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9 リスク評価

直鎖アルキルベンゼンスルホン酸及びその塩 (アルキル基の炭素数が10から14までのもの及びその混合物に限る。) (LAS) はアルキル基の炭素数 (鎖長数) の違いにより多種存在する。
本評価書では、LASのリスク評価の方法として、暴露では、混合物としてのLASの環境推定濃度及び推定摂取量を採用し、有害性では、LASの鎖長情報が得られている中で信頼できる最も低い濃度 (用量) で影響がみられた試験結果を用いることとする。

9.1 環境中の生物に対するリスク評価

環境中の生物に対するリスク評価は、水生生物を対象とし、その影響を3つの栄養段階 (藻類・甲殻類・魚類) で代表させる。リスク評価は、無影響濃度等 (NOEC, LC, EC) を推定環境濃度 (EEC) で除した値である暴露マージン (MOE) と、無影響濃度等として採用した試験結果の不確実係数積を比較することにより行う。

9.1.1 リスク評価に用いる推定環境濃度

本評価書では、LASのEECとして、環境庁の要調査項目における2000年度のAA～C類型における測定値の95パーセンタイルである45μg/Lを用いた (6.3参照)。

9.1.2 リスク評価に用いる無影響濃度

リスク評価に用いるLASの環境中の水生生物に対する無影響濃度等を表 9-1に示した。3つの栄養段階を代表する生物種 (藻類、甲殻類、魚類) のいずれについても長期毒性試験結果 (Holman and Macek, 1980; Maki, 1979; Radix et al.,2000; 滝田,1985) がある (7.参照)。
本評価書では、最小の無影響濃度である魚類であるファットヘッドミノーに対する致死を指標とした60日間NOEC 0.11 mg/L (平均鎖長 13.3) をリスク評価のために採用した。なお、一般に用いられるLASのアルキル基の平均鎖長は11.8 (1.参照) であることを考慮してファットヘッドミノーに対する致死を指標とした30日間NOEC 0.48 mg/L (平均鎖長 11.7) に対しても参考としてMOEの算出を行う。


表 9-1　LASの水生生物に対する無影響濃度等
生物レベル LASの鎖長 生物種 エンドポイント 濃度 (mg/L) 文献
藻類（淡水）C12Selenastrum capricornutum1）
(ｾﾚﾅｽﾄﾗﾑ)　		72時間NOEC
生長阻害
細胞数		1Radix et al.,2000
藻類（海水）C11.8 Porphyra yezoensis
(紅藻、ｽｻﾋﾞﾉﾘ)		幼芽生長阻害
細胞数		0.32滝田, 1985
甲殻類C11.2 Daphnia magna
(ｵｵﾐｼﾞﾝｺ)		21日間NOEC
繁殖阻害		1.18Maki, 1979
魚類C11.7 Pimephales promelas
(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
22日齢
(初期生活段階毒性試験)		30日間 NOEC
致死		0.48Holman & Macek, 1980
C13.3 Pimephales promelas
(ﾌｧｯﾄﾍｯﾄﾞﾐﾉｰ)
22日齢
(全生活段階毒性試験)		親: 60日間NOEC
致死
F1: 60日間NOEC
致死		0.11Holman & Macek, 1980
 1) 現学名: Pseudokirchneriella subcapitata
太字はリスク評価に用いたデータを示す。




9.1.3 暴露マージンの算出

a.　C13.3LAS
LASの環境中の水生生物に対するMOEを、魚類の致死を指標とした60日間NOECの0.11 mg/Lを用いて、以下のように算出した。

　　　MOE ＝ NOEC / EEC
＝ 110 (μg/L) / 45 (μg/L)
　　　　　 ＝ 2.4
　　　不確実係数: 室内試験の結果から野外での影響を推定するための不確実係数 (10)
　　　不確実係数積: 10

b.　C11.7LAS　(参考)
LASの環境中の水生生物に対するMOEを、魚類の致死を指標とした30日間NOEC の0.48 mg/Lを用いて、以下のように算出した。

　　　MOE ＝ NOEC / EEC
＝ 480 (μg/L) / 45 (μg/L)
　　　　　 ＝ 11
　　　不確実係数: 室内試験の結果から野外での影響を推定するための不確実係数 (10)
　　　不確実係数積: 10

9.1.4 環境中の生物に対するリスク評価結果

算出されたMOEは平均鎖長13.3の場合に2.4であり、不確実係数積10より小さく、現時点ではLASが環境中の水生生物に悪影響を及ぼすことが示唆され、優先的に詳細な調査、解析及び評価等を行う必要がある候補物質である。なお、上市されているLASの平均鎖長11.8に近い平均鎖長11.7の場合、MOEは11となり、不確実係数積10より大きいことから、環境中の水生生物に悪影響を及ぼす可能性は低いことを示唆しており、上述の評価結果と異なるため、環境中に存在するLASの鎖長の分布調査を行うことが強く望まれる。

9.2 ヒト健康に対するリスク評価

ヒト健康に対するリスク評価は、我が国の住民を対象とする。LASのヒトにおける定量的な健康影響データは得られていないため、ヒト健康に対するリスク評価には動物試験データを用いることとする (8.参照)。リスク評価は、実験動物に対する無毒性量等 (NOAEL、LOAEL) を推定摂取量で除した値であるMOEと、評価に用いた毒性試験結果の不確実係数積を比較することにより行う。

9.2.1 ヒトの推定摂取量

LASは、主として消費者製品から、わずかに飲料水及び食物 (魚類) を通じてヒトに摂取されると推定され、それぞれの経路からの1日推定摂取量は表 9-2のように整理した (6.5参照)。
経口、経皮及び全経路のヒトの体重1 kgあたりの1日推定摂取量300、42及び340 μg/kg/日を採用する。

表 9-2　LASの1日推定摂取量
摂取経路 1日推定摂取量
(μg/人/日) 		体重1 kgあたりの
1日推定摂取量
(μg/kg/日)
吸入 大気 (呼吸) － －
経口 飲料水 0.2 300
食物 (魚類) 630
消費者製品 15,000
小計 15,000
経皮 消費者製品 2,100 42
全経路 合　計 17,000 340

9.2.2 リスク評価に用いる無毒性量

LASの反復投与毒性に関しては、吸入投与試験は、調査した範囲では影響を適切に評価できる試験結果は得られなかった。経口投与試験では主として腎臓、肝臓に影響が、経皮経路では投与部位の発赤及び硬化、痂皮形成がみられている。
吸入経路におけるリスク評価に適した試験報告は得ることができなかった。
経口経路では、1年以上にわたる長期毒性試験のうち、ラットの2年間経口 (飲水) 投与した試験 (鎖長不明) におけるNOAEL 200 mg /kg/日 (千葉, 1972) また、ラットへの生涯経口 (混餌) 投与した試験 (平均鎖長11.8) におけるNOAEL 300 mg/kg/日 (藤井ら, 1977; 米山ら, 1977) がある。これらの試験では最高投与量でも有害性影響がみられず、300 mg/kg/日が現時点での無毒性量の上限であること、また、飲水のNOAEL 200 mg /kg/日はLASの鎖長が不明であることから、経口経路では、NOAEL 300 mg/kg/日をリスク評価に採用する。
経皮経路では、ラットの2年間経皮投与した試験における、投与部位の発赤及び硬化、痂皮形成を指標としたNOAEL 57 mg/kg/日 (最高投与量) (谷口ら, 1978) があるが、この値は、試験での最高投与量であり、またLASの鎖長が不明であることからリスク評価には採用しない。また、平均鎖長11.7のLASをラットに1日１回、妊娠0～20日の塗布投与した生殖・発生毒性試験結果から得られた一時接触皮膚炎、脾臓重量の減少、副腎重量の増加を指標とした母動物毒性のNOEAL 21 mg/kg/日 (西村ら, 1978) があるが、投与期間が短いことから、リスク評価に用いない。
生殖・発生毒性に関して、平均鎖長11.7のLASをラットに1日１回、妊娠0～20日の塗布投与した試験で、107 mg/kg/日で母動物に一次性接触皮膚炎、脾臓重量の減少、副腎の重量増加を、また、最高投与量の427 mg/kg/日で体重増加抑制と生殖に関して受胎率の低下を生ずるなど、母動毒性及び生殖毒性を示すが、児動物に対しては最高投与量で胎児体重の減少及び化骨遅延を生ずるものの、催奇形性を示していない (西村ら, 1978)。したがって、経皮経路では、母動物における受胎率の低下を指標とした生殖毒性のNOAELは107 mg/kg/日、また、児動物の体重減少及び化骨遅延を指標とした発生毒性のNOAELは107 mg/kg/日である。107 mg/kg/日で母動物に影響がみられるため、児動物の体重減少及び化骨遅延を指標とした発生毒性のNOAEL 107 mg/kg/日はリスク評価を行わない。しかし、母動物における受胎率低下の生殖毒性はNOAEL 107 mg/kg/日を用いてリスク評価を行う。
遺伝毒性について、感受性試験、突然変異誘起性試験、染色体異常誘発性試験、染色体試験、小核試験が陰性であることから、遺伝毒性が無いと考えられる、発がん性については、雌雄のラットに、離乳直後から0、0.02、0.1、0.5%LASの混餌を2年間投与した試験で、投与量に依存した発がんはみられていない (Buehler et al., 1971)。また、ラットに、週3回で2年間LASを経皮投与した試験で25 mg/匹までLASに特異的な発がんはみられていない (谷口ら, 1978)。

なお、我が国の環境省では2003年に化学物質の健康影響に関する暫定的有害性評価を行っているが、無毒性量等は設定していない (環境省, 2003)。

9.2.3 暴露マージンの算出

LASは、主に経口経路及び経皮経路からの摂取が推定される。ここでは経皮経路では影響を適切に評価できる試験が得られなかったため、経口投与試験から得られたNOAELを用いて、経口経路及び両経路の合計摂取量に対するMOEを算出した(表 9-3)。

a.　反復投与毒性に対する経口経路の暴露マージン
経口経路のMOEはラットの生涯 (2年以上) 経口投与 (混餌) 試験のNOAEL 300 mg/kg/日を用いて、以下のように算出した。


MOE＝NOAEL / 体重1 kgあたりの1日推定経口摂取量
＝300,000 (μg/kg/日) /300 (μg/kg/日)
＝1,000
　　　不確実係数：動物とヒトの種差についての不確実係数 (10)
　 個人差についての不確実係数 (10)
　　　不確実係数積：100

b.　反復投与毒性に対する1日合計推定摂取量での暴露マージン
最小毒性値であるラットの生涯経口投与 (混餌) 試験のNOAEL 300 mg/kg/日を用いて、以下のように算出した。

MOE＝NOAEL / 体重1 kgあたりの1日合計推定摂取量
＝300,000 (μg/kg/日) / 340 (μg/kg/日)
＝880
　　　不確実係数：動物とヒトの種差についての不確実係数 (10)
　 個人差についての不確実係数 (10)
　　　不確実係数積：100

c.　生殖・発生毒性に対する経皮経路の暴露マージン
ラットに平均鎖長11.7のLASを1日１回、妊娠0～20日に塗布投与した試験の母動物への生殖毒性のNOAEL 107 mg/kg/日を用いて、以下のように算出した。

MOE＝NOAEL / 体重1 kgあたりの1日合計推定摂取量
＝107,000 (μg/kg/日) / 42 (μg/kg/日)
＝2,500
　　　不確実係数：動物とヒトの種差についての不確実係数 (10)
　 個人差についての不確実係数 (10)
　　　不確実係数積：100


表 9-3　LASの暴露マージンと不確実係数積
毒性 摂取経路 体重1 kgあたりの
1日推定摂取量
(μg/kg/日) 		NOAEL
(mg/kg/日) 		MOE 不確実係数積
一般毒性 吸入 － 1) － 2) － 3) － 3)
経口 300 300 1,000 100 4)
経皮 42 － 2) － 3) － 3)
全経路 (合計) 340 300 880 100 4)
生殖・発生毒性 経皮 42 107 2,500 100 4)
1) 考慮しない
2) 調査した範囲では影響を適切に評価できる試験は得られていない。
3) 算出せず
4) 種差 (10)× 個人差 (10)


　　　

9.2.4 ヒト健康に対するリスク評価結果

表 9-3に示したようにLASの一般毒性における経口経路のMOE 1,000は、ヒト健康に対する評価に用いた毒性試験結果の不確実係数積100より大きい。また、全経路のMOE 880も、不確実係数積100より大きい。一方、生殖・発生毒性については、経皮経路のMOE 2,500はヒト健康に対する評価に用いた毒性試験結果の不確実係数積100より大きい。
これらの結果から、LASは、現時点ではヒト健康に悪影響を及ぼすことはないと判断する。



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