Miljøprojekt, 974 – Principper for sundhedsmæssig vurdering af kemiske stoffer med henblik på fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og vand

Principper for sundhedsmæssig vurdering af kemiske stoffer med henblik på fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og vand

8 Kombinationseffekter

Risikovurderinger af kemiske stoffer og efterfølgende reguleringsmæssige tiltag, som for eksempel fastsættelse af kvalitetskriterier for kemiske stoffer i luft, jord og drikkevand, baseres generelt på data fra undersøgelser af de enkelte stoffer. Mennesker udsættes imidlertid for en lang række kemiske stoffer samtidigt, og disse stoffer kan potentielt have både de samme og forskellige effekter. Som følge heraf er myndighederne nødt til at tage stilling til sådanne kemiske “coctails” for at sikre, at disse ikke har uforudsete helbredseffekter. Institut for Fødevaresikkerhed og Ernæring har derfor for Miljøstyrelsen og Fødevaredirektoratet udarbejdet en rapport over den nuværende viden om kombinationseffekter af kemiske stoffer i blanding (MST 2002). Nedenfor (se 8.1) er et kort uddrag fra denne rapport, inklusive rapportens hovedkonklusioner.

Som udgangspunkt fastsættes kvalitetskriterier for kemiske stoffer i luft, jord og drikkevand for det enkelte stof på baggrund af en vurdering af det pågældende stofs toksikologiske egenskaber. Såfremt der foreligger toksikologiske data for blandinger af flere stoffer, bør disse selvsagt benyttes i relation til fastsættelse af kvalitetskriterier. Men oftest foreligger denne form for data ikke. MST har for kombinationseffekter i relation til B-værdier og drikkevand fremsat administrative principper. Disse er kort gengivet i 8.2 og 8.3 respektivt.

8.1 Rapport vedrørende kombinationseffekter af kemiske stoffer i blanding

Institut for Fødevaresikkerhed og Ernæring har, som nævnt ovenfor, udarbejdet en rapport over den nuværende viden om kombinationseffekter af kemiske stoffer i blanding (MST 2002). Her gives er et kort uddrag fra denne rapport, inklusive rapportens hovedkonklusioner.

Kombinationseffekter og interaktioner mellem kemiske stoffer, for eksempel lægemidler, som gives til mennesker i store doser, har været kendt i mange år inden for farmakologien. Erfaringerne herfra er dog ikke direkte anvendelige til forudsigelse af toksiske effekter af blandinger af kemiske stoffer i miljøet og fødevarer, hvor eksponeringsniveauerne for den generelle befolkning er relativt lave, og interaktioner, som forekommer ved høje doser, er ikke nødvendigvis repræsentative for eksponering i lavdosis niveauet. Det er imidlertid et faktum, at hovedparten af vores viden om kombinationseffekter af kemiske stoffer stammer fra undersøgelser, som har anvendt doser, der er langt højere end dem, der forekommer i miljøet. Ofte har doserne overskredet tærsklerne for effekter af de enkelte stoffer i blandingen. Den umiddelbare forventning er, at eksponering for meget lavere doser sandsynligvis vil resultere i mindre grad af interaktion, som primært skyldes forskellige tærskelværdier og mætningsfænomener, for eksempel med hensyn til metabolismen (aktivering/deaktivering) af stofferne i organismen.

Forudsigelse af de toksikologiske egenskaber af en blanding af kemiske stoffer kræver ideelt detaljeret information om blandingens sammensætning og om virkningsmekanismerne for hvert enkelt stof i blandingen. Som regel er sådanne detaljerede oplysninger ikke til stede.

Et af de vigtigste punkter, som indledningsvis skal afklares, er hvorvidt der vil forekomme interaktioner eller ej. Interaktioner i form af synergistiske eller antagonistiske effekter. Synergistiske effekter optræder, når den samlede effekt af to kemiske stoffer er større end summen af effekterne af hvert enkelt stof alene, mens en antagonistisk effekt optræder, når den samlede effekt af to kemiske stoffer er mindre en summen af effekterne af hvert enkelt stof alene. Selv om stofferne ikke påvirker hinanden (ingen interaktion), er der alligevel grund til at overveje, om de skal vurderes ud fra principper om dosis addition eller effekt/respons addition. Dosis addition anvendes, når stofferne har helt samme virkningsmåde og danner baggrund for toksicitetsækvivalenter, mens effekt/respons addition (hvor den teoretiske baggrund er kompliceret) typisk finder anvendelse, når stofferne har enten samme type effekt (f.eks. kræftfremkaldende effekt) eller respons (f.eks. samme målorgan, men forskellig virkningsmåde). Disse tre basale principper (ingen interaktion, synergi, antagonisme) for kombinationseffekter af kemiske stoffer er helt teoretiske, og ofte er man nødt til at tage hensyn til to eller alle tre koncepter samtidig, når blandinger består af mere end to stoffer, og toksicitetsmålene er komplekse.

En Hollandsk forskergruppe har gennemført et forskningsprogram for at afprøve en hypotese om, at eksponering for blandinger af kemiske stoffer i (lave) ikke-toksiske doser af de individuelle stoffer, som en regel ikke vil være sundhedsmæssigt betænkeligt. En af grundene var, at de fleste retningslinier fra nationale og internationale myndighed ofte foreslår at anvende modeller baseret på simpel ”dosis addition” eller ”respons addition” til vurdering af stofblandinger, og herved totalt ignorerer ethvert kendskab til stoffernes virkningsmekanismer. Det er klart, at sådanne fremgangsmåder i høj grad vil overestimere risikoen, når der er tale om stoffer med virkningsmekanismer, hvor antagelsen af additive effekter ikke gælder. For blandinger af stoffer, som vides at have samme virkningsmekanisme og derfor ikke vil udvise interaktioner, er en kumulativ fremgangsmåde baseret på enten dosis- eller respons addition det rette valg.

Ud fra resultaterne af eksperimentelle korttids studier konkluderede den Hollandske gruppe, at eksponering for blandinger af arbitrært udvalgte kemiske stoffer klart viste fravær af fuld additiv effekt og gav en vis evidens for delvis additivitet, når alle stofferne i blandingen blev indgivet i doser svarende til deres egne nul-effektniveauer (NOAELs). Ved en smule lavere dosisniveauer, blev der ikke fundet tegn på toksiske effekter. Denne konklusion gjaldt kombinationer af stoffer, som enten havde forskellige målorganer og/eller forskellige mål i det samme organ, det vil sige, at de havde forskellige virkningsmekanismer. Derfor udgør eksponering for sådanne blandinger ikke en større risiko end eksponering for det enkelte stof under forudsætning af, at eksponeringsniveauerne er enten omkring eller lavere end de individuelle stoffers NOAELs. Ved eksponeringsniveauer, som er højere end NOAELs, kan der ses både synergistiske og antagonistiske effekter, afhængigt af stofferne. Gruppen konkluderer samlet, at når eksponeringsniveauerne for de enkelte stoffer i en blanding er på ADI/TDI-niveau, så kan der ikke forventes nogen øget risiko.

Anvendelse af “dosis addition” metoder i risikovurderingen af kemiske stoffer i blandinger er kun videnskabeligt forsvarlig, når alle kemiske stoffer i blandingen virker på samme måde, med den samme mekanisme, og kun er forskellige med hensyn til deres potens. Samme virkningsmekanisme kan antages at være til stede hvis to stoffer:

Risikovurderingen af eksponering for blandinger af veldefinerede kemiske stoffer bør udnytte de toksikologiske databaser optimalt. Ideelt bør udgangspunktet for vurderingen være en dosis af hver enkelt stof, der er associeret med et bestemt biologisk respons (f.eks. ED10, ED20), da dette tager hensyn til alle tilgængelige dosis-respons data. Et udgangspunkt baseret på doser, som giver et bestemt respons, bør altid foretrækkes frem for at anvende NOAEL, fordi NOAEL er en enkelt punktværdi og ikke et mål for et biologisk respons. Udgangspunktet for de individuelle stoffer bør ideelt også baseres på studier med samme dyreart og med samme administrationsvej. De data, der er tilgængelige for de fleste kemiske stoffer, tillader imidlertid ikke en estimering af for eksempel ED10 og relative potenser må derfor ofte baseres på NOAEL som udgangspunkt.

8.1.1 Forslag til generel fremgangsmåde

Det er vigtigt først at skelne mellem simple blandinger og komplekse blandinger. En simpel blanding består af et relativt lille antal stoffer (f.eks. 10 eller færre), og blandingens sammensætning er kendt, både kvalitativt og kvantitativt. En kompleks blanding indeholder derimod mere end 10, måske hundreder eller tusindvis af stoffer, og den kvalitative og kvantitative sammensætning kendes ikke fuldt ud. Der bør også skelnes mellem analyse af hele blandinger (top-down approach) og analyse af de enkelte komponenters interaktioner (bottom-up approach). Den sidstnævnte fremgangsmåde kræver forståelse af de grundlæggende koncepter vedrørende kombinationseffekter af kemiske stoffer.

Groten et al. (2001) har foreslået generelle fremgangsmåder til sikkerhedsvurdering af simple og komplekse blandinger. For simple blandinger er den mest pragmatiske og måske enkleste måde at teste blandingens toksicitet uden at identificere hvilke typer af interaktioner, der optræder mellem blandingens komponenter. Resultaterne af en sådan testning kan imidlertid kun anvendes til fareidentifikation og risikovurdering af eksponering for denne specielle blanding. En mere detaljeret fremgangsmåde er at undersøge kombinationseffekterne mellem blandingens individuelle komponenter. Her kan der anvendes forskellige undersøgelsesdesign, afhængig af blandingens kompleksitet og antallet af stoffer i blandingen. Det største problem ved vurderingen af resultaterne er at afgøre, hvorvidt komponenterne påvirker de samme toksikologiske processer, gennem den samme virkemåde, eller om deres virkemåder er funktionelt uafhængige.

Med hensyn til komplekse blandinger anbefales det at anvende en to-trins fremgangsmåde, dersom blandingen ikke kan testes direkte. Først identificeres de ”n” (f.eks. 10) mest risikofyldte stoffer i blandingen. Dernæst gennemføres fareidentifikation og risikovurdering af de (10) prioriterede stoffer under anvendelse af procedurerne beregnet til vurdering af simple, veldefinerede blandinger:

Udvælgelse af “top 10” stofferne under første trin bør baseres på eksponeringsniveauerne og graden af toksicitet af de individuelle stoffer. Jo større risikokvotienten (RQ) er, jo højere er sandsynligheden for skadelige effekter i mennesker (dvs. højere risiko), og des højere skal stoffet rangeres på listen over de prioriterede stoffer. Fareidentifikation og risikovurdering af den udvalgte blanding af stoffer (“top 10” stofferne) bør baseres på toksicitetsdata, på kendskab til virkningsmekanismerne for de individuelle stoffer, og på forudsigelse af tilstedeværelse eller fravær af additive eller potentierende interaktive effekter mellem de udvalgte stoffer. For at kunne forudsige kumulativ effekt (additivitet) eller interaktion er det nødvendigt med kendskab til den formodede virkningsmekanisme. Udarbejdelse af et system til klassifikation af kemiske stoffer på basis af deres virkningsmekanismer vil derfor være ekstremt nyttigt.

Udvælg et begrænset antal stoffer (f.eks. 10) med det største potentiale for risiko, ved at anvende risikokvotienten (RQ):

Med andre ord, udvælg blandingens “top 10” stoffer

Identificer fare og vurder risiko for den udvalgte blanding af de (“10”) prioriterede stoffer, under anvendelse af principperne for vurdering af simple blandinger af kemiske stoffer.

En pragmatisk fremgangsmåde: Foretag begrænsede toksikologiske studier f.eks. et 4-ugers rotteforsøg og en screeningstest for genotoksicitet med den udvalgte blanding af de (“10”) prioriterede stoffer, under anvendelse af eksponeringskoncentrationer, der er f.eks. 3-10 gange højere end i den komplekse blanding.

Vurderingen antager implicit, at fare og risiko ved eksponering for den definerede (“top 10”) blanding af stoffer er repræsentativ for fare og risiko ved eksponering for hele den komplekse blanding.

8.1.2 Simple blandinger af pesticider i fødevarer

Instituttet for Fødevaresikkerhed og Ernæring har udarbejdet en rapport om kombinationseffekter af pesticider i fødevarer for Fødevaredirektoratet (Reffstrup 2002). I rapporten foreslås det, at risikovurderingen af pesticidrester i fødevarer foretages på en “case-by-case” basis, hvor de kemiske og toksikologiske data vurderes i en proces, der lægger vægt på den foreliggende evidens. Det foreslås generelt at anvende hazard index metoden med ADI (hvor de individuelle sikkerhedsfaktorer er inkluderet) og ikke NOAEL (hvor sikkerhedsfaktorer ikke er inkluderet) som den acceptable nævner ved beregning af de individuelle hazardkvotienter. Dog bør toksicitets ækvivalentfaktor metoden (TEF) anvendes i de tilfælde, hvor vægten af evidens peger på, at stofferne i blandingen har samme virkningsmåde (som f.eks. organophosphaterne).

8.2 Kombinationseffekter i relation til B-værdier

MST (2001) har for kombinationseffekter i relation til B-værdier og samtidig emission af flere stoffer fremsat følgende administrative principper:

Når stofferne virker uafhængigt af hinanden, det vil sige ikke påvirker hinandens effekt, skal B-værdierne for stofferne hver for sig være overholdt. Afkasthøjden skal fastsættes på grundlag af det stof, der giver den største spredningsfaktor.

Hvis stofferne påvirker hinandens effekter og virkemåde, vil man for visse stofblandinger kunne risikere, at stofferne kan forstærke hinandens effekter, det vil sige have en synergistisk virkning. Erfaringerne fra dyreforsøg tyder på, at sådanne effekter først gør sig gældende, når stofferne hver især er til stede i en koncentration i luften, der i sig selv vil medføre effekter, det vil sige er til stede over deres individuelle nul-effektniveau.

Da B-værdien for det enkelte stof typisk er fastsat ud fra data vedrørende nul-effektniveauet og under anvendelse af en usikkerhedsfaktor, vil der ikke forventes effekter ved B-værdien. Overholdelse af stoffernes individuelle B-værdier vurderes derfor umiddelbart at sikre, at interaktion mellem stofferne, herunder forstærkende effekter, ikke kan forekomme. Afkasthøjden skal derfor fastsættes på grundlag af det stof, der giver den største spredningsfaktor.

Når stofferne har samme effekter og virkemåde, er der grundlag for at summere eksponeringsbidraget for de enkelte stoffer. Der bør i praksis ske addition i B-værdisammenhæng for ensvirkende stoffer, når 1) stofferne er homologe stoffer (stoffer fra samme kemiske stofgruppe som for eksempel alkoholer, ketoner eller ethere) og 2) stofferne tilhører samme stofgruppe i Luftvejledningen og 3) stofferne har sundhedsrelaterede B-værdier (det vil sige, at de ikke er mærket med et L).

Hvis alle 3 punkter er opfyldt, bør afkastberegningen foretages på grundlag af den samlede emission af stofferne. Det kan ske ve at fastlægge den resulterende Br-værdi (se formlen nedenfor). Denne Br-værdi er udtryk for en samlet B-værdi for blandingen, beregnet på grundlag af de enkelte stoffers kildestyrke og B-værdier.

8.3 Kombinationseffekter i relation til kvalitetskriterier for drikkevand

Som udgangspunkt fastsættes kvalitetskriterier for kemiske stoffer i drikkevand for det enkelte stof på baggrund af en vurdering af det pågældende stofs toksikologiske egenskaber. Dog er der i henhold til bekendtgørelse om vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg (MEM 2001) fastsat kvalitetskrav for en række grupper af stoffer i drikkevand, for eksempel sum af trihalomethaner, sum af øvrige phthalater, anioniske detergenter.

MST (1992) har for kombinationseffekter i relation til forekomst af nærtbeslægtede stoffer hidtil anvendt additionsformlen:

Det er anført, at additionsformlen kun kan benyttes for stoffer, der medfører beslægtede effekter, det vil sige stoffer, der for eksempel alle er neurotoksiske. Ved anvendelsen af additionsformlen tages der således ikke hensyn til en eventuel synergistisk eller antagonistisk effekt. Såfremt der er kendskab til størrelsen af synergistiske eller antagonistiske effekter, bør denne viden selvfølgelig indgå i vurderingen.

8.4 Referencer

Groten JP, Feron VJ and Sühnel J (2001). Toxicology of simple and complex mixtures. Trends in Pharmacological Sciences 22, 316-322.

MEM (2001). Bekendtgørelse om vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg. BEK nr. 871 af 21. september 2001. Miljø- og Energiministeriet.

MST (2002). Combined actions and interactions of chemicals in mixtures. The toxicological effects of exposure to mixtures of industrial and environmental chemicals. Miljøprojekt …… Endnu ikke publiceret.

MST (2001). Luftvejledningen. Vejledning Nr. 2 2001. Miljøstyrelsen, Miljø- og Energiministeriet.

MST (1992). Sundhedsmæssig vurdering af kemiske stoffer i drikkevand. Vejledning fra Miljøstyrelsen Nr. 1 1992. Miljøministeriet, Miljøstyrelsen.

Reffstrup TK (2002). Combined actions of pesticides in food. Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri, Fødevaredirektoratet. FødevareRapport 2002:19.