Informationssystemet för riskbedömning

Toxicitetsprofiler

Formell sammanfattning av toxiciteten för ACENAPTHEN

OBSERVERA: Även om de toxicitetsvärden som presenteras i dessa toxicitetsprofiler var korrekta vid den tidpunkt då de togs fram, kan dessa värden komma att ändras. Användare bör alltid hänvisa till databasen för toxicitetsvärden för de aktuella toxicitetsvärdena.

SAMMANFATTNING 1. INLEDNING2. METABOLISM OCH DISPOSITION 2.1 ABSORPTION2.2 DISTRIBUTION2.3 METABOLISM2.4 UTSÖNDRING 3. ICKE-KARCINOGENA HÄLSOEFFEKTER 3.1 ORAL EXPONERING3.2 EXPONERING GENOM INANDNING3.3 ANDRA EXPONERINGSVÄGAR3.4 MÅLORGAN/KRITISKA EFFEKTER 4. KARCINOGENICITET 4.1 ORAL EXPONERING4.2 EXPONERING GENOM INANDNING4.3 ANDRA EXPONERINGSVÄGAR4.4 EPA:S BEVISVÄRDE4.5 KARCINOGENICITETENS LUTNINGSFAKTORER 5. REFERENSER

Januari 1994

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

Förberedd för OAK RIDGE RESERVATION ENVIRONMENTAL RESTORATION PROGRAM

*förvaltas av Martin Marietta Energy Systems, Inc, för U.S. Department of Energy under Contract No. DE-AC05-84OR21400.

SAMMANFATTNING

Acenaften, även känt som 1,2-dihydroacenaftylen eller 1,8-etylenaftalen, är ett atricykliskt aromatiskt kolväte som förekommer i stenkolstjära. Det används som färgämne, vid tillverkning av vissa plaster samt som insekts- och svampmedel (EPA, 1980). Acenaften har påvisats i cigarettrök, bilavgaser och stadsluft, i avloppsvatten från petrokemiska industrier, bekämpningsmedel och träskyddsmedelsindustrier (EPA, 1980) samt i jord, grundvatten och ytvatten på platser för farligt avfall (ATSDR, 1990).

Ingen absorptionsdata finns tillgängliga för acenaften, men i analogi med strukturellt besläktade polycykliska aromatiska kolväten (PAH) förväntas den absorberas från mag-tarmkanalen och lungorna (EPA, 1988). Anhydrid av naftalsyra identifierades som en metabolit i urinvägarna hos råttor som behandlades oralt med acenaften (Chang och Young, 1943).

Men även om det finns en stor mängd litteratur om toxicitet och karcinogenicitet hos PAH:er, främst bensopyren, är toxicitetsdata för acenaften begränsade. Acenaften är irriterande för hud och slemhinnor hos människor och djur (Sandmeyer, 1981; Knobloch et al., 1969). Uppgifter om akut toxicitet för djur omfattar oral LD50 på 10 g/kg för råttor och 2,1 g/kg för möss (Knobloch et al., 1969) och en intraperitoneal LD50 på 600 mg/kg för råttor (Reshetyuk et al., 1970). Oral exponering av råttor för dagliga 2-g-doser av acenaften i 32 dagar gav perifera blodförändringar, lindriga lever- och njurskador och lungeffekter (Knobloch et al., 1969). Subkronisk oral exponering för acenaften i doser på 350 mg/kg i 90 dagar gav ökad levervikt, hepatocellulär hypertrofi och ökade kolesterolnivåer hos möss. Reproduktionseffekterna omfattade minskad äggstocksvikt vid doser på 350 mg/kg och minskad äggstocks- och livmoderaktivitet samt mindre och färre korpora lutea vid 700 mg/kg/dag (EPA, 1989). Negativa effekter på blod, lungor och körtelvävnader rapporterades hos råttor som dagligen exponerades för 12 mg/m3 acenaften i fem månader (Reshetyuk et al,

En referensdos (RfD) på 6E-1 mg/kg/dag för subkronisk oral exponering (EPA, 1993a) och 6.E-2mg/kg/dag för kronisk oral exponering för acenaften (EPA, 1993b) beräknades från en NOAEL-nivå (no-observed-adverse-effect level) på 175 mg/kg/dag från en 90-dagars sondmatningsstudie med möss. Den kritiska effekten var hepatotoxicitet. Uppgifterna var otillräckliga för att ta fram en referenskoncentration för inandning (RfC) för acenaften (EPA, 1993a,b).

Ingen oral bioassay fanns tillgänglig för att bedöma acenaftens karcinogenicitet. En begränsad inhalationsstudie där råttor exponerades för 12 mg/m3 acenaften i 5 månader och observerades ytterligare 8 månader gav inga bevis för karcinogenicitet (Reshetyuk et al., 1970). EPA har inte tilldelat acenaften någon klassificering av evidensgraden för karcinogenicitet (EPA,1993a,b).

1. INLEDNING

Acenaften (CAS Reg. nr. 83-32-9), även känt som 1,2-dihydroacenaftylen eller 1,8-etylenaftalen, är ett tricykliskt aromatiskt kolväte med den kemiska formeln C12H10 och en molekylvikt på 154,21 (Budavari et al., 1989). Det är ett kristallint fast ämne med en kokpunkt på 279C, en smältpunkt på 95C och en densitet på 1,189 g/mL. Acenaftalen är olöslig i vatten men löslig i etanol, metanol, propanol, kloroform, bensen, toluen och isättika (Budavari et al., 1989). Den har ett ångtryck på 4,47×10-3 mm Hg (ATSDR, 1990) och en logotanol/vattenkoefficient på 3,92-5,07 (Enzminger och Ahlert, 1987).

Acenaften förekommer i stenkolstjära som produceras under karbonisering eller kokning av kol vid hög temperatur. Den används som färgämne, vid tillverkning av vissa plaster och som insekts- och svampmedel (EPA, 1980). Acenaften är en miljöförorening och har påvisats i cigarettrök, bilavgaser och stadsluft, i avloppsvatten från petrokemiska industrier, bekämpningsmedelsindustrier och träskyddsmedelsindustrier (EPA, 1980) samt i jord, grundvatten och ytvatten på platser för farligt avfall (ATSDR, 1990). Föreningen är en av flera polycykliska aromatiska kolväten (PAH) på EPA:s lista över prioriterade föroreningar (ATSDR, 1990).

2. METABOLISM OCH FÖRVALTNING

2.1 ABSORPTION

Data om gastrointestinal eller pulmonell absorption av acenaften hos människor eller djur fanns inte tillgängliga. Data från strukturellt besläktade PAH:er tyder dock på attacenaften skulle absorberas lätt från mag-tarmkanalen och lungorna (EPA, 1988).

2.2 FÖRDELNING

Ingen data från människor eller djur fanns tillgängliga om vävnadsfördelningen av acenaften.

2.3 METABOLISM

Chang och Young (1943) isolerade naftalsyras anhydrid (naftalen-1,8-dicarboxylsyra) från urinen från hanar av vita råttor som utfodrades med en diet som innehöll 1 % acenaften (totaldos 4.1 g) eller som gavs en suspension av 0,1 g acenaften på varannan dag (total dos 1,8 g), vilket tyder på att den femdelade ringen i acenaften klyvs.

2.4 EXCRETION

Chang och Young (1943) identifierade naftalsyraanhydrid i urinen från råttor som hade fått en oral dosering av acenaften. Moderföreningen påvisades inte. Inga andra uppgifter fanns tillgängliga om utsöndringen av acenaften.

3. Icke-karcinogena hälsoeffekter

3.1 ORAL EXPOSITION

3.1.1 Akut toxicitet

3.1.1.1.1 Människan

Information om den akuta orala toxiciteten av acenaften hos människor var inte tillgänglig. Lillard ochPowers (1975) undersökte människors reaktion på en lukt från en vattenlösning av acenaften som kan leda till att kontaminerat vatten avvisas. De lägsta nivåerna som framkallade mänskliga reaktioner varierade från 0,022 till 0,22 ppm.

3.1.1.2 Djur

Knobloch et al. (1969) fastställde oral LD50 på 10 g/kg och 2,1 g/kg för råttor respektive möss. Unga råttor som fick dagliga doser av 2 g/kg acenaften i olivolja i 32 dagar uppvisade förlust av kroppsvikt, perifera blodförändringar (ospecificerade), ökade aminotransferasnivåer i blodserum och milda morfologiska skador på lever och njurar. I slutet av behandlingsperioden observerades mild bronkit och lokal inflammation i bronkialvävnaden (Knobloch et al., 1969).

Gershbein (1975) undersökte effekten av acenaften på omfattningen av leverregenerering som en indikator på förmågan att framkalla ett proliferativt svar hos delvis hepatektomerade råttor. Daglig administrering av en diet som innehöll 0,1 % acenaften under 10 dagar gav en statistiskt signifikant (p<0,01) ökning av leverregenerationens omfattning jämfört med kontrollerna. Denna effekt observerades inte när råttor utfodrades med en diet som innehöll 0,03 % acenaften i 10 dagar.

3.1.2 Subkronisk toxicitet

g>

3.1.2.1 Människa

Information om den subkroniska orala toxiciteten av acenaften hos människor var inte tillgänglig.

3.1.2.2.2 Djur

I en subkronisk gavage-studie fick han- och honmöss CD-1 0, 175, 350 eller 700 mg/kg/dag acenaften i 90 dagar (EPA, 1989). Det fanns inga behandlingsrelaterade effekter på överlevnad, kroppsvikt eller totalt födointag. Inga kliniska tecken på toxicitet eller oftalmologiska förändringar observerades. Statistiskt signifikanta (p0,05) ökningar av levervikten tillsammans med mikroskopiska förändringar (cellulär hypertrofi) förekom hos råttor med medelhög och hög dosering (båda könen). Dessutom hade högdoserade hanar och medel- och högdoserade honor signifikant (p0,05) ökade kolesterolnivåer. Hos honor framkallade acenaften negativa effekter på reproduktionssystemet som kännetecknades av minskad äggstocksvikt (möss med medelhög och hög dosering, p0,05) och minskad aktivitet i äggstockarna och livmodern samt färre och mindre korpora lutea (möss med hög dosering). Även om ökad levervikt utan åtföljande mikroskopiska förändringar eller ökade kolesterolnivåer också observerades vid den låga dosen, ansågs denna förändring vara adaptiv snarare än negativ, vilket gav en lägsta observerade negativa effektnivå (LOAEL) på 350 mg/kg/dag och en nivå utan observerad negativ effekt (NOAEL) på 175 mg/kg/dag.

3.1.3 Kronisk toxicitet

Information om kronisk oral toxicitet av acenaften hos människor eller djur var inte tillgänglig.

3.1.4 Utvecklings- och reproduktionstoxicitet

3.1.4.1 Människan

Information om acenaftens utvecklings- och reproduktionstoxicitet hos människor efter oral exponering var inte tillgänglig.

3.1.4.2 Djur

Minskad äggstocksvikt sågs hos CD-1-honmöss som fick 350 eller 700 mg/kg/dag av acenaften via matstrupen i 90 dagar (se underavsnitt 3.1.2.2). Dessutom uppvisade möss som exponerades för 700mg/kg/dag minskad äggstocks- och livmoderaktivitet samt mindre och färre corporalutea (EPA, 1989).

3.1.5 Referensdos

3.1.5.1 Subkronisk

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

NOAEL: 175 mg/kg/dag

LOAEL: 350 mg/kg/dygn

Näringsfaktor: 300

PRIMÄRSTUDIE: EPA, 1989

KOMMENTAR: Samma undersökning, som beskrivs i underavsnitt. 3.1.2.2, användes för att ta fram subkronisk och kronisk RfD. En osäkerhetsfaktor på 300 återspeglar 10 vardera för variabilitet inom och mellan arter och 3 för avsaknad av adekvata data på en andra art och avsaknad av studier av reproduktions- och utvecklingstoxicitet.

3.1.5.2 Kronisk

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

NOAEL: 175 mg/kg/dag

LOAEL: 350 mg/kg/dag

Näringsfaktor: 3000

KONFIDENS:

Studie: Låg

Databas: Låg

RfD: Låg

VERIFIERINGSDATUM: 15/11/89

PRINCIPALSTUDIE: EPA, 1989

BEMÄRKNINGAR: RfD baseras på en 90-dagars studie med mus som beskrivs i underavsnitt 3.1.2.2.2, med hepatotoxicitet som kritisk effekt. En osäkerhetsfaktor på 3 000 återspeglar 10 vardera för variabilitet inom och mellan arter, 10 för användningen av en subkronisk studie för att fastställa en kronisk RfD och 3 för avsaknad av adekvata data för en andra art och avsaknad av studier av reproduktions- och utvecklingstoxicitet.

3.2 INHALATIONSEXPOSITION

3.2.1 Akut toxicitet

Information om akut toxicitet av acenaften hos människor eller djur efter inandningsexponering var inte tillgänglig.

3.2.2 Subkronisk toxicitet

3.2.2.2.1 Människan

Information om akenaftens subkroniska toxicitet hos människor efter exponering genom inandning fanns inte tillgänglig.

3.2.2.2.2 Djur

Negativa effekter på blod, körtelvävnader (inga detaljer angivna) och lungor rapporterades hos råttor som exponerades genom inandning för 12 mg/m3 acenaften, 4 timmar/dag, 6 dagar/vecka i 5 månader (Reshetyuk et al, 1970). Effekter på lungorna omfattade hyperplasi och metaplasi i bronkialpitelet, vilket kan ha varit ett resultat av den lunginflammation som dödade många djur.

3.2.3 Kronisk toxicitet

Information om den kroniska toxiciteten av acenaften hos människor eller djur efter exponering genom inandning var inte tillgänglig.

3.2.4 Utvecklings- och reproduktionstoxicitet

Information om acenaftens utvecklings- och reproduktionstoxicitet hos människor eller djur efter exponering genom inandning var inte tillgänglig.

3.2.5 Referenskoncentration

Data var otillräckliga för att härleda en subkronisk eller kronisk referenskoncentration vid inandning (RfC) för acenaften (EPA, 1993a,b).

3.3 ANDRA EXPOSITIONSMÅL

3.3.1 Akut toxicitet

3.3.1.1.1 Människor

Acenaften är irriterande för hud och slemhinnor (Sandmeyer, 1981).

3.3.1.2 Djur

Acenaften var irriterande på hud och konjunktiva hos kaniner men var inte sensibiliserande hos inguinaskultingar (Knobloch et al., 1969).

Reshetyuk et al. (1970) fastställde en intraperitoneal LD50 på 600 mg/kg för råttor. Acenaften i jordnötsolja som injicerades subkutant i delvis hepatektomerade råttor (total dos 5-20 mmol/kg)dagligen under 10 dagar gav en statistiskt signifikant (p<0,01) ökning av leverregenerationen jämfört med kontroller (Gershbein, 1975). En ökning av syntesen av leverprotein observerades hos råttor efter en intraperitoneal injektion av acenaften i en koncentration som var ekvimolär med 1 mg 20-metylkolantren (0,57 mg acenaften) (Arcos et al, 1961).

3.3.3.2 Subkronisk toxicitet

Information om den subkroniska toxiciteten hos acenaften genom andra exponeringsvägar hos människor eller djur fanns inte tillgänglig.

3.3.3.3 Kronisk toxicitet

Information om den kroniska toxiciteten hos acenaften genom andra exponeringsvägar hos människor eller djur fanns inte tillgänglig.

3.3.3.4 Utvecklings- och reproduktionstoxicitet

Information om acenaftens utvecklings- eller reproduktionstoxicitet vid andra exponeringsvägar hos människor eller djur fanns inte tillgänglig.

3.4 MÅLORGANER/KRITISKA EFFEKTER

3.4.1 Oral exponering

3.4.1.1.1 Primära målorgan

1. Lever. Subkronisk oral exponering av råttor för acenaften gav ökad levervikt, hepatocellulär hypertrofi och ökade kolesterolnivåer. Milda morfologiska leverförändringar sågs hos råttor efter subakut exponering.

2. Reproduktionssystemet. Subkronisk oral exponering av råttor för acenaften gav minskad äggstocksvikt, inaktivitet hos äggstockar och livmoder samt färre och mindre kroppskroppar.

3.4.1.2 Andra målorgan

Information om andra målorgan efter oral exponering för acenaften var inte tillgänglig.

3.4.2 Inhalationsexponering

3.4.2.2.1 Primära målorgan

De tillgängliga uppgifterna var otillräckliga för att fastställa primära målorgan för exponering av acenaften genom inandning.

3.4.2.2 Andra målorgan

1. Lungor. Lunginflammation med hyperplasi och metaplasi i bronkepitelet rapporterades hos råttor som exponerades subkroniskt för acenaften.

2. Blod. Subkronisk exponering gav ospecificerade hematologiska effekter hos råttor.

3.4.3 Andra exponeringsvägar

Hud. Acenaften är irriterande för hud och slemhinnor.

4. CARCINOGENICITET

4.1 ORAL EXPOSITION

Information om acenaftens karcinogenicitet hos människor eller djur efter oralexponering fanns inte tillgänglig.

4.2 INHALATIONEXPOSITION

4.2.1 Människor

Information om acenaftens karcinogenicitet hos människor efter inhalationsexponering fanns inte tillgänglig.

4.2.2.2 Djur

Reshetyuk et al. (1970) exponerade råttor genom inandning för 12 mg/m3 acenaften, 4 timmar/dag, 6 dagar/vecka i 5 månader. Även om bronkepitelet uppvisade hyperplasi och metaplasi förekom inga tecken på malignitet under den 8 månader långa observationsperioden.

4.3 ANDRA EXPONERINGSMÅL

4.3.1 Människan

Information om acenaftens karcinogenicitet hos människor genom andra exponeringsvägar var inte tillgänglig.

4.3.2 Djur

Negativa resultat rapporterades i ett kortsiktigt prediktivt test för karcinogenicitet där vattensalamander (Triturus cristatus) injicerades subkutant med acenaften (dosen rapporterades inte) (Neukomm,1974).

Akin et al. (1976) isolerade några PAH-rika fraktioner av cigarettrökkondensat och testade dem för att främja tumörer på mushuden. Honmöss fick en applicering av 125 g 7,12-dimetylbenzanthracen (DMBA) som initiator. 3-4 veckor senare applicerades rökkondensatfraktionen (som innehåller acenaften och andra PAH:er) 5 gånger i veckan i 13 månader. Jämfört med kontroller som behandlades med DMBA och aceton gav fraktionen som innehöll acenaften ingen signifikant tumörfrämjande aktivitet.

För att undersöka effekten av acenaften på ett mikrosomalt enzym i levern, dimetylnitrosaminedemetylas, det enzym som demetylerar det kända cancerframkallande ämnet dimetylnitrosamin (DMN), injicerade Arcos et al. (1976) avvanda råttor av hankön intraperitonealt med acenaften i en koncentration som var ekvimolär till 40 mg 20-metylkolantren (23 mg acenaften). Efter 24 timmar uppvisade de behandlade råttorna en 5 % minskning av enzymaktiviteten jämfört med kontrollerna. Undersökarna noterade attdemetylering är ett krav för karcinogenes av DNM, och därför är det möjligt attacenaften kan hämma DMN-karcinogenesen något.

4.4 EPA WEIGHT-OF-EVIDENCE

En klassificering av evidensstyrkan för acenaften finns inte med i HEAST (EPA, 1993a) ellerIRIS (EPA, 1993b).

4.5 KARCINOGENICITETSSLUTNINGSFAKTORER

Ingen karcinogenicitetsslutningsfaktorer har beräknats.

5. REFERENSER

Akin, F.J., et al. 1976. ”Identifiering av polynukleära aromatiska kolväten i cigarettrök och deras betydelse som tumorigena ämnen”. J. Natl. Cancer Inst. 57: 191. (citerad i EPA, 1980).

Arcos, J.C., A.H. Conney och N.P. Buu-Hoi. 1961. ”Induktion av mikrosomal enzymsyntes genom polycykliska aromatiska kolväten av olika molekylstorlek”. J. Biol. Chem. 236:1291-1296.

Arcos, J.C., et al. 1976. ”Dimetylnitrosamin-demetylas: Molekylärt storleksberoende av repression av polynukleära kolväten. Nonhydrocarbon repressors.” J. Toxicol. Environ.Health 1: 395. (citerad i U.S. EPA, 1980).

ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry). 1990. Toxikologisk profil för polycykliska aromatiska kolväten. Acenaften, acenaftylen, antracen, benso(a)antracen, benso(a)pyren, benso(b)fluoranten, benso(g,i,h)perylen, benso(k)fluoranten, krxen, dibenso(a,h)antracen, fluoranten, fluorfen, fluoren, fluoren, indeno(1,2,3-c,d)pyren, fenanthren, pyren. Beredd av Clement InternationalCorporation, enligt kontrakt nr 205-88-0608. ATSDR/TP-90-20.

Budavari, S., M.J. O’Neil och A. Smith (red.) 1989. The Merck Index. Merck & Co., Inc.,Rahway, NJ, pp. 5-6.

Chang, Z.H. och Z. Young. 1943. ”Metabolismen av acenaften i råttan”. J. Biol. Chem. 151:87.

Enzminger, J.D. och R.C. Ahlert. 1987. ”Environmental fate of polynuclear aromatic hydrocarbonsin coal tar”. Environ. Technol. Letters 8: 269-278.

Gershbein, L.L. 1975. ”Liver regeneration as influenced by the structure of aromatic andheterocyclic compounds”. Res. Commun. Chem. Pathol. Pharmacol. 11: 445-466.

Knobloch, K., S. Szedzikowski och A. Slusarcyk-Zablobona. 1969. ”Akut och subakut toxicitet hos acenaften och acenaften”. Med. Pracy 20: 210-222. (Polska, engelsk sammanfattning).

Lillard, D.A. och J.J. Powers. 1975. Tröskelvärden för vattenlukt av organiska föroreningar i industriella utsläpp. EPA 660/4-75-002. U.S. Environmental Protection Agency, National Environmental Research Center, Corvallis, OR. (Citerat i U.S. EPA, 1980).

Neukomm, S. 1974. ”Nyckeltestet för att studera vissa kategorier av cancerframkallande ämnen”. I: Proc. Eur. Soc. for the Study of Drug Toxicity, Zürich, Schweiz, juni 1973. ExcerptaMedica, Amsterdam. W.A.M. Duncan, Ed., Excerpta Medica Int. Congr., Series No. 311. (citerad i U.S. EPA, 1980).

Reshetyuk, A.l., E.I. Talakina och P.A. En’yakova. 1970. ”Toxikologisk utvärdering av acenaften och acenaftylen”. Gig. Tr. Prof. Zabol. 14: 46-47.

Sandmeyer, E.E. 1981. ”Aromatiska kolväten”. I: Patty’s Industrial Hygiene and Toxicology,3rd. rev. ed., Vol. 2B. G.D. Clayton och F.E. Clayton, red., s. 3346, 3351-3353.

U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). 1980. Kriterier för vattenkvalitet i omgivningen för acenaften. EPA-440/5-80-015. Office of Water Regulations and Standards, Criteria and Standards Division, Washington, DC.

U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). 1988. Dokument om dricksvattenkriterier för polycykliska aromatiska kolväten (PAH). ECAO-CINDO10. Utarbetad av EnvironmentalCriteria and Assessment Office, Office of Health and Environmental Assessment, U.S. Environmental Protection Agency, Cincinnati, OH, för Office of Drinking Water.

U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). 1989. Subkronisk studie av subkronisk oral användning av acenaften hos mus. Utarbetad av Hazelton Laboratories, Inc. för Office of Solid Waste, Washington, DC.

U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). 1993a. Health Assessment Summary Tables. Annual FY-93. Beredd av Office of Health and Environmental Assessment, Environmental Criteria and Assessment Office, Cincinnati, OH, för Office of Emergency and Relemedial Response, Washington, DC.

U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). 1993b. Integrerat riskinformationssystem (IRIS). Environmental Criteria and Assessment Office, Office of Health and EnvironmentalAssessment, Cincinnati, OH. Hämta toxicitetsprofiler Kortfattad version

Sist uppdaterad 10/07/97