|
Principper for sundhedsmæssig vurdering af kemiske stoffer med henblik på fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og vand 7 Kvalitetskriterier7.1 Overskridelse af kvalitetskriterier eller TDI Et sundhedsmæssigt baseret kvalitetskriterie for luft, jord og drikkevand beregnes ud fra den estimerede tolerable daglige indtagelse (TDI - se kapitel 4 og 5) ved at dividere med den gennemsnitlige daglige standardeksponering for det relevante medie (se kapitel 6). Det vil sige, at selve fastsættelsen af det enkelte kvalitetskriterie ud fra TDI er ens for stoffer, hvor der findes en tærskelværdi for de(n) kritiske effekt)er) og for genotoksiske carcinogener. De sundhedsmæssigt baserede kvalitetskriterier skal betragtes som sikkerhedsgrænser, der beskytter befolkningens sundhed, idet kvalitetskriterierne er lagt på et niveau, hvor der ikke forventes at optræde sundhedsskadelige effekter. På trods af de procedurer, der anvendes ved fastsættelse af kvalitetskriterierne, kan man ikke sikre sig, at der ved anvendelse af kvalitetskriterier kan være en vis, ikke nærmere defineret, risiko, da fuldstændig sikkerhed aldrig kan garanteres. I de tilfælde, hvor der ikke er en tærskelværdi for stoffets kritiske effekt, kan denne risiko være udtrykt kvantitativt, da det tolerable risikoniveau indgår i selve beregningen af TDI (se kapitel 5). Men selv om det sundhedsmæssigt baserede kvalitetskriterie fastsættes med udgangspunkt i tærskelværdiprincippet, er kvalitetskriteriet således et udtryk for, at en vis, ikke nærmere defineret, risiko tolereres. Dette gælder for eksempel risikoen for, at datagrundlaget ikke har været tilstrækkeligt, at de tilgængelige undersøgelser ikke har været udført tilstrækkeligt omhyggeligt, at de anvendte undersøgelsesmetoder ikke har kunnet afsløre alle skadelige effekter, eller at de undersøgte individer (mennesker eller dyr) ikke i tilstrækkelig grad har været repræsentative for de udsatte befolkningsgrupper. (MST 1990, MST 1992). 7.1 Overskridelse af kvalitetskriterier eller TDIAnvendelse af de principper og den praksis, der er indarbejdet i relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og drikkevand, repræsenterer efter Miljøstyrelsens opfattelse en forsigtighedstilgang, der har medført, at de fastsatte kvalitetskriterier opfylder målsætningen om et højt beskyttelsesniveau for befolkningen. Kvalitetskriterierne skal, som nævnt, opfattes som sikkerhedsgrænser og ikke faregrænser, det vil sige, at overskridelse af kvalitetskriterierne ikke er ensbetydende med fare, men mere et udtryk for at det beskyttelsesniveau, der sædvanligvis tilstræbes ved en konkret overskridelse, formindskes. Begrebet acceptabel daglige indtagelse (ADI), som anvendes ved vurdering af for eksempel tilsætningsstoffer, pesticidrester samt rester af veterinære lægemidler i levnedsmidler, blev oprindeligt foreslået af the Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives (JECFA) og defineret som den estimerede mængde af et tilsætningsstof (enhed: mg/kg legemsvægt per dag), der kan indtages dagligt gennem et helt livsforløb uden væsentlige sundhedsmæssige risici. Den tolerable daglige/ugentlige indtagelse (TDI / PTWI), som JECFA anvender i relation til kontaminanter i levnedsmidler, defineres på tilsvarende måde. (Larsen & Richold 1999). JECFA har imidlertid ikke givet retningslinier for, hvordan overskridelser af ADI / TDI skal vurderes. WHO (1987 – citeret fra Larsen & Richold 1999) har anført, at da data i de fleste tilfælde ekstrapoleres fra dyreeksperimentelle studier, hvor dyrene er eksponeret gennem hele levetiden, så relaterer ADI sig til en livstidsanvendelse og giver dermed en tilstrækkelig sikkerhedsmargen, så overskridelse af ADI i kortere tid ikke anses for kritisk. JECFA (1989 – citeret fra Larsen & Richold 1999) har konkluderet, at eksponering i kortere tid der medfører en overskridelse af PTWI for en kontaminant ikke giver anledning til bekymring, forudsat at den gennemsnitlige indtagelse over længere tid ikke medfører en overskridelse af PTWI. JECFA har også anført, at det ikke er muligt at foretage en generalisering i relation til det tidsrum, gennem hvilket en overskridelse af ADI / TDI / PTWI vil give anledning til forekomst af skadelige effekter, da en hvilken som helst skadelig effekt afhænger af 'nature of toxicity' og den biologiske halveringstid for det givne kemiske stof. I 1998 afholdt ILSI Europe Acceptable Daily Intake Task Force i samarbejde med the Food Chemical Intake Task Force en workshop med henblik på at belyse problematikken i relation til overskridelse af ADI / TDI / PTWI. Det specifikke formål med workshoppen var at diskutere følgende spørgsmål (Larsen & Richold 1999):
Nedenfor opsummeres konklusionerne fra workshoppen, som beskrevet af Larsen & Richold (1999). For tilsætningsstoffer, pesticidrester samt rester af veterinære lægemidler blev det vurderet, at overskridelse af ADI ikke forekommer særligt hyppigt, mens det vil forekomme jævnligt for kontaminanter. Baseret på erfaringer mente toksikologerne ikke, at der er grund til bekymring i relation til alvorlige sundhedsmæssige risici som følge af overskridelse af ADI en gang imellem, da der er en stor sikkerhedsmargen indbygget ved estimeringen af ADI og forudsat, at indtagelse over en længere periode gennemsnitligt ikke ligger over ADI. Det blev dog understreget, at overskridelse af ADI ikke er ønskelig. Det blev også erkendt, at der ikke er nogle principper, der kan tage højde for såkaldte ekstreme indtagelsesmønstre. Der var også generel enighed om, at en vurdering af betydningen af en overskridelse af ADI skal foretages case-by-case. I relation til hvilke metoder, der bør anvendes ved estimering af daglig indtagelse, er det som et første trin anbefalet at anvende en konservativ, teoretisk/hypotetisk tilgang. Hvis denne metode ikke giver et estimat for daglig indtagelse, der medfører en overskridelse af ADI, er der ikke behov for yderligere vurdering af daglig indtagelse. I tilfælde af overskridelse af ADI er den næste anbefalede tilgang at estimere en daglig indtagelse ud fra en 3-dages kostundersøgelse suppleret med et spørgeskema med en minimumpopulation på 200 individer. Hvis den estimerede daglige indtagelse stadig er højere end ADI, anbefales det at foretage en decideret risikovurdering. I relation til hvor meget ADI kan overskrides og i hvor lang tid, blev det konkluderet, at der ikke kan gives nogle generelle retningslinier herfor, og at en case-by-case vurdering altid bør foretages. Dog er der givet nogle fingerpeg, der kan være til hjælp i denne case-by-case vurdering. I de tilfælde, hvor ADI er baseret på et kronisk studie, er en overskridelse af ADI ikke acceptabel, hvis denne overskridelse forekommer gennem størstedelen af menneskets levetid. Hvis den indtagelse, der medfører en overskridelse af ADI, er for en kortere tidsperioden end den, der er anvendt i det studie, hvorpå ADI er baseret, kan man foretage en vurdering af betydningen af denne overskridelse udfra et nul-effektniveau fra et studie af kortere varighed. For tilsætningsstoffer, pesticidrester samt rester af veterinære lægemidler i levnedsmidler er den biologiske halveringstid i reglen kort, og de observerede effekter i kroniske studier skyldes muligvis gentagen påvirkning (kronisk stress) og ikke effekter som følge af akkumulering af det givne stof i organismen. For stoffer, hvor effekterne ikke er fuldstændigt reversible, bør der også foretages en vurdering af betydningen af kortvarige overskridelse af ADI med udgangspunkt i (nul)effektniveauer fra korttidsstudier. I relation til kontaminanter, hvor der er fastsat en TDI eller PTWI, blev det anbefalet at anvende de samme principper som for vurdering af overskridelse af ADI. Det blev understreget, at kontaminanter med meget lang biologisk halveringstid akkumulerer i organismen, og at de skadelige effekter som følge af eksponering først optræder, når den kritiske koncentration er opnået i målorganet. Endvidere er det anført, at der sædvanligvis er store forskelle mellem de doser, der giver anledning til effekter efter forholdsvis kort tids eksponering og de doser, der giver anledning til effekter efter lang tids eksponering. I disse tilfælde blev det vurderet, at overskridelse af TDI / PTWI for kort tids eksponering (dage, uger, måneder) eller en mindre overskridelse for lidt længere tidsperioder (måneder, år) næppe vil have nogen betydning forudsat, at den kumulerede eksponering gennem længere tid ikke medfører en overskridelse af den kritiske koncentration i målorganet. De overordnede synspunkter fra workshoppen var således, at den gennemsnitlige daglige indtagelse af tilsætningsstoffer og kontaminanter ikke bør medføre en overskridelse af ADI / TDI / PTWI gennem længere perioder. Dette princip gør sig gældende for den generelle befolkning som sådan, og hvis en overskridelse observeres for en undergruppe af den generelle befolkning bør betydningen heraf vurderes case-by-case, inklusive vurdering af indtagelsesmønstre, det toksikologiske datasæt, præcisionen af estimaterne for daglig indtagelse, samt den eksisterende lovgivning. I relation til overskridelse af kvalitetskriterier har Miljøstyrelsen i forbindelse med overskridelse af kvalitetskriterierne for drikkevand anvendt følgende retningslinier (MST 1992): For kemiske stoffer, hvor der findes en tærskelværdi for den kritiske effekt, kan overskridelse af kvalitetskriteriet med indtil en faktor 10 tolereres i en kortere periode, mens overskridelse med mere end en faktor 10 ikke kan tolereres. For stoffer, hvor ikke findes en tærskelværdi for den kritiske effekt (genotoksiske carcinogener), kan påvisning af stoffet i koncentrationer, der indebærer en livstidsrisiko for udvikling af tumorer på fra 10-6 op til 10-5 tolereres i en kortere periode, hvis det ikke er muligt straks at forbedre vandkvaliteten, indtil der kan indføres permanente afhjælpende foranstaltninger. Påvises stoffet i en koncentration, der indebærer en beregnet livstidsrisiko for udvikling af tumorer, der er større end 10-5, bør den pågældende vandforsyning lukkes. En livstidsrisiko for udvikling af tumorer på 10-6 eller mindre anses af Miljøstyrelsen for at være tolerabel, når den efter omstændighederne i øvrigt ikke kan undgås. 7.2 AllokeringNår der fastsættes et kvalitetskriterie for et kemisk stof i luft, jord eller drikkevand, bør der tages hensyn til alle de eksponeringsveje, ad hvilke den generelle befolkning kan blive eksponeret for stoffet, det vil sige via luft, levnedsmidler, og drikkevand. Dette betyder, at TDI før beregningen af det enkelte kvalitetskriterie skal fordeles på disse forskellige medier. (MST 1990, MST 1992). Såfremt det vides, at der forekommer en væsentlig eksponering for et givent kemisk stof fra andre medier end det medie, der skal fastsættes et kvalitetskriterie for, tildeles (allokeres) kun en vis procentdel af TDI til det pågældende medie, således at man sikrer sig, at bidragene fra de forskellige medier samlet ikke overskrider TDI. Denne procedure kaldes allokering. Som udgangspunkt allokeres 10% af TDI til det pågældende medie. For visse kritiske stoffer, hvor hovedbidrag kommer fra øvrige kilder kan der dog allokeres helt ned til kun 1% af TDI (for eksempel for visse pesticider), men også højere fordelingstal kan anvendes i forbindelse med konkrete vurderinger. I de tilfælde hvor bidrag fra andre medier ikke er kendt, fastsættes kvalitetskriterierne som udgangspunkt ved, at hele TDI allokeres til det pågældende medie. (Nielsen et al. 1995). I WHO (1994) er det vedrørende allokering anbefalet, at generelt bør mindre end 100% af TDI anvendes ved fastsættelse af guideline-værdier for at tage højde for, at i langt de fleste tilfælde vil eksponeringen for alle medier ikke være kendt. Endvidere er det anbefalet, at i de tilfælde hvor eksponeringen via et givent medie er meget lille (mindre end et par procent) i forhold til den totale eksponering fra alle medier, bør der ved fastsættelse af en guideline-værdi for det pågældende medie ikke anvendes allokering. WHO (1996) har i relation til fastsættelse af guidelines for drikkevand anført, at eksponeringen for kemiske stoffer via drikkevand ofte er lav i forhold til andre kilder som for eksempel levnedsmidler og luft. Derfor er der ved fastsættelse af guidelines baseret på tærskelværdiprincippet taget højde for eksponering fra andre kilder ved at allokere en vis procentdel af TDI til indtagelse via drikkevandet. I de tilfælde hvor det har været muligt, er der ved fastsættelse af guideline taget udgangspunkt i data vedrørende indtagelse af det givne stof fra de forskellige kilder, eller indtagelsen er estimeret udfra vurderinger af fysisk-kemiske egenskaber. I øvrige tilfælde er der som udgangspunkt anvendt en arbitrær faktor på 10% for indtagelse via drikkevandet. Denne faktor vurderes i de fleste tilfælde som værende tilstrækkelig til at tage højde for indtagelse af det givne stof fra andre kilder. CEN har en generel holdning til allokering i forbindelse med legetøj, idet det er hovedsynspunktet, at der kun skal allokeres 10% af TDI til legetøj. Da CEN p.t. forbereder et forslag til EU-kommissionen om en ny standard for visse organiske forbindelser i legetøj, vil dette princip blive foreslået for nogle grupper af kemikalier, men ikke for andre. 7.3 Andre forholdI relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og drikkevand kan der i visse tilfælde være behov for at justere disse yderligere. Et eksempel herpå er fastsættelse af et kvalitetskriterie for en gruppe af nærtbeslægtede stoffer (for eksempel phthalater), som ikke alle er lige godt undersøgt, og hvor kvalitetskriteriet fastsættes på baggrund af den viden, der foreligger for enkelte af de stoffer, der er inkluderet i gruppen. Her kan der således anvendes en reduktionsfaktor til at tage højde for usikkerhederne i relation til den manglende viden for det enkelte stof i gruppen. Andre forhold, som også indgår ved fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og drikkevand, er stoffets fysisk-kemiske egenskaber (for eksempel vandopløselighed, flygtighed og persistens i miljøet), dannelse af aerosoler, binding af stoffet til for eksempel partikler, baggrundsniveauer i luft, jord og drikkevand, samt udseende, lugt og smag. 7.4 Fastsættelse af sundhedsmæssigt baseret luftkvalitetskriterium og B-værdiDet sundhedsmæssigt baserede kvalitetskriterium i luft (QCluft) for et konkret stof beregnes ud fra den estimerede tolerable daglige indtagelse (TDI – se kapitel 4 og 5) eller et NOAEC/LOAEC fra et inhalationsstudie ved at dividere med den gennemsnitlige daglige ventilation (VR) (se 7.4.1). QCluft danner udgangspunkt for fastsættelse af en B-værdi (se 7.4.2), som er den enkelte virksomheds samlede maksimalt tilladelige bidrag til tilstedeværelsen af et forurenende stof i luften i omgivelserne udenfor virksomheden, det vil sige immissionen. 7.4.1 Sundhedsmæssigt baseret luftkvalitetskriteriumFølgende fremgangsmåde anvendes til beregning af det sundhedsmæssigt baserede luftkvalitetskriterium (QCluft), når TDI for de(n) kritiske effekt(er) er fra orale studier og angivet i enheden mg/kg legemsvægt/dag:
I relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for udeluft har MST hidtil anvendt en standardværdi for ventilation (VR) på 20 m³/dag og en standardværdi for legemsvægt (w) på 70 kg. Endvidere forudsættes 100% absorption efter inhalation med mindre datagrundlaget for et konkret stof er tilstrækkeligt til at foretage en konkret vurdering af absorptionsfraktionen. Følgende fremgangsmåde anvendes, når (nul)effektniveauer (NO(A)EC eller LO(A)EC) for de(n) kritiske effekt(er) er fra inhalationsstudier og angivet i enheden mg/m³:
For langt de fleste typer af systemiske effekter anses det at være den samlede dosis og ikke stoffets koncentration i luften som sådan, der er af betydning for udvikling af disse effekter. Ved fastsættelse af luftkvalitetskriteriet i disse tilfælde foretages en omregning af det fastlagte (nul)effektniveau til et gennemsnitligt døgnniveau (kontinuert eksponering) ud fra de i studiets aktuelle eksponeringsbetingelser. Det vil sige, at der kompenseres for, at eksponeringen ikke har foregået i alle døgnets timer over en fuld uge. Hvis eksponeringen for eksempel er foretaget 6 timer per dag i 5 dage per uge, korrigeres der med en faktor 6/24 til kontinuer eksponering gennem et helt døgn og en faktor 5/7 til kontinuer eksponering gennem hele ugen. For lokale effekter (effekter, der optræder lokalt i luftvejene samt direkte effekter på hud og øjne) anses det sædvanligvis at være stoffets koncentration i luften og ikke den samlede dosis som sådan, der er af betydning for udvikling af disse effekter, hvorfor der i disse tilfælde ikke omregnes til en kontinuert eksponering. Det skal bemærkes, at i nogle tilfælde vil det være stoffets lugt og ikke dets sundhedsmæssige effekter, der er bestemmende for luftkvalitetskriteriet og dermed B-værdien. Hvis der for det givne kemiske stof er foretaget en bestemmelse af lugttærsklen, danner denne udgangspunkt for fastsættelse af B-værdien. Miljøstyrelsen er mere og mere gået over til den praksis selv at få foretaget bestemmelse af lugtgrænse, idet metoder og værdier angivet i litteraturen i mange tilfælde ikke vurderes at være pålidelige. Kun litteraturværdier, hvor metoden ud fra en grundig beskrivelse vurderes for pålidelig, anvendes i relation til fastsættelse af lugtbaserede B-værdier. 7.4.2 B-værdiI henhold til Luftvejledningen (MST 2001) defineres B-værdien som den enkelte virksomheds samlede maksimalt tilladelige bidrag til tilstedeværelsen af et forurenende stof i luften som immission. Ved immission forstås forekomst i udendørs luft af forurenende stoffer i fast, flydende eller gasformig tilstand – normalt i ca. 1½ meters højde – over jordoverfladen. B-værdien anvendes ved den OML-beregning (OML: Operationel Meteorologisk Luftkvalitetsmodel) af skorstenshøjden, der skal foreligge for ethvert afkast, som udsender forurenende stoffer til luften. Fastsættelsen af luftkvalitetskriteriet, som det er beskrevet ovenfor, er baseret på en konstant udsættelse for et givent kemisk stof. Selv om emissionen fra en virksomhed er konstant, vil koncentrationen i udeluften i nedslagsområderne (immissionskoncentrationsbidraget) svinge på grund af skiftende meteorologiske forhold. I praksis vil den enkelte persons udsættelse derfor altid være stærkt varierende. Ifølge Luftvejledningen (MST 2001) er B-værdien ved OML-beregningerne en middelværdi over en time, der ikke må overskrides mere end 1% af tiden, det vil sige højst 7 timer af en måneds samlede timer. B-værdien er således ikke alene en koncentrationsangivelse, men tillige en oplysning om den tid, stoffet må virke i. Der skelnes mellem stoffer, der alene har en langtidseffekt, og hvor det er den akkumulerede dosis, der er afgørende for risikoen, og stoffer hvor virkningen er akut. Ved implementeringen af luftkvalitetskriteriet til en B-værdi er spørgsmålet om karakteren af stoffets skadelige virkninger, og den tid de virker i, afgørende for fastsættelse af B-værdien. Der skelnes mellem 4 forskellige tilfælde (MST 1990):
7.4.3 Luftkvalitetskriteriet anvendt i forbindelse med afdampning fra forurenet jordSom en generel regel må afdampning af kemiske stoffer fra en forurenet grund ikke medføre et højere bidrag til den ovenstående luft end luftkvalitetskriteriet. Et sådant kriterium for afdampning bliver især anvendt i forbindelse med afdampning af flygtige stoffer fra jorden og deres indsivning i indeklima. Luftkvalitetskriteriet anvendes alene til bidraget fra forureningerne til indeklimaet og kan således ikke anvendes som et overordnet kvalitetskriterium for det samlede indhold af den pågældende komponent i indreluften, da andre myndigheder (Arbejdstilsynet og Erhvervs- og Boligstyrelsen) har ansvaret for den overordnede kvalitet i indeklimaet. Tilsvarende anvendes luftkvalitetskriteriet som udgangspunkt til fastsættelse af tolerabelt bidrag fra forurenende stoffer, der fra en erhvervsvirksomhed siver ind i boliger i samme bygning, for eksempel indsivning af dampe fra renserivirksomhed til nabolejligheder. 7.5 Fastsættelse af sundhedsmæssigt baseret jordkvalitetskriteriumFølgende fremgangsmåde anvendes ved beregning af det sundhedsmæssigt baserede jordkvalitetskriterium, når de(n) kritiske effekt(er) ikke er akut toksicitet:
I relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for jord har MST hidtil anvendt en standardværdi for daglig indtagelse af jord (EI) på 0,2 g/dag, en standardværdi for daglig hudkontakt med jord (EH) på 1 g/dag, og en standardværdi for legemsvægt (w) på 10 kg. Følgende fremgangsmåde anvendes ved beregning af jordkvalitetskriteriet, når den kritiske effekt er akut toksicitet:
Fastsættelsen af jordkvalitetskriteriet, som det er beskrevet ovenfor, foretages for den mest følsomme anvendelse af jordområdet. Der er således taget hensyn til, at små børn, der vurderes som den mest udsatte gruppe, kommer i maksimal kontakt med jorden og bliver eksponeret i forbindelse med indtagelse af jord og ved hudkontakt med jord. 7.6 Afskæringskriterier i relation til jordSom nævnt tidligere fastsættes jordkvalitetskriteriet for den mest følsomme anvendelse af jordområdet (parcelhuse og børneinstitutioner), det vil sige, at der tages hensyn til, at børn kommer i maksimal kontakt med jorden og bliver eksponeret i forbindelse med indtagelse af jord og ved hudkontakt med jord (se 7.4). Der findes imidlertid lettere forurenede områder, primært i byer, som er forurenet i et omfang, der overstiger de fastsatte jordkvalitetskriterier. Ofte drejer det sig om bly og PAH forureninger. Områderne har en geografisk udbredelse, der ikke gør det muligt at fjerne forureningen. For sådanne områder kan der fastsættes såkaldte afskæringskriterier, hvor afskæringskriteriet angiver et niveau, der kræver fuldstændig afskæring fra forureningen. Intervallet mellem jordkvalitetskriteriet og afskæringskriteriet benævnes rådgivningsintervallet. Til dette interval, hvor jorden betragtes som lettere forurenet, er der knyttet visse forholdsregler og restriktioner til anvendelse af arealerne, når disse anvendes til boliger, børneinstitutioner og offentlige legepladser. Disse forholdsregler tilsigter at begrænse den direkte eksponering for jord ved hudkontakt og indtagelse. Miljøstyrelsen har udgivet en vejledning vedrørende rådgivning af beboere i lettere forurenede områder (MST 2000). Principperne for fastsættelse af afskæringskriterier, som er beskrevet i vejledningens bilag C (MST 2000), gengives kort her. Afskæringskriteriet fastsættes med udgangspunkt i de samme vurderinger af TDI, som har være anvendt ved fastsættelse af jordkvalitetskriteriet for det pågældende stof. En gennemgang (Larsen 1998) af international praksis har vist, at man i flere lande anvender differentierede jordkvalitetskriterier afhængig af arealanvendelsen, og at den accepterede stofkoncentration i jord stiger med en faktor 5 til 10, når anvendelsen af arealet medfører mindre adgang til frie jordoverflader, for eksempel legeplads i forhold til villahave eller park. Som udgangspunkt for fastsættelse af afskæringskriteriet er der for stoffer, hvis skadelige effekter er en følge af lang tids udsættelse, anvendt en faktor på op til 10 i forhold til jordkvalitetskriteriet, idet det skønnes at efterlevelse af rådgivning og iværksættelse af eksponeringsreducerende foranstaltninger vil kunne reducere eksponeringen med forureningskomponenterne med en faktor 10. For de stoffer, hvor jordkvalitetskriteriet er fastsat på grundlag af akut toksicitet, fastsættes afskæringskriteriet til det samme som jordkvalitetskriteriet, da det ikke anses for muligt, med tilstrækkelig sikkerhed, gennem rådgivning af forebygge, at børn i enkeltstående tilfælde indtager større mængder jord. Endvidere bør der også i forbindelse med afskæringskriteriet gælde det almene æstetiske og hygiejniske krav om, at jorden ikke må have afvigende lugt eller udseende. 7.7 Fastsættelse af sundhedsmæssigt baseret drikkevandkvalitetskriteriumFølgende fremgangsmåde anvendes ved beregning af det sundhedsmæssigt baserede drikkevandkvalitetskriterium:
I relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for drikkevand har MST hidtil anvendt en standardværdi for daglig indtagelse af vand (EI) på 2 liter/dag og en standardværdi for legemsvægt (w) på 70 kg. Kemiske stoffer, der kan trænge gennem huden, kan optages i en ikke uvæsentlig mængde i forbindelse med karbadning og brusebadning. Stoffer, der let fordamper (for eksempel mange opløsningsmidler), kan endvidere frigives fra vandet ved brusebadning og dermed indåndes og således også give et bidrag til den samlede optagelse af det pågældende stof. Omfanget af optagelsen via karbadning og brusebadning afhænger af det enkelte stofs hudgennemtrængelighed, og i hvor stor udstrækning stoffet frigives ved fordampning fra vandet. Der bør derfor i konkrete tilfælde, hvor disse bidrag vurderes særligt relevante (meget hudgennemtrængelige stoffer og/eller stoffer med høj flygtighed fra vandfasen), også tages højde for disse bidrag ved fastsættelse af drikkevandkvalitetskriteriet, således at den samlede optagelse via drikkevand og badevand ikke overskrider den del at TDI, som er allokeret til drikkevand. (MST 1992). Smag, lugt og udseende af drikkevandet har en væsentlig betydning, også selv om det ikke udgør en sundhedsfare i relation til indtagelse af drikkevand. Det vil således i nogle tilfælde være lugt, smag, eller udseende, og ikke stoffets sundhedsmæssige effekter, der er bestemmende for værdien af drikkevandkvalitetskriteriet. (MST 1992). Det er hovedprincippet, at forurening med kemiske stoffer i drikkevand ikke bør forekomme, og at man bør minimere eventuelle forureninger mest muligt, også selv om drikkevandkvalitetskriteriet ikke er overskredet (MST 1992). 7.8 ReferencerLarsen JC and Richold M (1999). Report of workshop on the significance of excursions of intake above the ADI. Regul Toxicol Pharmacol 30, S2-S12. Larsen PB (1998). Afskæringskriterier for forurenet jord. Baggrundsrapport for fastsættelse af afskæringskriterier. Miljøprojekt Nr. 425 1998. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen. MST (2001). Luftvejledningen. Vejledning Nr. 2 2001. Miljøstyrelsen, Miljø- og Energiministeriet. MST (2000). Rådgivning af beboere i lettere forurenede områder. Vejledning fra Miljøstyrelsen Nr. 7 2000. Miljøstyrelsen, Miljø- og Energiministeriet. MST (1992). Sundhedsmæssig vurdering af kemiske stoffer i drikkevand. Vejledning fra Miljøstyrelsen Nr. 1 1992. Miljøministeriet, Miljøstyrelsen. MST (1990). Begrænsning af luftforurening fra virksomheder. Vejledning fra Miljøstyrelsen Nr. 6 1990. Miljøministeriet, Miljøstyrelsen. Nielsen E, Larsen PB, Hansen E, Ladefoged O, Mortensen I, Strube M og Poulsen M (1995). Toksikologiske kvalitetskriterier for jord og drikkevand. Projekt om jord og grundvand fra Miljøstyrelsen Nr. 12 1995. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen. WHO (1996). 12. Chemical and physical aspects: introduction. In: Guidelines for drinking-water quality. Volume 2 Health criteria and other supporting information. World Health Organization, Geneva, 121-131. WHO (1994). Assessing human health risks of chemicals: derivation of guidance values for health-based exposure limits. Environmental Health Criteria 170. International Programme on Chemical Safety, World Health Organization.
|
hvor
hvor
hvor
hvor
hvor