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(1,4)dioxine_200.svg/500px-2,3,7,8-tetrachlorodibenzo(b,e)(1,4)dioxine_200.svg.png)
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| 名前 | |
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| 推奨されるIUPAC名
2,3,7,8-テトラクロロオキサントレン | |
| その他の名前
2,3,7,8-テトラクロロジベンゾ[ b , e ][1,4]ダイオキシン
テトララジオキシン テトラクロロジベンゾジオキシン テトラクロロジベンゾ- p -ダイオキシン | |
| 識別子 | |
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3Dモデル（JSmol）
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| 略語 | TCDD;TCBD |
| チェビ |
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| チェムBL |
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| ケムスパイダー |
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| ECHA 情報カード | 100.015.566 |
| ケッグ |
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パブケム CID
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| ユニ |
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CompTox ダッシュボード ( EPA )
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| プロパティ | |
| C 12 H 4 Cl 4 O 2 | |
| モル質量 | 321.96 グラムモル−1 |
| 外観 | 無色から白色の結晶性固体[1] |
| 密度 | 1.8g/ cm3 |
| 融点 | 305 °C (581 °F; 578 K) |
| 0.2μg/L [2] | |
| ログP | 6.8 |
| 蒸気圧 | 1.5 × 10 −9 mmHg |
| 危険 | |
| 労働安全衛生（OHS/OSH）： | |
主な危険
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強力な発がん性物質および残留有機汚染物質。[1] |
| GHSラベル: | |
   
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| 危険 | |
| H225、H304、H315、H336、H361、H373、H401、H410 | |
| P201、P202、P210、P233、P240、P241、P242、P243、P260、P264、P271、P273、P280、P301+P310、P303+P361+P353、P304+P340+P312、P308+P313、P331、P332+P313、P362+P364、P370+P378、P391、P403+P233、P403+P235、P405、P501 | |
| NFPA 704 (ファイアダイヤモンド) | |
| 引火点 | 164.2 °C (327.6 °F; 437.3 K) |
| NIOSH（米国健康暴露限界）： | |
PEL (許可)
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なし[1] |
REL (推奨)
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カルシウム[1] |
IDLH（差し迫った危険）
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ND [1] |
| 安全データシート（SDS） | 製品安全データシート |
特に記載がない限り、データは標準状態（25 °C [77 °F]、100 kPa）の材料に関するものです。
 確認する （何ですか ？）
 インフォボックス参照
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2,3,7,8-テトラクロロジベンゾ-p-ダイオキシン（TCDD）は、ポリ塩化ジベンゾ-p-ダイオキシン（不正確ではあるが単に「ダイオキシン」と短縮されることもある）[3]で、化学式はC 12 H 4 Cl 4 O 2である。純粋なTCDDは室温では識別可能な臭いのない無色の固体である。通常、有機材料の燃焼プロセスで不要な生成物として、または有機合成の副産物として生成される。
TCDDは、同系列（ポリ塩化ジベンゾジオキシン、PCDDまたは単にダイオキシンとして知られる）の中で最も強力な化合物（同族体）であり、ベトナム戦争で使用された除草剤であるエージェントオレンジの汚染物質として知られるようになりました。[4] TCDDはセベソ災害で環境に放出されました。[5]これは残留性有機汚染物質です。
人間と動物の生物学的活動
TCDDとダイオキシン様化合物は、すべての細胞に存在する特定の受容体、アリール炭化水素（AH）受容体を介して作用します。[6] [7] [8]この受容体は、遺伝子の発現に関与する転写因子です。ラットでは、TCDDの高用量により、数百の遺伝子の発現が増加または減少することが示されています。[9]外来の、そして多くの場合毒性のある化合物の分解を活性化する酵素の遺伝子は、そのような遺伝子（酵素誘導）の典型的な例です。TCDDは、例えばベンゾ（a）ピレンなどの発がん性多環式炭化水素を分解する酵素を増加させます。[10]
これらの多環炭化水素もAH受容体を活性化しますが、TCDDほどではなく、一時的なものです。[10]野菜に含まれる多くの天然化合物も、AH受容体をある程度活性化します。[11] [12]この現象は、毒性物質や発がん性物質から生物を保護するため、適応的で有益であると考えられます。しかし、AH受容体を過剰かつ持続的に刺激すると、さまざまな悪影響が生じます。[10]
AH 受容体の生理機能は、継続的な研究の対象となっている。[13]明らかな機能の 1 つは、必要に応じて体内の外来化学物質や通常の化学物質を分解する酵素の活性を高めることである。しかし、さまざまな臓器や免疫システムの発達やその他の調節機能に関連する他の多くの機能があると思われる。[13] AH 受容体は系統学的に高度に保存されており、少なくとも 6 億年の歴史があり、すべての脊椎動物に見られる。その古代の類似体は、より原始的な種においても重要な調節タンパク質である。[8]実際、AH 受容体のないノックアウト動物は、病気や発達上の問題を起こしやすい。[8]総合すると、正常な生理機能を達成するには、基礎レベルの AH 受容体活性化が必要であることが示唆される。
人間に対する毒性
2000年に世界保健機関の専門家グループは、ダイオキシンが人間に及ぼす最も重大なリスクは発達毒性であるとみなしました。[14]人間は通常、複数のダイオキシン様化学物質に同時にさらされているため、より詳細な説明はダイオキシンとダイオキシン様化合物に記載されています。
発達への影響
ベトナムと米国では、製造工程で不純物としてTCDDを含むオレンジ剤や2,4,5-Tに曝露した人々の子供に、催奇形性や出生異常が観察された。しかし、オレンジ剤とダイオキシン曝露の因果関係については不確かな点があった。2006年のメタ分析では、研究間に大きな異質性があることが示され、この問題に関するコンセンサスの欠如が強調された。[15]死産、口蓋裂、神経管欠損、二分脊椎が、統計的に最も有意な欠損であった。後に、歯の欠損や神経発達への影響が報告されている。[3]セベソ事故後、歯の発育異常、性比の変化、精子の質の低下が指摘されている。[3]ダイオキシンおよびダイオキシン様化合物への高濃度混合曝露後のさまざまな発達影響が明らかにされており、最も劇的であったのは、それぞれ日本と台湾の油症とユーチェンの大惨事である。[3]
癌
TCDD は直接的に変異原性や遺伝毒性をもたないことは広く認められている。[16]その主な作用は癌の促進であり、他の化合物によって引き起こされる発癌性を促進する。さらに、非常に高用量では間接的に癌を引き起こす可能性があり、提案されているメカニズムの 1 つは、酸化ストレスとそれに続く DNA への酸素損傷である。[17]内分泌かく乱やシグナル伝達の変化などの他の説明もある。[16] [18]内分泌かく乱作用はライフステージに依存しているようで、体内にエストロゲンが存在する (または高濃度である) 場合は抗エストロゲン性であり、エストロゲンがない場合はエストロゲン性である。 [19]
TCDDは、国際がん研究機関（IARC）によりヒトに対する発がん性物質（グループ1）に分類された。 [20] [21]分類に利用された職業コホート研究では、非常に高い曝露量であっても、リスクは弱く、検出限界以下であった。[22] [23] [3]したがって、本質的には、分類は動物実験とメカニズムの考慮に基づいていた。[20]これは、IARCの1997年の分類規則からの逸脱として批判された。[24] IARCの分類の主な問題は、定性的ハザード、すなわち任意の用量での発がん性のみを評価し、異なる用量での定量的リスクを評価していないことである。[3] 2006年のMolecular Nutrition & Food Researchの記事によると、TCDDは、組織の毒性損傷も引き起こす高用量でのみ発がん性があるかどうかについて議論があった。[16] [17] [25] 2011年のレビューでは、1997年以降、さらなる研究ではTCDDへの曝露とがんリスクとの関連は支持されなかったと結論付けられました。[26]問題の一つは、すべての職業研究において、被験者はTCDDだけでなく、多数の化学物質に曝露されていることです。2011年までに、オペレーション・ランチ・ハンドのベトナム帰還兵研究の最新情報を含む研究では、30年後の結果は疾患の証拠を示さないと結論付けられたと報告されました。[27]一方、セベソ集団に関する最新の研究では、高用量でのTCDDの発がん性が支持されています。[19] [28]
2004年、International Journal of Cancer誌の記事は、TCDDやその他のダイオキシンが低用量では軟部肉腫を引き起こさないという直接的な疫学的証拠を提供した。軟部肉腫はダイオキシンに典型的であると考えられてきたが、実際には癌は減少傾向にあった。[29]これはJ字型の用量反応と呼ばれ、低用量ではリスクが減少し、高用量でのみリスクが増加すると、2005年にDose-Response誌に掲載された記事に記載されている。[30]
安全に関する推奨事項
食品添加物に関するFAO/WHO合同専門家委員会（JECFA）は、2001年に暫定的な耐容月間摂取量（PTMI）を体重1kgあたり70pgTEQと算出した。 [31]米国環境保護庁（EPA）は、TCDDの経口摂取基準量（RfD）を0.7pg/kg bw/日と設定した[32]（相違点については[3]の議論を参照）。
2011 年のAspen Institute によると、
ほとんどの国における一般的な環境基準は、土壌で 1,000 ppt TEq、堆積物で 100 ppt です。ほとんどの先進国では、土壌中のダイオキシン濃度は 12 ppt 未満です。米国毒性物質疾病登録局は、土壌中の濃度が 1,000 ppt TEq を超えると、研究、監視、健康調査、地域および医師の教育、暴露調査などの介入が必要であると判断しました。EPA は、これらの基準を 72 ppt TEq に引き下げることを検討しています。この変更により、処理を必要とする汚染土壌の潜在的な量が大幅に増加することになります。[33] [34]
動物毒性学
ダイオキシン様化学物質の毒性に関する情報の圧倒的多数は、TCDD を用いた動物実験に基づいています。[4] [8] [35] [36]ほぼすべての臓器が高用量の TCDD の影響を受けます。動物での短期毒性研究では、典型的な影響は食欲不振と衰弱であり、大量の投与後でも動物は TCDD 投与後 1 ～ 6 週間で死亡します。[36]一見類似した種でも急性の影響に対する感受性が異なります。モルモットの致死量は約 1 μg/kg ですが、ハムスターの場合は 1,000 μg/kg 以上です。2 つの異なるラットの系統間でも同様の違いが見られます。[36]さまざまな臓器でさまざまな過形成 (過成長) または萎縮 (衰弱) 反応が見られ、いくつかの動物種では胸腺萎縮が非常に典型的です。TCDD はいくつかのホルモンのバランスにも影響を及ぼします。一部の種では重度の肝毒性が見られるが、すべての種に見られるわけではない。[8] [36]現在の人間集団におけるダイオキシンの低用量を考慮すると、人間に関連するリスクを引き起こす毒性作用は、発達への影響とがんの2種類だけであると考えられている。[3] [8]
発達への影響
動物では、非常に低用量でも発達への影響がみられる。これには、口蓋裂や水腎症などの明らかな催奇形性が含まれる。[37]一部の臓器の発達はさらに敏感である可能性があり、非常に低用量でもげっ歯類の生殖器の発達を乱す。 [37] [38] [39]ラットでは歯の発達が乱される。[40]後者は、セベソ事故後にも歯の変形が見られたこと、また、ヨーロッパのダイオキシン濃度が現在の約10倍であった1970年代と1980年代に乳児を長期間授乳した後にも歯の変形が見られたという点で重要である。[42]
癌
動物では、多くの部位でがんが誘発される可能性がある。十分な高用量では、TCDD は試験されたすべての動物でがんを引き起こした。最も感受性が高いのは雌ラットの肝臓がんであり、これは長い間リスク評価の根拠となってきた。[43] TCDD のがん誘発における用量反応は直線的ではないようで、[25]それ以下ではがんを誘発しないと思われる閾値がある。TCDD は変異原性や遺伝毒性がなく、言い換えれば、がんを誘発することはできない。がんリスクは、他の化合物によって誘発されるがんの促進[16]または、例えばアポトーシスや変異細胞のプログラム死を阻止するなど、体の防御機構を妨害するなどの間接的な影響に基づく。[23] [7]発がん性は組織損傷と関連しており、現在では組織損傷の二次的なものとみなされることが多い。[16]
TCDD は、状況によっては他の化合物の発がん作用を強める可能性があります。一例として、酸化と抱合の 2 段階で代謝されるベンゾ (a) ピレンが挙げられます。酸化によりエポキシド発がん物質が生成され、抱合により急速に解毒されますが、一部の分子は細胞の核に逃げて DNA に結合し、突然変異を引き起こし、がんの発生につながります。TCDD が抱合酵素よりも酸化酵素の活性を高めると、エポキシド中間体が増加し、がんの発生の可能性が高まります。したがって、解毒酵素の有益な活性化が有害な副作用につながる可能性があります。[44]
出典
TCDDは、科学研究用の純粋な化学物質としてのみ商業的に生産されたことはありません。しかし、特定のクロロフェノールやクロロフェノキシ酸除草剤を製造する際に合成副産物として生成されます。[45]また、塩素が存在する炭化水素の燃焼時に、特に銅などの特定の金属触媒も存在する場合、他のポリ塩化ジベンゾジオキシンやジベンゾフランとともに生成されることもあります。 [46]通常、ダイオキシン様化合物の混合物が生成されます。 [3]そのため、より詳細な論文はダイオキシンとダイオキシン様化合物の項にあります。
最も多くのダイオキシンが発生するのは、廃棄物の焼却、金属生産、化石燃料や木材の燃焼です。[47]ダイオキシンの発生は通常、燃焼温度を上げることで減らすことができます。米国のPCCD / Fsの総排出量は、1987年の約14 kg TEqから2000年には1.4 kg TEqに減少しました。[48]
歴史
TCDDは1957年にヴィルヘルム・サンダーマンによって初めて研究室で合成され[49]、彼はその化合物の効果も発見しました。
暴露事例
人々が高用量の TCDD に曝露した事件が数多く発生しています。
- 1953年、 BASF社でジフェニルオキシドの塩素化中に事故が発生し、その結果、数人の労働者が重度の塩素座瘡を発症しました。同様の事例は、6年前に米国で発生しており、1952年、1954年、1956年にはベーリンガーインゲルハイム社でも発生していました。[50]
- 1976年、イタリアのセベゾの住民数千人が、圧力タンクから数キロのTCDDが偶然に漏れた後、TCDDに曝露した。多くの動物が死に、特に屋外で遊んでいる子供や地元の食べ物を食べている子供のTCDD濃度は、脂肪1gあたり最大56,000 pgという高濃度であった。急性の影響は、約200件の塩素座瘡に限られていた。 [51]長期的影響としては、多発性骨髄腫と骨髄性白血病のわずかな過剰[19]や、歯の発育障害[41]、幼少時に曝露した父親から生まれる女児の多さなどの発達への影響が含まれると思われる。[52]他にもいくつかの長期的影響が疑われているが、証拠はあまり強力ではない。[5]
- ミズーリ州タイムズビーチでは、大規模な砂塵雲を避けるために、TCDDに汚染された廃油を埃っぽい道路に散布したラッセル・マーティン・ブリスによって、数百人が極めて高濃度のTCDDによって中毒になった。ブリス自身は、枯葉剤を製造していた会社であるネパコから廃油を入手した。この事件に関連して起訴された者はおらず、タイムズビーチ市はCDCとEPAの調査を受けて放棄され、解体された。これは、米国史上最大の民間地域のTCDD汚染として記録されている。
- ウィーンでは、1997年に職場で2人の女性が中毒に遭い、そのうちの1人の体内の濃度は、人間で測定された中で最高の144,000 pg/g脂肪だった。これは、現代のほとんどの人の濃度の約100,000倍、現代の若者の体内のダイオキシン様化合物の総量の約10,000倍である。2人は一命を取り留めたが、数年間、ひどい塩素座瘡に悩まされた。中毒は1997年10月に起こったとみられるが、1998年4月まで発見されなかった。女性たちが秘書として働いていた研究所では、研究室の1つで高濃度のTCDDが見つかり、この化合物がそこで製造されたことが示唆された。警察の捜査では犯罪の明確な証拠は見つからず、誰も起訴されなかった。倦怠感と無月経以外には、他の症状や異常な検査結果はほとんどなかった。[53]
- 2004年、ウクライナの大統領候補ヴィクトル・ユシチェンコが大量のTCDDで中毒になった。彼の血中TCDD濃度は脂肪1gあたり108,000pgと測定され[54]、これはこれまでで2番目に高い値である。この濃度は2mg、または体重1kgあたり25μgを超える投与量を意味する。彼は長年塩素座瘡に悩まされていたが、最初の倦怠感の後は他の症状や異常な検査結果はほとんど見られなかった[54] 。
- イタリアの汚染された土地の地域は死の三角地帯として知られ、組織犯罪による長年の違法な廃棄物処理によりTCDDに汚染されています。[55] [56] [57]
参照
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外部リンク
- 米国国立医学図書館: 有害物質データバンク – 2,3,7,8-テトラクロロジベンゾジオキシン
- ダイオキシンの概要
- ダイオキシン
- CDC – NIOSH 化学物質の危険性に関するポケットガイド