Informační systém pro hodnocení rizik

profily Toxicity

formální souhrn Toxicity pro chrysen

poznámka: přestože hodnoty toxicity uvedené v těchto profilech toxicity byly v době jejich výroby správné, mohou se tyto hodnoty změnit. Uživatelé by měli vždy odkazovat na databázi hodnot Toxicity pro aktuální hodnoty toxicity.

SHRNUTÍ 1. ÚVOD2. METABOLISMUS A DISPOZICE 2.1 ABSORPCE2. 2 DISTRIBUCE2. 3 METABOLISM2. 4 VYLUČOVÁNÍ 3. NEKARCINOGENNÍ ÚČINKY NA ZDRAVÍ 3.1 PERORÁLNÍ EXPOZICE3. 2 INHALAČNÍ EXPOZICE3.3 DALŠÍ CESTY EXPOZICE3. 4 CÍLOVÉ ORGÁNY / KRITICKÉ ÚČINKY 4. KANCEROGENITA 4.1 PERORÁLNÍ EXPOZICE4. 2 INHALAČNÍ EXPOZICE4. 3 DALŠÍ CESTY EXPOZICE4. 4 EPA HMOTNOST DŮKAZU4. 5 KANCEROGENITA FAKTORY SKLONU 5. Reference

prosinec 1994

připravil: H. T. Borges, Ph.D., MT(ASCP), D. A. B. T., Chemical Hazard Evaluation Group, Biomedical and Environmental Information Analysis Section, Health Sciences Research Division,*, Oak Ridge, Tennessee.

připraveno pro: Oak RIDGE RESERVATION ENVIRONMENTAL RESTORATION PROGRAM.

* spravuje Martin Marietta Energy Systems, Inc., pro americké ministerstvo energetiky underContract No. DE-AC05-84NEBO21400.

aktualizace souhrnu TOXICITY

tato zpráva je aktualizací souhrnu Toxicity pro chrysen (registr CAS č. 218-01-9). Původní souhrn této chemické látky byl předložen v listopadu 1991. Aktualizace byla provedena začleněním všech nových údajů o toxicitě pro lidské zdraví zveřejněných od původního předložení zprávy. Relevantní farmakokinetické, toxikologické, karcinogenní a epidemiologické údaje byly získány prostřednictvím on-line vyhledávání v databázi TOXLINE v letech 1991 až 1994. Kromě toho byly v této aktualizaci zahrnuty veškeré změny hodnot toxicity schválených EPA (referenční dávky, referenční koncentrace nebo faktory sklonu rakoviny) z integrovaného systému informací o rizicích (IRIS) (platného od prosince 1994) a/nebo souhrnných tabulek hodnocení účinků na zdraví, ročního FY-94 a červencového dodatku č. 1 pro tuto chemickou látku.

shrnutí

chrysen, polycyklický aromatický uhlovodík, je všudypřítomný kontaminant životního prostředí, který vzniká primárně neúplným spalováním organických sloučenin. Ačkoli je přítomen v uhlí a ropě, přítomnost chrysenu v životním prostředí je výsledkem antropogenních činností, jako je spalování uhlí a zplyňování; výfuk benzínu; výfuk nafty a letadel; a emise z koksovenů, kamen na dřevo a spalování odpadu (IARC, 1983; ATSDR, 1990). Chrysene se nevyrábínebo komerčně používané a jeho použití je omezeno výhradně na výzkumné aplikace.

je k dispozici málo informací o absorpci, distribuci, metabolismu a vylučování chrysene inhumans. Studie na zvířatech ukázaly, že přibližně 75% podaného chrysenemůže být absorbováno perorálními, dermálními nebo inhalačními cestami (Grimmer et al ., 1988; Modica a kol., 1983; Chang, 1943). Po jeho absorpci je chrysen přednostně distribuován do vysoce lipofilních oblastí těla, zejména do tukové a mléčné tkáně (Bartosek et al ., 1984; Modica a kol., 1983). Fázový Imetabolismus chrysenu, ať už v plicích, kůži nebo játrech, je zprostředkován oxidázami smíšené funkce. Metabolismus má za následek tvorbu 1,2-, 3,4-a 5,6-dihydrodiolů, jakož i formaci1-, 3-a 4-fenolových metabolitů (Sims, 1970; Nordquist et al., 1981; Jacob et al., 1982, 1987). Další metabolismus Chrysenu 1,2-dihydrodiolu ve fázi I tvoří chrysen 1,2-dihydrodiol-3,4-epoxid a 9-hydroxychrysen 1,2-diol-3,4-oxid. Ukázalo se, že tyto metabolity mají mutagenní aalkylační aktivitu (Hodgson et al., 1983; Wood a kol., 1977; Wood et al., 1979). Metabolismus fáze II chrysenu vede k tvorbě konjugátů glukuronidu a sulfátových esterů; vytvářejí se však také glutathionekonjugáty Diol – a triol-epoxidů (Sims a Grover, 1974, 1981; Hodgson a kol.,1986; Robertson a Jernström, 1986). Hepatobiliární sekrece s eliminací ve stolici jepředominantní cesta vylučování (Schlede et al ., 1970; Grimmer et al., 1988).

systémové, vývojové a reprodukční účinky na lidské nebo zvířecí zdraví po expozici tochrysenu nebyly identifikovány. Vzhledem k nedostatku údajů o systémové toxicitě nebyly referenční dávka (RfD)a referenční koncentrace (RfC) pro chrysen odvozeny (EPA, 1994a, b). Cílové orgánynebyly popsány, ačkoli chrysen může vyvolat imunosupresi podobnou některým jiným orgánům. Perorální a inhalační karcinogenní biologické testy nebyly identifikovány. Ve studiích malování myší na kůži byl chrysene iniciátorem papilomů a karcinomů. Kromě toho intraperitoneální injekcechrysen indukoval jaterní adenomy a karcinomy u samců CD-1 a BLU/Ha švýcarských myší. I když nebyly odvozeny faktory sklonu k ústrojí a inhalaci, EPA (1994a,b) zařadila chrysen do skupiny B2, která je pravděpodobným lidským karcinogenem, a to na základě indukce jaterních nádorů a kožních papilomů a karcinomů po léčbě a mutagenity a chromozomálních abnormalit, které byly zavedeny v testech in vitro.

1. Úvod

chrysen (číslo CAS 218-01-9), polycyklický aromatický uhlovodík (PAH), je také znám pod jmény 1,2-benzofenanthren, benzofenanthren, 1,2-benzfenanthren, 1,2-benzfenanthren a 1,2,5,6-dibenzonaftalen. Čistý chrysen má molekulovou hmotnost 228 g / mol a je nebarvou ortho-kosočtverečnou bipyramidovou krystalickou pevnou látkou, která silně fluoreskuje červeno-modrou pod ultrafialovým světlem. Chrysene má teplotu tání 255 ° C, teplotu varu 448 ° C, hustotu 1,274 g / cm3 a tlak par 6,3 x 10-9 mm Hg(Weast, 1988). Je prakticky nerozpustný ve vodě; pouze mírně rozpustný alkohol, ether, hydroxid uhličitý nebo ledová kyselina octová; a mírně rozpustný v benzenu (Budavariet al., 1989). Chrysen se nepoužívá ani nevyrábí komerčně; používá se především ve výzkumných aplikacích.

chrysen je všudypřítomný kontaminant životního prostředí, který se vyskytuje jako produktneúplné spalování organických sloučenin. Environmentální antropogenní zdroje chrysenezahrnují výfuky benzínu, nafty a leteckých turbín; spalování a zplyňování uhlí; emise z koksárenských pecí, kamen na dřevo a spalování odpadu; a různé průmyslové aplikace, jako je výroba železa, hliníku a oceli. Chrysen je také složkou uhlí, ropy a jejichdestiláty, jako je uhelný dehet a kreosot (IARC, 1983; ATSDR, 1990). Nonantropogenní zdrojechrysene zahrnují lesní a travní požáry, stejně jako sopky; tyto zdroje však významně nepřispívají k celkové environmentální koncentraci chrysenu (ATSDR, 1990).

lidé jsou vystaveni chrysenu perorálními, inhalačními a dermálními cestami. K expozici dochází při konzumaci ovoce a zeleniny pěstované v oblastech s vysokou půdou nebo atmosférickou koncentrací chrysenu a při pití nebo používání vody kontaminované chrysenem. Maso,zejména maso s vysokým obsahem tuku, přispívá významné množství chrysenu do stravyod pyrolýzy tuků během procesu vaření. Potraviny uzené nebo vařené na otevřeném uhlíobsahují ještě větší koncentrace. K významné expozici chrysenu dochází také prostřednictvíminhalace hlavního proudu a vedlejšího cigaretového kouře (IARC, 1983). Pracovní expozice tochryzenu nastává během výroby dehtu nebo z koksáren, zplyňování uhlí, udírny auzené maso, silniční a střešní dehet, spalovny a výroba hliníku.

2. Metabolismus a dispozice

2.1 absorpce

informace o absorpci chrysenu u lidí nebyly nalezeny. Detekce Pau, včetně chrysenu a jeho metabolitů, v moči jedinců, kteří kouří (Becher, 1986), pracují v průmyslovém prostředí s vysokými atmosférickými koncentracemi (Becher a Bjorseth, 1983) nebo používají terapeutické krémy z uhelného dehtu (Clonfero et al., 1986) poskytuje nepřímý důkazinhalace a dermální absorpce. Studie na zvířatech ukazují, že dochází k perorálnímu, inhalačnímu a dermálnímu vstřebání chrysenu. Až 74% podané dávky chrysenu bylo nalezeno v moči a stolici potkanů po perorální, sondové nebo intratracheální instilaci (Grimmer et al ., 1988; Modica etal., 1983; Chang, 1943). Chrysene byl detekován v moči potkanů Osborne-Mendel následujícíintrapulmonální instilace (Grimmer et al ., 1988).

2.2 distribuce

distribuce chrysenu nebyla u lidí studována. Po perorálním podání byla jedna hodina po léčbě zjištěna koncentrace chrysenu v krvi a játrech potkanů. Koncentrace v játrech byla 4-10krát vyšší než koncentrace v krvi (Bartošek et al ., 1984; Modica a kol., 1983). Po redistribuci byla tkáňová koncentrace chrysenu příbuznáobsah lipidů. Nejvyšší koncentrace byly zjištěny 3 hodiny po léčbě v tukové tkáněnásledované v pořadí prsní tkání, mozkem,játry a krví (Bartosek et al ., 1984; Modica a kol.,1983). Koncentrace chrysenu v tkáních nebyla závislá na dávce. To naznačuje saturaciabsorpční mechanismy.

2.3 metabolismus

in vitro studie prokázaly, že metabolismus Chrysenu ve fázi I je zprostředkován systémem oxidázy se smíšenou funkcí. V preparátech jater potkanů byly primárními metabolity tvořeny 1,2-, 3,4-a 5,6-dihydrodiol, stejně jako deriváty 1-, 3-a 4-fenolu (Sims, 1970; Nordquist et al., 1981; Jacob et al., 1982, 1987). Tyto stejné metabolity byly také identifikovány nelidské (Weston et al ., 1985) a myší kožní studie (Weston et al., 1985, Hodgson et al., 1983). Arenoxidové meziprodukty chrysenu nebyly izolovány, i když metabolická formacedihydrodioly a fenoly poskytují nepřímý důkaz o jejich existenci (Sims a Grover, 1974; 1981). V přípravcích na myší a lidskou kůži (Weston et al., 1985; Hodgson a kol., 1986), hamstercells (Phillips et al., 1986) a přípravky z potkaních jater (Hodgson et al., 1985; Nordquist et al., 1981), další oxidací 1,2-dihydrodiolu chrysenu cytochromem P-450 se získá 1,2-dihydrodiol-3,4-epoxid. Další metabolismus chrysenu za vzniku 9-hydroxychrysenu 1,2-dihydrodiol-3,4-oxidu nebyl u lidí detekován, ale bylo hlášeno, že se vyskytuje na kůži myší (Weston et al ., 1985; Hodgson a kol., 1986), křeččí buňky (Phillips et al., 1986) a přípravky z potkaních jater (Hodgsonet al., 1985; Nordquist et al., 1981). V nedávných studiích in vivo a in vitro bylo hlášeno, žechrysen může podstoupit bioalkylaci a hydroxylaci za vzniku 6-methylchrysenu a 6-hydroxymethylchrysenu v cytosolu jater potkanů a hřbetní podkožní tkáni potkanů (Myers a Flesher, 1991). Chrysen 1,2-dihydrodiol-3,4-epoxid a 9-hydroxychrysen 1,2-dihydrodiol-3,4-oxid arealkylační činidla (Hodgson et al ., 1985) a spolu s metabolicky aktivovaným chrysenem 1,2-dihydrodiolem mají mutagenní aktivitu v in vitro bakteriálních a savčích buněčných systémech (Wood etal., 1977; Wood et al., 1979, Cheung et al., 1993).

metabolismus Chrysenu ve fázi II vede k tvorbě síranového esteru a glukuronidekonjugátů dihydrodiolů a fenolů vytvořených během metabolismu fáze I (Sims a Grover, 1974, 1981). Byly také identifikovány glutathionové konjugáty z konjugace Diol – a triol-epoxidů chrysenu (Hodgson et al ., 1986; Robertson a Jernström, 1986).

2.4 exkrece

exkrece chrysenu nebyla rozsáhle studována. Je to však pravděpodobně podobnéhepatobiliární exkrece s eliminací ve stolici, jak bylo hlášeno u jiných PAH (Schlede et al .,1970). U potkanů léčených 50 ug chrysenem sondou nebo 400 nebo 800 ng chrysenem intratracheální instilací bylo 74%, 53% a 73% dávky vyloučeno do 3 dnů léčby (Grimmer et al ., 1988). Přibližně 90% vylučovaného chrysenu bylo získáno ve stolici během 24 hodin léčby.

3. Nekarcinogenní účinky na zdraví

3.1 perorální expozice

3.1.1 Akutní toxicita

informace o akutní perorální toxicitě chrysenu pro člověka nebo zvířata nejsou k dispozici.

3.1.2 Subchronická toxicita

informace o subchronické perorální toxicitě chrysenu pro člověka nebo zvířata nejsou dostupné.

3.1.3 chronická toxicita

informace o chronické perorální toxicitě chrysenu pro člověka nebo zvířata nejsou k dispozici.

3.1.4 Dvelopmentální a reprodukční Toxikologie

informace o vývojové a reprodukční toxicitě chrysenu pro člověka nebo zvířata po perorální expozici nejsou k dispozici.

3.1.5 referenční dávka

referenční dávka pro chrysen není v tuto chvíli k dispozici (EPA, 1994a, b).

3.2 inhalační expozice

3.2.1 Akutní toxicita

informace o akutní inhalační toxicitě chrysenu pro člověka nebo zvířata nejsou dostupné.

3.2.2 Subchronická toxicita

informace o subchronické inhalační toxicitě chrysenu pro člověka nebo zvířata nejsou dostupné.

3.2.3 chronická toxicita

informace o chronické inhalační toxicitě chrysenu pro člověka nebo zvířata nejsou dostupné.

3.2.4 vývojová a reprodukční toxicita

informace o vývojové a reprodukční toxicitě chrysenu pro člověka nebo zvířata po inhalační expozici nejsou k dispozici.

3.2.5 referenční koncentrace

referenční koncentrace pro chrysen není v tuto chvíli k dispozici (EPA, 1994a, b).

3.3 jiné cesty expozice

informace o toxicitě chrysenu pro člověka nebo zvířata z jiných cest expozice nejsou k dispozici.

3.4 cílové orgány / kritické účinky

3.4.1 perorální expozice

3.4.1.1 primární cílové orgány

studie popisující specifické cílové orgány toxicity chrysenu po perorálním ošetření nebyly identifikovány. Lze však vyvodit závěry ze studia jiných Pau.

imunitní systém: typicky karcinogenní PAH indukují imunosupresi v laboratorních podmínkách, zatímco nekarcinogenní PAH ne (Dean et al., 1986). Není známo, zda chrysen, slabě karcinogenní PAH, indukuje imunosupresi po perorální léčbě. White et al. (1985) uvádí, že tvorba protilátek nebyla snížena u žen B6C3F1mice, které dostávaly chrysen subkutánní injekcí.

3.4.1.2 jiné cílové orgány

jiné cílové orgány po perorální expozici chrysenu nebyly popsány.

3.4.2 inhalační expozice

3.4.2.1 primární cílové orgány

studie popisující specifické cílové orgány toxicity chrysenu po inhalačních expozicích nebyly identifikovány. Lze však vyvodit závěry ze studia jiných Pau.

Imunitní Systém: Karcinogenní PAH obvykle indukují imunosupresi v laboratorních podmínkách, zatímco nekarcinogenní PAH ne (Dean et al., 1986). Není známo, zda chrysen, slabě karcinogenní PAH, indukuje imunosupresi po inhalační expozici. White et al. (1985) uvádí, že tvorba protilátek nebyla snížena u žen B6C3F1mice, které dostávaly chrysen subkutánní injekcí.

3.4.2.2 jiné cílové orgány

jiné cílové orgány po inhalační expozici chrysenu nebyly popsány.

4. Karcinogenita

bylo provedeno mnoho epidemiologických studií, které zkoumaly zvýšený výskyt nádorů u jedinců vystavených emisím PAH z koksárenských pecí a různých dehtů (Lloyd, 1971, Redmond et al ., 1972, Mazumdar et al., 1975; Hammond et al., 1976; Maclure a MacMahon, 1980). Je třeba si uvědomit, že tyto studie jsou prováděny na směsích obsahujících jiné PAH aznámé karcinogeny z chemicky nesouvisejících druhů. Proto tyto studie neposkytují přímédůkazy o karcinogenitě chrysenu.

4.1 perorální expozice

informace o kancerogenitě chrysenu po perorální expozici lidem nebo zvířatům nejsou k dispozici.

4.2 inhalační expozice

informace o kancerogenitě chrysenu po inhalační expozici lidem nebo zvířatům nejsou k dispozici. Nicméně, Wenzel-Hartung et al. (1990) studoval karcinogenituchrysenu u samic potkanů Osborne-Mendel, které dostaly jednu intrapulmonální injekci 1 mg nebo3 mg chrysenu ve vozidle včelího vosku / trioktanoinu. Medián doby přežití potkanů léčených chrysenem byl mírně snížen (96 týdnů u potkanů léčených 1 mg a 95 týdnů u potkanů léčených 3 mg) ve srovnání s kontrolními potkany (100 týdnů u potkanů léčených vehikulem a 105 týdnů u potkanů neléčených vehikulem). Na dávce závislé zvýšení výskytu karcinomů plic bylopozorováno u potkanů léčených chrysenem ; typy nádorů však nebyly popsány. V žádné skupině kontrolních potkanů nebyly pozorovány žádné nádory. Na základě výsledků této studie autoři vypočítali akarcinogenní účinnost 0,03 pro chrysen vzhledem k benzopyrenu (1 .0) a účinnou dávkou 10% zvířat (ED10) pro kancerogenitu 1, 015 mg.

4.3 byly provedeny další cesty expozice

četné biologické testy hodnotící kancerogenitu chrysenu u potkanů a myší po léčbě podkožní, subkutánní a intraperitoneální léčbou. Obecně platí, že tyto testyzaložili chrysen jako slabý karcinogen ve srovnání s jinými Pau. Dva metabolity chrysenu, chrysen-1,2-diol-3,4-epoxid a 9-hydroxychrysen 1,2-diol-3,4-oxid, však byly známy tak, aby indukovaly více nádorů než chrysen, byly silnějšími alkylačními činidly a měly mutagenní aktivitu v in vitro bakteriálních testech (Chang et al ., 1983; Slaga a kol., 1980; Buening et al., 1979; Levin a kol., 1978).

ve dvou biologických testech karcinogenity způsobil chrysen podaný intraperitoneální injekcí významné zvýšení výskytu jaterních adenomů a karcinomů u léčených myších samců CD-1 a BLU/Ha (Wislocki et al ., 1986; Buening a kol., 1979). Chrysen navíc zvýšil výskyt maligního lymfomu u samců myší s nízkou dávkou (160 ug / myš) a lungadenomů/karcinomů u samců myší s vysokou dávkou (640 ug/myš) ve srovnání se souběžnou kontrolou CD-1mice (Wislocki et al., 1986). Zvýšený výskyt nádorů nebyl nalezen u samic myší wislocki et al. (1986) nebo Buening et al. (1979) studie.

v mnoha biologických testech karcinogenity při malování na kůži bylo prokázáno, že chrysen iniciuje kožní papilomy a karcinomy v různých myších kmenech (C3H, ICR/Ha Swiss, Ha/ICR/Mil Swiss, CD-1 andSencar), když po léčbě následovala dekahydronaftalen, krotonový olej nebo propagace phorbol myristateacetátu (Van Duuren et al., 1966; Hecht et al., 1974; Levin et al., 1978; Wood et al., 1979; Wood et al., 1980). Jedna studie uvádí, že chrysene je kompletní karcinogen (který má iniciační a podpůrnou aktivitu) (Wynder a Hoffmann, 1959). V této studii aplikace 1% chrysenu nazadní samice švýcarských myší 3krát týdně po zbytek jejich života zvýšila výskyt kožních papilomů a karcinomů. Vzhledem k tomu, že čistota chrysenu nebyla hlášena, nádorymůže být indukován jinými PAH nebo nemetabolickými methylderiváty chrysenu. Výsledky této studie proto nejsou přesvědčivé.

4.4 EPA hmotnost důkazu

klasifikace: B2; pravděpodobný lidský karcinogen (EPA, 1994a).

základ: Nebyly k dispozici žádné údaje u lidí, ale dostatečné biologické testy na zvířatech prokázaly, že chrysen indukuje karcinomy a maligní lymfomy u myší po intraperitoneální injekci a kožní karcinomy po dermální expozici. Chrysene produkoval chromozomální abnormality vhamster a myší zárodečné buňky po expozici sondou a produkoval pozitivní výsledky v testech bakteriální mutagenity a transformovaných savčích buňkách exponovaných v kultuře (EPA, 1990a).

4.5 FAKTORY SKLONU KARCINOGENITY

4.5.1 perorální

faktor sklonu chrysenu po perorální expozici není k dispozici (EPA, 1994a, b).

4.5.2 inhalace

faktor sklonu chrysenu po inhalační expozici není k dispozici (EPA, 1994a, b).

5. Reference

ATSDR (agentura pro Toxic Substances and Disease Registry). 1990. Toxikologický profil pro chrysen. Připravil Klement doc., As. na základě smlouvy 205-88-0608. Americké veřejné zdravotnictví.ATSDR / TP-88/11.

Bartošek, I., a. Guaitani, R. Modica, m. Fiume a R. Urso. 1984. Srovnávací kinetika oralbenzu (a) antracenu, chrysenu a trifenylenu u potkanů: studie se směsmi uhlovodíků. Toxikol. Lette. 23: 333-339.

Becher, G. A a. Bjorseth. 1983. Stanovení expozice polycyklickým aromatickým uhlovodíkům pomocíanalýza lidské moči. Rakovina Lett. 17: 301-311.

Becher, G.1986. Stanovení expozice PAH analýzou vzorků moči. In: Mechanismysin karcinogeneze tabáku, d. Hoffmann a C. C. Harris, Eds., Banbury Report, Cold SpringHarbor Laboratory, New York.

Budavari, S., M. J. O ‚ Neil, a. Smith a P. E. Heckelman. 1989. In: Merck Index, 11.vydání., Merck &Co., As., Rahway, NJ, s. 350.

Buening, M. K., W. Levin, J. M. Karle, h. Yagi, D. M. Jerina, and a. H. Conney. 1979. Tumorigenicita epoxidů a dalších derivátů chrysenu a fenanthrenu u novorozených myší. Rakovina Res. 39: 5063-5068.

Chang, R. L., W. Levin, a. w. Wood, et al. 1983. Tumorigenita enantiomerů chrysen 1,2-dihydrodiolu a diastereomerních Bay-region chrysen 1,2-diol-3,4-epoxidů na myších a u novorozených myší. Rak Res.43: 192-196.

Chang, L. H.1943. Fekální vylučování polycyklických uhlovodíků po jejich podání potkanům. J.Biol. Cheme. 151: 93-99. (Citováno v ATSDR, 1990)

Cheung, Y-L, T. J.B. Gray, and C. Ioannides. 1993. Mutagenita chrysenu, jeho methyl a benzoderivativ a jejich interakce s cytochromy P-450 a Ah-receptorem; význam pro jejich karcinogenní účinnost. Toxikologie 81: 69-86.

Clonfero, E., M. Zordan, D. Cottica, et al. 1986. Mutagenní aktivita a hladiny polycyklických aromatických uhlovodíků v moči lidí vystavených terapeutickému uhelnému dehtu. Karcinogeneze 7: 819-823.

Dean, J. H., M. J. Murray A E. C. Ward. 1986. Toxické reakce imunitního systému. In: Casarettand Doull ‚ s Toxicology: the Basic Science of Poisons, Third Edition, C.D. Klaassen, M. O. Amdurand J. Doll, Eds., Macmillian Publishing Co., New York, NY, s. 271-272.

Grimmer, G., H. Brune, G. Dettbarn, et al. 1988. Vylučování chrysenu a metabolitů chrysenu potkany močí a stolicí po perorální, intraperitoneální, intratracheální nebo intrapulmonární aplikaci. Oblouk. Toxikol. 62: 401-405.

Hammond, E. D., I. J. Selikoff, P. O. Lawther a H. Seidman. 1976. Vdechování BP a rakoviny v České republicečlověk. Anna. NY Acad. Věda. 271: 116-124. (Citováno v ATSDR, 1990)

Hecht, S. S., W. E. Bondinell and d. Hoffmann. 1974. Chrysen a methyl chryseny: přítomnost vtabákový kouř a karcinogenita. J.Natl. Rakovina Inst. 53: 1121-1133.

Hodgson, R. M., a. Weston, and P. L. Grover. 1983. Metabolická aktivace chrysenu na kůži myší: důkaz zapojení triol-epoxidu. Karcinogeneze 4: 1639-1643.

Hodgson, R. M., A. Seidel, W. Bochnitschek, H. R. Glatt, F. Oesch a P. L. Grover. 1985. Tvorba 9-hydroxychrysen-1,2-diolu jako meziproduktu v metabolické aktivaci chrysenu. Karcinogeneze 6: 135-139.

Hodgson, R. M., A. Seidel, W. Bochnitschek, H. R. Glatt, F. Oesch a P. L. Grover. 1986. Metabolismus Diol-epoxidu chrysenu v bay-region na triol-epoxid a enzymaticky katalyzovanou konjugaci těchto epoxidů glutathionem. Karcinogeneze 7: 2095-2098.

IARC (Mezinárodní agentura pro výzkum rakoviny). 1983. In: IARC monografie o hodnocení karcinogenního rizika chemických látek pro člověka: Polynukleární aromatické sloučeniny, Část I, chemická, environmentální a experimentální Data, sv. 32, IARC, Lyon, Francie, s. 247-261.

Jacob, J., a. Schmoldt a G. Grimmer. 1982. Tvorba karcinogenních a neaktivních chrysenemetabolitů mikrosomy jater potkanů s různými aktivitami monooxygenázy. Oblouk. Toxikol. 51: 255-265.

Jacob, J., a. Schmoldt, m. Hamann, G. Raab, and G. Grimmer. 1987. Indukce monooxygenázy pomocírůzné xenobiotika a její vliv na mikrozomální metabolismus chrysenu v játrech potkanů nesoulad s benzanthracenem. Rakovina Lett. 34: 91-102.

Levin, W., A. w. Wood, R. L. Chang, et al. 1978. Důkazy pro aktivaci chrysen 1,2-dihydrodiolu na konečný karcinogen. Rakovina Res.38: 1831-1834.

Lloyd, J.W. 1971. Dlouhodobá studie úmrtnosti ocelářů. V. rakovina dýchacích cest u pracovníků koksovny. J. Med. 13: 53-68. (Citováno v ATSDR, 1990)

Maclure, K. M. and B. MacMahon. 1980. Epidemiologická perspektiva environmentální karcinogeneze. Epidemiol. Rev. 2: 19-48. (Citováno v ATSDR, 1990)

Mazumdar, S., C. K. Redmond, W. Sollecito, and N. Sussman. 1975. An epidemiological study ofexposure to coal tar pitch volatiles among coke oven workers. J. Air Pollut. Control. Assoc. 25: 382-389. (Cited in ATSDR, 1990)

Modica, R., M. Fiume, A. Guaitani and I. Bartosek. 1983. Comparative kinetics of benz(a)anthracene,chrysene and triphenylene in rats after oral administration. I. Study with single compounds. Toxicol. Lett. 18: 103-109.

Myers, S.R. and J.W. Flesher. 1991. Metabolism of chrysene, 5-methylchrysene, 6-methylchryseneand 5,6-dimethylchrysene in rat liver cytosol, in vitro, and in rat subcutaneous tissue, invivo. Chem.-Biol. Interactions 77: 203-221.

Nordquist, M., D.R. Thakker, K.P. Vyas, et al. 1981. Metabolism of chrysene and phenanthrene tobay-region diol epoxides by rat liver enzymes. Mol. Pharmacol. 19: 168-178.

Phillips, D.H., H. R. Glatt, A. Seidel, W. Bochnitschek, F. Oesch and P.L. Grober. 1986. Mutagenicpotential of DNA adducts formed by diol-epoxides, triol-epoxides, and the K-region epoxide ofchrysene in mammalian cells. Carcinogenesis 7: 1739-1743.

Redmond, C.K., CA. Ciocco, J.W. Lloyd, and H.W. Rush. 1972. Long-term mortality study ofsteelworkers. VI. Úmrtnost na zhoubné novotvary mezi pracovníky koksovny. J.Med. 14: 621-629. (Citováno v ATSDR, 1990)

Robertson, I. G. C. and B. Jernström. 1986. Enzymatická konjugace glutathionu s bay-regiondiol-epoxidy benzopyrenu, benzanthracenu a chrysenu. Karcinogeneze 7: 1633-1636.

Schlede, E., R. Kuntzman, s. Haber, and a. H. Conney. 1970. Vliv indukce enzymu nametabolismus a tkáňová distribuce benzopyrenu. Rakovina Res.30: 2898-2904.

Sims, P. A P. L. Grover. 1974. Epoxidy v metabolismu polycyklických aromatických uhlovodíků akarcinogeneze. ADV. Cancer Res. 20: 165-274.

Sims, P. A P. L. Grover. 1981. Zapojení dihydrodiolů a Diol-epoxidů do metabolicaktivace polycyklických uhlovodíků jiných než benzopyren. V: Polycyklické Uhlovodíkya Rakoviny. Svazek. 3. H. v. Gelboin a P. O. P. Ts ‚ o, Eds. Academic Press, New York, NY, s. 117-181. (Citováno v ATSDR, 1990)

Sims, P.1970. Kvalitativní a kvantitativní studie metabolismu řady aromatických uhlovodíků přípravky z jater potkanů. Biochem. Farmakol. 19: 795-818.

Slaga, T. J., G. L. Gleason, G. Mills, et al. 1980. Srovnání aktivit iniciujících kožní nádorydihydrodioly a diol-epoxidy různých polycyklických aromatických uhlovodíků. Rakovina Res.40: 1981-1984.

U.s. EPA (U. S. Environmental Protection Agency). 1994a. Integrované informace o Rizikáchsystém (IRIS). Environmental Criteria and Assessment Office, Office of Health Andenvironmental Assessment, Cincinnati, OH.

U.s. EPA (U. S. Environmental Protection Agency). 1994b. souhrnné tabulky hodnocení účinků na zdraví (HEAST), roční FY-94. Připravil Úřad pro environmentální kritéria a hodnocení, Officeof Health and Environmental Assessment, Cincinnati, OH pro Úřad pro nouzové a střední reakce, Washington, DC.

Van Duuren, B. L., A. Sivak, a.Segal, L. Orris a L. Langseth. 1966. Tumor podporující činidlatabákový list a kondenzát tabákového kouře. J.Natl. Rakovina Inst. 37: 519-526. (Citováno inATSDR, 1990)

Weast, R. C., ed. 1988. In: CRC (Chemical Rubber Company) Handbook for Chemistry and Physics, 69th ed., M. J. Astle a W. H. Beyer, doc. EDA., CRC Press, Inc., Boca Raton, FL. s. C-209.

Wenzel-Hartung, R., H. Brune, G. Grimmer, P. Germann, J. Timm, and W. Wosniok. 1990. Hodnocení kancerogenní účinnosti 4 environmentálních polycyklických aromatických sloučenin po intrapulmonální aplikaci u potkanů. Expo. Patol. Jena) 40: 221-227.

Weston, a., R. M. Hodgson, a. J. Hewer, R. Kuroda a P. L. Grover. 1985. Srovnávací studiemetabolická aktivace chrysenu u hlodavců a lidské kůže. Cheme. Biol. Komunikovat. 54: 223-242.

Bílá, K. L., H. H. Lysy, a M.P. Holsapple. 1985. Imunosuprese polycyklickými aromatickými uhlovodíky: Vztah struktura-aktivita u myší B6C3F1 a DBA/2. Imunofarmakologie 9: 155-164.

Wislocki, P. G., E. S. Bagan, a. Y. H. Lu, et al. 1986. Tumorigenicita nitrovaných derivátů pyrenu, benzanthracenu, chrysenu a benzopyrenu v testu novorozených myší. Karcinogeneze7: 1317-1322.

Wood, a. W., W. Levin, D. Ryan, et al. 1977. Vysoká Mutagenita metabolicky aktivovaného chrysene1, 2-dihydrodiolu: důkaz pro aktivaci chrysenu v bay region. Biochem. Biophys. Res.Commun. 78: 847-854.

Wood, a. W., W. Levin, R. L. Chang, et al. 1979. Mutagenita a tumorigenita fenanthrenu a chryzenových epoxidů a Diol epoxidů. Rakovina Res. 39: 4069-4077.

Wood, a. W., R. L. Chang, W. Levin, et al. 1980. Mutagenita a aktivita iniciující nádorycyklopenta (c,d)pyren a strukturně příbuzné sloučeniny. Rak Res.40: 642-649.

Wynder, E. L. and d. Hoffmann. 1959. Studie karcinogeneze tabáku. VII. úloha vyššíchpolycyklických uhlovodíků. Rak 12: 1079-1086. Načíst Profily Toxicity Kondenzovaná Verze

Poslední Aktualizace 8/29/97