毒性等価係数

毒性等価係数（TEF）は、ダイオキシン、フラン、PCBの毒性を、ダイオキシンの中で最も毒性の強い2,3,7,8-TCDDを基準にして表します。^[1] 個々の同族体の毒性は桁違いに異なる場合があります。

TEFを使用すると、ダイオキシンとダイオキシン様化合物の混合物の毒性を、毒性当量（TEQ）という単一の数値で表すことができます。これは、濃度と各同族体の個々のTEF値の積から得られる単一の数値です。^[1]

TEF/TEQ の概念は、リスク評価と規制管理を容易にするために開発されました。当初の TEF と現在の TEF はダイオキシンとダイオキシン類似化学物質 (DLC) にのみ適用されますが、この概念は理論的には、ダイオキシンに使用される広範な類似性基準を満たすあらゆる化学物質グループに適用できます。主に、主な作用メカニズムがグループ全体で共有されていることです。これまでのところ、DLC だけが、毒性学的類似性の証拠が非常に高いです。^[2]

これまで、ダイオキシンとフランのみを対象としたI-TEQ _DFという国際毒性当量や、いくつかの国固有のTEFなど、いくつかのシステムが運用されてきました。現在、WHO-TEQ _DFPとして表される世界保健機関の制度はPCBも含み、世界的に受け入れられています。^[1]

人間や野生動物は、単独の汚染物質にさらされることはめったになく、むしろ潜在的に有害な化合物の複雑な混合物にさらされる。ダイオキシンやダイオキシン類も例外ではない。^[3]混合物中の化学物質の影響は、単独で作用する場合とは異なることが多いため、毒性を評価する際にはこの点を考慮することが重要である。これらの違いは化学レベルで発生する可能性があり、相互作用により化合物自体の特性が変化し、標的組織で新しい用量と定量的に異なる効果が生じる。また、それらは、摂取時、体全体に輸送される時、または代謝中に受容体で生物に対して一緒に（単純な類似作用）または独立して作用し、共同効果を生み出すこともある。共同効果は、加法的（用量、反応/リスク、または測定された効果を使用）、相乗的、または拮抗的であると説明される。用量加法的反応は、混合効果が、それぞれが相対的な毒性の強さで重み付けされた成分化学物質の用量の合計によって決定される場合に発生する。リスク加法的反応は、混合効果が、独立イベントの確率法則に基づく成分リスクの合計である場合に発生する。効果加法的混合反応は、化学物質混合物への曝露の複合効果が、個々の成分の化学物質効果の合計に等しい場合に発生します（例：肝臓の相対重量の増分変化）。相乗効果は、化学物質の複合効果が、個々の効果に基づく加法的予測よりも大きい場合に発生します。拮抗効果は、複合効果が加法的予測よりも小さい場合を表します。明らかに、どの種類の加法的効果が使用されているかを識別することが重要です。これらの効果は、化学物質の根本的な作用様式と毒性のメカニズムを反映しています。 ^[4]

TEF法は、評価対象の汚染物質が混合物中で用量添加性を持つという仮定に基づいているため、ここでは添加性が重要な概念です。ダイオキシンとDLCはAhRで同様に作用するため、混合物中の個々の量を比例値、つまりTEQとして加算して、総効力を評価できます。この概念は研究によってかなりよく裏付けられています。^[5]いくつかの相互作用が観察されており、経口摂取以外への適用など、いくつかの不確実性が残っています。^[1]

2,3,7,8-TCDD やその他のダイオキシン類、ダイオキシン類似化合物を含む環境媒体への曝露は、人間だけでなく野生動物にも有害となる可能性があります。これらの化学物質は代謝に抵抗性があり、食物連鎖を通じて生物濃縮されます。これらの化合物の毒性および生物学的影響は、アリール炭化水素受容体 (AhR)を介して媒介されます。多くの場合、人間の活動の結果、これらの化学物質が環境中に DLC の混合物として存在することになります。TEF アプローチは、PAH やゼノエストロゲンなどの他の化学物質の毒性を評価するためにも使用されています。^[6]

TEFアプローチは、化学構造と挙動を考慮した、これらの化学物質に関連する加法性の基本的な仮定を使用します。^[3]各化学物質について、モデルは相対効果効力（REP）と呼ばれる個々の毒性試験からの比較尺度を使用して、TEFと呼ばれる単一のスケーリング係数を割り当てます。

2,3,7,8-テトラクロロジベンゾ-p-ダイオキシン (TCDD) は、他のダイオキシンや DLC の毒性を比較するための基準化学物質です。TCDD は最も毒性の高い DLC として知られています。他のダイオキシンや DLC には、TCDD と比較してスケーリング係数 (TEF) が割り当てられています。TCDD の TEF は 1.0 です。PCB 126 も基準化学物質として使用され、TEF は 0.1 です。^{[引用が必要]}

TEFは、WHOが定めた基準を満たすREPのデータベースを使用して、さまざまな生物学的モデルまたはエンドポイントを使用して決定され、不確実性の桁違いの推定値と見なされます。^[3] WHOのTEFアプローチに化合物を含めるために必要な特性は次のとおりです。^[3]

• ポリ塩化ジベンゾ-p-ダイオキシンまたはポリ塩化ジベンゾフランとの構造類似性
• アリール炭化水素受容体（AhR）に結合する能力
• AhRを介した生化学的および毒性反応を誘発する能力
• 食物連鎖における持続と蓄積

化学物質のすべての実行可能な REP は分布にまとめられ、TEF は対数スケールの 0.5 桁の増分に基づいて選択されます。TEF は通常、健康を保護するために REP 分布の 75 パーセンタイルから選択されます。^{[引用が必要]}

REP分布は、特定の種類の研究に重点を置くために重み付けされていません。REPの現在の焦点は、in vitroではなくin vivo研究にあります。これは、あらゆる種類のin vivo研究（急性、亜慢性など）とさまざまなエンドポイントが組み合わされ、関連するREP分布が1つのボックスプロットとして表示されるためです。^[3]

毒性当量（TEQ）は、PCDD、PCDF、PCBの混合物の毒性加重濃度を報告します。報告された値は化学物質の混合物に関する毒性情報を提供し、総濃度を報告するよりも毒物学者にとって意味があります。TEQを得るには、混合物中の各化学物質の濃度にTEFを掛け、他のすべての化学物質と合計して総毒性加重濃度を報告します。^{[1] [6]} TEQは、浄化区域の優先順位付けなど、リスク特性評価と管理の目的で使用されます。^{[引用が必要]}

混合物の毒性等価性は、個々の化合物の濃度（C _i）の合計にそれらの相対毒性（TEF）を乗じて定義される：^[6]

リスク評価 とは、環境中の汚染物質などによる悪影響の可能性を推定するプロセスです。環境リスク評価は、人間の健康と環境を保護するために実施され、米国のCERCLAで規定されている規制などの遵守を支援するためによく使用されます。リスク評価は、遡及的に、つまりスーパーファンドサイトでの汚染の危険性を評価するときに行われる場合もあれば、廃棄物の排出を計画するときのように予測的に行われる場合もあります。^{[引用が必要]}

環境中の化学物質混合物の複雑な性質は、リスク評価の課題となっている。^[6] TEFアプローチは、DLCおよび他の環境汚染物質の毒性を相加効果で評価するために開発され^[6]、現在、世界保健機関によって承認されている^[1]。

ダイオキシンやDLCへの人間の曝露は、国民や規制当局の懸念の原因となっている。^[5]健康への懸念には、内分泌、発達、免疫、発がん性への影響が含まれる。^[12]曝露経路は主に、肉、乳製品、魚、母乳などの動物性食品の摂取による。^[12]しかし、人間は調理済みの食品や野菜に含まれる高レベルの「天然ダイオキシン」にも曝露している。人間の食事は、TEQの総摂取量の95%以上を占めている。^[12]

ヒトへのリスクは、通常、既知の汚染物質の摂取量、または血液や脂肪組織のサンプルから計算されます。しかし、ヒトの摂取データは限られており、血液や組織からの計算は十分に裏付けられていません。このため、TEFをヒトへのリスク評価に適用するには限界があります。^[13]

野生生物へのDLC曝露は、陸上および水生生息地への大気沈着（廃棄物焼却など）や廃棄物排出物による汚染など、さまざまな発生源から生じます。汚染物質はその後、食物連鎖を通じて生物蓄積します。WHOは魚類、鳥類、哺乳類の種ごとにTEFを算出していますが、一部の化合物については分類群間で桁違いの差があります。哺乳類と比較すると、魚類はモノオルトPCBに対する反応性が低いです。^[3]

TEFアプローチDLCリスク評価は、さまざまな程度の不確実性を伴う特定の仮定の下で実行されます。これらの仮定には以下が含まれます。^{[3] [5]}

• 個々の化合物はすべて同じ生物学的経路を通じて作用する
• 個々の効果は用量に応じて加算される
• 用量反応曲線も同様の形状をしている
• 個々の化合物は体全体に同様に分布している

TEF は、すべての影響、すべての曝露シナリオ、すべての種に対して同等であると想定されていますが、これは現実ではない可能性があります。TEF 法は、AhR メカニズムに関連する毒性効果のみを考慮しますが、一部の DLC 毒性は他のプロセスによって媒介される場合があります。用量の加法的性質は、すべての DLC および曝露シナリオ、特に低用量の場合には適用できない可能性があります。拮抗作用を引き起こす可能性のある他の化学物質との相互作用は考慮されておらず、それらは種に固有のものである可能性があります。ヒトの健康リスク評価に関しては、動物実験からの相対的効力の推定値は、ヒトに対する毒性を予測するものと想定されていますが、AhR には種固有の違いがあります。^[5]それにもかかわらず、in vivo混合物研究では、WHO 1998 TEF 値が 2 倍以内の係数で混合物の毒性を予測したことが示されています^[1] 確率的アプローチは、TEF 値に存在する不確実性のレベルをより適切に説明できるため、TEF の決定に有利になる可能性があります^[1]

TEF値は主に経口摂取研究から計算されるため、土壌、堆積物、水などの非生物的マトリックスを評価するためにTEF値を使用することは問題があります。^[1]

TEF の開発とその使用法については、1980 年代にまで遡る長い歴史があります。科学が進歩するにつれて、実施されている新しい研究が TEF を割り当てるための基準に影響を与えます。世界保健機関は、新しいデータと併せて TEF を割り当てる方法について世界的な合意に達するために専門家パネルを開催しました。各国は独自の TEF 値を推奨しており、通常は WHO の世界的な合意による TEF を支持しています。^[5]

メカニズムを考慮すると、PCB 37、PBDD、PBDF、PXCDD、PXCDF、PCN、PBN、PBBはTEFの概念に含めることができます。しかし、これらの化合物のほとんどはヒトへの暴露データが不足しています。そのため、これらの化合物のTEF値は現在検討中です^[1]

• ダイオキシン類およびダイオキシン類似化合物

• TRI ダイオキシンおよびダイオキシン様化合物の毒性同等性報告規則 – 提案規則 (米国 EPA) 2012 年 10 月 2 日の Webcitation にアーカイブされています。