リスクアセスメント情報システム

毒性プロファイル

エーセナフテンの公式毒性概要

注意：これらの毒性プロファイルに示された毒性値は、作成時に正しかったものの、これらの値は変更されることがあります。 ユーザーは、常に毒性値データベースを参照して、現在の毒性値を確認する必要があります。 はじめに2. 代謝と体内動態 2.1 吸収 2.2 分布 2.3 代謝 2.4 排泄 3. 3.1 経口曝露 3.2 吸入曝露 3.3 その他の曝露経路 3.4 標的臓器／重大な影響 4.非発がん性健康影響 発がん性 4.1 経口曝露 4.2 吸入曝露 4.3 その他の曝露経路 4.4 Epa Weight-of-Evidence 4.5 発がん性スロープファクター 5. 参考文献

1994年1月

Rosmarie A. Faust, Ph.D., Chemical Hazard Evaluation Group, Biomedical and Environmental Information Analysis Section, Health Sciences Research Division, *, Oak Ridge, Tennessee.

Prepared for OAK RIDGE RESERVATION ENVIRONMENTAL RESTORATION PROGRAM

*管理：マーティンマリエッタエネルギーシステム、Inc.・

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要旨

アセナフテン (1,2-dihydroacenaphthylene または 1,8-ethylenaphthalene として知られ、コールタールに存在する三環式芳香族炭化水素です)、また、1.8-エチレンナフテンとして知られている、アセアミノフェン (Acenaphthene) は、1.2-ジヒドロアセアミノフェン (1,8-ethylenaphthalene) として知られています。 染料中間体、一部のプラスチック製造、殺虫剤、殺菌剤として使用されている（EPA, 1980）。 アセナフテンは、タバコの煙、自動車の排気ガス、都市大気、石油化学、農薬、木材防腐剤産業からの排水（EPA、1980）、有害廃棄物処分場の土壌、地下水、地表水（ATSDR、1990）で検出されています。

アセナフテンの吸収データはありませんが、構造的に関連する多環芳香族炭化水素 (PAH) との類似性から、胃腸管および肺から吸収されると予想されます (EPA, 1988)。 ナフタル酸の無水物が、アセナフテンを経口投与したラットの尿中代謝物として同定されました（Chang and Young, 1943）。

PAH、主にベンゾピレンの毒性および発がん性に関する多くの文献が存在しますが、アセナフテンに関する毒性データは限られています。 アセナフテンは、ヒトおよび動物の皮膚や粘膜を刺激する (Sandmeyer, 1981; Knobloch et al., 1969)。 動物の急性毒性データには、経口 LD50 がラット 10 g/kg およびマウス 2.1 g/kg(Knobloch et al., 1969)、腹腔内 LD50 がラット 600 mg/kg(Reshetyuk et al., 1970)であることが示されています。 ラットにアセナフテンを1日2g、32日間経口投与したところ、末梢血の変化、軽度の肝臓及び腎臓障害、肺の影響が見られた（Knoblochら、1969年）。 アセナフテンを350mg/kgの用量で90日間亜慢性経口曝露すると、マウスの肝臓重量の増加、肝細胞肥大、コレステロール値の上昇が見られた。 生殖への影響としては、350 mg/kg の投与で卵巣重量の減少、700 mg/kg/day で卵巣および子宮の活性低下、黄体形成の小型化と減少が見られた (EPA, 1989)。 12 mg/m3 のアセナフテンに 5 ヶ月間毎日暴露したラットでは、血液、肺、腺組織への悪影響が報告されています (Reshetyuk et al..)。 218>マウスを用いた90日間の経口投与試験による175mg/kg/日の無影響レベル（NOAEL）から、亜慢性経口曝露で6E-1mg/kg/日の参照用量（EPA, 1993a）、慢性経口曝露で6.E-2mg/kg/日（EPA, 1993b）が算出されています。 重要な影響は肝毒性であった。 アセナフテンの吸入基準濃度（RfC）を導き出すにはデータが不十分でした（EPA, 1993a,b）。

アセナフテンの発がん性を評価するための経口バイオアッセイはありませんでした。 ラットを 12 mg/m3 のアセナフテンに 5 ヶ月間暴露し、さらに 8 ヶ月間観察した限定吸入試験では、発がん性の証拠は得られなかった (Reshetyuk et al., 1970)。 EPA は、アセナフテンの発がん性について証拠の重み付けによる分類をしていません (EPA,1993a,b).

1.はじめに

1,2-dihydroacenaphthylene または 1,8-ethylenaphthalene として知られている Acenaphthene (CAS 登録番号 83-32-9) は、化学式 C12H10 および分子量 154.21 (Budavari et al., 1989) の三環性芳香族炭化水素であり、1-DH2-ethylenaphthalene は、1,3-ethylenaphthalen として知られています。 沸点279℃、融点95℃、密度1.189g/mLの結晶性固体である。 アセナフテンは水に不溶だが、エタノール、メタノール、プロパノール、クロロホルム、ベンゼン、トルエン、氷酢酸には溶ける(Budavari et al., 1989)。 蒸気圧は4.47×10-3 mm Hg (ATSDR, 1990)、ロゴクタノール/水係数は3.92-5.07 (Enzminger and Ahlert, 1987)であった。

アセナフテンは、石炭の高温炭化またはコークス化の際に生じるコールタールに含まれる。 染料中間体、一部のプラスチック製造、殺虫剤および殺菌剤として使用されています（EPA, 1980）。 アセナフテンは環境汚染物質であり、タバコの煙、自動車の排気ガス、都市大気、石油化学、農薬、木材防腐剤産業からの排水（EPA、1980）、土壌、地下水、危険な廃棄物のある地表水（ATSDR、1990）で検出されています。 この化合物は、EPA の優先汚染物質リスト (ATSDR, 1990) の多環式芳香族炭化水素 (PAHs) の一つである。 2.1 吸収

ヒトまたは動物におけるアセナフテンの消化管または肺吸収に関するデータは得られていない。 しかし、構造的に関連した PAH のデータは、アセナフテンが消化管と肺から容易に吸収されることを示唆しています (EPA, 1988)。

2.2 分布

acenaphthene の組織分布に関するヒトおよび動物のデータはありませんでした。

2.3 METABOLISM

Chang and Young (1943) は、1% アセナフテンを含む飼料を与えた雄白ラットの尿からナフタリン酸の無水物 (ナフタレン-1,8-ジカルボン酸) を分離した (総量 4.0%) 。1g）、または0.1gのアセナフテン懸濁液を隔日で経口投与（総投与量1.8g）したところ、アセナフテン中の5員環が切断されることが示唆された。

2.4 例外

Chang and Young（1943）は、アセナフテンを経口投与したラットの尿中にナフタリン酸の無水物を同定している。 親化合物は検出されなかった。

3. 非臨界健康影響

3.1 経口曝露

3.1.1 急性毒性

3.1.1.1 ヒト

ヒトにおけるアセナフテンの急性経口毒性に関する情報は得られていない。 Lillard andPowers (1975) は、汚染された水の拒絶反応を引き起こす可能性のあるアセナフテンの水溶液からの臭気に対するヒトの反応を調査しました。 人間の反応を誘発する最低レベルは 0.022 から 0.22 ppm の範囲であった。

3.1.1.2 動物

Knobloch ら (1969) は、ラットおよびマウスについて、それぞれ 10 g/kg および 2.1 g/kg の経口 LD50 を測定しました。 幼若ラットにオリーブ油中のアセナフテン2g/kgを毎日32日間投与したところ、体重減少、末梢血の変化(特定不能)、血清中のアミノトランスフェラーゼ濃度の上昇、肝臓および腎臓の軽度の形態学的障害が観察された。 投与期間終了時、軽度の気管支炎と気管支組織の限局性炎症が認められた(Knobloch et al., 1969)。

Gershbein (1975) は、部分肝切除ラットにおける増殖反応を誘導する能力の指標として、肝再生の程度に対するアセナフテンの効果を検討した。 0.1％のアセナフテンを含む飼料を10日間毎日投与したところ、対照群と比較して肝再生範囲が統計的に有意（p<0.01）に増加した。

3.1.2 亜慢性毒性

g>

3.1.2.1 ヒト

ヒトにおけるアセナフテンの亜慢性経口毒性に関する情報は得られていない。

3.1.2.2 動物

Subchronic gavage studyにおいて、雌雄CD-1マウスに0、175、350、700mg/kg/日を90日間投与した (EPA, 1989)。 生存率、体重、総食物摂取量に対する処置関連の影響はなかった。 毒性に関する臨床的徴候や眼科的変化も観察されなかった。 中・高用量投与ラット（雌雄とも）において、微視的変化（細胞肥大）を伴う統計的に有意な肝臓重量の増加が認められた（p0.05）。 また，高用量投与雄，中・高用量投与雌では，コレステロール値が有意に上昇した（p0.05）． 雌では，卵巣重量の減少（中・高被曝マウス，p0.05），卵巣および子宮の活性低下，黄体数の減少と縮小（高被曝マウス）を特徴とする生殖系への悪影響が認められた． 低用量では、顕微鏡的変化やコレステロール値の上昇を伴わない肝臓重量の増加も観察されたが、この変化は有害ではなく適応的であると考え、LOAELは350mg/kg/日、NOAELは175mg/kg/日に設定した。

3.1.4 発生・生殖毒性

3.1.4.1 ヒト

アセナフテンのヒトにおける経口曝露後の発生・生殖毒性についての情報は得られていない。

3.1.4.2 動物

アセナフテンの350または700mg/kg/日を90日間経口投与したCD-1雌マウスで卵巣重量の減少が認められた（3.1.2.2項参照）。 また、700mg/kg/日暴露したマウスは、卵巣および子宮の活動が低下し、体幹部が小さくなり減少した（EPA, 1989）。

3.1.5 参考用量

3.1.5.1 亜慢性

ORAL RfD: 6E-1 mg/kg/day (EPA, 1993a)

NOAEL: 175mg/kg/day

LOAEL。 350 mg/kg/day

UNCERTAINTY FACTOR: 300

PRINCIPAL STUDY: EPA, 1989

COMMENTS: 小節に記載されている同じ研究。 3.1.2.2 に記載されているのと同じ研究が、亜慢性および慢性 RfD の算出に使用された。 不確実性係数300は、種内および種間の変動性を10、第二種における適切なデータの欠如および生殖・発達毒性試験の欠如を3として反映されている

3.1.5.2 Chronic

ORAL RfD: 6E-2 mg/kg/day (EPA, 1993b)

NOAEL: 175mg/kg/day

LOAEL。 350 mg/kg/日

UNCERTAINTY FACTOR: 3000

CONFIDENCE:

Study: Low

Data Base: Low

RfD: Low

VERIFICATION DATE: 11/15/89

PRINCIPAL STUDY: EPA, 1989

COMMENTS: RfD は、Subsect.3.1.2.2 に記載されているマウスを用いた 90 日間の経口投与試験に基づいており、肝毒性を重要な影響とみなしています。 不確実性係数3000は、種内及び種間の変動性をそれぞれ10、慢性RfDの導出に亜慢性試験を使用したことを10、第二種における十分なデータの欠如及び生殖・発達毒性試験の欠如を3として反映されています。

3.2 吸入曝露

3.2.1 急性毒性

アセナフテンの吸入曝露後のヒトまたは動物における急性毒性に関する情報は得られていない。

3.2.2 亜慢性毒性

3.2.2.1 ヒト

アセナフテンの吸入暴露後のヒトでの亜慢性毒性に関する情報は得られていない

3.2.2.2 動物

12 mg/m3 アセナフテンを 4 時間/日、6 日/週、5 ヶ月間吸入曝露したラットにおいて、血液、腺組織 (詳細不明)、肺への有害作用が報告された (Reshetyuk et al.、1992)。 1970). 肺への影響としては、気管支上皮の過形成と形質転換があり、これは多くの動物が死亡した肺炎の結果であったと考えられる。

3.2.4 発育・生殖毒性

アセナフテンの吸入暴露によるヒトまたは動物の発育・生殖毒性についての情報は得られていない。

3.2.5 基準濃度

アセナフテンの亜慢性または慢性吸入基準濃度（RfC）を導き出すにはデータが不十分でした（EPA、1993a、b）。

3.3 その他の暴露経路

3.3.1 急性毒性

3.3.1.1 ヒト

Acenaphthene は皮膚と粘膜に刺激があります (Sandmeyer, 1981)。

3.3.1.2 動物

Acenaphthene はウサギの皮膚と結膜に刺激性があるが、感作性はない (Knobloch et al., 1969).

Reshetyuk ら (1970) は、ラットの腹腔内 LD50 を 600 mg/kg と決定した。 部分肝切除したラットの皮下にアセナフテン（総量5-20mmol/kg）を10日間毎日注射したところ、対照と比較して統計的に有意な（p<0.01）肝再生の増加が見られた（Gershbein, 1975）。 20-メチルコラントレン1mgと等モル濃度のアセナフテンをラットに腹腔内投与したところ、肝臓タンパク質の合成の増加が観察された（Arcos et al.）。

3.3.3 慢性毒性

アセナフテンのヒトまたは動物における他の暴露経路での亜慢性毒性に関する情報はありません。

3.3.4 発育・生殖毒性

アセナフテンのヒトまたは動物における他の曝露経路での発育・生殖毒性に関する情報は得られていない。

3.4 標的臓器/致命的影響

3.4.1 経口曝露

3.4.1.1 主標的臓器

1. 肝臓。 ラットのアセナフテン経口亜慢性曝露により、肝重量の増加、肝細胞の肥大、コレステロール値の上昇がみられた。 亜急性暴露後のラットでは、軽度の形態学的な肝臓の変化が見られた。 ラットにアセナフテンを亜慢性的に経口投与すると、卵巣重量の減少、卵巣および子宮の不活性化、体節の減少および縮小がみられた。

3.4.1.2 その他の標的臓器

アセナフテンの経口曝露後のその他の標的臓器に関する情報は得られていない。

3.4.2 吸入曝露

3.4.2.1 一次標的臓器

アセナフテンの吸入曝露に関する一次標的臓器を決定するには、利用可能なデータが不十分であった

3.4.2.2 その他の標的臓器

1. 肺。 気管支上皮の過形成と形質転換を伴う肺炎がアセナフテンの亜慢性曝露ラットで報告された。

2. 血液。

3.4.3 その他の暴露経路

皮膚. アセナフテンは皮膚や粘膜を刺激する。

4. 発がん性

4.1 経口曝露

ヒトまたは動物におけるアセナフテンの経口曝露後の発がん性に関する情報は得られていない。

4.2 吸入曝露

4.2.1 ヒト

アセナフテンのヒトにおける吸入曝露の発がん性に関する情報は得られていない。

4.2.2 動物

Reshetyuk ら (1970) はラットを 12 mg/m3 アセナフテンに 4 時間/日、6 日/週、5 ヵ月間吸入曝露した。 気管支上皮に過形成と上皮化生が見られたが、8ヶ月間の観察期間中に悪性腫瘍の徴候は現れなかった。

4.3 その他の暴露経路

4.3.1 ヒト

その他の暴露経路によるアセナフテンのヒトへの発がん性に関する情報は得られていない。

4.3.2 動物

イモリの皮下にアセナフテンを注射した発がん性の短期予測試験で陰性結果が報告された (投与量は報告されていない) (Neukomm,1974)．

Akin ら (1976) は、タバコの煙凝縮物から PAH に富む画分をいくつか分離し、マウス皮膚での腫瘍促進について試験した。 雌マウスに125 gの7,12-ジメチルベンザントラセン (DMBA) を開始剤として塗布し、3-4週間後にアセナフテンと他のPAHを含む煙凝縮物画分を週5回、13ヶ月間塗布した。 DMBAとアセトンで処理したコントロールと比較して、アセナフテンを含む画分は有意な腫瘍促進活性を示した。

既知の発癌物質ジメチルニトロサミン（DMN）を脱メチル化する酵素である肝臓ミクロソーム酵素、ジメチルニトロサミンデメチラーゼに対するアセナフテンの影響を調べるために、Arcosら（1976）は、20-メチルコラントレン40mg（23mgアセナフテン）と同等の濃度のアセナフテンを雄離乳ラットに腹腔内に注入した。 24時間後、処理したラットは対照と比較して酵素活性が5％減少した。 研究者は、DNMによる発がんには脱メチル化が必要であり、したがって、アセナフテンがDMN発がんをわずかに抑制する可能性があると指摘しています。

4.5 CARCINOGENICITY SLOPE FACTORS

発がん性スロープファクターは算出されていません。 参考文献

Akin, F.J., et al.1976年. 「タバコの煙に含まれる多核芳香族炭化水素の同定と腫瘍誘発物質としてのその重要性”. J. Natl. Cancer Inst. 57: 191. (Cited in EPA, 1980).

Arcos, J.C., A.H. Conney, and N.P. Buu-Hoi. 1961. “Induction of microsomal enzyme synthesis by polycyclic aromatic hydrocarbons of different molecular sizes.” (分子サイズの異なる多環芳香族炭化水素によるミクロソーム酵素合成の誘発) J. Biol. Chem. 236:1291-1296.

Arcos, J.C., et al.1976年. “ジメチルニトロサミンデメチラーゼ。 このような場合、(1)臓器別、(2)臓器別、(3)臓器別の3つに分類することができる。 非炭化水素系リプレッサー”. J. Toxicol. Environ.Health 1: 395. (Cited in U.S. EPA, 1980).

ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry). 1990. 多環芳香族炭化水素の毒性学的プロファイル。 アセナフテン、アセナフチレン、アントラセン、ベンゾ（a）アントラセン、ベンゾ（a）ピレン、ベンゾ（b）フルオランテン、ベンゾ（g、i、h）ペリレン、ベンゾ（k）フルオランテン、クリセン、ジベンゾ（a、h）アントラセン、フルオランテン、インデノ（1、2、3、d）ピレン、フェナントレン、ピレン。 契約番号205-88-0608、Clement InternationalCorporationが作成。 ATSDR/TP-90-20。

Budavari, S., M.J. O’Neil, and A. Smith (Eds.) 1989.ブダヴァリ、S.、M.J.オニール、A.スミス（編）。 ザ・メルク・インデックス.

Chang, Z.H. and Z. Young. 1943. “ラットにおけるアセナフテンの代謝”. J. Biol. Chem. 151:87.

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Gershbein, L.L. 1975. “芳香族および複素環式化合物の構造に影響される肝臓再生”. Res.Commun. Chem. Pathol. Pharmacol. 11: 445-466.

Knobloch, K., S. Szedzikowski, and A. Slusarcyk-Zablobona. 1969. “アセナフテンおよびアセナフチレンの急性および亜急性毒性”. Med. Pracy 20: 210-222. (ポーランド語, 英語要約).

Lillard, D.A. and J.J. Powers. 1975. 工業用流体中の有機汚染物質の水性臭気閾値. EPA 660/4-75-002. 米国環境保護庁、国立環境研究センター、コーバリス、オレゴン州。 (Cited in U.S. EPA, 1980).

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Reshetyuk, A.l., E.I. Talakina, and P.A. En’yakova.（レシェトゥク，アール・エル・シー，イー・アイ・タラキナ，ピー・エヌ・アー・エンヤコワ）. 1970. “アセナフテンおよびアセナフチレンの毒性評価”. Gig. Tr. Prof. Zabol. 14: 46-47.

Sandmeyer, E.E. 1981. “芳香族炭化水素.” In: パティの産業衛生と毒物学,第3改訂版,第2B巻. G.D. Clayton and F.E. Clayton, Eds., pp.3346, 3351-3353.

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Last Updated 10/07/97

(英語)