Risikovurderingsinformationssystemet

Toksicitetsprofiler

formelt Toksicitetsoversigt for CHRYSENE

Bemærk: Selvom toksicitetsværdierne i disse toksicitetsprofiler var korrekte på det tidspunkt, de blev produceret, kan disse værdier ændres. Brugere bør altid henvise til Toksicitetsværdidatabasen for de aktuelle toksicitetsværdier.

SAMMENDRAG 1. INTRODUKTION2. METABOLISME OG DISPOSITION 2.1 ABSORPTION2.2 FORDELING2.3 METABOLISME2.4 UDSKILLELSE 3. IKKE-KRÆFTFREMKALDENDE HELBREDSEFFEKTER 3.1 ORALE EKSPONERINGER3. 2 INHALATIONSEKSPONERINGER3.3 ANDRE EKSPONERINGSVEJE3.4 MÅLORGANER/KRITISKE EFFEKTER 4. KARCINOGENICITET 4.1 ORALE EKSPONERINGER4.2 INHALATIONSEKSPONERINGER4.3 ANDRE EKSPONERINGSVEJE4.4 EPA-VÆGT AF EVIDENS4.5 KARCINOGENICITETSHÆLDNINGSFAKTORER 5. Referencer

December 1994

udarbejdet af: H. T. Borges, Ph. D., MT(ASCP), D. A. B. T., kemisk Risikoevalueringsgruppe, sektion for biomedicinsk og miljøinformation, afdeling for sundhedsvidenskabelig Forskning, *, Oak Ridge, Tennessee.

forberedt til: Oak RIDGE RESERVATION miljø restaurering PROGRAM.

*administreret af Martin Marietta Energy Systems, Inc., for det amerikanske energiministerium Underkontrakt nr. DE-AC05-84ELLER 21400.

opdatering af TOKSICITETSOVERSIGT

denne rapport er en opdatering af Toksicitetsoversigten for Chrysene (CAS-Register nr.218-01-9). Det oprindelige sammendrag for dette kemikalie blev forelagt i November 1991. Opdateringen blev udført ved at inkorporere nye data om menneskers sundhedstoksicitet, der er offentliggjort siden den oprindelige indsendelse af rapporten. Relevante farmakokinetiske, toksikologiske, kræftfremkaldende og epidemiologiske data blev opnået gennem on-line søgninger i TOKSLIN-databasen fra 1991 til 1994. Derudover blev eventuelle ændringer af EPA-godkendte toksicitetsværdier (referencedoser, referencekoncentrationer eller kræfthældningsfaktorer) fra det integrerede Risikoinformationssystem (IRIS) (gældende pr.December 1994) og/eller Oversigtstabellerne for Sundhedsvirkningerevaluering, årlige FY-94-og juli-Tillæg nr. 1, For dette kemikalie medtaget i denne opdatering.

sammendrag

Chrysen, et polycyklisk aromatisk carbonhydrid, er en allestedsnærværende miljøforurening dannetprimært ved ufuldstændig forbrænding af organiske forbindelser. Selv om det findes i kul og olie, er tilstedeværelsen af chrysene i miljøet et resultat af menneskeskabte aktiviteter såsom kulforbrænding og forgasning; gasudstødning; diesel-og flyudstødning; og emissioner fra koksovne, brændeovne og affaldsforbrænding (IARC, 1983; atsdr, 1990). Chrysene produceres ikkeeller anvendes kommercielt, og dets anvendelse er begrænset strengt til forskningsapplikationer.

der foreligger kun få oplysninger om absorption, fordeling, metabolisme og udskillelse af chrysene inhumans. 75% af den administrerede chryseneman absorberes af orale, dermale eller inhalationsveje (Grimmer et al., 1988; Modica et al., 1983; Chang, 1943). Efter dets absorption distribueres chrysen fortrinsvis til stærkt lipofile regioner i kroppen, især fedt-og brystvæv (Bartosek et al., 1984; Modica et al., 1983). Fase imetabolisme af chrysen, hvad enten det er i lungerne, huden eller leveren, medieres af de blandede funktionsoksidaser. Metabolismen resulterer i dannelsen af 1,2-, 3,4-og 5,6-dihydrodioler såvel som dannelsen af 1 -, 3-og 4-phenolmetabolitter (Sims, 1970; Nordkvist et al., 1981; Jacob et al., 1982, 1987). Yderligere fase i-metabolisme af chrysen 1,2-dihydrodiol danner chrysen 1,2-dihydrodiol-3,4-epoksidog 9-hydroksychrysen 1,2-diol-3,4-ilte. Disse metabolitter blev vist at have mutagen andalkylerende aktivitet (Hodgson et al., 1983; træ et al., 1977; træ et al., 1979). Fase II metabolisme afchrysene resulterer i dannelsen af glucuronid – og sulfatesterkonjugater; imidlertid dannes glutathionekonjugater af diol-og triolepoksider også (Sims and Grover, 1974, 1981; Hodgson et al., 1986; Robertson og Jernstrr, 1986). Hepatobiliær sekretion med eliminering i fæces er dendominerende udskillelsesvej (Schlede et al., 1970; Grimmer et al., 1988).

systemiske, udviklingsmæssige og reproduktive virkninger hos mennesker eller dyr efter eksponering for chrysen blev ikke identificeret. På grund af manglen på systemiske toksicitetsdata er referencedosis (RfD)og referencekoncentration (RfC) for chrysene ikke afledt (EPA, 1994a, b). Målorganer er ikke blevet beskrevet, selvom chrysene kan inducere immunsuppression svarende til visse andrepahs. Orale og inhalerede carcinogene bioassays blev ikke identificeret. I mus hud maleri undersøgelser,chrysene var en initiator af papillomer og carcinomer. Derudover har intraperitoneale injektioner afchrysene induceret leveradenomer og carcinomer hos mandlige CD-1-og BLU/Ha-mus. Selvom der ikke er udledt orale og inhalationshældningsfaktorer, har EPA (1994a, b) klassificeret chrysen i evidensvægt gruppe B2, sandsynligt humant carcinogen, baseret på induktion af levertumorer og hudpapillomer og carcinomer efter behandling og mutagenicitet og kromosomale abnormaliteter, der erinduceret i In vitro-tests.

1. Indledning

Chrysen (CAS-nummer 218-01-9), et polycyklisk aromatisk carbonhydrid (PAH), er også kendt under synonymerne 1,2-bensophenanthren, bensophenanthren, 1,2-bensphenanthren, 1,2-bensphenanthren og 1,2,5,6-dibensonaphthalen. Ren chrysen har en molekylvægt på 228 g/mol og er acolorless ortho-rhombic bipyramidale krystallinsk fast stof, der kraftigt fluorescerer rød-blå under ultraviolet lys. Chrysene har et smeltepunkt på 255c, et kogepunkt på 448c, en densitet på 1,274 g/cm3, oget damptryk på 6, 3h10-9 mm Hg (vejr, 1988). Det er næsten uopløseligt i vand; kun let opløselig i alkohol, ether, carbonbisulfid eller iseddikesyre; og moderat opløseligt i Budavariet al., 1989). Chrysene anvendes ikke eller produceres kommercielt, det bruges primært i forskningapplikationer.

Chrysene er en allestedsnærværende miljøforurening, der opstår som et produkt afufuldstændig forbrænding af organiske forbindelser. Miljømæssige menneskeskabte kilder til chryseninkludere brændstof, diesel og fly turbine udstødninger; kulforbrænding og forgasning; emissioner fra koksovne, brændeovne og affaldsforbrænding; og forskellige industrielle anvendelsersåsom jern, aluminium og stålproduktion. Chrysene er også en bestanddel af kul, olie og deresdestillater såsom kultjære og creosot (IARC, 1983; atsdr, 1990). Ikke-menneskeskabte kilder tilkrysene omfatter skov-og græsbrande samt vulkaner; disse sidstnævnte kilder bidrager dog ikkebidrager væsentligt til den samlede miljøkoncentration af chrysene (atsdr, 1990).

mennesker udsættes for chrysen ved oral, inhalation og dermal vej. Eksponering sker gennem forbrug af frugt og grøntsager dyrket i områder med høj jord eller atmosfæriskekoncentrationer af chrysen og fra at drikke eller bruge vand forurenet med chrysen. Kød,især dem med højt fedtindhold, bidrager betydelige mængder chrysen til kostenfra pyrolyse af fedtstoffer under tilberedningsprocessen. Fødevarer røget eller kogt over åbne kulindeholder endnu større koncentrationer. Betydelig eksponering for chrysene forekommer også gennemindånding af mainstream og sidestream cigaretrøg (IARC, 1983). Erhvervsmæssig eksponering for tjæresyre forekommer under tjæreproduktion eller fra koksværker, kulforgasning, røghuse og røgkødproduktion, vej-og tagtjære, forbrændingsanlæg og aluminiumproduktion.

2. Metabolisme og DISPOSITION

2,1 ABSORPTION

oplysninger om absorption af chrysen hos mennesker blev ikke fundet. Påvisningen af PAH ‘ er, herunder chrysen og dets metabolitter,i urinen hos personer, der ryger (Becher,1986), arbejder imidlertid i industrielle miljøer med høje atmosfæriske koncentrationer (Becher og Bjorseth, 1983) eller bruger terapeutiske kultjære cremer (Clonfero et al., 1986) giver indirekte bevis for inhalation og dermal absorption. Dyreforsøg viser, at oral, inhalation og dermal absorption af chrysen forekommer. Op til 74% af den administrerede dosis chrysen blev genfundet i urin og afføring af rotter efter oral, sonde eller intratracheal instillation (Grimmer et al., 1988; Modica etal., 1983; Chang, 1943). Chrysene blev påvist i urinen hos Osborne-Mendel rotter følgendeintrapulmonal instillation (Grimmer et al., 1988).

2, 2 DISTRIBUTION

fordelingen af chrysen er ikke undersøgt hos mennesker. Efter oral behandling blev peakkoncentrationer af chrysen fundet i rotteblod og lever en time efter behandling. Denkoncentration i leveren var 4-10 gange højere end i blodet (Bartosek et al., 1984; Modica et al., 1983). Efter omfordeling var vævskoncentrationen af chrysen relateret tillipidindhold. De højeste koncentrationer blev fundet 3 timer efter behandling i fedtvævetfølges i rækkefølge af brystvæv, hjerne, lever og blod (Bartosek et al., 1984; Modica et al.,1983). Koncentrationen af chrysen i væv var ikke dosisrelateret. Dette antyder mætning afabsorptionsmekanismer.

2.3 metabolisme

In vitro undersøgelser har vist, at fase i metabolisme af chrysen medieres afblandet funktion oksidasesystem. I rotteleverpræparater var 1,2-, 3,4-og 5,6-dihydrodiol såvel som 1 -, 3-og 4-phenolderivaterne de primære metabolitter, der blev dannet (Sims, 1970., 1981; Jacob et al., 1982, 1987). Disse samme metabolitter blev også identificeret umenneskelige., 1985) og museskindstudier (Vesterlund et al., 1985, Hodgson et al., 1983). Dihydrodioler og phenoler giver indirekte bevis for deres eksistens (Sims og Grover, 1974;1981). I mus og human hud præparater (veston et al., 1985; Hodgson et al., 1986), hamstercells (Phillips et al., 1986) og rotteleverpræparater (Hodgson et al., 1985; Nordic et al., 1981), giver yderligere iltning af 1,2-dihydrodiol af chrysen ved cytochrom P-450 1,2-dihydrodiol-3,4-epok. Yderligere metabolisme af chrysen til dannelse af 9-hydroksychrysen 1,2-dihydrodiol-3,4-ilt er ikke påvist hos mennesker, men er rapporteret at forekomme i musehud., 1985; Hodgson et al., 1986), hamsterceller (Phillips et al., 1986) og præparater til rottelever (Hodgsonet al., 1985; Nordic et al., 1981). I nylige in vivo-og in vitro-undersøgelser blev det rapporteret,atchrysene kan gennemgå bioalkylering og hydroksylation til dannelse af 6-methylchrysen og 6-hydroksymethylchrysen i rottelevercytosol og dorsal subkutant væv fra rotter (Myers and Flesher, 1991). Chrysen 1,2-dihydrodiol-3,4-epilte og 9-hydroksychrysen 1,2-dihydrodiol-3,4-arealkyleringsmidler (Hodgson et al., 1985) og, sammen med metabolisk aktiveret chrysen 1,2-dihydrodiol, besidder mutagen aktivitet i In vitro bakterie-og pattedyrcellesystemer (træ etal., 1977; træ et al., 1979, Cheung et al., 1993).

Fase II metabolisme af chrysen resulterer i dannelsen af sulfatester og glucuronidconjugater af dihydrodioler og phenoler dannet under fase i metabolisme (Sims og Grover,1974, 1981). Glutathionkonjugater, fra konjugationen af diol-og triol-epoksider af chrysen, er også blevet identificeret (Hodgson et al., 1986; Robertson og Jernstrr, 1986).

2, 4 udskillelse

udskillelsen af chrysen er ikke blevet grundigt undersøgt. Det svarer dog sandsynligvis til hepatobiliær udskillelse med eliminering i fæces som rapporteret for andre PAH ‘ er (Schlede et al.,1970). Hos rotter behandlet med 50 ug chrysen ved sonde eller med 400 eller 800 ng chrysen ved intratracheal instillation blev henholdsvis 74%, 53% og 73% af dosis udskilt inden for 3 dage efterbehandling (Grimmer et al., 1988). 90% af det udskilte chrysen blev genfundet i fæces inden for 24 timers behandling.

3. NONCARCINOGENIC health EFFECTS

3.1 ORAL eksponering

3.1.1 Akut toksicitet

Information om akut oral toksicitet af chrysen til mennesker eller dyr er ikke tilgængelig.

3.1.2 subkronisk toksicitet

oplysninger om den subkroniske orale toksicitet af chrysen til mennesker eller dyr er ikke tilgængelige.

3.1.3 Kronisk toksicitet

oplysninger om kronisk oral toksicitet af chrysen til mennesker eller dyr er ikke tilgængelige.

3.1.4 Dvelopmental og reproduktiv Toksikologi

oplysninger om chrysens udviklings-og reproduktionstoksicitet for mennesker eller dyrfølgende oral eksponering er ikke tilgængelig.

3.1.5 referencedosis

en referencedosis for chrysene er ikke tilgængelig på nuværende tidspunkt (EPA, 1994a,b).

3.2 INHALATIONSEKSPONERINGER

3.2.1 Akut toksicitet

oplysninger om akut inhalationstoksicitet af chrysen til mennesker eller dyr er ikke tilgængelige.

3.2.2 subkronisk toksicitet

oplysninger om chrysens subkroniske inhalationstoksicitet for mennesker eller dyr er ikke tilgængelige.

3.2.3 Kronisk toksicitet

oplysninger om kronisk inhalationstoksicitet af chrysen til mennesker eller dyr er ikketilgængelig.

3.2.4 udviklings-og reproduktionstoksicitet

oplysninger om chrysens udviklings-og reproduktionstoksicitet for mennesker eller dyrefter inhalationseksponering er ikke tilgængelig.

3.2.5 Referencekoncentration

en Referencekoncentration for chrysene er ikke tilgængelig på nuværende tidspunkt (EPA, 1994a,b).

3.3 andre eksponeringsveje

oplysninger om chrysens toksicitet for mennesker eller dyr fra andre eksponeringsvejeer ikke tilgængelig.

3,4 målorganer/kritiske virkninger

3.4.1 Oral eksponering

3.4.1.1 primære målorganer

undersøgelser, der beskriver specifikke målorganer for chrysentoksicitet efter oral behandling, blev ikke identificeret. Der kan dog drages konklusioner fra undersøgelsen af andre PAH ‘ er.

immunsystem: typisk inducerer kræftfremkaldende PAH ‘er immunsuppression hos laboratoriedyr, mens ikke-kræftfremkaldende PAH’ er ikke gør det (Dean et al., 1986). Det vides ikke, om chrysene, der er meget karcinogent PAH, inducerer immunsuppression efter oral behandling. Hvid et al. (1985) har rapporteret, at antistofdannelse ikke blev nedsat i kvindelig B6C3F1mice, der modtog chrysen ved subkutan injektion.

3.4.1.2 andre målorganer

andre målorganer efter oral eksponering for chrysen er ikke beskrevet.

3.4.2 Inhalationseksponeringer

3.4.2.1 primære målorganer

undersøgelser, der beskriver specifikke målorganer for chrysentoksicitet efter inhalationseksponeringerblev ikke identificeret. Der kan dog drages konklusioner fra undersøgelsen af andre PAH ‘ er.

Immunsystem: Typisk inducerer kræftfremkaldende PAH ‘er immunsuppression hos laboratoriedyr, mens ikke-kræftfremkaldende PAH’ er ikke gør det (Dean et al., 1986). Det vides ikke, om chrysene, der er meget karcinogent PAH, inducerer immunsuppression efter inhalationseksponering. Hvid et al. (1985) har rapporteret, at antistofdannelse ikke blev nedsat i kvindelig B6C3F1mice, der modtog chrysen ved subkutan injektion.

3.4.2.2 andre målorganer

andre målorganer efter inhalationseksponering for chrysen er ikke beskrevet.

4. Karcinogenicitet

der er udført adskillige epidemiologiske undersøgelser, der undersøgte den øgede forekomst af tumorer hos personer udsat for PAH-emissioner fra koksovne og forskellige tars (Lloyd,1971, Redmond et al., 1972, Mads et al., 1975; Hammond et al., 1976; Maclure og MacMahon, 1980). Detskal huskes, at disse undersøgelser udføres på blandinger indeholdende andre PAH ‘ er ogkendte kræftfremkaldende stoffer fra kemisk uafhængige arter. Derfor giver disse undersøgelser ikke direktebevis for carcinogenicitet af chrysen.

4.1 ORAL eksponering

oplysninger om karcinogenicitet af chrysen efter oral eksponering for mennesker eller dyr er ikke tilgængelige.

4.2 INHALATIONSEKSPONERINGER

oplysninger om chrysens karcinogenicitet efter inhalationseksponering for mennesker eller dyr er ikke tilgængelige. Imidlertid, Hartung et al. (1990) undersøgte carcinogeniciteten afchrysene hos kvindelige Osborne-Mendel-rotter, der modtog en enkelt intrapulmonal injektion af 1 mg eller3 mg chrysen i et bivoks/trioctanoin-køretøj. Den mediane overlevelsestid for rotter behandlet med chrysene var let nedsat (96 uger og 95 uger for rotter behandlet med henholdsvis 1 mg og 3 mg) sammenlignet med kontrolrotter (henholdsvis 100 uger og 105 uger for henholdsvis vehikelbehandlede og ikke-behandlede rotter). Dosisafhængige stigninger i forekomsten af lungecarcinomer varobserveret hos chrysenbehandlede rotter ; tumortyperne blev imidlertid ikke beskrevet. Ingen tumorer blev observereti nogen gruppe af kontrolrotter. Baseret på resultaterne af denne undersøgelse beregnede forfatterne acarcinogen styrke på 0,03 for chrysen i forhold til bensopyren (1.0) og en effektiv dosis i10% af dyrene (ED10) for carcinogenicitet på 1,015 mg.

4.3 andre eksponeringsveje

talrige bioassays, der vurderer karcinogeniciteten af chrysen hos rotter og mus efterdermal, subkutan og intraperitoneal behandling er blevet udført. Generelt er disse analyserhar etableret chrysen som et svagt kræftfremkaldende stof i forhold til andre PAH ‘ er. To metabolitter af chrysen, chrysen-1,2-diol-3,4-epokse og 9-hydroksychrysen 1,2-diol-3,4-ilte, har imidlertid vist sig at inducere flere tumorer end chrysen, at være stærkere alkyleringsmidler og at besidde mutagen aktivitet i In vitro bakterieanalyser (Chang et al., 1983; Slaga et al., 1980; Buening et al., 1979; Levin et al., 1978).

i to carcinogenicitets bioassays producerede chrysen administreret ved intraperitoneal injektion en signifikant dosisrelateret stigning i forekomsten af leveradenomer og carcinomer i behandlede CD-1 og BLU/Ha hanmus., 1986; Buening et al., 1979). Derudover øgede chrysen forekomsten af malignt lymfom i lavdosis hanmus (160 ug/mus) og lungadenomer/carcinomer i højdosis hanmus (640 ug/mus) i forhold til samtidig kontrol CD-1mice., 1986). Øgede tumorforekomster blev ikke fundet hos hunmus ivislocki et al. (1986) eller Buening et al. (1979) undersøgelser.

i talrige hudmalende carcinogenicitetsbioassays blev chrysene vist at initiere hudpapillomer og carcinomer i forskellige musestammer (C3H, ICR/Ha, Ha/ICR/Mil, CD-1, andSencar), når behandlinger blev efterfulgt af decahydronaphthalen, crotonolie eller phorbol myristateacetatfremme (Van duuren et al., 1966; Hecht et al., 1974; Levin et al., 1978; træ et al., 1979; træ et al., 1980). En undersøgelse rapporterede, at chrysene er et komplet kræftfremkaldende stof (besidder initierende og fremmende aktivitet) (Vynder og Hoffmann, 1959). I denne undersøgelse øgede anvendelsen af 1% chrysene tilryggene på kvindelige mus 3 gange om ugen i resten af deres liv forekomsten af hudpapillomer og carcinomer. Da renheden af chrysen ikke blev rapporteret, tumorernekan være blevet induceret af andre PAH ‘ er eller ikke-metaboliske methylderivater af chrysen. Derfor er resultaterne af denne undersøgelse ikke afgørende.

4, 4 EPA-EVIDENSVÆGT

klassificering: B2; sandsynligt humant carcinogen (EPA, 1994a).

Basis: Der forelå ingen humane data, men tilstrækkelige bioassays fra dyr viser, at chrysene inducerer carcinomer og maligne lymfomer hos mus efter intraperitoneal injektion og skincarcinomer efter dermal eksponering. Chrysene producerede kromosomafvigelser inhamster og mus kimceller efter sonde eksponering og gav positive resultater i bakterielle mutagenicitetsanalyser og transformerede pattedyrceller eksponeret i kultur (EPA,1990a).

4.5 KARCINOGENICITETSHÆLDNINGSFAKTORER

4, 5.1 Oral

en hældningsfaktor for chrysene efter oral eksponering er ikke tilgængelig (EPA, 1994a,b).

4.5.2 indånding

en hældningsfaktor for chrysen efter inhalationseksponering er ikke tilgængelig (EPA, 1994a,b).

5. Referencer

ATSDR (Agenturet for giftige stoffer og sygdomsregister). 1990. Toksikologisk profil for Chrysen. Udarbejdet af Clement Assoc., Inc. under kontrakt 205-88-0608. US Public Health Service.ATSDR / TP-88/11.

Bartosek, I., A. Guaitani, R. Modica, M. Fiume og R. Urso. 1984. Sammenlignende kinetik af oralbents (a) antracen, chrysen og triphenylen hos rotter: undersøgelse med carbonhydridblandinger. Toksikol. LETT. 23: 333-339.

Becher, G. og A. Bjorseth. 1983. Bestemmelse af eksponering for polycykliske aromatiske carbonhydrider vedanalyse af human urin. Kræft Lett. 17: 301-311.

Becher, G. 1986. Bestemmelse af eksponering for PAH ved analyse af urinprøver. In: mekanismer i tobak carcinogenese, D. Hoffmann og C. C. Harris, Eds. Banbury Rapport, Cold SpringHarbor Laboratory, Ny York.

Budavari, S., M. J. O ‘ Neil, A. Smith og P. E. Heckelman. 1989. I: Merck-indekset, 11. udgave., Merck & Co., Inc., NJ, s. 350.

Buening, M. K., Levin, J. M. Karle, H. Yagi, D. M. Jerina og A. H. Conney. 1979. Andre derivater af chrysen og phenanthren hos nyfødte mus. Kræft Res. 39: 5063-5068.

Chang, R. L., V. Levin, A. V. træ, et al. 1983. Tumorigenicitet af enantiomerer af chrysen 1,2-dihydrodiol og af de diastereomere bay-region chrysen 1,2-diol-3,4-epoksider på museskind og hos nyfødte mus. Kræft Res. 43: 192-196.

Chang, L. H. 1943. Fækal udskillelse af polycykliske carbonhydrider efter administration tilrotten. J. Biol. Chem. 151: 93-99. (Citeret i ATSDR, 1990)

Cheung, Y-L., T. J. B. Grayog C. Ioannides. 1993. Mutagenicitet af chrysen, dets methyl og dets interaktioner med cytokromer P-450 og Ah-receptoren; relevans for deres kræftfremkaldende styrke. Toksikologi 81: 69-86.

Clonfero, E., M. Sordan, D. Cottica, et al. 1986. Mutagen aktivitet og polycyklisk aromatiskkulstofniveauer i urinen hos mennesker udsat for terapeutisk kultjære. Carcinogenese 7: 819-823.

Dean, J. H., M. J. Murray og E. C. afdeling. 1986. Giftige reaktioner af immunsystemet. I: Casarettand Doulls Toksikologi: den grundlæggende videnskab om giftstoffer, tredje udgave, C. D. Klaassen, M. O. Amdurand J. Doull, Eds., Macmillian Publishing Co., Ny York, NY, s.271-272.

Grimmer, G., H. Brune, G. Dettbarn, et al. 1988. Urin-og fækal udskillelse af chrysen-og chrysenmetabolitter hos rotter efter oral, intraperitoneal, intratracheal eller intrapulmonær anvendelse. Bue. Toksikol. 62: 401-405.

Hammond, E. D., I. J. Selikoff, P. O. Lovther og H. Seidman. 1976. Indånding af BP og kræft imand. Ann. NY Acad. Sci. 271: 116-124. (Citeret i ATSDR, 1990)

Hecht, S. S., Bondinell og D. Hoffmann. 1974. Chrysen og methyl chrysener: tilstedeværelse iobaksrøg og carcinogenicitet. J. Natl. Kræft Ist. 53: 1121-1133.

Hodgson, R. M. Og P. L. Grover. 1983. Metabolisk aktivering af chrysen i musens hud: bevis for involvering af triolepilte. Carcinogenese 4: 1639-1643.

Hodgson, R. M., A. Seidel, V. Bochnitschek, H. R. Glatt, F. Oesch og P. L. Grover. 1985. Dannelsen af 9-hydroksychrysene-1,2-diol som mellemprodukt i den metaboliske aktivering af chrysen. Carcinogenese 6: 135-139.

Hodgson, R. M., A. Seidel, V. Bochnitschek, H. R. Glatt, F. Oesch og P. L. Grover. 1986. Dette er en af de mest almindelige årsager til kronisk hepatitis B-infektion. Carcinogenese 7: 2095-2098.

IARC (Det Internationale Agentur for Kræftforskning). 1983. I: IARC monografier om Evalueringaf den kræftfremkaldende risiko for kemikalier til mennesker: Polynukleære aromatiske forbindelser, del i, kemiske, miljømæssige og eksperimentelle Data, Vol. 32, IARC, Lyon, Frankrig, s.247-261.

Jacob, J., A. Schmoldt og G. Grimmer. 1982. Dannelse af kræftfremkaldende og inaktive chrysenemetabolitter af rottelevermikrosomer af forskellige monooksygenaseaktiviteter. Bue. Toksikol. 51: 255-265.

Jacob, J., A. Schmoldt, M. Hamann, G. Raab og G. Grimmer. 1987. Monooksygenase induktion afforskellige miljøfremmede stoffer og dets indflydelse på rottelevermikrosomal metabolisme af chrysen isammenligning med bensantracen. Kræft Lett. 34: 91-102.

Levin, M., A. V. træ, R. L. Chang, et al. 1978. Bevis for bay region aktivering af chrysene 1,2-dihydrodiol til en ultimativ kræftfremkaldende. Kræft Res. 38: 1831-1834.

Lloyd, J. V. 1971. Langtidsdødelighedsundersøgelse af stålarbejdere. V. respiratorisk kræft i koksplanterarbejdere. J. Occup. Middelhavs. 13: 53-68. (Citeret i ATSDR, 1990)

Maclure, K. M. og B. MacMahon. 1980. Et epidemiologisk perspektiv på miljømæssig carcinogenese. Epidemiol. Åb 2: 19-48. (Citeret i ATSDR, 1990)

Masumdar, S., C. K. Redmond, Sollecito og 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. Dødelighed fra ondartede neoplasmer blandt koksovnearbejdere. J. Occup.Middelhavs. 14: 621-629. (Citeret i ATSDR, 1990)

Robertson, I. G. C. og B. Jernstrr. 1986. En af de mest almindelige årsager til glutathion er, at glutathion er en af de mest almindelige typer af glutathion. Carcinogenese 7: 1633-1636.

Schlede, E., R. Kuntsman, S. Haber og A. H. Conney. 1970. Virkning af induktion påstofskifte og vævsfordeling af benopyren. Kræft Res. 30: 2898-2904.

Sims, P. og P. L. Grover. 1974. Epoksider i polycyklisk aromatisk carbonhydridmetabolisme ogcarcinogenese. Adv. Kræft Res. 20: 165-274.

Sims, P. og P. L. Grover. 1981. Dihydrodioler og diolepoksider indgår i metabolicaktiveringen af andre polycykliske carbonhydrider end dihydrodioler og diolepoksider. I: Polycykliske Kulbrinterog Kræft. Vol. 3. H. V. Gelboin og P. O. P. Ts ‘ O, Eds. Akademisk presse, Ny York, NY, s.117-181. (Citeret i ATSDR, 1990)

Sims, P. 1970. Kvalitative og kvantitative undersøgelser af metabolismen af en række aromatiskekulbrinter ved rotteleverpræparater. Biochem. Pharmacol. 19: 795-818.

Slaga, T. J., G. L. Gleason, G. Mills, et al. 1980. Sammenligning af hudtumor-initierende aktiviteter afdihydrodioler og diol-epoksider af forskellige polycykliske aromatiske carbonhydrider. Kræft Res. 40: 1981-1984.

U. S. EPA (U. S. Environmental Protection Agency). 1994a. Chrysene. Integreret Risikoinformationssystem (IRIS). Miljøkriterier og Vurderingskontor, Office of Health and environmental Assessment, Cincinnati, OH.

U. S. EPA (U. S. Environmental Protection Agency). 1994b. oversigt over helbredseffekter (HEAST), årlig FY-94. Det Europæiske Råd har udarbejdet en rapport, der er udarbejdet af Kontoret for miljøkriterier og-vurdering, Kontoret for sundheds-og miljøvurdering, Cincinnati, OH for Kontoret for nødsituation og hurtig reaktion, USA, DC.

Van Duuren, B. L., A. Sivak, A. Segal, L. Orris og L. Langseth. 1966. De tumorfremmende midler aftobak blad og tobaksrøg kondensat. J. Natl. Kræft Ist. 37: 519-526. (Citeret inATSDR, 1990)

Viast, R. C., Red. 1988. In: CRC (Chemical Rubber Company) Håndbog for Kemi og fysik,69.udgave., M. J. Astle og H. H. Beyer, Assoc. Ed., CRC Press, Inc., Boca Raton, FL. p. C-209.

R., H. Brune, G. Grimmer, P. Germann, J. Timm og V. V. 1990. Evaluering af den kræftfremkaldende styrke af 4 miljømæssige polycykliske aromatiske forbindelser, der følger efterintrapulmonal anvendelse hos rotter. Eksp. Pathol. (Jena) 40: 221-227.

Vesteron, A., R. M. Hodgson, A. J. Hever, R. Kuroda og P. L. Grover. 1985. Sammenlignende undersøgelser afmetabolisk aktivering af chrysen i gnaver og menneskelig hud. Chem. Biol. Interagere. 54: 223-242.

hvid, K. L., H. H. Lysy og M. P. Holsapple. 1985. Immunsuppression af polycykliske aromatiskekulbrinter: Et struktur-aktivitetsforhold i b6c3f1 og DBA / 2 mus. Immunofarmakologi 9: 155-164.

P. G., E. S. Bagan, A. Y. H. Lu, et al. 1986. I det nyfødte museforsøg er det nødvendigt at foretage en undersøgelse for at sikre,at der ikke er nogen bivirkninger. Carcinogenesis7: 1317-1322.

træ, A. V., Levin, D. Ryan, et al. 1977. Høj mutagenicitet af metabolisk aktiveret chrysene1, 2-dihydrodiol: bevis for bay region aktivering af chrysen. Biochem. Biofys. Res. Commun. 78: 847-854.

træ, A. V., Levin, R. L. Chang, et al. 1979. Mutagenicitet og tumorigenicitet af phenanthren ogchrysenepoksider og diolepoksider. Kræft Res. 39: 4069-4077.

træ, A. V., R. L. Chang, Levin, et al. 1980. Mutagenicitet og tumorinitierende aktivitet af cyclopenta(c,d)pyren og strukturelt beslægtede forbindelser. Kræft Res. 40: 642-649.

E. L. og D. Hoffmann. 1959. En undersøgelse af tobakscarcinogenese. VII. højere rolle. polycykliske carbonhydrider. Kræft 12: 1079-1086. Hent Toksicitetsprofiler Kondenseret Version

Sidst Opdateret 8/29/97