Loading article…
内分泌かく乱物質は、ホルモン活性物質[1] 、 内分泌かく乱化学物質[2]、または内分泌かく乱化合物[3]とも呼ばれ、内分泌（またはホルモン）系に干渉する化学物質です。 [4]これらのかく乱は、精子の質や生殖能力の変化、生殖器の異常、子宮内膜症、早発性、神経系または免疫機能の変化、特定の癌、呼吸器系の問題、代謝の問題、糖尿病、肥満、または心血管系の問題、成長、神経系および学習障害など、人間の健康に多くの悪影響を及ぼす可能性があります。[5] [6]多くの家庭用品や工業製品に含まれる内分泌かく乱物質は、「発達、行動、生殖能力、および恒常性（正常な細胞代謝）の維持を担う体内の天然ホルモンの合成、分泌、輸送、結合、作用、または排除を妨害します。」[7] [8] [9]
ホルモンによって制御される体内のあらゆるシステムは、ホルモンかく乱物質によって狂わされる可能性があります。特に、内分泌かく乱物質は、学習障害、重度の注意欠陥障害、認知および脳の発達障害の発症に関連している可能性があります。[10] [11] [12] [13]
内分泌かく乱物質については論争があり、一部の団体は規制当局に市場から撤去するよう迅速に行動するよう求め、規制当局や他の科学者はさらなる研究を求めている。[14]いくつかの内分泌かく乱物質は特定され市場から撤去されているが（例えばジエチルスチルベストロールと呼ばれる薬物）、市場に出回っている内分泌かく乱物質が実際に野生生物や人間が曝露する量で人間や野生生物に害を及ぼすかどうかは不明である。世界保健機関は2012年に、低レベルの曝露でも人間に悪影響を及ぼす可能性があるとする報告書を発表した。[15]
歴史
内分泌かく乱物質という用語は、1991年にウィスコンシン州のウィングスプレッド会議センターで造られました。この現象に関する初期の論文の1つは、1993年にテオ・コルボーンによって発表されました。 [16] この論文で、彼女は環境化学物質が内分泌系の発達を阻害し、発達中の曝露の影響はしばしば永続的であると述べています。内分泌かく乱については一部で異論もありますが、[17] 1992年から1999年までの作業セッションでは、特に野生生物と人間に対する内分泌かく乱物質の危険性について科学者の合意が得られました。[18] [19] [20] [21] [22]
内分泌学会は、内分泌かく乱物質が「男性と女性の生殖、乳房の発達と癌、前立腺癌、神経内分泌学、甲状腺、代謝と肥満、心血管内分泌学」に及ぼすメカニズムと影響を概説し、実験的研究と疫学的研究が人間の臨床観察とどのように収束し、「内分泌かく乱化学物質（EDC）が公衆衛生に対する重大な懸念である」ことを示す科学的声明を発表した。声明では、内分泌かく乱物質が人間の病気を引き起こすことを証明することは困難であると指摘し、予防原則に従うことを推奨した。 [23]同時に出された声明では、政策上の懸念が表明されている。[24]
内分泌かく乱物質には、薬物、農薬、プラスチック産業や消費者製品に使用される化合物、産業副産物や汚染物質、重金属、さらには天然に生成される植物性化学物質など、さまざまな化学物質が含まれます。パラベン、フェノール、フタル酸エステルなどの産業用化学物質も、強力な内分泌かく乱物質と考えられています。[25]一部は環境に広く浸透して分散しており、生体蓄積する可能性があります。一部は残留性有機汚染物質（POPs）であり、国境を越えて長距離輸送され、事実上世界中のすべての地域で発見されており、気象パターンや寒冷条件により北極近くに集中することさえあります。[26]その他のものは、環境や人体内で急速に分解されるか、短期間しか存在しない場合があります。[27]内分泌かく乱物質による健康への影響としては、生殖障害（生殖能力の低下、男女生殖器の異常、男女比の偏り、胎児の流産、月経障害[28]）、ホルモンレベルの変化、思春期の早期化、脳や行動の問題、免疫機能の低下、さまざまながんなどが挙げられる。[29]
成長中の動物（人間を含む）がホルモン活性物質にさらされることによる影響の一例は、非ステロイド性エストロゲンで環境汚染物質ではないジエチルスチルベストロール（DES）という薬剤の場合である。1970年代初頭に禁止される前、医師は500万人もの妊婦にDESを処方し、自然流産を防いでいた。これは1947年以前のこの薬剤の適応外使用であった。子供たちが思春期を迎えた後、DESが生殖器系の発達に影響を及ぼし、膣がんを引き起こすことがわかった。DESの物語と内分泌かく乱物質への曝露のリスクとの関連性は疑わしい。なぜなら、これらの個人が被る被曝量は、環境曝露による被曝量よりもはるかに高いからである。[30]
都市排水中の内分泌かく乱物質にさらされた水生生物は、セロトニンレベルの低下と雌化の増加を経験している。[31]
2013年、WHOと国連環境計画は、これまでで最も包括的なEDCに関する報告書を発表し、EDCと人間や動物の健康へのリスクとの関連性を完全に理解するためにさらなる研究が必要だと訴えました。チームは知識に大きなギャップがあることを指摘し、内分泌かく乱物質の健康と環境への影響をより完全に把握するためにさらなる研究が必要だと訴えました。世界的な知識を向上させるために、チームは以下のことを推奨しています。
- 検査: 既知の EDC は「氷山の一角」に過ぎず、他の可能性のある内分泌かく乱物質、その発生源、および暴露経路を特定するには、より包括的な検査方法が必要です。
- 研究: 人間と野生動物がますますさらされるようになっている EDC 混合物 (主に産業副産物由来) が人間と野生動物に与える影響を特定するには、より多くの科学的証拠が必要です。
- 報告: 製品、材料、物品に含まれる化学物質に関する報告や情報が不十分なため、EDC の発生源の多くは不明です。
- 協力：科学者間や国家間でより多くのデータを共有することで、主に発展途上国や新興経済国におけるデータのギャップを埋めることができます。[32]
内分泌系
内分泌系はほとんどの種類の動物に見られます。内分泌系はホルモンを分泌する腺と、ホルモンを感知して反応する受容体で構成されています。 [33]
ホルモンは体中を巡り、化学伝達物質として働く。ホルモンは、細胞の表面または内部に一致する受容体を持つ細胞と相互作用する。ホルモンは、鍵が錠前にはまるのと同じように受容体と結合する。内分泌系は、ホルモンを伝達物質として利用し、より遅い内部プロセスを通じて調整を制御する。内分泌系は、環境刺激に反応してホルモンを分泌し、発達および生殖の変化を調整する。内分泌系によってもたらされる調整は生化学的なものであり、細胞の内部および外部の化学を変化させて、体に長期的な変化をもたらす。[34]これらのシステムは、体のライフサイクル全体を通じて体の適切な機能を維持するために連携して機能する。エストロゲンやアンドロゲンなどの性ステロイド、および甲状腺ホルモンは、フィードバック制御の対象であり、これらの腺の感受性を制限する傾向がある。[35]
ホルモンはごく微量（ppbの範囲）で作用します。そのため、外因性ホルモンやビスフェノールAなどのホルモン活性化学物質への低用量曝露によっても内分泌かく乱が起こる可能性があります。これらの化学物質は、他のホルモン媒介プロセスの受容体に結合することができます。[36]さらに、内因性ホルモンは生物学的に活性な濃度ですでに体内に存在するため、比較的少量の外因性ホルモン活性物質への追加曝露は、体の内分泌系の適切な機能を阻害する可能性があります。したがって、内分泌かく乱物質は、毒性よりもはるかに低い用量で、異なるメカニズムを介して作用し、有害な影響を引き起こす可能性があります。
曝露のタイミングも重要である。発達の最も重要な段階は子宮内で起こる。子宮内では受精卵が分裂し、脳の配線の多くを含む、完全に形成された赤ちゃんのあらゆる構造が急速に発達する。子宮内でのホルモン伝達の妨害は、構造的にも脳の発達に対しても重大な影響を及ぼす可能性がある。生殖発達の段階によっては、ホルモンシグナル伝達の妨害は、同じ期間同じ量に曝露された成人には見られない不可逆的な影響をもたらす可能性がある。[37] [38] [39] 動物実験では、子宮内および生後数日間の重要な発達時点が特定されており、ホルモンを妨害または模倣する化学物質への曝露は、成人期まで続く悪影響をもたらす。[38] [40] [41] [42]発達初期における甲状腺機能の障害は、男性[43]と女性[44]の両方における異常な性的発達、早期運動発達障害[45] 、および学習障害[46] の原因となる可能性がある。
細胞培養、実験動物、野生動物、および偶発的に曝露した人間に関する研究では、環境化学物質が生殖、発達、成長、行動に広範囲にわたる影響を及ぼすことが示されており、「汚染化学物質による人間の内分泌かく乱は大部分が未検証のままであるが、その根底にある科学は健全であり、そのような影響の可能性は現実的である」[47]。エストロゲン、アンドロゲン、抗アンドロゲン、抗甲状腺作用を生じる化合物は研究されているが、他のホルモンとの相互作用についてはあまり知られていない。
化学物質への曝露と健康への影響の相互関係はかなり複雑です。特定の化学物質を特定の健康影響と明確に結び付けることは難しく、曝露した成人に悪影響が見られない場合もあります。しかし、成長と発達が内分泌系によって高度に制御されている胎児と胚は曝露に対してより脆弱であり、生涯にわたる健康または生殖異常を顕在化または微妙に発症する可能性があります。[48]出生前の曝露は、場合によっては永久的な変化や成人病につながる可能性があります。[49]
科学界の中には、子宮内または幼少期の内分泌かく乱物質への曝露が、IQの低下、ADHD、自閉症などの神経発達障害と関連しているのではないかと懸念する人もいます。[50]女性の特定のがんや子宮異常は、医療用として使用されているジエチルスチルベストロール（DES）による子宮内でのDES 曝露と関連しています。
2005 年の発表では、妊婦の尿に含まれるフタル酸エステルが、男児の微妙だが特定の性器の変化、すなわち、より女性的な短い肛門性器間距離、それに伴う精巣の下降不全、および小さい陰嚢とペニスとに関係していることが報告されている。[51]この研究の科学的根拠はフタル酸エステル業界のコンサルタントによって疑問視され、[52] 2008 年当時、ヒトの肛門性器間距離に関する研究はわずか 5 件しかなく、[53]ある研究者は「ヒトの AGD 測定が臨床的に重要な結果と関係するかどうかは、疫学研究におけるアンドロゲン作用の測定としての有用性と同様に、まだ決定されていない」と述べている。[54]今日、AGD が胎児のアンドロゲン曝露の指標であることは十分に確立されており、いくつかの研究で AGD と前立腺がんの発生率との相関関係が見出されている。[55] [56]
内因性ホルモンへの影響
毒物学の研究によると、一部の内分泌かく乱物質は、あるホルモンが内因性ホルモンの生成や分解を調節できるようにする特定のホルモン特性を標的としている。[57] [58]内分泌かく乱物質は天然ホルモンを模倣したり拮抗したりする可能性があるため、これらの化学物質は核受容体、芳香族炭化水素受容体、または膜結合受容体との相互作用を通じて作用し、その効果を発揮する可能性がある。[59] [60]
U字型の用量反応曲線
内分泌かく乱物質を含むほとんどの毒物は、U字型の用量反応曲線に従うと主張されている。[61]これは、非常に低いレベルや非常に高いレベルの毒物への曝露が、中程度のレベルの毒物への曝露よりも大きな影響を及ぼすことを意味している。[62]
環境に関連するレベルの化学物質に曝露された動物では、内分泌かく乱作用が認められています。例えば、一般的な難燃剤であるBDE -47は、人間が曝露されるのと同程度の量で、雌ラットの生殖器系と甲状腺に影響を与えます。[63]
低濃度の内分泌かく乱物質も両生類に相乗効果をもたらす可能性があるが、これが内分泌系を介して媒介される影響であるかどうかは明らかではない。[64]
学習・発達障害イニシアチブによる合意声明では、「内分泌かく乱物質の非常に低用量の影響は高用量の研究から予測することはできない。これは、毒物学の標準的な『用量が毒を作る』という原則に反する。非伝統的な用量反応曲線は非単調用量反応曲線と呼ばれる」と主張した。[50]
タモキシフェンといくつかのフタル酸エステルは、低用量と高用量では根本的に異なる（そして有害な）影響を及ぼすと主張されている。 [65]
曝露経路
食べ物
食物は、人々が汚染物質にさらされる主なメカニズムです。食事は、人の体内のPCBおよびDDT 負荷の最大 90% を占めると考えられています。[66]テキサス州ダラスの 3 つの食料品店で販売されている 32 種類の一般的な食品を調査したところ、魚やその他の動物性食品がPBDEに汚染されていることがわかりました。[67]これらの化合物は脂溶性であるため、人間が食べる動物の脂肪組織に環境から蓄積されている可能性があります。魚の摂取が多くの環境汚染物質の主な発生源であると考える人もいます。実際、世界中の野生および養殖のサーモンには、さまざまな人工有機化合物が含まれていることがわかっています。[68]農薬は多くの食品に含まれていますが、フタル酸エステルは汚染された土壌や温室のプラスチックカバーから作物、野菜、果物に浸透することもあります。[69]
室内空気と家庭内のほこり
汚染物質を含む家庭用品の増加と建物の換気の質の低下により、屋内空気は汚染物質への曝露の大きな原因となっている。[70] 1960年代にPCBベースの木材仕上げで処理された木製の床のある家に住む住民は、一般の人々よりもはるかに高い体内負荷を持っている。[71] 16軒の家の屋内のハウスダストと乾燥機の糸くずを調査したところ、すべてのサンプルで検査された22種類のPBDE同族体すべてが高濃度であることが判明した。 [72]最近の研究では、食品ではなく汚染されたハウスダストが体内のPBDEの主な発生源である可能性があることが示唆されている。[73] [74]ある研究では、ハウスダストの摂取が人間の体内PBDE負荷の最大82％を占めると推定されている。[75]
汚染されたハウスダストが幼児の体内の鉛の主な発生源であることがわかっています。[76]乳幼児は一緒に暮らす大人よりも汚染されたハウスダストを多く摂取し、そのため体内の汚染物質濃度がはるかに高くなる可能性があります。
化粧品およびパーソナルケア製品
消費財も内分泌かく乱物質にさらされる可能性のある別の原因である。42 種類の家庭用洗剤およびパーソナルケア製品と 43 種類の「無化学製品」の成分分析が行われた。製品には 55 種類の化学物質が含まれていた。170 種類の製品を代表する 42 種類の従来サンプルには 50 種類が含まれ、39 種類の製品を代表する 43 種類の「無化学製品」サンプルには 41 種類が検出された。生殖器官の問題と関連づけられている化学物質の 1 つであるパラベンは、ラベルにパラベンが記載されていない 3 種類の日焼け止めを含む 7 種類の「無化学製品」で検出された。シャワーカーテンなどのビニール製品には、ほこりに含まれると子供の喘息や喘鳴と関連づけられている化合物DEHPが重量比で 10% 以上含まれていることが判明した。従来製品と「無化学製品」の両方を組み合わせて使用すると、EDC にさらされるリスクが増加する。 「消費者が代替の表面クリーナー、浴槽およびタイルクリーナー、洗濯用洗剤、固形石鹸、シャンプーおよびコンディショナー、洗顔料およびローション、歯磨き粉を使用した場合、少なくとも19種類の化合物（パラベン2種類、フタル酸エステル3種類、 MEA 、 DEA 、アルキルフェノール5種類、香料7種類）にさらされる可能性があります。」[77]
妊娠中期のオールド・オーダー・メノナイト女性の体内の内分泌かく乱化学物質を分析したところ、一般人口よりも体内の濃度がはるかに低いことが判明した。メノナイトは主に新鮮な未加工食品を食べ、農薬を使わずに農業を行い、化粧品やパーソナルケア製品をほとんどまたは全く使用しない。ヘアスプレーと香水を使用したと報告した女性1人の体内のモノエチルフタル酸濃度は高かったが、他の女性はすべて検出限界以下だった。尿サンプルを提供してから48時間以内に車やトラックに乗っていたと報告した女性3人の体内のジエチルヘキシルフタル酸濃度は高かった。ジエチルヘキシルフタル酸はポリ塩化ビニルに含まれ、車の内装に使用されている。[78]
衣類
EDC への曝露に関する最近の議論は、衣服に関するものとなっています。
グリーンピースは2011年から衣料品に含まれる内分泌かく乱化学物質について報告している。2013年には、世界中のサンプルから抽出したプリント柄の衣料品35点のうち33点に、検出可能なレベルのフタル酸エステルが含まれていることを発見した。 [79]特に高いレベルのDEHPはドイツのPrimarkのTシャツで、高いレベルのDINPはAmerican Apparelのベビー ワンピースで検出された。PFCは水着や防水衣料によく含まれていた。NPEもほとんどの衣料品で検出された。
グリーンピースドイツが2014年に発表した調査でも、スポーツ用品に高濃度のフタル酸エステルが含まれていることがわかった。[80]アルゼンチンで生産されたTシャツのプリントには15%ものフタル酸エステルが含まれ、手袋には6%のフタル酸エステルが含まれていた。この調査では、靴やブーツに PFAS、ノノキシノール、ジメチルホルムアミドが高濃度に含まれていることもわかった。
2019年に発表された研究で、Liらは、皮膚吸収が乳児におけるフタル酸エステル曝露の主な経路であり、衣類を介してもそうであると述べています[81]。洗濯ではフタル酸エステルを完全に除去できないことが判明しました。測定された6種類のフタル酸エステルのうち、DEHPとDBPが特に乳児用衣類に含まれていることが判明しました。
タンらは2019年に、未就学児の衣服で測定された15種類のフタル酸エステルすべてを発見した研究を発表しました。[82]レベルは衣服の種類、生地の組成、衣服の色によって異なりましたが、製造国にはほとんど依存しませんでした。「子供がズボン、長袖シャツ、ブリーフ、靴下を同時に着用した場合、生殖リスクが許容レベルを超える」ことが判明しました。[82]
2014年から2023年までの衣料品に含まれるフタル酸エステルに関する120件の論文を調査したところ、スクリーン印刷インク、[83]、ビニールパッチ、合成皮革には30～60%のフタル酸エステルが含まれている可能性がある一方で、乳児用マットレスカバーなどの防水製品にもこれらの化学物質が非常に高濃度に含まれていることが判明しました。[69]また、製造業者は、DEHPなどの規制が厳しい物質を、まだそれほど厳しく規制されていない可能性のある新しい物質に置き換えるよう取り組んでいることも指摘されました。
環境
製造中にプラスチックに添加された添加剤は、プラスチック製品が廃棄された後に環境に浸出する可能性があります。海洋のマイクロプラスチックに含まれる添加剤は海水に浸出する可能性があり、埋め立て地のプラスチックに含まれる添加剤は土壌に浸出し、その後地下水に浸出する可能性があります。[84]
種類
内分泌をかく乱する化学物質は何千もの製品に低用量で含まれているため、すべての人は日常生活の中でエストロゲン作用のある化学物質にさらされています。人体で一般的に検出される化学物質には、 DDT、ポリ塩化ビフェニル（PCB）、ビスフェノールA（BPA）、ポリ臭化ジフェニルエーテル（PBDE）、さまざまなフタル酸エステルなどがあります。[85]実際、BPAフリーと宣伝されているものも含め、ほぼすべてのプラスチック製品から内分泌をかく乱する化学物質が浸出することが分かっています。[86] 2011年の研究では、BPAフリー製品の中には、BPAを含む製品よりも多くの内分泌活性化学物質を放出するものがあることが判明しました。[87] [88] 他の形態の内分泌かく乱物質には、植物性エストロゲン（植物ホルモン）があります。[89]
外因性エストロゲン
ゼノエストロゲンはエストロゲンを模倣したゼノホルモンの一種です。[90]合成ゼノエストロゲンには、 PCB、BPA、フタル酸エステルなど、生体に対してエストロゲン作用を持つ広く使用されている工業用化合物が含まれます。
アルキルフェノール
アルキルフェノールは外因性エストロゲンである。[91]欧州連合は、ノニルフェノールの「毒性、持続性、生体内蓄積性」を理由に、ノニルフェノールが使用される特定の用途に対して販売および使用制限を実施しているが、米国環境保護庁（EPA）は、その措置が「健全な科学」に基づいていることを確認するために、より緩やかなアプローチをとっている。[92]
長鎖アルキルフェノールは、洗剤の前駆物質、燃料や潤滑剤の添加剤、ポリマー、フェノール樹脂の成分として広く使用されています。これらの化合物は、香料、熱可塑性エラストマー、酸化防止剤、油田化学薬品、難燃剤の製造にも使用されるビルディングブロック化学物質としても使用されています。アルキルフェノール樹脂の製造における下流での使用を通じて、アルキルフェノールはタイヤ、接着剤、コーティング、カーボンレスコピー用紙、高性能ゴム製品にも使用されています。これらは40年以上にわたって業界で使用されてきました。
特定のアルキルフェノールは非イオン性洗剤の分解産物である。ノニルフェノールはエストロゲンを模倣する傾向があるため、低レベルの内分泌かく乱物質であると考えられている。[93] [94]
ビスフェノールA（BPA）
ビスフェノールAは、プラスチックボトル、プラスチック製食品容器、歯科材料、金属製食品缶や乳児用調合乳缶の内張りによく見られます。また、食料品店やレストランでよく使われるレシート用紙からも曝露されます。これは、今日では印刷用にBPAを含む粘土で紙がコーティングされていることが多いためです。[95]
BPAは内分泌かく乱物質として知られており、多数の研究により、低レベルのBPAに曝露した実験動物は、糖尿病、乳がんおよび前立腺がん、精子数の減少、生殖障害、早発思春期、肥満、神経系障害の発生率が上昇することがわかっています。[96] [97] [98] [99] BPAに曝露した女性が直面する生殖障害について詳しく説明します。米国の研究では、不妊症のない健康な女性では、黄体期（月経周期の後半）が短くなると報告されているにもかかわらず、尿中BPAは妊娠時期とは無関係であることがわかっています。[100] [101]不妊治療センターで行われた追加の研究では、BPAへの曝露は卵巣予備能の低下と相関関係にあると述べています。[102]これに対抗するため、ほとんどの女性は卵巣刺激反応不良を改善するために体外受精を受けますが、どうやら全員の尿路でBPAレベルが上昇しているようです。[103] BPA抱合濃度の中央値は、流産した女性のほうが生児を出産した女性よりも高かった。[104]これらの研究はすべて、BPAが卵巣機能と受胎の極めて重要な初期段階に影響を及ぼす可能性があることを示している。ある研究では、アジア人女性の卵母細胞成熟率が高いことが判明し、人種や民族の違いが示されたが、その研究ではすべての女性のBPA濃度が有意に低かった。[105]発達の初期段階はBPAの影響に最も敏感な時期であると見られ、一部の研究では出生前の曝露が後の身体的および神経学的障害に関連していることが示された。[106]規制機関は人間に対する安全レベルを決定したが、それらの安全レベルは現在、新たな科学的研究の結果として疑問視されているか、検討中である。[107] [108]米国で妊婦が曝露する化学物質の数を調査した2011年の横断研究では、女性の96%にBPAが検出された。[109] 2010年に世界保健機関の専門家パネルは、「公衆衛生対策を開始するのは時期尚早である」として、ビスフェノールAの使用を制限または禁止する新たな規制を設けないことを勧告した。[110]
2008年8月、米国FDAは再評価案を発表し、科学的証拠に基づきBPAは安全であるという当初の見解を再確認した。[111]しかし、2008年10月、FDAの諮問科学委員会は、同局の評価には「欠陥」があり、この化学物質が粉ミルクで育つ乳児にとって安全であるとは証明されていないとの結論を下した。 [112] 2010年1月、FDAは、微妙な影響を試験するために新しいアプローチを使用した最近の研究結果により、国立衛生研究所の国立毒性学プログラムとFDAの両方が、胎児、乳児、幼児の脳と行動に対するBPAの可能性のある影響についてある程度の懸念を抱いているという報告書を発表した。[113] 2012年、FDAは哺乳瓶でのBPAの使用を禁止したが、環境ワーキンググループはこの禁止を「純粋に表面的な」ものだと述べた。声明では、「FDAが本当に、人々がさまざまな重篤な慢性疾患に関連するこの有毒化学物質にさらされるのを防ぎたいのであれば、缶入りの乳児用粉ミルク、食品、飲料へのBPAの使用を禁止すべきだ」と述べている。天然資源保護協議会は、この措置は不十分であり、FDAはすべての食品包装からBPAを禁止する必要があると述べた。[114] FDAの広報担当者は声明で、FDAの措置は安全性の懸念に基づくものではなく、「FDAは食品を入れる製品に使用するBPAの安全性を引き続き支持する」と述べた。[115]
NIEHS、NTP、米国食品医薬品局が開始したプログラム（CLARITY-BPA）では、ラットに対するBPAの慢性暴露による影響は発見されず[116]、FDAは現在認可されているBPAの使用は消費者にとって安全であると考えている[117] 。
環境保護庁は、哺乳類に対するBPAの基準用量を50μg/kg/日と設定したが、基準用量よりも低い用量への曝露でも、男性と女性の両方の生殖器系に影響を及ぼすことがわかっている。[118]
ビスフェノールS（BPS）とビスフェノールF（BPF）
ビスフェノール Sとビスフェノール F はビスフェノール A の類似物です。これらは、サーマルレシート、プラスチック、家庭のほこりによく含まれています。
BPSの痕跡はパーソナルケア製品にも見つかっています。[119] BPAの禁止により、現在ではBPSの使用が増えています。BPAフリーの製品ではBPAの代わりにBPSが使用されています。しかし、BPSとBPFはBPAと同じくらい内分泌をかく乱する物質であることが示されています。[120] [121]
DD
ジクロロジフェニルトリクロロエタン（DDT）は、1936年からコロラドハムシの農作物に対する殺虫剤として初めて使用されました。[122]マラリア、発疹チフス、赤痢、腸チフスの発生率の増加により、これらの病気を媒介する蚊、シラミ、イエバエに対してDDTが使用されるようになりました。第二次世界大戦前は、日本産の花の抽出物である除虫菊が、これらの昆虫とそれらが広める病気の駆除に使用されていました。第二次世界大戦中、日本は除虫菊の輸出を停止したため、代替品の検討を余儀なくされました。発疹チフスの流行を恐れて、すべてのイギリス人とアメリカ人の兵士にDDTが支給され、世界中のベッド、テント、兵舎に日常的に散布されました。
DDTは戦争が終わった後、一般的な非軍事的使用が承認されました。[122] DDTは、害虫の蔓延に脅かされていた単一栽培作物の収穫量を増やし、世界の多くの地域で死亡率が高かったマラリアの蔓延を減らすために世界中で使用されるようになりました。農業目的での使用は、ほとんどの国の国内法で禁止されていますが、マラリア媒介動物の駆除としての使用は、残留性有機汚染物質に関するストックホルム条約で明確に述べられているように許可されています。[123]
1946年には、DDTが鳥、益虫、魚、海洋無脊椎動物に及ぼす有害な影響が環境中で確認されていた。これらの影響の最も悪名高い例は、大型の肉食鳥の卵殻に見られ、成鳥が卵殻の上に座るのに十分な厚さに成長しなかった。[124]さらなる研究により、世界中の肉食動物に高濃度のDDTが含まれていることがわかった。これは食物連鎖による生物濃縮の結果である。[125] DDTが広く使用されて20年後、南極の雪から採取した氷のサンプルに閉じ込められているのが発見され、風と水が環境輸送のもう1つの手段であることを示唆している。[126]最近の研究では、ヒマラヤの遠隔地の氷河にDDTが堆積したという歴史的記録が示されている。[127]
60年以上前、生物学者がDDTの実験動物への影響を研究し始めたとき、DDTが生殖発達を妨げることが発見されました。[128] [129]最近の研究では、DDTが女性の生殖器官の適切な発達を阻害し、成熟までの生殖に悪影響を与える可能性があることが示唆されています。 [130]追加の研究では、成人男性の生殖能力の顕著な低下はDDTへの曝露による可能性があることが示唆されています。[131]最近では、子宮内でのDDTへの曝露が子供の小児肥満のリスクを高める可能性があることが示唆されています。[132] DDTは、アフリカと東南アジアの一部で、少量ながらマラリア予防殺虫剤として現在も使用されています。
ポリ塩化ビフェニル
ポリ塩化ビフェニル（PCB）は、工業用冷却剤や潤滑剤として使用される塩素化合物の一種です。PCBは、ガソリン精製の副産物であるベンゼンを塩素で加熱することで生成されます。[133] PCBは1927年にスワンケミカル社によって初めて商業的に製造されました。[134] 1933年、アラバマ州の製造施設で化学物質を扱った人々にPCBへの直接曝露による健康影響が見られました。1935年、モンサント社が同社を買収し、米国の生産を引き継ぎ、PCB製造技術を国際的にライセンス供与しました。
ゼネラル・エレクトリックは、製造機器にPCBを組み込んだ米国最大の企業の一つでした。[134] 1952年から1977年の間に、ニューヨークのGE工場は50万ポンド以上のPCB廃棄物をハドソン川に投棄しました。PCBは、DDTを研究していたスウェーデンの科学者によって、産業用途から遠く離れた環境で初めて発見されました。[135]
PCBへの急性曝露の影響は、モンサント社のPCB製剤を使用していた企業ではよく知られており、定期的にPCBに接触する従業員への影響も確認されていた。直接皮膚に接触すると、塩素座瘡と呼ばれる重度のニキビのような症状を引き起こす。 [ 136]曝露により、皮膚がん[137] 、肝臓がん[138]、脳腫瘍[ 137]のリスクが高まる。[ 139]モンサント社は、販売を継続するために、何年もの間、PCB曝露に関連する健康問題を軽視しようとした。[140]
PCBの人体への有害な健康影響は、日本（油症、1968年）と台湾（油成病、1979年）で汚染された食用油が何千人もの住民を中毒させた2つの別々の事件で否定できないものとなり、 [141] 1977年にPCBの使用が世界中で禁止されました。最近の研究では、特定のPCB同族体の内分泌干渉が肝臓と甲状腺に有毒であり、[142]出生前に曝露した子供の小児肥満を増加させ、[132]糖尿病を発症するリスクを高める可能性があることが示されています。[143] [144]
環境中の PCB は、野生生物の生殖や不妊の問題にも関係している可能性がある。アラスカでは、一部のシカの生殖障害、不妊、角の奇形の原因となっている可能性があると考えられている。カワウソやアシカの個体数の減少も、PCB、殺虫剤 DDT、その他の残留有機汚染物質への曝露が一因である可能性がある。EDC の使用禁止や制限は、健康問題の減少や一部の野生生物の個体数の回復と関連している。[145]
ポリ臭化ジフェニルエーテル
ポリ臭化ジフェニルエーテル（PBDE）は、テレビやコンピューターのプラスチックケース、電子機器、カーペット、照明、寝具、衣類、自動車部品、発泡クッション、その他の繊維製品に使用される難燃剤に含まれる化合物の一種です。潜在的な健康への懸念：PBDEは構造的にポリ塩化ビフェニル（PCB）と非常に似ており、同様の神経毒性作用があります。[146]研究では、 PCBなどのハロゲン化炭化水素と神経毒性との相関関係が示されています。[142] PBDEは化学構造がPCBと似ており、PBDEはPCBと同じメカニズムで作用することが示唆されています。[142]
1930年代から1940年代にかけて、プラスチック業界は幅広い用途を持つ様々なプラスチックを製造する技術を開発しました。[ 147]第二次世界大戦が始まると、米軍はこれらの新しいプラスチック材料を武器の改良、装備の保護、航空機や車両の重い部品の交換に使用しました。[147]第二次世界大戦後、製造業者は多くの産業でプラスチックが持つ可能性に気づき、プラスチックは新しい消費者製品のデザインに組み込まれました。プラスチックは既存の製品でも木材や金属に取って代わり始め、今日ではプラスチックは最も広く使用されている製造材料です。[147]
1960年代までには、すべての家庭に電気が通っており、多数の電化製品がありました。綿は家具の生産に使用されていた主要な繊維でしたが、[148]今では家具は主に合成素材でできています。1960年代には毎年5000億本以上のタバコが消費されていましたが、20世紀初頭には年間30億本未満でした。[149]高密度の生活と相まって、1960年代には米国で住宅火災が発生する可能性がこれまでになく高くなりました。1970年代後半までに、米国では毎年約6000人が住宅火災で亡くなりました。[150]
1972年、この状況に対応して、米国の火災問題を調査するために国家火災予防管理委員会が設立されました。1973年に彼らは調査結果を「燃えるアメリカ」として発表しました。これは192ページの報告書で、火災予防を強化するための勧告をまとめたものです。[151]勧告のほとんどは、火災予防教育や、スプリンクラーや煙探知機の設置など、建築工学の改善に関するものでした。委員会は、勧告により、火災による損失が毎年5％減少し、14年以内に年間損失が半減すると予想しました。
歴史的には、布地や木材の可燃性を下げるために、ローマ時代まで遡ってミョウバンやホウ砂を使った処理が使われてきました。 [152]プラスチックは一度作られると非吸収性の材料となるため、難燃性化学物質はプラスチックが形成される際の重合反応中に添加されます。臭素や塩素などのハロゲンをベースとした有機化合物は、プラスチックや布地ベースの繊維製品の難燃剤として使用されています。[152]臭素系難燃剤が広く使用されているのは、グレート・レイクス・ケミカル・コーポレーション（GLCC）が臭素への巨額の投資から利益を得ようと圧力をかけているためかもしれません。[153] 1992年、世界市場では約15万トンの臭素系難燃剤が消費され、GLCCは世界供給量の30％を生産しました。[152]
PBDEは甲状腺ホルモンのバランスを崩し、知能低下や学習障害など、さまざまな神経学的・発達的障害を引き起こす可能性がある。[154] [155] 最も一般的なPBDEの多くは、2006年に欧州連合で禁止された。 [156]げっ歯類の研究では、PBDEへの短時間の曝露でも幼少げっ歯類の発達や行動に問題を引き起こす可能性があることが示唆されている[45] [157]また、曝露は適切な甲状腺ホルモン調節を妨げる。[158]
フタル酸エステル
フタル酸エステルは、ぬいぐるみ、床材、医療機器、化粧品、芳香剤などに含まれています。動物の内分泌系を混乱させることが知られており、男性生殖器系の先天異常の増加に関係していることが示唆されているため、健康上の懸念があります。[51] [159] [160]
専門家委員会は、これらが乳児の生殖器官に害を及ぼす可能性があるという「証拠が不十分」であると結論付けているが、[161]カリフォルニア州、[162] [163]ワシントン州、[164]およびヨーロッパでは、これらを玩具に使用することを禁止している。医療用チューブ、カテーテル、血液バッグに使用されているフタル酸エステルの一種、ビス(2-エチルヘキシル)フタル酸エステル(DEHP) は、男児の性的発達に害を及ぼす可能性がある。[159] 2002 年、食品医薬品局は、男児を DEHP にさらさないよう警告する公開レポートを発表した。直接的なヒト研究はないが、FDA レポートでは、「DEHP への曝露は実験動物にさまざまな悪影響を及ぼしているが、最も懸念されるのは、若い動物の男性生殖器官の発達と正常な精子の生成への影響である。入手可能な動物データを考慮すると、発達中の男性への DEHP の曝露を制限するための予防措置を講じる必要がある」と述べている。[165]同様に、フタル酸エステルは出生前に曝露されると男性の神経発達を阻害する原因となる可能性がある。[166]
ジブチルフタル酸（DBP）も動物モデルにおいてインスリンとグルカゴンのシグナル伝達を阻害した。 [167]
パーフルオロオクタン酸
PFOAは安定した化学物質で、油汚れや火、水に強い性質があるため、焦げ付き防止のフライパンのコーティング、家具、消防士の道具、工業用品、その他の一般的な家庭用品などの製品に使われてきました。[168] [169] PFOAは、男性と女性の生殖器系に影響を及ぼす内分泌かく乱物質であるという証拠があります。[169]妊娠したラットにPFOAを与えると、精子の生成に関与するタンパク質を転写する遺伝子である3-βおよび17-β-ヒドロキシステロイド脱水素酵素のレベルが低下した雄の子孫が生まれました。[ 169 ] [170] 成人女性はPFOAにさらされるとプロゲステロンとアンドロステンジオンの産生が低下し、月経や生殖に関する健康問題を引き起こします。[169] PFOAは、甲状腺ホルモンレベルの変化などのホルモン作用を発揮します。 2009 年の研究では、血中 PFOA 濃度が妊娠までの期間の延長、つまり「不妊」と関連していることが示されました。PFOA への曝露は精液の質の低下と関連しています。PFOA は、若い女児の乳房成熟に対する潜在的なメカニズムによって内分泌かく乱物質として作用するようです。C8 科学パネルの現状報告では、女児の曝露と思春期の始まりの遅れとの関連が指摘されています。
その他の内分泌かく乱物質の疑い
推定EDCsの他の例としては、ポリ塩化ジベンゾジオキシン（PCDD）およびポリ塩化フラン（PCDF）、多環芳香族炭化水素（PAH）、フェノール誘導体、およびいくつかの殺虫剤（最も有名なのは、エンドスルファン、ケポン（クロルデコン）、DDTおよびその誘導体などの有機塩素系殺虫剤、除草剤アトラジン、殺菌剤ビンクロゾリン）、避妊薬17-αエチニルエストラジオール、ならびにゲニステインなどの天然植物エストロゲンおよびゼアラレノンなどのミコエストロゲンがあります。
甲殻類の脱皮は内分泌によって制御されるプロセスである。海洋クルマエビLitopenaeus vannameiでは、エンドスルファンへの曝露により、脱皮後のエビの急性毒性に対する感受性が高まり、死亡率が増加した。[171]
多くの日焼け止めにはオキシベンゾンが含まれています。オキシベンゾンは広範囲の紫外線を遮断する化学ブロッカーですが、人体に対する潜在的なエストロゲン作用のために多くの論争の的となっています。[172]
トリブチルスズ(TBT) は有機スズ化合物です。TBT は 40 年間、一般に船底塗料として知られる防汚塗料の殺生物剤として使用されていました。TBT は無脊椎動物と脊椎動物の発育に影響を及ぼし、内分泌系を混乱させ、雄性化、生存率の低下、および哺乳類の多くの健康問題を引き起こすことがわかっています。
体内負荷の経時的傾向
禁止されて以来、DDTとPCBの人体平均負荷量は減少している。[66] [173] [174] 1972年の禁止以来、2009年のPCBの体内負荷量は1980年代初頭の100分の1である。一方、ヨーロッパの母乳サンプルのモニタリングプログラムでは、PBDEレベルが上昇していることが示されている。[66] [174]ヨーロッパ、カナダ、米国の母乳サンプルのPBDE含有量の分析によると、北米の女性のレベルはスウェーデンの女性よりも40倍高く、北米のレベルは2年から6年ごとに倍増している。[175] [176]
産業革命の始まり以来観察されている平均体温の長期にわたる緩やかな低下[177]は、甲状腺ホルモンシグナル伝達の乱れに起因する可能性があると議論されている。[178]
動物モデル
内分泌かく乱物質は複雑な代謝系、生殖系、神経内分泌系に影響を及ぼすため、試験管内細胞ベースの試験ではモデル化できません。そのため、内分泌かく乱化学物質のリスクを評価するには動物モデルが重要です。[179]
マウス
実験室での研究に用いられる遺伝子組み換えマウスには複数の系統があり、この場合、系統は集団ベースの遺伝的基盤として用いられる。例えば、ある集団は「多親」と名付けられ、共同交配（CC）または多様性異系交配（DO）となる可能性がある。これらのマウスは、どちらも同じ8つの創始系統から来ているが、明確な違いがある。[180] [181] [182]
8つの創始株は、野生由来の株（遺伝的多様性が高い）と歴史的に重要な生物医学研究で育成された株を組み合わせたものです。遺伝的に異なる各系統は、EDCsへの対応だけでなく、ほぼすべての生物学的プロセスと特性において重要です。[183]
CC 集団は、8 つの創始系統から研究室で何世代にもわたって派生した 83 の近親交配マウス系統で構成されています。これらの近親交配マウスは、すべての系統が同等に関連していることを保証するために開発された組み換えゲノムを持っています。これにより、集団構造が排除され、質的形質遺伝子座 (QTL) マッピングで偽陽性が発生する可能性があります。
DO マウスは CC マウス集団と同一の対立遺伝子を持っていますが、2 つの大きな違いがあります。すべての個体がユニークであるため、1 つのマッピング研究に数百の個体を適用することができ、DO マウスは遺伝的関係を決定するための非常に便利なツールになります。ただし、DO 個体は複製できません。
トランスジェニック
これらのげっ歯類、主にマウスは、他の生物の遺伝子を挿入して、げっ歯類の遺伝子組み換え系統（数千系統）を作ることによって繁殖されてきた。これを行うために使用される最新のツールはCRISPR / Cas9であり、これによりこのプロセスがより効率的に実行される。[184]
正しい条件下で行えば、特定の細胞集団の遺伝子を操作することができる。[185]内分泌かく乱化学物質（EDC）研究では、これらのげっ歯類はヒト化マウスモデルを作製できるほど重要なツールとなっている。[186] [187]さらに、科学者はマウスの遺伝子ノックアウト系統を使用して、EDCの影響を受けたときに特定のメカニズムがどのように機能するかを研究する。[186] [187] [188] [189]トランスジェニックげっ歯類は、EDCの影響を受けるメカニズムを含む研究にとって重要なツールであるが、作製に長い時間がかかり、高価である。さらに、ノックアウトを目的とした遺伝子が常にうまく標的にされるとは限らず、遺伝子の不完全なノックアウトやオフターゲット発現が生じる。
社会モデル
これらの比較的新しい齧歯類モデルを用いた実験（遺伝子別および環境別）により、自閉症スペクトラム障害（ASD）やその他の行動障害の社会的衰退にEDCが影響を与えるメカニズムがあるかどうかを発見できる可能性がある。 [190] [191]これは、プレーリーハタネズミとマツハタネズミが社会的に一夫一婦制であるため、EDCに関連した人間の社会的行動と発達のより良いモデルとなるためである。[192] [193] [194] [190] [195]さらに、プレーリーハタネズミのゲノムが配列決定されているため、上記の実験を行うことが可能になった。[190] [191]異なる種がどのようにさまざまな発達形態と社会的脳構造を持っているかを見ると、これらのハタネズミは、社会的に乱交的で孤独な山地ハタネズミとメドウハタネズミと比較することができる。 [194] [190] [195]この種の実験では、一夫一婦制のマウスと乱交性のマウスの両方の種が使用されており、詳細については研究[196]でこのトピックを詳しく説明できます。[197] [198] [196] [199]可能な限り人間に近いシステムを持つ、より複雑なモデルが検討されています。より一般的なげっ歯類モデル、たとえば一般的なASDマウスを振り返ることは役に立ちますが、人間の社会的行動のモデル全体を完全に網羅しているわけではありません。[192] [193]
ゼブラフィッシュ
哺乳類と魚類の内分泌系は類似しているため、ゼブラフィッシュ（Danio rerio）は研究室でよく選ばれています。[200]ゼブラフィッシュはモデル生物として適していますが、その理由の1つは、胚がほぼ透明であるため、研究者が胚から研究できることです。[200]さらに、ゼブラフィッシュにはDNA性別マーカーがあり、生物学者は魚の性別を個別に割り当てることができます。これは、内分泌かく乱物質を研究する際に特に重要です。なぜなら、内分泌かく乱物質は、とりわけ性器の働きに影響を与える可能性があるからです。後になって検査で卵巣に精子が見つかった場合、性別は研究者が決定しているため、遺伝的異常である可能性はなく、化学物質に結び付けることができます。ゼブラフィッシュは入手しやすく、さまざまなライフステージで研究しやすいだけでなく、その遺伝子は人間の遺伝子と似ています。人間の遺伝子の70%にはゼブラフィッシュの遺伝子があり、人間の疾患遺伝子の84%にはゼブラフィッシュの遺伝子があります。[200]また、内分泌かく乱物質の大部分が水路に流れ込むという事実も重要です。[200]内分泌かく乱物質がモデル生物である魚類にどのような影響を与えるかを知ることは重要です。
ゼブラフィッシュの胚は透明で、比較的小さな魚です（幼生は数ミリメートル未満の大きさです）。[201]これにより、科学者は幼生を殺さずに（生体内で）観察し、臓器の発達、特に神経発達と推定される内分泌かく乱化学物質の輸送、ひいては特定の化学物質がゼブラフィッシュの発達にどのような影響を与えるかを調べることができます。モデルとして、ゼブラフィッシュは内分泌かく乱のモードが単純で、[202]哺乳類と同様の生理学的、感覚的、解剖学的、シグナル伝達メカニズムが相同です。[203]科学者が利用できるもう1つの便利なツールは、記録されたゲノムと、繁殖に利用できる複数のトランスジェニック系統です。ゼブラフィッシュと哺乳類のゲノムを比較すると、魚で発現しているヒト遺伝子の約80％と顕著な類似点があります。さらに、ゼブラフィッシュは寿命が短く、哺乳類モデルに比べてより多くの個体を飼育できるため、繁殖や研究室での飼育がかなり安価です。[204] [205] [206] [201]
研究の方向性
内分泌かく乱物質に関する研究は、特別な試験設計と洗練された研究プロトコルを必要とする5つの複雑さによって困難に直面している。[207]
- 空間の分離は、撹乱物質がホルモン受容体を介して共通経路で作用する可能性があるが、その影響は輸送タンパク質、脱ヨウ素酵素、ホルモンの分解、またはフィードバックループの設定値の変更（すなわち、アロスタティック負荷）のレベルでの影響によっても媒介される可能性があることを意味する。[208]
- 時間の分離は、望ましくない影響が胎児期の短い期間に引き起こされる可能性があるが、その結果は数十年後、あるいは孫の世代にまで及ぶ可能性があるという事実から生じる可能性がある。 [ 209 ]
- 物質の解離は、それぞれの物質単独の場合とは根本的に異なる効果を生み出す、かく乱物質の加算的、乗算的、またはより複雑な相互作用の組み合わせによって生じます。[207]
- 線量の分離は、線量と効果の関係が非線形であり、時にはU字型になることさえあることを示唆しており、そのため低線量または中線量は高線量よりも強い影響を及ぼす可能性がある。[208]
- 性別の分離は、胚または胎児が女性か男性かによって影響が異なる可能性があるという事実を反映しています。[209] [210]
法的アプローチ
アメリカ合衆国
アメリカ合衆国では、内分泌かく乱物質の可能性がある物質の多くが、有害物質規制法、食品品質保護法、[211]食品・医薬品・化粧品法、水質浄化法、安全飲料水法、大気浄化法など、多くの法律によって技術的に規制されています。
米国議会は、薬物やその他の化学物質の評価および規制プロセスを改善してきました。1996 年の食品品質保護法と 1996 年の安全飲料水法は、化学物質のスクリーニングとテストのプログラムを確立して内分泌かく乱に対処するようEPAに義務付ける最初の立法指針を同時に示しました。
1998年、EPAは、商業的に流通している85,000種類以上の化学物質の優先順位付け、スクリーニング、テストの枠組みを確立し、内分泌かく乱物質スクリーニングプログラムを発表しました。食品品質保護法は、EPAに、人体にエストロゲンと同様の影響を及ぼす可能性のある農薬のスクリーニングのみを義務付けていましたが、EPAには他の種類の化学物質と内分泌への影響をスクリーニングする権限も与えられていました。[211]諮問委員会の勧告に基づいて、EPAはスクリーニングプログラムを男性ホルモン、甲状腺系、魚類やその他の野生生物への影響を含むように拡張しました。[211]このプログラムの基本的な概念は、化学物質の用途、生産量、構造活性、毒性に関する既存の情報に基づいて優先順位を付けるというものです。スクリーニングは、 in vitro試験システムの使用（例えば、薬剤がエストロゲン受容体またはアンドロゲン受容体と相互作用するかどうかを調べる）と、オタマジャクシの発達や思春期前のげっ歯類の子宮の成長などの動物モデルでの使用によって行われます。本格的なテストでは、哺乳類（ラット）だけでなく、他の多くの種（カエル、魚、鳥、無脊椎動物）への影響も調べます。理論にはこれらの物質が機能するシステムに与える影響が含まれているため、科学的妥当性には動物テストが不可欠ですが、動物愛護団体から反対されています。同様に、これらの影響が人間に発生することを証明するには人間テストが必要であり、そのようなテストにも反対があります。
EPA は、テスト開始の期限を何度も守れなかったが、プログラム発表から 11 年後の 2007 年初頭に、内分泌かく乱物質の疑いがある数十種類の化学物質のテストを開始する準備が整ったとようやく発表した。テストの最終構造が発表されたとき、その設計に異論があった。批評家は、プロセス全体が化学会社の干渉によって損なわれたと非難している。[212] 2005 年、EPA は専門家委員会を任命し、プログラムとその方向性について公開ピアレビューを実施させた。その結果、「EDC プログラムにおける長期目標と科学的疑問は適切である」と結論付けられた[213]。しかし、この調査は EPA がスクリーニング プログラムの最終構造を発表する 1 年以上前に実施された。EPA は、信頼性が高く効率的な内分泌テスト プログラムを実行するのが依然として困難であると感じている。[211]
2016年現在、EPAは1,800種類の化学物質のエストロゲン検査結果を持っていた。[211]
ヨーロッパ
2013年、内分泌かく乱化学物質を含む農薬の多くがEUの禁止基準案に含まれていた。5月2日、米国の環大西洋貿易投資パートナーシップ（TTIP）交渉担当者はEUに基準を撤回するよう強く求めた。彼らは規制にはリスクに基づくアプローチを取るべきだと述べた。同日遅く、キャサリン・デイはカール・ファルケンベルグに基準の撤回を求める手紙を書いた。[214]
欧州委員会は、2013年12月までに、消毒剤、殺虫剤、トイレタリー製品など、がん、先天異常、子供の発達障害と関連している内分泌かく乱化学物質（EDC）を特定する基準を設定することになっていた。しかし、委員会はそのプロセスを遅らせ、スウェーデンは2014年5月に化学業界のロビー活動が混乱の原因であるとして委員会を訴えると表明した。[215]
「この遅れは、欧州の化学物質ロビー団体がさまざまな委員に再び圧力をかけたためだ。ホルモンかく乱物質は大きな問題になりつつある。スウェーデンの一部の地域では雌雄同体の魚が見られる。これが若い男女の生殖能力にどのような影響を与えるか、その他の深刻な影響について科学的報告書がある」とスウェーデンの環境大臣レナ・エク氏はAFPに語り、デンマークも対策を求めていることを指摘した。[215]
2014年11月、コペンハーゲンに本部を置く北欧閣僚理事会は、環境中のEDCが男性の生殖健康に及ぼす影響と、その結果として公衆衛生システムに及ぼすコストを推定した独自の報告書を発表した。報告書は、EDCがEU全体の保健システムに年間5,900万ユーロから11億8,000万ユーロのコストをかけている可能性があると結論付け、それでも「内分泌関連疾患のほんの一部」に過ぎないと指摘した。[216]
2020年、EUは、化学産業が外因性ホルモンやその他の有害化学物質から脱却するためのグリーンな移行を目的とした「持続可能性のための化学物質戦略」を発表しました。
環境と人体の浄化
汚染物質が使用されなくなるか、使用が厳しく制限されると、その汚染物質による人体への負荷が減少するという証拠があります。いくつかの大規模な監視プログラムの努力により、[85] [217]人間の人口に最も多く存在する汚染物質はかなりよく知られています。これらの汚染物質による人体への負荷を減らすための第一歩は、それらの生産を排除または段階的に廃止することです。
人体への負荷を減らすための2番目のステップは、汚染物質を多く含む可能性のある食品を認識し、ラベルを貼ることです。この戦略は過去に効果を発揮しており、妊娠中や授乳中の女性は、高濃度の水銀を蓄積することが知られている魚介類を食べないよう注意されています。[218]
この問題の最も難しい側面は、環境からこれらの化合物を除去する方法と、修復努力の焦点をどこに絞るかを見つけることです。もはや生産されていない汚染物質でさえ、環境中に残留し、食物連鎖の中で生物蓄積します。これらの化学物質が環境中に入ると、生態系を通じてどのように移動するかを理解することは、それらを分離して除去する方法を設計するために不可欠です。殺虫剤などの化学物質の使用を通じて環境中に日常的に見られる最も一般的なPOPsにラベルを付ける世界的な取り組みが行われてきました。12の主要なPOPsは評価され、人口統計に配置され、一般の人々に関する情報が合理化されています。このような促進により、世界中の国々はこれらの化学物質のテストと使用の削減に効果的に取り組むことができました。環境中のそのような化学物質の存在を減らす努力により、米国民に商業的に餌として与えられる動物を汚染する食品源へのPOPsの浸出を減らすことができます。[219]
PCB、DDT、PBDEを含む多くの残留性有機化合物は、河川や海洋堆積物に蓄積します。EPAは現在、グリーン修復プログラムで概説されているように、汚染がひどい地域を浄化するためにいくつかのプロセスを使用しています。[220]
汚染地域を浄化するためにPCB同族体を分解する天然微生物が利用されている。[221]
大規模で高度に汚染されたスーパーファンドサイトの浄化活動には多くの成功例がある。テキサス州オースティンの10エーカー（40,000平方メートル）の埋立地は、不法投棄されたVOCで汚染されていたが、1年で湿地と教育公園に復元された。[222]
ウランとPCBで汚染された米国のウラン濃縮施設は、土壌内の汚染物質を見つけるために使用されたハイテク機器によって浄化されました。[223]汚染された湿地帯の土壌と水はVOC、PCB、鉛が除去され、在来植物が生物学的フィルターとして植えられ、地域の汚染物質濃度の継続的な監視を確実にするためのコミュニティプログラムが実施されました。[224]これらのケーススタディは、サイトの修復に必要な時間が短く、高いレベルの成功が達成されたため、励みになります。
研究によると、ビスフェノールA [225] 、特定のPCB [226]、フタル酸化合物[227]は汗を通じて人体から優先的に排出されることが示唆されています。ビスフェノールA（BPA）などの一部の汚染物質は汗を通じて人体から優先的に排出されますが、最近の科学的進歩により人体からの汚染物質の排出率が向上しています。たとえば、ラッカーゼやペルオキシダーゼなどの酵素を使用してBPAを分解し、より害の少ない化合物にするBPA除去技術が提案されています。BPA除去のもう1つの技術は、分解に反応性の高いラジカルを使用するものです。[228]
経済効果
人間への曝露は、IQの低下や成人の肥満などの健康への影響を引き起こす可能性があります。これらの影響により、一部の人々は生産性の低下、障害、または早死にする可能性があります。ある情報源は、欧州連合内でこの経済影響は水銀や鉛汚染によって引き起こされる影響の約2倍の経済的影響を与える可能性があると推定しています。[229]
欧州連合におけるEDC関連の健康影響の社会経済的負担は、2016年に入手可能な文献に基づき、EDCとの因果関係に関する不確実性とそれに伴う健康関連コストを考慮して、年間460億ユーロから2,880億ユーロの範囲であると推定されました。[230]
参照
参考文献
- ^ Krimsky S (2001 年 12 月). 「内分泌かく乱物質説に関する認識論的調査」. Annals of the New York Academy of Sciences . 948 (1): 130–142. Bibcode :2001NYASA.948..130K. doi :10.1111/j.1749-6632.2001.tb03994.x. PMID 11795392. S2CID 41532171.
- ^ Diamanti-Kandarakis E, Bourguignon JP, Giudice LC, Hauser R, Prins GS, Soto AM, et al. (2009年6月). 「内分泌かく乱化学物質：内分泌学会の科学的声明」(PDF) .内分泌レビュー. 30 (4): 293–342. doi :10.1210/er.2009-0002. PMC 2726844 . PMID 19502515. 2009年9月29日時点の オリジナル(PDF)からアーカイブ。 2009年9月26日閲覧。
- ^ 「内分泌かく乱化合物」。国立衛生研究所・米国保健福祉省。2009年9月24日時点のオリジナルよりアーカイブ。
- ^ Casals-Casas C, Desvergne B (2011年3月17日). 「内分泌かく乱物質：内分泌から代謝かく乱まで」. Annual Review of Physiology . 73 (1): 135–162. doi :10.1146/annurev-physiol-012110-142200. PMID 21054169.
- ^ 「内分泌かく乱化学物質（EDC）」www.endocrine.org 2022年1月24日2023年9月20日閲覧。
- ^ スタッフ（2013年6月5日）。「内分泌かく乱物質」。NIEHS。
- ^ Vandenberg LN、Colborn T、Hayes TB、Heindel JJ、Jacobs DR、Lee DH、他 (2012 年 6 月)。「ホルモンと内分泌かく乱化学物質: 低用量効果と非単調な用量反応」。内分泌 レビュー。33 ( 3 ) : 378–455。doi :10.1210/er.2011-1050。PMC 3365860。PMID 22419778。
- ^ Crisp TM、Clegg ED、Cooper RL、 Wood WP、Anderson DG、Baetcke KP、他 (1998 年 2 月)。「環境内分泌かく乱: 影響評価と分析」。Environmental Health Perspectives。106。106 ( Suppl 1 ): 11–56。doi :10.2307/ 3433911。JSTOR 3433911。PMC 1533291。PMID 9539004。
- ^ Huang AC、Nelson C、Elliott JE、Guertin DA、Ritland C、Drouillard K、他 (2018 年 7 月)。「残留性有機汚染物質で汚染された沿岸環境に「閉じ込められた」カワウソ (Lontra canadensis)：人口動態と生理学的影響」。環境 汚染。238 : 306–316。Bibcode :2018EPoll.238..306H。doi : 10.1016 / j.envpol.2018.03.035。PMID 29573713。
- ^ Eskenazi B, Chevrier J, Rauch SA, Kogut K, Harley KG, Johnson C, et al. (2013年2月). 「CHAMACOS研究における子宮内および小児期のポリ臭化ジフェニルエーテル（PBDE）曝露と神経発達」. Environmental Health Perspectives . 121 (2): 257–62. Bibcode :2013EnvHP.121..257E. doi :10.1289/ehp.1205597. PMC 3569691. PMID 23154064 .
- ^ Jurewicz J、Hanke W (2011 年6 月)。「フタル酸エステルへの曝露: 生殖結果と子供の 健康。疫学的研究のレビュー」。国際産業医学環境衛生ジャーナル。24 (2): 115–41。doi : 10.2478 /s13382-011-0022-2。PMID 21594692。
- ^ Bornehag CG、Engdahl E、Unenge Hallerbäck M、Wikström S、Lindh C、Rüegg J、他 (2021年5月)。「スウェーデンのSELMA研究におけるビスフェノールへの出生前曝露と7歳児の認知機能」。Environment International。150 : 106433。Bibcode : 2021EnInt.15006433B。doi : 10.1016 / j.envint.2021.106433。PMID 33637302。S2CID 232064637 。
- ^ Repouskou A, Papadopoulou AK, Panagiotidou E, Trichas P, Lindh C, Bergman Å, et al. (2020年6月). 「ヒトの神経発達の遅れに関連する内分泌かく乱物質の混合物に発達的に曝露されたマウスにおける長期的な転写および行動への影響」. Scientific Reports . 10 (1): 9367. Bibcode :2020NatSR..10.9367R. doi :10.1038/s41598-020-66379-x. PMC 7283331. PMID 32518293 .
- ^ Lupu D, Andersson P, Bornehag CG, Demeneix B, Fritsche E, Gennings C, et al. (2020年6月). 「ENDpoiNTsプロジェクト：発達神経毒性に関連する内分泌かく乱物質の新たな試験戦略」. International Journal of Molecular Sciences . 21 (11): 3978. doi : 10.3390/ijms21113978 . PMC 7312023. PMID 32492937.
- ^ 「内分泌かく乱化学物質に関する科学の現状」世界保健機関。2012年。 2023年10月20日閲覧。
- ^ Colborn T, vom Saal FS, Soto AM (1993年10月). 「野生生物と人間における内分泌かく乱化学物質の発達への影響」. Environ. Health Perspect . 101 (5): 378–84. doi :10.2307/3431890. JSTOR 3431890. PMC 1519860. PMID 8080506 .
- ^ Grady D (2010 年 9 月 6 日)。「BPA プラスチックに関する膨大なデータ、最終回答なし」。ニューヨーク タイムズ。
激しい議論が巻き起こり、内分泌かく乱物質という考え自体を否定する者もいる。
- ^ Bern HA、Blair P、Brasseur S、Colborn T、Cunha GR、Davis W、他 (1992)。「化学的に誘発される性的発達の変化に関する作業セッションの声明: 野生生物と人間のつながり」(PDF)。Clement C、Colborn T (編)。化学的に誘発される性的および機能的発達の変化-野生生物と人間のつながり。プリンストン、ニュージャージー州: Princeton Scientific Pub. Co. pp. 1–8。ISBN 978-0-911131-35-2. 2011年7月26日時点のオリジナル（PDF）からアーカイブ。2010年9月26日閲覧。
- ^ Bantle J、Bowerman WW IV、Carey C、Colborn T、Deguise S、Dodson S、他 (1995 年 5 月)。「環境によって引き起こされる発達の変化に関する作業セッションの声明: 野生生物に焦点を当てて」。Environmental Health Perspectives . 103 (Suppl 4): 3–5. doi :10.2307/3432404. JSTOR 3432404. PMC 1519268 . PMID 17539108.
- ^ Benson WH、Bern HA、Bue B、Colborn T、Cook P、Davis WP、他 (1997)。「化学的に誘発された魚類の機能的発達と生殖における変化に関する作業セッションの声明」。Rolland RM、Gilbertson M、Peterson RE (編)。化学的に誘発された魚類の機能的発達と生殖における変化。環境毒性学・化学協会。pp. 3–8。ISBN 978-1-880611-19-7。
- ^ Alleva E, Brock J, Brouwer A, Colborn T, Fossi MC, Gray E, et al. (1998). 「環境内分泌かく乱化学物質に関する作業セッションの声明：神経、内分泌、行動への影響」. Toxicology and Industrial Health . 14 (1–2): 1–8. Bibcode :1998ToxIH..14....1.. doi :10.1177/074823379801400103. PMID 9460166. S2CID 45902764.
- ^ Brock J、Colborn T、Cooper R、Craine DA、Dodson SF、Garry VF、他 (1999)。「現代使用農薬の健康影響に関する作業セッションの声明：野生生物と人間のつながり」。Toxicol Ind Health。15 ( 1–2 ): 1–5。Bibcode :1999ToxIH..15....1.. doi :10.1191/074823399678846547。
- ^ Diamanti-Kandarakis E、Bourguignon JP、Giudice LC、Hauser R、Prins GS、Soto AM、他。 (2009 年 6 月)。 「内分泌かく乱化学物質：内分泌学会の科学的声明」。内分泌のレビュー。30 (4): 293–342。土井：10.1210/er.2009-0002。PMC 2726844。PMID 19502515。
- ^ 「立場表明：内分泌かく乱化学物質」（PDF）。内分泌ニュース34 （ 8）：24–27。2009年。2010年10月30日時点のオリジナル（PDF）からアーカイブ。
- ^ Sangeetha S、Vimalkumar K、 Loganathan BG（2021年6月）。「環境汚染と特定の内分泌かく乱化学物質へのヒトの曝露：レビュー」。持続可能な化学。2 （2）：343–380。doi ：10.3390 / suschem2020020。ISSN 2673-4079 。
- ^ Visser MJ. 「Cold, Clear, and Deadly」2012年4月14日閲覧。
- ^ Damstra T、Barlow S、Bergman A、Kavlock R、Van der Kraak G (2002)。「REPIDISCA-内分泌かく乱物質の科学の現状に関する世界的評価」。国際化学物質安全性プログラム、世界保健機関。 2009年3月14日閲覧。
- ^ Harrison PT、Humfrey CD、Litchfield M、Peakall D、Shuker LK (1995)。「環境エストロゲン：人間の健康と野生生物への影響」（PDF）。IEH評価。英国医学研究会議、環境保健研究所。 2011年9月28日時点のオリジナル（PDF）からアーカイブ。2009年3月14日閲覧。
- ^ 「EDC の人間への影響」e.hormone . チューレーン大学およびザビエル大学生物環境研究センター. 2009 年3 月 14 日閲覧。
- ^ Golden RJ、Noller KL、Titus-Ernstoff L、Kaufman RH、Mittendorf R、Stillman R、他 (1998 年 3 月)。「環境内分泌調節因子と人間の健康: 生物学的証拠の評価」。Crit . Rev. Toxicol . 28 (2): 109–227. doi :10.1080/10408449891344191. PMID 9557209。
- ^ ウィリス IC (2007). 環境研究の進歩. ニューヨーク: Nova Publishers. p. 176. ISBN 978-1-60021-618-3。
- ^ 「内分泌かく乱化学物質に関する科学の現状 - 2012年」世界保健機関。2013年。2013年2月23日時点のオリジナルよりアーカイブ。2015年4月6日閲覧。
- ^ 「内分泌系の解剖学」ジョンズホプキンス医学誌。2019年11月19日。 2023年4月11日閲覧。
- ^ 「ホルモン（内分泌）系」。ベターヘルスチャンネル。ビクトリア州政府保健省。 2023年4月11日閲覧。
- ^ Kim YJ、Tamadon A、Park HT、Kim H、Ku SY（2016 年9月）。 「サルコペニアの病態生理と治療 における性ステロイドホルモンの役割」。骨粗鬆症とサルコペニア。2 （3）：140–155。doi ： 10.1016/j.afos.2016.06.002。PMC 6372754。PMID 30775480。
- ^ 「ビスフェノールAの概要」。Environment California。2011年4月22日時点のオリジナルよりアーカイブ。
- ^ Guo YL、Lambert GH、Hsu CC (1995 年 9 月)。「子宮内および出生後早期にポリ塩化ビフェニルおよびジベンゾフランにさらされた集団の成長異常」Environ. Health Perspect . 103 (Suppl 6): 117–22. doi :10.2307/3432359. JSTOR 3432359. PMC 1518940. PMID 8549457 .
- ^ ab Bigsby R, Chapin RE, Daston GP, Davis BJ, Gorski J, Gray LE, et al. (1999年8月). 「発達中の内分泌機能に対する内分泌かく乱物質の影響の評価」Environ. Health Perspect . 107 (Suppl 4): 613–8. doi :10.2307/3434553. JSTOR 3434553. PMC 1567510. PMID 10421771 .
- ^ Castro DJ、Löhr CV、Fischer KA、Pereira CB、Williams DE (2008 年 12 月)。「ジベンゾ[a, l]ピレンを投与された妊娠マウスから生まれた子孫のリンパ腫と肺がん: 子宮内曝露と授乳期曝露の重要性」。Toxicol . Appl . Pharmacol . 233 (3): 454–8。Bibcode :2008ToxAP.233..454C。doi : 10.1016 / j.taap.2008.09.009。PMC 2729560。PMID 18848954。
- ^ Eriksson P、 Lundkvist U、Fredriksson A (1991)。「3,3′,4,4′-テトラクロロビフェニルへの新生児曝露：成体マウスの自発行動およびコリン作動性ムスカリン受容体の変化」。毒性学。69 (1): 27–34。doi :10.1016/0300-483X(91)90150- Y。PMID 1926153 。
- ^ Recabarren SE、Rojas-García PP、Recabarren MP、Alfaro VH、Smith R、Padmanabhan V、他。 （2008年12月）。 「出生前にテストステロンが過剰になると、精子の数と運動性が低下します。」内分泌学。149 (12): 6444–8。土井: 10.1210/en.2008-0785。PMID 18669598。
- ^ Szabo DT、Richardson VM、Ross DG、Diliberto JJ、Kodavanti PR、Birnbaum LS（2009年1月）。「周産期PBDE曝露による雄ラットの甲状腺ホルモン代謝に関わる肝臓フェーズI、フェーズII、フェーズIII、および脱ヨウ素酵素1遺伝子発現への影響」。Toxicol . Sci . 107（1）：27–39。doi ：10.1093/ toxsci / kfn230。PMC 2638650。PMID 18978342。
- ^ Lilienthal H、Hack A、Roth-Härer A、Grande SW、Talsness CE (2006 年 2 月)。「ラットの性ステロイド、性的発達、性的二形行動に対する 2,2′,4,4′,5-ペンタブロモジフェニルエーテル (PBDE-99) への発達期曝露の影響」。Environmental Health Perspectives。114 ( 2 ) : 194–201。Bibcode :2006EnvHP.114..194L。doi : 10.1289 /ehp.8391。PMC 1367831。PMID 16451854。
- ^ Talsness CE、Shakibaei M、Kuriyama SN、Grande SW、Sterner-Kock A、Schnitker P、他 (2005 年 7 月)。「子宮内および授乳期に低用量のポリ臭化難燃剤に曝露されたラットの卵巣に観察される超微細構造の変化」。Toxicol . Lett . 157 (3): 189–202. doi :10.1016/j.toxlet.2005.02.001. PMID 15917144。
- ^ ab Eriksson P, Viberg H, Jakobsson E, Orn U, Fredriksson A (2002 年 5 月). 「臭素化難燃剤 2,2′,4,4′,5-ペンタブロモジフェニルエーテル: 新生児脳発達の重要な段階におけるマウスの取り込み、保持、および神経行動学的変化の誘発」Toxicol. Sci . 67 (1): 98–103. doi : 10.1093/toxsci/67.1.98 . PMID 11961221.
- ^ Viberg H、Johansson N、Fredriksson A、Eriksson J、Marsh G、Eriksson P (2006 年 7 月)。「新生児期の高臭素化ジフェニルエーテル、ヘプタ、オクタ、またはノナブロモジフェニルエーテルへの曝露は、成体マウスの自発行動、学習および記憶機能を阻害する」。Toxicol . Sci . 92 (1): 211–8. doi : 10.1093/toxsci/kfj196 . PMID 16611620。
- ^ Rogan WJ、Ragan NB (2003 年 7月)。「環境化学物質が子供の内分泌系に及ぼす影響の証拠」。小児科。112 ( 1 Pt 2): 247–52。doi :10.1542/peds.112.S1.247。PMID 12837917。S2CID 13058233 。
- ^ Bern HA (1992年11月). 「発達におけるホルモンの役割の発達—二重の記憶」.内分泌学. 131 (5): 2037–8. doi :10.1210/endo.131.5.1425407. PMID 1425407.
- ^ Colborn T、Carroll LE (2007)。 「農薬、性的発達、生殖、生殖能力：現在の展望と将来」。人間と生態学的リスク評価。13 ( 5): 1078–1110。doi :10.1080/10807030701506405。S2CID 34600913。
- ^ ab 健康、環境、学習、発達障害イニシアチブに関する共同体 (2008 年 7 月 1 日)。「神経発達障害に関連する環境因子に関する科学的コンセンサス声明」(PDF)。小児環境保健研究所。2009年3 月 14 日閲覧。
- ^ ab Swan SH, Main KM, Liu F, Stewart SL, Kruse RL, Calafat AM, et al. (2005年8月). 「出生前フタル酸エステル曝露を受けた男児の肛門性器間距離の減少」. Environmental Health Perspectives . 113 (8): 1056–61. Bibcode :2005EnvHP.113.1056S. doi :10.1289/ehp.8100. PMC 1280349. PMID 16079079 .
- ^ McEwen GN、Renner G (2006 年 1 月)。「子宮内フタル酸エステル曝露のマーカーとしての肛門生殖器間距離の妥当性」。Environmental Health Perspectives。114 ( 1 ) : A19–20、著者回答 A20–1。doi :10.1289/ehp.114-1332693。PMC 1332693。PMID 16393642。
- ^ Postellon DC (2008年6月). 「ベビーケア製品」.小児科. 121 (6): 1292, 著者返信1292–3. doi :10.1542/peds.2008-0401. PMID 18519505. S2CID 27956545.
- ^ Romano-Riquer SP、Hernández-Avila M、Gladen BC、Cupul-Uicab LA、Longnecker MP (2007 年 5 月)。「メキシコ、チアパス州の男児新生児の肛門性器間距離と陰茎寸法の信頼性と決定要因」。小児 疫学誌21 ( 3): 219–28。doi :10.1111/ j.1365-3016.2007.00810.x。PMC 3653615。PMID 17439530。
- ^ マルドナド＝カルセレス AB、サンチェス＝ロドリゲス C、ベラ＝ポラス EM、アレンセ＝ゴンサロ JJ、オニャテ＝セルドラン J、サンペール＝マテオ P、他。 （2017年3月）。 「出生前アンドロゲン曝露のバイオマーカーである肛門生殖器距離は、前立腺がんの重症度と関連している」。前立腺。77 (4): 406–411。土井：10.1002/pros.23279。PMID 27862129。
- ^ マリン＝マルティネス FM、アレンセ＝ゴンサロ JJ、アルテス MA、ボバディラ ロメロ ER、ガルシア ポルセル VJ、アルコン セロ P、他。 (2023 年 11 月)。 「肛門生殖器距離、胎児のアンドロゲン曝露と前立腺がんのリスクのバイオマーカー：症例対照研究」。泌尿器科。90 (4): 715–719。土井：10.1177/03915603231192736。PMID 37606191。
- ^ Harold Z (2011).化学物質混合物のヒト毒性学（第2版）. Elsevier. ISBN 978-1-4377-3463-8。
- ^ Yu MH、Tsunoda H、Tsunoda M (2016)。環境毒性学：汚染物質の生物学的および健康影響（第3版）。CRC Press。ISBN 978-1-4398-4038-2。
- ^ Toporova L、 Balaguer P（2020年2月）。「核内受容体は内分泌かく乱化学物質の主な標的である」 （ PDF ）。分子細胞内分泌学。502 ：110665。doi ： 10.1016/j.mce.2019.110665。PMID 31760044。S2CID 209493576 。
- ^ バラゲー P、デルフォセ V、グリマルディ M、ブルゲ W (2017 年 9 月 1 日)。 「低用量での核ホルモン受容体と内分泌かく乱物質との相互作用の構造的および機能的証拠」。レンダス・バイオロジーズをコンテスします。内分泌かく乱物質 / Les perturbateurs endocriniens。340 (9–10): 414–420。土井：10.1016/j.crvi.2017.08.002。PMID 29126514。
- ^ Calabrese EJ 、Baldwin LA (2003年2 月)。 「毒性学は中心的信念を再考する」。Nature . 421 ( 6924): 691–2。Bibcode :2003Natur.421..691C。doi :10.1038/421691a。PMID 12610596。S2CID 4419048。
- ^ Steeger T, Tietge J (2003年5月29日). 両生類に対するアトラジンの潜在的発達影響に関する白書(PDF) (レポート). 2004年7月11日時点のオリジナル(PDF)からアーカイブ。
- ^ Talsness CE、Kuriyama SN、Sterner-Kock A、Schnitker P、Grande SW、Shakibaei M、他 (2008 年 3 月)。「子宮内および授乳期の低用量ポリ臭化ジフェニルエーテル-47 への曝露は雌ラットの子孫の生殖系および甲状腺を変化させる」。Environmental Health Perspectives。116 ( 3 ) : 308–14。Bibcode :2008EnvHP.116..308T。doi : 10.1289/ehp.10536。PMC 2265047。PMID 18335096。
- ^ Hayes TB、Case P、Chui S、Chung D、Haeffele C、Haston K、他 (2006 年 4 月)。「農薬の混合、内分泌かく乱、両生類の減少: 影響を過小評価しているのか?」Environmental Health Perspectives . 114 (S–1): 40–50. Bibcode :2006EnvHP.114S..40H. doi :10.1289/ehp.8051. PMC 1874187. PMID 16818245 .
- ^ Curwood S、Young J (2009年9月4日)。「低用量で毒になる」。Living on Earth。
- ^ abc Fürst P (2006年10月). 「母乳中のダイオキシン、ポリ塩化ビフェニル、その他の有機ハロゲン化合物。レベル、相関関係、傾向、授乳による曝露」Mol Nutr Food Res . 50 (10): 922–33. doi :10.1002/mnfr.200600008. PMID 17009213.
- ^ Schecter A, Päpke O, Tung KC, Staskal D, Birnbaum L (2004 年 10 月). 「米国食品のポリ臭化ジフェニルエーテル汚染」. Environ. Sci. Technol . 38 (20): 5306–11. Bibcode :2004EnST...38.5306S. doi :10.1021/es0490830. PMID 15543730.
- ^ Hites RA、Foran JA、Carpenter DO、Hamilton MC、Knuth BA、Schwager SJ (2004 年 1 月)。「養殖サーモンの有機汚染物質のグローバル評価」。Science。303 ( 5655 ) : 226–9。Bibcode : 2004Sci ...303..226H。doi :10.1126/science.1091447。PMID 14716013。S2CID 24058620 。
- ^ ab Aldegunde-Louzao N 、Lolo-Aira M、Herrero-Latorre C (2024年6月)。「衣類中のフタル酸エステル：レビュー」。環境毒性 学および薬理学。108 ：104457。Bibcode ：2024EnvTP.10804457A。doi ：10.1016/ j.etap.2024.104457。PMID 38677495。
- ^ Weschler CJ (2009). 「1950年代以降の室内汚染物質の変化」大気環境. 43 (1): 153–169. Bibcode :2009AtmEn..43..153W. doi :10.1016/j.atmosenv.2008.09.044.
- ^ Rudel RA、Seryak LM、Brody JG (2008)。「PCB 含有木製床仕上げ材は、居住者の血液、家庭内の空気、ほこり中の PCB 濃度上昇の原因となる可能性が高い: 暴露のケーススタディ」Environ Health . 7 (1): 2. Bibcode :2008EnvHe...7....2R. doi : 10.1186/1476-069X-7-2 . PMC 2267460 . PMID 18201376.
- ^ Stapleton HM、Dodder NG、Offenberg JH、Schantz MM、Wise SA (2005 年 2 月)。「ハウスダストおよび衣類乾燥機の糸くずに含まれるポリ臭化ジフェニルエーテル」Environ. Sci. Technol . 39 (4): 925–31. Bibcode :2005EnST...39..925S. doi :10.1021/es0486824. PMID 15773463.
- ^ Anderson HA、Imm P、Knobeloch L、Turyk M、Mathew J、Buelow C、他 (2008 年 9 月)。「血清中のポリ臭化ジフェニルエーテル (PBDE): スポーツで捕獲された魚を摂取する米国のコホート調査結果」。Chemosphere。73 ( 2 ) : 187–94。Bibcode :2008Chmsp..73..187A。doi : 10.1016 / j.chemosphere.2008.05.052。PMID 18599108 。
- ^ Morland KB、Landrigan PJ、Sjödin A、 Gobeille AK、Jones RS、McGahee EE、他 (2005 年 12 月)。「都市部の釣り人におけるポリ臭化ジフェニルエーテルの体内負荷量」。Environmental Health Perspectives。113 ( 12 ) : 1689–92。Bibcode :2005EnvHP.113.1689M。doi : 10.1289/ehp.8138。PMC 1314906。PMID 16330348。
- ^ Lorber M (2008年1月). 「ポリ臭化ジフェニルエーテルへのアメリカ人の暴露」J Expo Sci Environ Epidemiol . 18 (1): 2–19. Bibcode :2008JESEE..18....2L. doi : 10.1038/sj.jes.7500572 . PMID 17426733.
- ^ Charney E、Sayre J、 Coulter M (1980年2 月)。「都心部の子供の鉛吸収の増加: 鉛はどこから来るのか?」小児科。65 (2): 226–31。doi :10.1542/peds.65.2.226。PMID 7354967 。
- ^ Dodson RE, Nishioka M, Standley LJ, Perovich LJ, Brody JG, Rudel RA (2012 年 3 月). 「消費者製品に含まれる内分泌かく乱物質と喘息関連化学物質」. Environmental Health Perspectives . 120 (7): 935–943. Bibcode :2012EnvHP.120..935D. doi :10.1289/ehp.1104052. PMC 3404651. PMID 22398195 .
- 一般向け要約: Olver C (2012 年 4 月 5 日)。「消費者製品に含まれる内分泌かく乱物質と喘息関連化学物質」。Journalist 's Resource。
- ^ Martina CA、Weiss B、Swan SH (2012 年 6 月)。「内分泌 かく乱物質 への曝露に関連するライフスタイル行動」。神経毒性学。33 (6): 1427–1433。Bibcode :2012NeuTx..33.1427M。doi : 10.1016 /j.neuro.2012.05.016。PMC 3641683。PMID 22739065。
- 一般向け要約：「よりシンプルなライフスタイルが内分泌を乱す化学物質への曝露を減らすことが判明」。Science Daily (プレスリリース)。2012 年 6 月 26 日。
- ^ Brigden K、Hetherington S、Wang M、Santillo D、Johnston P (2013 年 6 月)。「2013 年に 25 の国/地域で販売されたブランド繊維製品に含まれる有害化学物質」(PDF)。グリーンピース リサーチ ラボラトリーズ (2013 年 12 月発行)。
- ^ Cobbing M、Brodde K (2014 年 5 月)。「スポーツウェアブランドへのレッドカード」(PDF)。グリーンピース eV
- ^ Li HL、Ma WL、Liu LY、Zhang Z 、 Sverko E、Zhang ZF、他 (2019 年 9 月)。「乳児用綿衣料に含まれるフタル酸エステル：発生とヒトへの暴露への影響」。総合環境科学。683 : 109–115。Bibcode :2019ScTEn.683..109L。doi :10.1016/j.scitotenv.2019.05.132。PMID 31129321 。
- ^ ab Tang Z、Chai M、Wang Y、Cheng J（2020年4月）。「アジア7カ国で製造された就学前児童用衣料に含まれるフタル酸エステル：存在、プロファイル、潜在的健康リスク」。Journal of Hazardous Materials。387：121681。Bibcode ：2020JHzM..38721681T。doi ：10.1016/ j.jhazmat.2019.121681。PMID 31757725 。
- ^ Mohapatra P、Gaonkar O (2021)。繊維に含まれる化学物質の概要。Toxics Link（レポート）。インド、ニューデリー。p.41。
- ^ Teuten EL、Saquing JM、Knappe DR、Barlaz MA、Jonsson S、Björn A、他 (2009)。「プラスチックから環境および野生生物への化学物質の輸送と放出」。ロンドン王立協会哲学論文集。シリーズ B、生物科学。364 ( 1526 ) : 2027–45。doi :10.1098/rstb.2008.0284。PMC 2873017。PMID 19528054。
- ^ ab 環境化学物質へのヒトの曝露に関する第4回全国報告書（報告書）。国立環境衛生センター。2021年。doi :10.15620/cdc:105345。S2CID 241050234 。
- ^ Yang CZ、Yaniger SI、Jordan VC、Klein DJ、Bittner GD (2011 年 7 月)。「ほとんどのプラスチック製品はエストロゲン化学物質を放出します。解決可能な潜在的な健康問題です」。Environmental Health Perspectives。119 ( 7 ) : 989–96。Bibcode :2011EnvHP.119..989Y。doi :10.1289/ehp.1003220。PMC 3222987。PMID 21367689。
- ^ 「研究：プラスチック製品のほとんどがエストロゲン効果を引き起こす」USA Today 2011年3月7日。
- ^ 「研究：BPAフリーのプラスチックでも内分泌かく乱化学物質が浸出」Time 2011年3月8日。
- ^ 「内分泌かく乱物質」（PDF）。国立環境衛生科学研究所。2010年5月。 2014年1月1日閲覧。
- ^ Watson CS、Bulayeva NN、Wozniak AL、Alyea RA (2007 年 2 月)。「キセノエストロゲンは非ゲノム性エストロゲン反応の強力な活性化因子である」。ステロイド。72 ( 2 ) : 124–134。doi :10.1016 / j.steroids.2006.11.002。PMC 1862644。PMID 17174995。
- ^ Kochukov MY、Jeng YJ、Watson CS (2009 年 5 月)。「さまざまな炭素鎖長を持つアルキルフェノール ゼノエストロゲンは、GH3/B6/F10 ソマトマモトロープにおけるシグナル伝達と機能的応答を差別的かつ強力に活性化する」。Environmental Health Perspectives。117 ( 5 ) : 723–30。Bibcode :2009EnvHP.117..723K。doi : 10.1289/ehp.0800182。PMC 2685833。PMID 19479013。
- ^ Renner R (1997). 「欧州の界面活性剤禁止が大西洋横断論争を引き起こす」. Environmental Science & Technology . 31 (7): 316A–320A. Bibcode :1997EnST...31..316R. doi :10.1021/es972366q. PMID 21650741.
- ^ Soares A, Guieysse B, Jefferson B, Cartmell E, Lester JN (2008 年 10 月). 「環境中のノニルフェノール: 廃水中での発生、運命、毒性、処理に関する批評的レビュー」. Environ Int . 34 (7): 1033–49. Bibcode :2008EnInt..34.1033S. doi :10.1016/j.envint.2008.01.004. PMID 18282600.
- ^ 「州全体の内分泌かく乱化合物モニタリング調査、2007年～2008年」(PDF)。ミネソタ州公害管理局。
- ^ 「領収書はBPAの大きな、そして大 部分が無視されている供給源」サイエンスニュース。178 (5):5.2010年8月。
- ^ Gore AC (2007).内分泌かく乱化学物質: 基礎研究から臨床実践まで (現代内分泌学) 。ニュージャージー州トトワ: Humana Press。ISBN 978-1-58829-830-0。
- ^ O'Connor JC、Chapin RE (2003)。「内分泌活性物質の生殖・発達、免疫系、神経系に対する観察された有害作用の批判的評価」。Pure Appl. Chem . 75 (11–12): 2099–2123. doi : 10.1351/pac200375112099 . S2CID 97899046。
- ^ Okada H, Tokunaga T, Liu X, Takayanagi S, Matsushima A, Shimohigashi Y (2008年1月). 「ビスフェノールAのヒトエストロゲン関連受容体γへの高い結合能力に必須の構造要素を明らかにする直接的な証拠」. Environmental Health Perspectives . 116 (1): 32–38. Bibcode :2008EnvHP.116...32O. doi :10.1289/ehp.10587. PMC 2199305. PMID 18197296.
- ^ vom Saal FS、Myers JP (2008年9月)。「ビスフェノールAと 代謝障害のリスク」JAMA 300 (11): 1353–1355. doi :10.1001/jama.300.11.1353. PMID 18799451。
- ^ Buck Louis GM、Sundaram R、Sweeney AM、Schisterman EF、Maisog J、Kannan K (2014 年 5 月)。「尿中ビスフェノール A、フタル酸エステル、およびカップルの生殖能力: 生殖能力と環境に関する長期調査 (LIFE) 研究」。生殖能力 と不妊症。101 (5): 1359–1366。doi :10.1016/ j.fertnstert.2014.01.022。PMC 4008721。PMID 24534276。
- ^ Jukic AM、Calafat AM、McConnaughey DR、Longnecker MP、Hoppin JA、Weinberg CR、他 (2016 年 3 月)。「尿中フタル酸代謝物およびビスフェノール A 濃度と卵胞期の長さ、黄体期の長さ、受胎能、早期妊娠喪失との関連」。Environmental Health Perspectives。124 ( 3 ) : 321–328。Bibcode :2016EnvHP.124..321J。doi : 10.1289/ ehp.1408164。PMC 4786975。PMID 26161573。
- ^ Souter I、Smith KW、Dimitriadis I、Ehrlich S、Williams PL、Calafat AM、他 (2013 年 12 月)。「不妊治療を受けている女性におけるビスフェノール A 尿中濃度と胞状卵胞数および他の卵巣予備能指標との関連性」生殖毒性 学42 : 224–231。Bibcode : 2013RepTx..42..224S。doi : 10.1016/j.reprotox.2013.09.008。PMC 4383527。PMID 24100206。
- ^ Mok-Lin E、Ehrlich S、Williams PL、Petrozza J 、 Wright DL、Calafat AM、他 (2010 年 4 月)。「体外受精を受ける女性における尿中ビスフェノール A 濃度と卵巣反応」。International Journal of Andrology。33 ( 2): 385–393。doi :10.1111/ j.1365-2605.2009.01014.x。PMC 3089904。PMID 20002217。
- ^ Lathi RB、Liebert CA、Brookfield KF 、 Taylor JA、vom Saal FS、Fujimoto VY、他 (2014 年 7 月)。「母体血清中の結合ビスフェノール A と流産リスクの関係」。不妊症と不妊症。102 ( 1 ): 123–128。doi :10.1016/ j.fertnstert.2014.03.024。PMC 4711263。PMID 24746738。
- ^ Fujimoto VY、Kim D、vom Saal FS、Lamb JD、Taylor JA、Bloom MS (2011 年 4 月)。「女性の血清中の非結合型ビスフェノール A 濃度は、体外受精中の卵母細胞の品質に悪影響を与える可能性がある」。 不妊症と不妊症。95 ( 5 ): 1816–1819。doi : 10.1016/ j.fertnstert.2010.11.008。PMID 21122836。
- ^ 「課題フェノール、4,4′-(1-メチルエチリデン)ビス-(ビスフェノールA)のスクリーニング評価案、化学情報サービス登録番号80-05-7」。カナダ保健省。2008年。2012年9月5日時点のオリジナルよりアーカイブ。
- ^ Ginsberg G 、Rice DC (2009)。「急速な代謝によりビスフェノールA のリスクは無視できるか？」Environmental Health Perspectives。117 ( 11): 1639–1643。Bibcode :2009EnvHP.117.1639G。doi : 10.1289 /ehp.0901010。PMC 2801165。PMID 20049111。
- ^ Beronius A、Rudén C、Håkansson H、Hanberg A (2010 年 4 月)。「リスクは全員にあるのか、まったくないのか? ビスフェノール A の健康リスク評価における論争の比較分析」生殖毒性学。29 (2): 132–46。doi :10.1016/ j.reprotox.2009.11.007。PMID 19931376 。
- ^ Woodruff TJ 、 Zota AR、Schwartz JM (2011年6 月)。「米国の妊婦の環境化学物質: NHANES 2003–2004」。Environmental Health Perspectives。119 (6): 878–85。Bibcode :2011EnvHP.119..878W。doi : 10.1289/ ehp.1002727。PMC 3114826。PMID 21233055。
- ^ Brown E (2010年11月11日). 「BPAに関する結論はまだ出ていない、世界保健機関が発表」ロサンゼルス・タイムズ. 2011年2月7日閲覧。
- ^ 「プラスチックボトルに使用されている化学物質は安全、FDAが発表」ニューヨークタイムズ、2008年8月16日。 2009年3月14日閲覧。
- ^ Szabo L (2008年11月1日). 「アドバイザー：BPAの安全性に関するFDAの決定は『欠陥がある』」USA Today . 2009年3月14日閲覧。
- ^ 「ビスフェノールA（BPA）：食品接触用途での使用」。ニュースとイベント。米国食品医薬品局。2012年3月30日。 2012年4月14日閲覧。
- ^ 「FDA、哺乳瓶からのBPAを禁止へ。計画では必要な保護が不十分：科学者」 Common Dreams、2012年7月17日。 2015年4月6日閲覧。
- ^ 「BPA、哺乳瓶から禁止」ハフィントンポスト、2012年7月17日。
- ^ 「CLARITY-BPA プログラム」。NIH国立毒性学プログラム。2018 年 2 月 23 日。2019年8 月 5 日に閲覧。
- ^ Ostroff S (2018年2月23日). 「ビスフェノールAに関する国家毒性プログラムの報告書草案に関する、食品・獣医学担当副長官スティーブン・オストロフ医学博士の声明」米国食品医薬品局。 2019年8月5日閲覧。
- ^ Vandenberg LN、Ehrlich S、Belcher SM、Ben-Jonathan N、Dolinoy DC、Hugo ER、他 (2013 年 10 月)。「ビスフェノール A の低用量影響: in vitro、実験動物、疫学研究の統合レビュー」。内分泌かく乱物質。1 ( 1): e26490。doi : 10.4161/ endo.26490。S2CID 82372971 。
- ^ Rochester JR、 Bolden AL (2015 年 7 月)。「ビスフェノール S と F: ビスフェノール A 代替物のホルモン活性の系統的レビューと比較」。Environmental Health Perspectives。123 ( 7 ): 643–50。Bibcode :2015EnvHP.123..643R。doi : 10.1289 /ehp.1408989。PMC 4492270。PMID 25775505。
- ^ Eladak S、Grisin T、Moison D、Guerquin MJ、N'Tumba-Byn T、Pozzi-Gaudin S、他 (2015 年 1 月)。「ビスフェノール A の物語に新たな章が：ビスフェノール S とビスフェノール F はこの化合物の安全な代替品ではない」。不妊症 と不妊症。103 (1): 11–21。doi : 10.1016 /j.fertnstert.2014.11.005。PMID 25475787。
- ^ Tanner EM、Hallerbäck MU、Wikström S、Lindh C、 Kiviranta H、Gennings C、他 (2020年1月)。「出生前早期の内分泌かく乱物質の疑いのある混合物への曝露は、7歳時点でのIQ低下と関連している」。Environment International。134 : 105185。Bibcode : 2020EnInt.13405185T。doi : 10.1016 / j.envint.2019.105185。PMID 31668669。
- ^ ab Davis KS (1971). 「致命的な粉塵：DDTの不幸な歴史」American Heritage Magazine 22 (2) . 2008年9月12日時点のオリジナルよりアーカイブ。 2009年2月15日閲覧。
- ^ 「残留性有機汚染物質に関するストックホルム条約」。
- ^ Lundholm CD (1997年10月). 「鳥類におけるDDE誘発性卵殻薄化：卵殻腺のカルシウムおよびプロスタグランジン代謝に対するp, p′-DDEの影響」. Comp. Biochem. Physiol. C. 118 ( 2): 113–28. doi :10.1016/S0742-8413(97)00105-9. PMID 9490182.
- ^ Szlinder-Richert J、Barska I、Mazerski J、Usydus Z (2008 年 5 月)。「バルト海南部の魚類に含まれる有機塩素系農薬: 1995 年から 2006 年までの濃度、生物蓄積の特徴、および時間的傾向」。3月。Pollut。Bull。56 ( 5 ): 927–40。Bibcode :2008MarPB..56..927S。doi : 10.1016 / j.marpolbul.2008.01.029。PMID 18407298 。
- ^ Peterle TJ (1969年11月). 「南極の雪中のDDT」. Nature . 224 (5219): 620. Bibcode :1969Natur.224..620P. doi : 10.1038/224620a0 . PMID 5346606. S2CID 4188794.
- ^ Daly GL、Wania F (2005年1月)。「山岳地帯の有機汚染物質」Environ. Sci. Technol . 39 (2): 385–98. Bibcode :2005EnST...39..385D. doi :10.1021/es048859u. PMID 15707037. S2CID 19072832.
- ^ Tauber OE、Hughes AB (1950 年 11 月)。「DDT 摂取による白色ラットの卵巣の総コレステロール含有量への影響」。Proc . Soc. Exp. Biol. Med . 75 (2): 420–2. doi :10.3181/00379727-75-18217. PMID 14808278. S2CID 252206.
- ^ Stoner HB (1953年12月). 「ラットの副腎皮質に対する2,2-ビス(パラクロロフェニル)-1,1-ジクロロエタン(DDD)の影響」. Nature . 172 (4388): 1044–5. Bibcode :1953Natur.172.1044S. doi :10.1038/1721044a0. PMID 13111250. S2CID 4200580.
- ^ Tiemann U (2008 年 4 月)。「有機塩素系殺虫剤 DDT、TCPM、メトキシクロル、リンデンの哺乳類の雌生殖器官に対する生体内および生体外の影響: レビュー」。Reprod . Toxicol . 25 (3): 316–26。Bibcode :2008RepTx..25..316T。doi : 10.1016/j.reprotox.2008.03.002。PMID 18434086 。
- ^ Hallegue D, Rhouma KB, Tébourbi O, Sakly M (2003年4月). 「成体ラットにおけるディルドリン曝露後の精巣内分泌および外分泌機能の障害」(PDF) . Polish Journal of Environmental Studies . 12 (5): 557–562.
- ^ ab Verhulst SL、Nelen V、Hond ED、Koppen G、Beunckens C、Vael C、他 (2009 年 1 月)。「生後 3 年間の環境汚染物質への子宮内曝露と BMI」。Environmental Health Perspectives。117 ( 1 ) : 122–6。Bibcode :2009EnvHP.117..122V。doi : 10.1289/ehp.0800003。PMC 2627855。PMID 19165398。
- ^ Francis E (1994年9月1日). 「2001年3月/4月号 Sierra Magazine – Sierra Club」. Sierra Magazine . 2009年6月20日時点のオリジナルよりアーカイブ。 2009年3月14日閲覧。
- ^ ab 「フォックス川の PCB の歴史」。フォックス川ウォッチ。クリーンウォーターアクション協議会。2002 年 2 月 21 日時点のオリジナルよりアーカイブ。2009年3 月 14 日閲覧。
- ^ Jensen S 、 Johnels AG、Olsson M、Otterlind G (1969 年 10 月)。「スウェーデン海域の海洋動物における DDT と PCB」。Nature . 224 ( 5216 ): 247–50。Bibcode :1969Natur.224..247J。doi :10.1038/224247a0。PMID 5388040。S2CID 4182319。
- ^ Tang NJ、Liu J、Coenraads PJ、Dong L、Zhao LJ、Ma SW、他 (2008 年 4 月)。「ダイオキシンに曝露した塩素座瘡患者の皮膚病変における AhR、CYP1A1、GSTA1、c-fos、TGF-alpha の発現」( PDF)。Toxicol . Lett . 177 (3): 182–7。doi : 10.1016 /j.toxlet.2008.01.011。hdl :11370/f27e334f-9133-421b-9d78- ff322686e1ae。PMID 18329192。S2CID 9665736 。
- ^ ab Loomis D、Browning SR、Schenck AP、Gregory E 、 Savitz DA (1997 年 10 月)。「ポリ塩化ビフェニルにさらされた電力会社従業員のがん死亡率」。Occup Environ Med。54 ( 10 ): 720–8。doi : 10.1136 /oem.54.10.720。PMC 1128926。PMID 9404319。
- ^ Brown DP (1987). 「ポリ塩化ビフェニルにさらされた労働者の死亡率 - 最新情報」Arch. Environ. Health . 42 (6): 333–9. doi :10.1080/00039896.1987.9934355. PMID 3125795. S2CID 4615591.
- ^ Sinks T、Steele G、Smith AB、Watkins K、Shults RA（1992年8月）。「ポリ塩化ビフェニルにさらされた労働者の死亡率」。Am . J. Epidemiol . 136（4）：389–98。doi ： 10.1093 /oxfordjournals.aje.a116511。PMID 1415158 。
- ^ Grunwald M (2002年1月1日). 「モンサントは何十年にもわたる汚染を隠していた」ワシントンポスト。2010年8月21日時点のオリジナルよりアーカイブ。 2009年3月14日閲覧。
- ^ ポリ塩化ビフェニルおよびテルフェニル、環境保健基準モノグラフ No. 002、ジュネーブ：世界保健機関、1976 年、ISBN 92-4-154062-1
- ^ abc Kodavanti PR (2006). 「残留性有機汚染物質の神経毒性：考えられる作用機序と今後の検討事項」Dose-Response . 3 (3): 273–305. doi :10.2203/dose-response.003.03.002. PMC 2475949. PMID 18648619 .
- ^ 上村 秀、有澤 功、日吉 正之、佐藤 秀、住吉 勇、森永 功、他 (2008 年 9 月)。「日本の一般住民におけるダイオキシン類への環境曝露と糖尿病の関連性」Environ. Res . 108 (1): 63–8. Bibcode :2008ER....108...63U. doi :10.1016/j.envres.2008.06.002. PMID 18649880.
- ^ Mullerova D、Kopecky J、Matejkova D、Muller L、Rosmus J、Racek J、他 (2008 年 12 月)。「非エネルギー制限療法を受けている肥満女性におけるアディポネクチンとポリ塩化ビフェニル 153 の血漿レベル間の負の関連性」。Int J Obes (ロンドン) 。32 ( 12 ) : 1875–8。doi : 10.1038/ijo.2008.169。PMID 18825156。
- ^ 「国連の画期的な報告書で、ホルモンかく乱化学物質への人体曝露の影響が検証される」Science Daily 2013年2月19日2015年4月6日閲覧。
- ^ Eriksson P、Fischer C、Fredriksson A (2006 年 12 月)。「臭素化難燃剤のグループであるポリ臭化ジフェニルエーテルは、ポリ塩化ビフェニルと相互作用して神経行動発達障害を増強する可能性がある」。Toxicol . Sci . 94 (2): 302–9. doi : 10.1093/toxsci/kfl109 . PMID 16980691。
- ^ abc 「プラスチックの歴史」。プラスチック部門。アメリカ化学協会。2008年12月31日時点のオリジナルよりアーカイブ。2009年3月14日閲覧。
- ^ 「綿製品の研究：耐久性のあるプレスと難燃性綿」。国立歴史化学ランドマーク。アメリカ化学会。 2014年2月21日閲覧。
- ^ 疫学統計ユニット（2011年7月）。「タバコ使用の傾向」（PDF）。アメリカ肺協会。 2015年4月2日閲覧。
- ^ Karter MJ (2008年8月1日). 「2007年の米国における火災による損失」(PDF)。全米防火協会。2008年12月7日時点のオリジナル(PDF)からアーカイブ。 2009年3月14日閲覧。
- ^ アメリカは燃えている(PDF) (レポート)。米国消防庁。1973年5月4日。 2009年3月14日閲覧。
- ^ abc 難燃剤：概要、環境保健基準モノグラフ No. 192、ジュネーブ：世界保健機関、1997 年、ISBN 92-4-157192-6
- ^ 「Great Lakes Chemical Corporation – 会社沿革」。2009年3月14日閲覧。
- ^ 「デカブロモジフェニルエーテル（BDE-209）の毒性レビュー」（PDF）。米国環境保護庁。2008年6月。 2009年3月14日閲覧。
- ^ 「2,2′,4,4′-テトラブロモジフェニルエーテル（BDE-47）の毒性学的レビュー」（PDF）。米国環境保護庁。2008年6月1日。 2009年3月14日閲覧。
- ^ Betts KS (2008年5月). 「難燃剤に関する新たな考え方」. Environmental Health Perspectives . 116 (5): A210–3. doi :10.1289/ehp.116-a210. PMC 2367656. PMID 18470294 .
- ^ Costa LG、Giordano G (2007 年 11 月)。「ポリ 臭化ジフェニルエーテル (PBDE) 難燃剤の発達神経毒性」。神経毒性学。28 (6): 1047–67。Bibcode :2007NeuTx..28.1047C。doi : 10.1016 /j.neuro.2007.08.007。PMC 2118052。PMID 17904639。
- ^ Lema SC、Dickey JT、Schultz IR、Swanson P (2008 年 12 月)。「食事による 2,2′,4,4′-テトラブロモジフェニルエーテル (PBDE-47) の摂取は、下垂体と脳における甲状腺の状態と甲状腺ホルモン調節遺伝子の転写を変化させる」。Environmental Health Perspectives。116 ( 12 ) : 1694–9。Bibcode :2008EnvHP.116.1694L。doi :10.1289/ ehp.11570。PMC 2599765。PMID 19079722。
- ^ ab Fisher JS (2004年3月). 「環境抗アンドロゲンと男性の生殖健康: フタル酸エステルと精巣形成不全症候群に焦点を当てる」.生殖. 127 (3): 305–15. doi : 10.1530/rep.1.00025 . PMID 15016950.
- ^ Barrett JR (2005). 「フタル酸エステルと男児：ヒトの生殖器の発達の潜在的な阻害」.環境保健展望. 113 (8): A542. doi :10.1289/ehp.113-a542a. JSTOR 3436340. PMC 1280383 .
- ^ Kaiser J (2005 年 10 月)。「毒性学。委員会はフタル酸エステルが乳児の生殖器系に 害を及ぼすという証拠を見つけ出さない」。Science。310 ( 5747): 422。doi : 10.1126 /science.310.5747.422a。PMID 16239449。S2CID 39080713 。
- ^ 「カリフォルニア州、子供用製品に対するフタル酸エステル禁止を承認」ロイター2007年10月15日2009年3月14日閲覧。
- ^ Hileman B (2007年10月17日). 「カリフォルニア州、子供用玩具へのフタル酸エステルの使用を禁止」. Chemical & Engineering News . 2009年3月14日閲覧。
- ^ 「児童安全製品法 – RCW 70.240.020 鉛、カドミウム、フタル酸エステル」(PDF)。ワシントン州環境局。2016年2月12日。 2017年2月10日時点のオリジナル(PDF)よりアーカイブ。 2022年4月27日閲覧。
- ^ Feigal DW (2002 年 7 月 12 日)。「可塑剤 DEHP を含む PVC デバイス」。米国 FDA/CDRH: FDA 公衆衛生通知。米国食品医薬品局。2009年3 月 14 日閲覧。
- ^ Swan SH、Liu F、Hines M、Kruse RL、Wang C、Redmon JB、他 (2009 年 11 月)。「出生前のフタル酸エステルへの曝露と男児の男性的な遊びの減少」。Int . J. Androl . 33 (2): 259–69. doi :10.1111/j.1365-2605.2009.01019.x. PMC 2874619. PMID 19919614 。
- ^ Williams MJ、Wiemerslage L、Gohel P 、 Kheder S、Kothegala LV、Schiöth HB (2016)。「ジブチルフタレートへの曝露はショウジョウバエの雄における進化的に保存されたインスリンおよびグルカゴン様シグナル伝達を破壊する」。内分泌学。157 (6): 2309–21。doi : 10.1210/ en.2015-2006。PMID 27100621 。
- ^ Steenland K、 Fletcher T、Savitz DA (2010 年 8 月)。「ペルフルオロオクタン酸 (PFOA) の健康影響に関する疫学的証拠」。Environmental Health Perspectives。118 ( 8): 1100–1108。Bibcode :2010EnvHP.118.1100S。doi : 10.1289 /ehp.0901827。PMC 2920088。PMID 20423814。
- ^ abcd Chaparro-Ortega A, Betancourt M, Rosas P, Vázquez-Cuevas FG, Chavira R, Bonilla E, et al. (2018年2月). 「パーフルオロオクタンスルホン酸（PFOS）およびパーフルオロオクタン酸（PFOA）のブタ卵巣細胞ステロイド生成に対する内分泌かく乱物質効果」. Toxicology in Vitro . 46 : 86–93. Bibcode :2018ToxVi..46...86C. doi :10.1016/j.tiv.2017.09.030. PMID 28982594.
- ^ Ben Rhouma B、Kallabi F、Mahfoudh N、Ben Mahmoud A、Engeli RT、Kamoun H、他 (2017 年 1 月)。「17β-ヒドロキシステロイド脱水素酵素 3 型をコードする遺伝子の変異と創始者効果を伴うチュニジア人の新規症例」。ステロイド生化学および分子生物学ジャーナル。165 ( Pt A): 86–94。doi : 10.1016 /j.jsbmb.2016.03.007。PMID 26956191。S2CID 25889473 。
- ^ Tumburu L、Shepard EF、 Strand AE、Browdy CL (2011 年 11 月)。「エンドスルファン暴露とタウラ症候群ウイルス感染が海洋クルマエビ Litopenaeus vannamei の生存と脱皮に与える影響」。Chemosphere。86 ( 9 ): 912–8。doi :10.1016/ j.chemosphere.2011.10.057。PMID 22119282 。
- ^ Burnett ME、Wang SQ (2011年4月)。 「現在の日焼け止め論争：批判的レビュー」。光皮膚科学、光免疫学、光医学。27 (2): 58–67。doi : 10.1111/ j.1600-0781.2011.00557.x。PMID 21392107。S2CID 29173997 。
- ^ Knobeloch L、Turyk M、Imm P、Schrank C、Anderson H (2009 年 1 月)。「五大湖のスポーツフィッシュを頻繁に摂取するコホートと、そうでないコホートにおける PCB と DDE レベルの経時的変化」Environ. Res . 109 (1): 66–72. Bibcode :2009ER....109...66K. doi :10.1016/j.envres.2008.08.010. PMID 18950754.
- ^ ab Norén K, Meironyté D (2000). 「過去20～30年間の視点から見たスウェーデンの母乳中の特定の有機塩素および有機臭素汚染物質」Chemosphere . 40 (9–11): 1111–23. Bibcode :2000Chmsp..40.1111N. doi :10.1016/S0045-6535(99)00360-4. PMID 10739053.
- ^ Hites RA (2004 年 2 月)。「環境および人体内のポリ臭化ジフェニルエーテル: 濃度のメタ分析」Environ. Sci. Technol . 38 (4): 945–56. Bibcode :2004EnST...38..945H. doi :10.1021/es035082g. PMID 14998004. S2CID 32909270.
- ^ Betts KS (2002年2月). 「北米でPBDEレベルが急上昇」. Environ. Sci. Technol . 36 (3): 50A–52A. Bibcode :2002EnST...36...50B. doi : 10.1021/es022197w . PMID 11871568.
- ^ Protsiv M、Ley C、Lankester J、Hastie T、Parsonnet J （ 2020年1月）。「産業革命以降、米国では体温が低下して いる」。eLife。9。doi：10.7554 / eLife.49555。PMC 6946399。PMID 31908267。
- ^ Vancamp P 、 Demeneix BA（2020年7月22日）。「工業化の過程で観察された体温の低下 は、甲状腺ホルモン依存性体温調節障害によるものか？」。Frontiers in Endocrinology。11：470。doi ：10.3389/ fendo.2020.00470。PMC 7387406。PMID 32793119。
- ^ Patisaul HB、Fenton SE、Aylor D（2018年6月）。「内分泌かく乱の動物モデル」。ベストプラクティス＆リサーチ。臨床内分泌学＆代謝 。32 （3）：283–297。doi ：10.1016/j.beem.2018.03.011。PMC 6029710。PMID 29779582。
- ^ Aylor DL、Valdar W、Foulds-Mathes W、Buus RJ、Verdugo RA、Baric RS、他 (2011 年 8 月)。「新たな共同交配における複雑な形質の遺伝学的分析」。ゲノム 研究。21 ( 8 ): 1213–22。doi :10.1101/gr.111310.110。PMC 3149489。PMID 21406540 。
- ^ Threadgill DW、チャーチルGA（2012 年2月）。「協調的交配の10年」遺伝学。190（2）：291–4。doi ：10.1534/ genetics.111.138032。PMC 3276648。PMID 22345604。
- ^ Threadgill DW、Hunter KW、Williams RW (2002 年 4 月)。「複雑で定量的な形質の遺伝 学的分析: コミュニティの努力による空想から現実へ」。Mammalian Genome。13 ( 4 ): 175–8。doi : 10.1007 /s00335-001-4001-Y。PMID 11956758。S2CID 17568717。
- ^ La Merrill M、Kuruvilla BS、Pomp D、Birnbaum LS、Threadgill DW (2009 年 9 月)。「低応答性アリール炭化水素受容体を持つ DBA/2J マウスの母体 TCDD 曝露後、食事性脂肪は体組成、乳房の発達、およびシトクロム p450 誘導を変化させる」。Environmental Health Perspectives。117 ( 9 ) : 1414–9。Bibcode :2009EnvHP.117.1414L。doi : 10.1289 / ehp.0800530。PMC 2737019。PMID 19750107。
- ^ ロシャ＝マーティンズ M、カヴァヘイロ GR、マトス＝ロドリゲス GE、マーティンズ RA (2015 年 8 月)。 「遺伝子ターゲティングからゲノム編集まで: トランスジェニック動物への応用とその先へ」。アナイス・ダ・アカデミア・ブラジレイラ・デ・シエンシアス。87 (2 補足): 1323–48。土井：10.1590/0001-3765201520140710。PMID 26397828。
- ^ Dubois SL、Acosta-Martínez M、DeJoseph MR、Wolfe A、Radovick S、Boehm U、他 (2015 年 3 月)。「成体雌マウスにおけるエストラジオールの正のフィードバック作用には、キスペプチンニューロンのエストロゲン受容体 α が必要であるが、負のフィードバック作用は必要としない」。内分泌 学。156 ( 3 ): 1111–20。doi : 10.1210/en.2014-1851。PMC 4330313。PMID 25545386。
- ^ ab McDevitt MA、Glidewell-Kenney C、Jimenez MA、Ahearn PC、Weiss J、Jameson JL、他 (2008 年 8 月)。「エストロゲンの古典的および非古典的作用に関する新たな知見: エストロゲン受容体ノックアウトおよびノックインマウスからの証拠」。分子細胞内分泌学。290 ( 1–2 ) : 24–30。doi : 10.1016/ j.mce.2008.04.003。PMC 2562461。PMID 18534740。
- ^ ab Stefkovich ML、Arao Y、Hamilton KJ、Korach KS (2018年5月 )。「非ゲノムエストロゲンシグナル伝達を評価するための実験モデル」。 ステロイド。133 : 34–37。doi : 10.1016 /j.steroids.2017.11.001。PMC 5864539。PMID 29122548。
- ^ Chambliss KL、Wu Q、Oltmann S、Konaniah ES、Umetani M、Korach KS、他 (2010 年 7 月)。「非核エストロゲン受容体アルファシグナル伝達はマウスの心血管保護を促進するが、子宮がんや乳がんの増殖は促進しない」。The Journal of Clinical Investigation。120 ( 7 ): 2319–30。doi :10.1172/JCI38291。PMC 2898582。PMID 20577047。
- ^ Li Y, Hamilton KJ, Lai AY, Burns KA, Li L, Wade PA, et al. (2014年3月). 「ジエチルスチルベストロール（DES）刺激によるホルモン毒性は、マウス精嚢における標的遺伝子のメチル化パターンとエピジェネティック修飾因子（DNMT3A、MBD2、およびHDAC2）のERα変化によって媒介される」。Environmental Health Perspectives . 122 (3): 262–8. Bibcode :2014EnvHP.122..262L. doi :10.1289/ehp.1307351. PMC 3948038. PMID 24316720 .
- ^ abcd McGraw LA、Young LJ（2010年2月）。 「プレーリーハタネズミ：社会脳を理解するための新たなモデル生物」。Trends in Neurosciences。33（2）：103–9。doi ：10.1016 /j.tins.2009.11.006。PMC 2822034。PMID 20005580。
- ^ ab McGraw LA、Davis JK、Lowman JJ、ten Hallers BF、Koriabine M、Young LJ、他 (2010 年 1 月)。「プレーリーハタネズミ (Microtus ochrogaster) のゲノム リソースの開発: BAC ライブラリとハタネズミとマウスの比較細胞遺伝学的マップの構築」 。BMC Genomics。11 : 70。doi : 10.1186 / 1471-2164-11-70。PMC 2824727。PMID 20109198。
- ^ ab Adkins-Regan E (2009). 「社会行動の神経内分泌学」. ILARジャーナル. 50 (1): 5–14. doi : 10.1093/ilar.50.1.5 . PMID 19106448.
- ^ ab Albers HE (2015年1月). 「バソトシン/バソプレシン系における種、性別、個人差：社会行動神経ネットワークにおける神経化学シグナル伝達との関係」. Frontiers in Neuroendocrinology . 36 : 49–71. doi :10.1016/j.yfrne.2014.07.001. PMC 4317378. PMID 25102443 .
- ^ ab Young LJ、Lim MM、Gingrich B、 Insel TR（2001年9月） 。「社会的愛着の細胞メカニズム」。ホルモンと行動。40（2）：133–8。doi ： 10.1006 /hbeh.2001.1691。PMID 11534973。S2CID 7256393。
- ^ ab Modi ME、Young LJ (2012 年3月)。「自閉症の薬物発見におけるオキシトシンシステム：動物モデルと新しい治療戦略」。ホルモンと行動。61 (3): 340–50。doi :10.1016/ j.yhbeh.2011.12.010。PMC 3483080。PMID 22206823。
- ^ ab Sullivan AW、Beach EC、Stetzik LA、Perry A、D'Addezio AS、Cushing BS、他 (2014 年 10 月)。「神経内分泌毒性学の新しいモデル: 向社会性動物であるプレーリーハタネズミ (Microtus ochrogaster) における BPA 曝露の神経行動学的影響」。内分泌学。155 ( 10 ): 3867–81。doi :10.1210/ en.2014-1379。PMC 6285157。PMID 25051448。
- ^ Engell MD、Godwin J、Young LJ、Vandenbergh JG (2006)。「周産期の内分泌かく乱物質への曝露は雌のマツハタネズミの行動と脳を変化させる」。神経毒性学および奇形学。28 (1 ) : 103–10。Bibcode : 2006NTxT...28..103E。doi :10.1016/j.ntt.2005.10.002。PMID 16307867 。
- ^ Singewald GM、Rjabokon A、Singewald N 、 Ebner K (2011 年 3 月)。「神経内分泌と行動ストレス反応に対する 外側中隔の調節役割」。神経精神薬理学。36 (4): 793–804。doi :10.1038/ npp.2010.213。PMC 3055728。PMID 21160468。
- ^ Rebuli ME、Gibson P、Rhodes CL、Cushing BS、Patisaul HB（2016年11月）。「社会脳におけるミクログリアのコロニー形成と内分泌攪乱に対する脆弱性の性差」。一般および比較 内分泌学。238 ：39–46。doi ：10.1016/j.ygcen.2016.04.018。PMC 5067172。PMID 27102938。
- ^ abcd Segner H (2009 年 3 月). 「内分泌かく乱を調査するためのモデル生物としてのゼブラフィッシュ (Danio rerio)」.比較生化学および生理学. 毒性学および薬理学. 149 (2): 187–95. doi :10.1016/j.cbpc.2008.10.099. PMID 18955160.
- ^ ab Reif DM、Truong L、Mandrell D、Marvel S、Zhang G、Tanguay RL (2016 年 6 月)。「化学物質に関連する胎児の行動変化のハイスループット特性評価により、催奇形性の結果を予測」。Archives of Toxicology。90 ( 6 ) : 1459–1470。Bibcode :2016ArTox..90.1459R。doi : 10.1007 /s00204-015-1554-1。PMC 4701642。PMID 26126630。
- ^ Blanc M, Antczak P, Cousin X, Grunau C, Scherbak N, Rüegg J, et al. (2021年7月). 「殺虫剤ペルメトリンはゼブラフィッシュ（Danio rerio）のトランスクリプトームおよびエピジェネティックな変化に関連する世代を超えた行動変化を誘発する」.トータル環境の科学. 779 : 146404. Bibcode :2021ScTEn.77946404B. doi : 10.1016/j.scitotenv.2021.146404 . PMID 33752003. S2CID 232323014.
- ^ Dooley K, Zon LI (2000 年6 月)。「ゼブラフィッシュ: ヒト疾患研究のためのモデルシステム」。Current Opinion in Genetics & Development。10 ( 3): 252–256。doi : 10.1016 /s0959-437x(00)00074-5。PMID 10826982 。
- ^ Rennekamp AJ、 Peterson RT（2015年2月）。「ゼブラフィッシュ化学スクリーニング15年」。Current Opinion in Chemical Biology。24：58–70。doi ： 10.1016/ j.cbpa.2014.10.025。PMC 4339096。PMID 25461724。
- ^ Truong L, Reif DM, St Mary L, Geier MC, Truong HD, Tanguay RL (2014年1月). 「ゼブラフィッシュを用いた多次元生体内ハザード評価」. Toxicological Sciences . 137 (1): 212–233. doi :10.1093/toxsci/kft235. PMC 3871932. PMID 24136191 .
- ^ Howe K、Clark MD、Torroja CF、Torrance J、Berthelot C、Muffato M、他 (2013 年 4 月)。「ゼブラフィッシュの参照ゲノム配列とヒトゲノムとの関係」。Nature . 496 ( 7446 ) : 498–503。Bibcode :2013Natur.496..498H。doi : 10.1038/nature12111。PMC 3703927。PMID 23594743。
- ^ ab Dietrich JW (2020). Intelligenzabnahme in der Bevölkerung entwickelter Länder: Der negative "Flynn-Effekt" – die unbekannte Seite endokriner Disruptoren。参加者: Schatz H、Weber M: 内分泌学 – 糖尿病学 – Stoffwechsel: Neues uber Hormone und Metabolismus im Jahre 2019。ヒルデスハイム: ウェコム。 35～39ページ。ISBN 978-3-00-065109-0。
- ^ ab Demeneix B、Slama R.「内分泌かく乱物質：科学的証拠から人間の健康保護まで」（PDF）。欧州議会。 2020年5月6日閲覧。
- ^ ab Stacy SL、Papandonatos GD、Calafat AM、Chen A、Yolton K、Lanphear BP、他 (2017年10月)。「幼少期のビスフェノールA曝露と8歳時の神経行動：脆弱性が高まる時期の特定」。Environment International。107 ：258–265。Bibcode ： 2017EnInt.107..258S。doi ：10.1016 / j.envint.2017.07.021。PMC 5567845。PMID 28764921。
- ^ Nakiwala D, Peyre H, Heude B, Bernard JY, Béranger R, Slama R, et al. (2018年2月). 「子宮内フェノールおよびフタル酸エステルへの曝露と5歳児の知能指数」.環境衛生. 17 (1): 17. Bibcode :2018EnvHe..17...17N. doi : 10.1186/s12940-018-0359-0 . PMC 5819230. PMID 29458359 .
- ^ abcde Wayland S、Fenner-Crisp P (2016 年 3 月)。「農薬リスクの削減: 半世紀の進歩」(PDF)。EPA同窓会。
- ^ Ambrose SG (2007年5月27日). 「科学者がEPAの化学物質スクリーニングプログラムを批判」Dallas Morning News . 2009年3月14日閲覧。
- ^ Harding AK、Daston GP、Boyd GR、Lucier GW、Safe SH、Stewart J、他 (2006 年 8 月)。「米国環境保護庁の内分泌かく乱化学物質研究プログラム: 査読レポートの概要」。Environmental Health Perspectives。114 ( 8 ) : 1276–82。Bibcode :2006EnvHP.114.1276H。doi : 10.1289/ehp.8875。PMC 1552001。PMID 16882539 。
- ^ ブリュッセル AN (2015年5月22日). 「EU、TTIPをめぐる米国の圧力により農薬法を廃止、文書で明らかに」ガーディアン. 2015年5月22日閲覧。
- ^ ab 「スウェーデン、ホルモンかく乱化学物質の遅延でEUを提訴へ」2014年5月22日。 2015年10月10日閲覧。
- ^ Ing-Marie Olsson (2014年11月24日). 「無策のコスト：内分泌かく乱物質が男性の生殖健康に与える影響に関連するコストの社会経済分析」2015年10月10日閲覧。
- ^ 「カリフォルニアバイオモニタリングプログラム」カリフォルニア州。2009年3月16日時点のオリジナルよりアーカイブ。2009年3月14日閲覧。
- ^ 「魚介類に関する勧告と安全な食事のガイドライン」。米国環境保護庁。2014年11月10日。 2023年3月4日閲覧。
- ^ Guo W, Pan B, Sakkiah S, Yavas G, Ge W, Zou W, et al. (2019年11月). 「食品中の残留有機汚染物質：汚染源、健康への影響、検出方法」. International Journal of Environmental Research and Public Health . 16 (22): 4361. doi : 10.3390/ijerph16224361 . PMC 6888492. PMID 31717330 .
- ^ 「グリーン修復」。米国環境保護庁。2009年3月15日時点のオリジナルよりアーカイブ。2009年3月14日閲覧。
- ^ Field JA、Sierra-Alvarez R (2008 年 9 月)。 「ポリ塩化ビフェニルの微生物による変換と分解」。Environ . Pollut . 155 (1): 1–12。Bibcode :2008EPoll.155....1F。doi :10.1016/ j.envpol.2007.10.016。PMID 18035460 。
- ^ 「グリーン戦略のプロファイル: Rhizome Collective Inc. ブラウンフィールド サイト、テキサス州オースティン」。グリーン修復。米国環境保護庁。2009 年 3 月 17 日時点のオリジナルよりアーカイブ。2009年3 月 14 日閲覧。
- ^ 「グリーン修復のプロファイルとケーススタディ：パデューカガス拡散プラント、パデューカ、ケンタッキー州」。グリーン修復。米国環境保護庁。2009年3月17日時点のオリジナルよりアーカイブ。 2009年3月14日閲覧。
- ^ 「グリーン修復のケーススタディ：Re-Solve, Inc.、マサチューセッツ州ノースダートマス」。グリーン修復。米国環境保護庁。2009年3月15日時点のオリジナルよりアーカイブ。 2009年3月14日閲覧。
- ^ Genuis SJ、Beesoon S、Birkholz D、Lobo RA (2012)。 「ビスフェノール A のヒト排泄: 血液、尿、汗 (BUS) 研究」。J 環境公衆衛生。2012 : 1 ～ 10。土井: 10.1155/2012/185731。PMC 3255175。PMID 22253637。
- ^ Genuis SJ、 Beesoon S、Birkholz D (2013)。「発汗によるペルフルオロ化合物およびポリ塩化ビフェニルの バイオモニタリングと除去：血液、尿、汗の研究」。ISRN Toxicol。2013 ： 1–7。doi ：10.1155/2013 / 483832。PMC 3776372。PMID 24083032。
- ^ Genuis SJ、Beesoon S、Lobo RA、Birkholz D (2012)。 「ヒトによるフタル酸エステル化合物の除去: 血液、尿、汗 (BUS) 研究」。ScientificWorldJournal。2012 : 1 ～ 10。土井：10.1100/2012/615068。PMC 3504417。PMID 23213291。
- ^ Ohore OE、 Zhang S (2019年9月1日)。「ビスフェノールA暴露の内分泌かく乱効果と水処理システムによるその除去に関する最近の進歩。レビュー」。Scientific African。5 ：e00135。Bibcode：2019SciAf ... 500135O。doi ：10.1016/ j.sciaf.2019.e00135。ISSN 2468-2276。S2CID 202079156 。
- ^ Trasande L, Zoeller RT, Hass U, Kortenkamp A, Grandjean P , Myers JP, et al. (2015年4月). 「欧州連合における内分泌かく乱化学物質への曝露による負担と疾病コストの推定」.臨床内分泌・代謝学ジャーナル. 100 (4): 1245–55. doi :10.1210/jc.2014-4324. PMC 4399291. PMID 25742516 .
- ^ Rijk I、Van Duursen M、van den Berg M (2016)。内分泌かく乱化学物質に関連する可能性のある健康コスト - EUにおけるEDC関連の健康影響の潜在的な社会経済的影響を評価するための目録、評価、および今後の進め方（PDF）（レポート）。ユトレヒト大学、リスク評価科学研究所（IRAS）。
さらに読む
- Krimsky S (2000)。ホルモンの混沌：環境内分泌仮説の科学的および社会的起源。ボルチモア：ジョンズ・ホプキンス大学出版局。ISBN 978-0-8018-6279-3。
- Bergman Å、Heindel JJ、Jobling S、Kidd KA、Zoeller RT編(2013)。内分泌かく乱化学物質に関する科学の現状 - 2012 (PDF)。国連環境計画および世界保健機関。ISBN 978-92-807-3274-0. 2013年5月22日時点のオリジナル（PDF）よりアーカイブ。2013年2月24日閲覧。およびISBN 978-92-4-150503-1
- Colborn T、Dumanoski D、Meyers P (1996)。『奪われた未来：私たちは生殖能力、知性、生存を脅かしているのか？：科学的な探偵物語』ニューヨーク：ダットン。ISBN 978-0-525-93982-5。
- Andersson N、Arena M、Auteri D、Barmaz S、Grignard E、Kienzler A、他 (欧州化学機関 (ECHA) および欧州食品安全機関 (EFSA)、共同研究センター (JRC) の技術サポート付き) (2018 年 6 月)。「規則 (EU) No 528/2012 および (EC) No 1107/2009 の文脈における内分泌かく乱物質の特定に関するガイダンス」。EFSAジャーナル。16 ( 6 ) : e05311。doi :10.2903/ j.efsa.2018.5311。PMC 7009395。PMID 32625944。
- 「内分泌かく乱化学物質の評価のための標準試験ガイドラインに関する改訂ガイダンス文書 150」。OECD。OECD試験および評価シリーズ。2018 年。doi :10.1787/9789264304741- en。ISBN 978-92-64-30474-1. S2CID 240274054。
- 淡水中の内分泌かく乱化学物質：水質の監視と規制。OECD水研究。OECD。2023年10月12日。doi ： 10.1787/5696d960- en。ISBN 978-92-64-53751-4. S2CID 264081548。ポリシーのハイライト。
外部リンク
ウィキメディア・コモンズには、内分泌かく乱物質に関連するメディアがあります。