC (2003) グループ 2B ヒトに対して発がん性がある可能性がある物質。 ACGIH (2003) 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 (2003) 第 2 群 B 人間に対して恐らく発がん性があると考えられる

物質。証拠が比較的十分でない物質。

U.S. EPA (2003) グループ B2恐らくヒト発がん性物質。動物での発がん性の十

分な証拠があり、かつ、疫学研究から不十分な証

拠、またはデータがない物質。

U.S. EPA (2000) グループ C ヒト発がん性があるかもしれない物質。

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)

ジクロルボスは、消化管、呼吸器及び皮膚のいずれからも速やかに吸収され、ほとんどの組

織に存在するエステラーゼにより容易に代謝される。ジクロルボスは、吸入暴露実験ではラッ

トで腎臓及び脂肪組織に比較的高い濃度で分布している。また、妊娠ウサギへの経口投与実験

では短時間で胎児に移行することが報告されている。ジクロルボスの主な代謝経路は 2 種類あ

り、そのうちのエステラーゼによる加水分解経路が主要な経路である。この経路の場合、A 型

エステラーゼによりりん酸部分とビニル基との結合が加水分解され、りん酸ジメチル及びジク

ロロアセトアルデヒドを生じる。りん酸ジメチルは尿中に排泄され、ジクロロアセトアルデヒ

ドは速やかにジクロロエタノールに代謝される。ジクロルボスの代謝経路は、ヒトを含め、多

くの動物で類似しており、その代謝速度に多少差がみられるにすぎない。ジクロルボスは、腎

臓から速やかに排泄され、ラットでその半減期は 13.5 分である。

ヒトでのジクロルボスの急性影響としては、駆虫薬として6～12 mg/kgを服用した患者に重度

の貧血による衰弱、血漿中コリンエステラーゼ活性の重度の低下、高用量を服用した患者に重

度の中毒症状、遅発性の神経毒性（神経軸索の重度変性）がみられた。皮膚暴露された害虫駆

除作業者に眩暈、呼吸困難、衰弱がみられている。短期及び慢性影響として、ボランティアへ8

～32 mg/kg/日の用量で2～7日間反復投与した試験で、コリンエステラーゼ活性の低下に伴う胃

腸及び中枢神経系への影響がみられている。ジクロルボスに長期間吸入暴露された工場労働者

においては、暴露開始直後に血漿中コリンエステラーゼ活性の低下がみられたが、暴露を止め

た1か月後に回復したことが報告されている。発がん性については、ジクロルボス使用と白血病

との間に関連性がみられるとの報告がある。

実験動物において、ジクロルボスは、急性毒性試験で、経口投与の LD50 は、マウスで 61～

275 mg/kg、ラットで 17～110 mg/kg、吸入暴露の LC50 は、マウスで 1.42～33.8 ppm (4 時間)、

ラットで 9.05～49.6 ppm (1 時間) である。急性症状としては、経口投与では自発運動の低下、

流涎、脱糞、嘔吐、協調運動失調、後弓反張、チアノーゼ、あえぎ呼吸、昏睡、振戦、けいれ

ん、吸入暴露では流涎、流涙、眼球突出、振戦、けいれんがみられている。

ジクロルボスはウサギの皮膚に強度の刺激性を示す。皮膚感作性は中等度の感作性がみられ

ている。

59

実験動物における反復投与毒性試験では、経口投与で脳、血漿及び赤血球中コリンエステラ

ーゼ活性の低下、興奮、自発運動亢進、攻撃性の亢進、脳中アセチルコリンエステラーゼ活性

の低下、吸入暴露で縮瞳、脳、血漿及び赤血球中コリンエステラーゼ活性の低下、経皮投与で

中毒症状、赤血球中コリンエステラーゼ活性の重度の低下がみられている。神経毒性について

は、流涎、けいれん、コリン作動性様の症状、運動失調、攻撃行動の亢進、脳及び血小板のNTE

活性、オープンフィールド検査での自発運動量及び常同行動時間、回転棒検査での棒保持時間

並びに能動的回避反応の有意な低下がみられている。雌雄ビーグル犬にジクロルボスを52週間

強制経口投与した試験でみられた血漿及び赤血球 (雌雄)、脳 (雄) 中コリンエステラーゼ活性

の低下を指標にNOAELは0.05 mg/kg/日と判断する。また、雌雄CFEラットにジクロルボスを104

週間吸入暴露した試験でみられた脳中コリンエステラーゼ活性の低下を指標にNOAELは0.05

mg/m3と判断する。

生殖毒性についての試験では、ラットにジクロルボスを経口 (混餌) 投与した三世代繁殖試

験で、母動物の受胎率、出生児数、出生児の体重、及び生存率並びに F1 及び F2 の児の 7 日齢

時での剖検及び病理組織学的検査に異常はみられていない。発生毒性について試験では、ラッ

トの母動物には妊娠 1 日目から分娩後授乳中に、児動物は離乳から生涯にわたってジクロルボ

スを強制経口投与した試験で、母動物では異常はみられていないが、児動物においては、0.97

mg/kg/日以上の群でオープンフィールド検査及び T 型迷路検査で用量に依存した行動異常がみ

られ、経口投与での児動物に対する LOAEL は 0.97 mg/kg/日と判断する。また、吸入暴露試験

では、1.25 mg/m3 以上で母動物に脳や赤血球中コリンエステラーゼ活性が有意に低下している

が、児動物への影響はみられていない。

遺伝毒性については、ジクロルボスは in vitro で DNA と結合し、微生物やほ乳動物細胞に

DNA 損傷を引き起こす。また、微生物を用いた多くの試験で突然変異を誘発する。しかし、ほ

乳動物を用いた in vivo の DNA 結合試験、染色体異常試験、優性致死試験などでは陰性を示す。

in vivo ではジクロルボスは、血液や組織中では DNA との反応より血清中のコリンエステラー

ゼやアセチルコリンエステラーゼと容易に反応するため遺伝毒性を示さないと考えられている。

ジクロルボスは、in vitro 試験の S9 無添加で遺伝毒性を示すが、in vivo 試験では大部分が遺伝

毒性を示さないと判断する。

発がん性については、ジクロルボスを経口投与した試験で、B6C3F1 マウスに前胃の乳頭腫、

F344 ラットに、雄で単核球性白血病、膵臓の腺房細胞腺腫、雌で乳腺の線維腫及び線維腺腫が

それぞれ有意に増加している。以上のことから、ジクロルボスは実験動物に対し発がん性を有

するものと判断する。IARC は、ジクロルボスをグループ 2B（ヒトに対して恐らく発がん性が

ある物質）に分類している。

60

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化学物質評価研究機構 (2003a) 調査資料 (未公表).

環境省 (2002) 環境省請負事業結果報告書, 13 年度農薬生態影響調査, 化学物質評価研究機構.

経済産業省 (2002) 告示第149号 (平成12年度 化学物質審査規制法 指定化学物質の製造及び

輸入の合計数量に関する公表), 官報号外, 平成14年3月29日

経済産業省 (2003) 告示第 53 号 (平成 13 年度 化学物質審査規制法 指定化学物質の製造及び

輸入の合計数量に関する公表), 官報, 平成 15 年 3 月 11 日

(http://www.meti.go.jp/policy/chemical_management/kasinhou/etc/jittaityousakouhyou.pdf に

記載あり)

経済産業省, 環境省 (2003a) 特定化学物質の環境への排出量の把握等及び管理の改善の促進に

関する法律(化学物質排出把握管理促進法) に基づく届出排出量及び移動量並びに届出

外排出量の集計結果について〈排出年度：平成 13 年度〉.

経済産業省 , 環境省 (2003b) 平成 13 年度 PRTR 届出外排出量の推計方法等の概要 .

(http://www.meti.go.jp/policy/chemical_management/kohyo/todokedegaisanshutudata.htm に記

載あり)

経済産業省, 環境省 (2003c) 特定化学物質の環境への排出量の把握等及び管理の改善の促進に

78

関する法律に基づき国が算出する平成 14 年度届出外排出量の推計方法に関する考え方

について (案）

製品評価技術基盤機構 (2003) 化学物質のリスク評価及びリスク評価手法の開発プロジェクト/

平成 14 年度研究報告書 (新エネルギー・産業技術総合開発機構 委託事業).

製品評価技術基盤機構 (2004) 化学物質のリスク評価及びリスク評価手法の開発プロジェクト/

平成 15 年度研究報告書 (新エネルギー・産業技術総合開発機構 委託事業).

日本化学工業協会 (2002) (社) 日本化学工業協会のレスポンシブル・ケアによる PRTR の実施

について－2002 年度化学物質排出量調査結果－ (2001 年度実績).

日本産業衛生学会 (2003) 許容濃度等の勧告 (2003 年度), 産衛誌, 45, 147-171.

日本植物防疫協会 (2001) 農薬要覧 －2001－ (監修: 農林水産省生産局生産資材課・植物防疫

課)

日本植物防疫協会 (2002) 農薬要覧 －2002－ (監修: 農林水産省生産局生産資材課・植物防疫

課)

日本植物防疫協会 (2003) 農薬要覧 －2003－ (監修: 農林水産省生産局生産資材課・植物防疫

課)

79

有害性評価実施機関名，有害性評価責任者及び担当者一覧

有害性評価実施機関名：財団法人化学物質評価研究機構

有害性評価責任者及び担当者

有害性評価責任者 高月 峰夫 有害性評価担当者 1. 化学物質の同定情報 林 浩次 2. 一般情報 林 浩次 3. 物理化学的性状 林 浩次 4. 発生源情報 独立行政法人

製品評価技術基盤機構 5. 環境中運命 林 浩次 6. 生態影響評価 野坂 俊樹

7. ヒト健康影響評価

奥田 尚子

梶原 美次

江田 雅雄 谷口 芳信

有害性評価書外部レビュア一覧

環境中の生物への影響 (6 章)

内田 直行 日本大学生物資源科学部

ヒト健康への影響 (7 章)

堤 雅弘 奈良県立医科大学腫瘍病理学教室

改訂記録

2004 年 3 月 Ver.0.4 初期リスク評価指針 ver.1.0 に基づき原案作成

2005 年 2 月 Ver.1.0 経済産業省 化学物質審議会管理部会・審査部会

第 21 回安全評価管理小委員会審議了承

2008 年 3 月 有害性部分の見直しに伴う語句の修正 (正誤表参照)

80

正誤表

修正日時：2008 年 3 月

頁・行 該当部分 修正後

32 頁 7.3.4 反復投与毒性

38 頁 表 7-6 最下段の結果

雌雄の 0.1 mg/kg/日以上の群に血清及び 雌雄の 0.1 mg/kg/日以上の群に血漿及び

37 頁 7.3.4 反復投与毒性

血漿及び赤血球 (雌雄)、脳 (雄) 中のコ

リンエステラーゼ活性の低下から 血漿及び赤血球 (雌雄)のコリンエステ

ラーゼ活性の低下から

56 頁 表 7-10

昆虫の染色体異常の欄： ±

表脚注： ±: 疑陽性

昆虫の染色体異常の欄： +/－

表脚注： +/－: 判断できない