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

Sammenfatning

I henhold til Miljøbeskyttelsesloven kan ministeren fastsætte krav til udledning af miljøfaktorer til miljøet og til kvaliteten af de omgivende medier, jord, luft og vand. I administrationen af miljølovgivningen fastsætter Miljøstyrelsen sundhedsmæssigt baserede kvalitetskriterier for en lang række kemiske stoffer i jord, luft og drikkevand. Principperne for fastsættelse af disse kvalitetskriterier er beskrevet i Miljøstyrelsens Vejledning nr. 1 om Sundhedsmæssig vurdering af kemiske stoffer i drikkevand fra 1992, og i bilag til Miljøstyrelsens Vejledning nr. 6 fra 1990, Begrænsning af luftforurening fra virksomheder. Disse principper er beskrevet i rapportens kapitel 1, hvor der endvidere er en meget kort gennemgang af de eksisterende principper for risikovurdering af kemiske stoffer inden for EU samt en kort omtale af forsigtighedsprincippet. Set i lyset af den udvikling, der er foregået inden for området i de seneste ti år, er der opstået et behov for en opdatering af principperne for fastsættelse af kvalitetskriterierne.

Formålet med denne rapport er således at gennemgå den nyere udvikling inden for risikovurdering af kemiske stoffer og give forslag til, hvorledes elementer herfra kan inkluderes i Miljøstyrelsens arbejde fremover. Endvidere er formålet, at den praksis, der er fremkommet ved anvendelse af de hidtidige principper for fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og drikkevand, i størst muligt omfang inkluderes i de opdaterede principper. Hensigten med rapporten er således at beskrive den fagligt/tekniske baggrund for, at Miljøstyrelsen kan udarbejde en ny vejledning på området.

Det videnskabelige grundlag for fastsættelse af sundhedsmæssigt baserede kvalitetskriterier for kemiske stoffer i luft, jord og drikkevand udgøres af en farlighedsvurdering, en dosis-respons(effekt) vurdering (farlighedskarakterisering), samt en eksponeringsvurdering.

Farlighedsvurderingen og farlighedskarakteriseringen tager udgangspunkt i undersøgelser af det pågældende stofs toksikologiske effekter i mennesker og i dyr. Datagrundlaget herfor er beskrevet i rapportens kapitel 2. Data hentes primært fra internationale og nationale kriteriedokumenter, via litteratursøgning i internationale databaser, samt fra originalartikler. Endvidere anvendes også upublicerede data fra risikovurderingsrapporterne i EU's risikovurderingsprogram samt i visse tilfælde upublicerede data stillet til rådighed af industrien. Da data således oftest er samlet sammen fra sekundære kilder, foretages der som sådan ikke en egentlig toksikologisk bedømmelse af de enkelte studier. Dog søges originalartiklen altid fremskaffet for de(t) studie(r), der ligger til grund for udpegning af de(n) kritiske effekt(er).

Humane data kan stamme fra case reports (f.eks. forgiftningssager), kliniske undersøgelser, undersøgelser af frivillige forsøgspersoner, arbejdspladsundersøgelser, samt epidemiologiske undersøgelser (befolkningsundersøgelser). For langt de fleste kemiske stoffer foreligger der imidlertid ikke velegnede humane data, hvorfor kvalitetskriterierne hyppigst baseres på dyreeksperimentelle undersøgelser. Ideelt set ønskes der ved fastsættelsen af kvalitetskriterier et fuldt datasæt bestående af dyreeksperimentelle undersøgelser til vurdering af følgende toksikologiske egenskaber: toksikokinetik, akut toksicitet, irritation, sensibilisering, toksicitet ved gentagen administration af stoffet, mutagenicitet og genotoksicitet, carcinogenicitet, samt effekter på reproduktion og fosterudvikling. Det skal her understreges, at der ved fastsættelse af kvalitetskriterier altid tages udgangspunkt i den eksisterende viden. Det vil sige, at der ikke igangsættes nye undersøgelser med henblik på at belyse toksikologiske effektområder, hvorom den eksisterende viden er mangelfuld. Det skal også bemærkes, at ikke nødvendigvis alle tilgængelige oplysninger om et givent kemisk stof er relevante i farlighedsvurderingen af det pågældende stof med henblik på fastsættelsen af kvalitetskriterier.

Eksponering for et givent stof kan medføre forskellige effekter varierende fra lette gener til dødeligt forløbende forgiftninger. Forløbet er ofte relateret til koncentrationen eller dosis af stoffet. Et enkelt studie (epidemiologisk såvel som dyreeksperimentelt) kan således ofte afsløre forskellige typer af effekter afhængigt af de forskellige koncentrationer eller doser, som mennesker eller dyr har været udsat for i det pågældende studie. Som et led i farlighedsvurderingen foretages der således for hvert enkelt studie en vurdering af dosis-effektsammenhænge, det vil sige en karakterisering af sammenhængen mellem dosis (eller koncentration) af stoffet og de observerede effekter. Derudover foretages også en vurdering af dosis-responssammenhænge, det vil sige en karakterisering af sammenhængen mellem dosis (eller koncentration) af stoffet og forekomst/hyppighed og alvorlighed af de observerede effekter. Principperne for selve farlighedsvurderingen og farlighedskarakteriseringen er beskrevet i rapportens kapitel 3. I dette kapitel er der endvidere inkluderet en omtale af sensibilisering for kemiske stoffer (3.5), kvalitativ vurdering af kræftfremkaldende stoffer (3.6), samt specifikke effekter hos forsøgsdyr hvor relevansen for mennesker er omdiskuteret (3.7).

Ved vurdering af alvorligheden af de observerede effekter skelnes der mellem effekter som sådan og skadelige effekter. Generelt betragtes effekter som følge af eksponering for et givent stof som skadelige, når der er tale om væsentlige forandringer i morfologi, fysiologi, funktion, vækst, udvikling, og/eller levetid hos eksponerede individer, og når forekomsten hos denne gruppe er signifikant højere end i kontrolgruppen. Ved farlighedsvurderingen skelnes der endvidere mellem systemiske og lokale effekter. Systemiske effekter optræder i organismen efter optagelse af stoffet via luftvejene, mave-tarmkanalen, og/eller huden. Under lokale effekter henregnes effekter, der optræder lokalt i luftvejene eller i mave-tarmkanalen samt direkte effekter på hud og øjne.

I vurderingen af det enkelte studie indgår også en udpegning af nul-effektniveau og det laveste effektniveau for en given effekttype.

Farlighedsvurderingen og farlighedskarakteriseringen munder ud i en udpegning af den kritiske effekt, det vil sige den effekt, der anses for at være den væsentligste for fastsættelse af et sundhedsmæssigt baseret kvalitetskriterium. Ved identifikation af den kritiske effekt sammenholdes og vurderes alle de informationer, der er samlet sammen under vurderingerne af alle de enkelte studier. Det vurderes, hvor alvorlige de pågældende effekter er og ved hvilke doser (koncentrationer), de pågældende effekter optræder, ligesom der sondres mellem effekter og skadelige effekter, mellem systemiske og lokale effekter, samt hvorvidt effekter observeret hos forsøgsdyr er relevante for mennesker. Endelig fastlægges der et nul-effektniveau for den kritiske effekt hvis muligt. I relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og drikkevand vurderes effekter i reglen som værende mere kritiske desto lavere koncentrationer, de optræder ved, således at nul-effektniveauet for stoffet ofte, men ikke nødvendigvis, vil være identisk med det laveste af de fastlagte nul-effektniveauer fra de enkelte studier.

Det næste skridt i fastsættelse af kvalitetskriterierne er fastlæggelse af en tolerabel daglig indtagelse (TDI). TDI er en beregnet størrelse (koncentration eller dosis), som mennesker vurderes at kunne udsættes for (tolerere) gennem et helt livsforløb, uden at der optræder sundhedsskadelige effekter. For stoffer, hvor den akutte toksicitet vurderes som værende den kritiske effekt med henblik på fastsættelse af kvalitetskriterier i luft, jord og drikkevand, giver det ikke mening at fastsætte en TDI og i stedet fastlægges den maksimale tolerable dosis/koncentration (MTD/K) som udgangspunkt for fastsættelse af kvalitetskriterierne.

Ved beregningen af TDI skelnes der mellem, hvorvidt der antages at findes en tærskel for stoffets kritiske effekt eller ej. For langt de fleste typer af effekter findes der en tærskel, det vil sige en grænse (koncentration eller dosis), hvorunder der ikke ses effekt. Tærskelværdiens størrelse afhænger af det enkelte stofs potens såvel som af det eksponerede individs følsomhed. For eksempel vil allergikere reagere på udsættelse for allergifremkaldende stoffer ved langt lavere koncentrationer end ikke-allergikere, det vil sige, at allergikere har en lavere tærskelværdi for sådanne stoffer end ikke-allergikere. For stoffer, hvor der er en tærskelværdi for den kritiske effekt, beregnes TDI med udgangspunkt i det observerede nul-effektniveau (NO(A)EL) eller det laveste observerede effektniveau (LO(A)EL) for den kritiske effekt under anvendelse af en usikkerhedsfaktor. Principperne herfor er beskrevet i rapportens kapitel 4.

Formålet med usikkerhedsfaktoren (som i andre sammenhænge er benævnt sikkerhedsfaktor, korrektionsfaktor, ekstrapolationsfaktor) er at tage højde for eventuelle mangler i den eksisterende viden og i datagrundlaget. I relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og drikkevand opdeles usikkerhedsfaktoren (UF) i tre hovedkategorier (UF_I, UF_II, UF_III).

Usikkerhedsfaktor I (UF_I) anvendes med henblik på at tage højde for, at mennesker kan være mere følsomme over for et givent stof end forsøgsdyr. Denne faktor har historisk været sat til 10. Ekstrapolation af data fra dyr til mennesker kan opfattes som omhandlende to forskellige aspekter: 1) korrektion af dosis for forskelle i kropsstørrelse mellem forsøgsdyr og mennesker, såkaldt allometrisk skalering, og 2) andre former for forskelle mellem forsøgsdyr og mennesker, som ikke nødvendigvis afspejles i forskellene i kropsstørrelse. Almindeligvis anvendes legemsvægten (W) som et udtryk for kropsstørrelsen, og korrektion for forskelle i kropsstørrelse mellem dyr og mennesker foretages sædvanligvis på basis af legemsvægt. Denne form for dosiskorrektion er imidlertid blevet kritiseret som værende utilstrækkelig, og internationalt hælder man efterhånden mest til dosiskorrektion for forskelle i kropsstørrelse på basis af stofskiftet (W^0,67). En gennemgang af den eksisterende viden understøtter, at der i relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og vand fortsat anvendes en standardværdi på 10 for UF_I, når korrektion af dosis for forskelle i kropsstørrelse mellem dyr og mennesker foretages på basis af legemsvægt. Det skal dog understreges, at det for visse stoffer og effekter samt for visse forsøgsdyr vurderes, at der sandsynligvis vil være større forskelle i følsomheden mellem forsøgsdyr og mennesker end en 10-faktor. Omvendt vurderes det også, at der i visse tilfælde kan være mindre forskelle i følsomheden mellem forsøgsdyr og mennesker end en 10-faktor.

Usikkerhedsfaktor II (UF_II) anvendes med henblik på at tage højde for, at nogle individer i befolkningen kan være mere følsomme over for et givent stof end den generelle befolkning (for eksempel børn, gravide, ældre, svækkede, kronisk syge). Denne faktor har oftest været sat til 10. Forskellene i følsomhed skyldes den biologiske variation, der findes mellem mennesker. Faktorer som alder, køn, graviditet, genotype, helbred, og livsstil kan være medvirkende til en øget biologisk følsomhed, som afspejler dels forskelle i toksikokinetik og dels i toksikodynamik. Langt de fleste data vedrørende et stofs toksiske effekter stammer som bekendt fra dyreforsøg. Datagrundlaget for et givent stof giver således sjældent kendskab til, hvorvidt det enkelte individ er mere eller mindre følsomt for det pågældende stof end den gennemsnitlige befolkning. Der er publiceret en række analyser med henblik på at belyse den interindividuelle variation mellem mennesker og dermed en vurdering af størrelsesordenen af usikkerhedsfaktor II. Sammenfattende understøtter disse analyser en standardværdi på 10 for interindividuel variation, idet denne 10-faktor for mange stoffer vurderes at tage højde for den interindividuelle variation inden for størstedelen (mere end 99%) af den humane population. Det skal dog understreges, at det for visse stoffer og effekter samt for visse undergrupper eller enkeltindivider i populationen vurderes, at der vil være større forskelle i den interindividuelle variation end denne 10-faktor.

Usikkerhedsfaktor III (UF_III) anvendes med henblik på at tage højde for kvalitet og relevans af de tilgængelige data, det vil sige usikkerheder ved fastlæggelse af nul-effektniveau eller laveste effektniveau for den kritiske effekt. I relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og drikkevand har denne faktor typisk varieret fra 1 til 100 afhængigt af datagrundlaget for det pågældende stof. I UF_III indgår elementer som for eksempel kvaliteten af datasættet, route-to-route” ekstrapolation (for eksempel omregning fra oral dosis til inhalationsdosis), “LOAEL-to-NOAEL” ekstrapolation , “duration of exposure” (for eksempel ekstrapolation fra subkronisk nul-effektniveau til kronisk nul-effektniveau), og “nature and severity of toxicity” (for eksempel kræftfremkaldende effekt eller skader på reproduktionssystemet). På baggrund af den eksisterende viden om de enkelte delelementer af UF_III er det ikke muligt at pege på en specifik størrelsesorden for en standardværdi, hverken for de enkelte delelementer af UF_III eller for UF_III som sådan. I relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og vand anbefales det derfor fortsat at fastlægge størrelsen af UF_III på baggrund af en ekspertvurdering og case-by-case under hensyntagen til det givne stofs samlede datasæt. Baggrunden for vurderingen af de enkelt delelementer i UF_III bør være så transparent som overhovedet mulig.

Som beskrevet ovenfor, vurderes de enkelte elementer (UF_I, UF_II og UF_III) i den samlede UF hver for sig. Derefter beregnes UF som produktet af hver af de enkelte UF. Ved denne fremgangsmåde kan der imidlertid i visse tilfælde opnås en meget høj samlet UF. Især kan de enkelte delelementer i UF_III bidrage til en høj samlet UF. Derfor skal der foretages endnu en vurdering af den samlede UF med henblik på rimeligheden af denne faktor i forhold til det givne datasæt. Hvis den samlede UF har en meget høj værdi (f.eks. over 10.000), bør datagrundlaget vurderes med hensyn til, om det er meningsfyldt at estimere TDI og beregne kvalitetskriterier på det foreliggende grundlag.

For nogle typer af effekter findes der muligvis ikke en tærskel. Dette antager man for eksempel for genotoksiske carcinogener, hvor den tilgrundliggende mekanisme for udvikling af tumorer er en beskadigelse af arvematerialet. Dette betyder i teorien, at en hvilken som helst eksponering, hvor lav den end måtte være, vil medføre en risiko for udvikling af tumorer, der er større end nul. Det skal dog understreges, at man internationalt i de senere år har diskuteret og fortsat diskuterer, hvorvidt der foreligger er tærskel for genotoksiske effekter eller ej. Under antagelse af at der for genotoksiske carcinogener ikke findes en tærskel, fastlægges TDI på baggrund af en kvantitativ risikovurdering. Principperne herfor er beskrevet i rapportens kapitel 5.

Der er udviklet en række modeller med henblik på at foretage den kvantitative risikovurdering. I relation til fastsættelse af kvalitetskriterier i luft, jord og drikkevand har Miljøstyrelsen siden 1990 ved estimering af en TDI for genotoksiske carcinogener anvendt den såkaldte one-hit model. Den lineære multistadiemodel (engelsk: Linearised MultiStage (LMS) model) har gennem mange år været US-EPAs foretrukne model til kvantitativ risikovurdering af genotoksiske carcinogener, og denne har ligeledes været anvendt af WHO i relation til guidelines for drikkevandskvalitet. Andre metoder/modeller til kvantitativ risikovurdering af genotoksiske carcinogener er blevet foreslået i de seneste år. For eksempel har US-EPA fremsat nye retningslinier og anbefaler nu som standard at anvende lineær ekstrapolation med udgangspunkt i en dosisdeskriptor kaldet LED₁₀ (den nedre 95% konfidensgrænse for den dosis, der er associeret med 10% ekstra risiko). Inden for EU har der været fremsat forslag om at anvende en mere simplificeret metode baseret på en dosisdeskriptor kaldet T25 (den kroniske dosis (enhed: mg/kg legemsvægt per dag), som vil give 25% af forsøgsdyrene tumorer i et specifikt væv, efter korrektion for den spontane hyppighed, indenfor den standardiserede levetid for det pågældende species). T25-metoden er blevet evalueret ved at sammenligne resultater opnået ved denne metode med resultater opnået ved anvendelse af LMS og LED₁₀. Sammenligningen med både LMS (for 33 stoffer) og med LED₁₀ (for 68 stoffer) viste en god korrelation mellem de 2 metoder indbyrdes. Dog har T25-metoden en tendens til at give et højere resultat end LMS og LED₁₀, det vil sige, at T25-metoden ikke er ligeså konservativ som LMS og LED₁₀.

I relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og drikkevand anbefales det enten at anvende one-hit modellen i den kvantitative risikovurdering til beregning af TDI eller alternativt T25-metoden. En af disse to metoder anbefales frem for LED₁₀-metoden, idet begge metoder vurderes at give resultater, der er sammenlignelige med LED₁₀-metoden, men beregningerne er mere simple og gennemskuelige og kan udføres uden anvendelse af computerbaserede beregningsprogrammer. Et forhold, der taler for anvendelse af T25-metoden frem for one-hit modellen, er, at denne metode er accepteret i relation til kvantitativ risikovurdering af genotoksiske carcinogener inden for EU's risikovurderingsprogram for eksisterende stoffer.

Som led i den kvantitative risikoberegning skal der også tages stilling til, hvilken livstidsrisiko der kan tolereres eller accepteres. Der findes hverken nationalt eller internationalt faste regler herfor, da dette i høj grad er et politisk/administrativt spørgsmål. Den tolerable livstidsrisiko kan derfor være forskellig hos forskellige myndigheder. En livstidsrisiko for at udvikle tumorer på 10^-6 betyder, at livslang eksponering for den pågældende dosis eller koncentration kan medføre, at én ud af en million eksponerede individer i princippet kan udvikle én tumor, men ikke at det nødvendigvis sker. Miljøstyrelsens hidtidige administrative praksis i relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og drikkevand har været en livstidsrisiko på 10^-6.

Den generelle befolkning kan eksponeres for kemiske stoffer ved inhalation af dampe, aerosoler og støv i luften (i indeklima såvel som udendørs), indtagelse af levnedsmidler, drikkevand og jord (jord- og støvpartikler), samt ved hudkontakt med drikkevand, jord og forbrugerprodukter. Ved en eksponeringsvurdering foretages normalt en kvantitativ vurdering af den koncentration (eller dosis) af et kemisk stof i et givent medie (luft, jord, drikkevand, og levnedsmiddel/foder), som et individ eller en population udsættes for i en given situation. I relation til fastsættelse af sundhedsmæssigt baserede kvalitetskriterier for luft, jord og drikkevand foretages der ikke en regelret eksponeringsvurdering som sådan. I stedet for tages der udgangspunkt i nogle standardværdier for indtagelse af jord og drikkevand, for hudkontakt med jord samt for inhalation af luft. Ved omregning af eksponeringskoncentrationer i de respektive medier til en gennemsnitlig daglig dosis anvendes disse standardværdier ligeledes. Dette er beskrevet i rapportens kapitel 6. Endvidere er i dette kapitel for de mest anvendte forsøgsdyr angivet de standardeksponeringsestimater for foder, drikkevand og luft, der ligger til grund for omregning af koncentrationer af kemiske stoffer i disse medier til indtagen dosis (enhed: mg/kg legemsvægt per dag).

Ved eksponering for kemiske stoffer via inhalation af luft kan der foretages omregninger mellem eksponeringskoncentrationen i luften (enhed: mg/m³) og en gennemsnitlig daglig dosis (enhed: mg/kg legemsvægt per dag) ved at inddrage kropsvægten og den daglige gennemsnitlige ventilation (volumet af luft indåndet per dag, enhed: m³/dag). Ventilationen (VR) varierer afhængigt af alder, køn, vægt, helbred og fysisk aktivitetsniveau (arbejde, løb, gang, hvile). I relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for luft har MST som udgangspunkt hidtil anvendt en standardværdi for VR på 20 m³/dag (gennemsnitsværdi for voksne). De fleste nyere undersøgelser af den gennemsnitlige daglige VR over kortere eller længere tid, herunder variationer i relation til alder, køn, vægt, helbred og fysisk aktivitetsniveau, er foretaget i USA. På baggrund af disse undersøgelser har US-EPA anbefalet for eksponering gennem længere tid at anvende en standardværdi for den gennemsnitlige daglige VR på 11,3 m³/dag for kvinder og 15,2 m³/dag for mænd (alder voksne: 19 år og opefter). For gruppen børn anbefales en række aldersspecifikke standardværdier. For eksponering i kortere tid er der på basis af forskellige aktivitetsmønstre anbefalet en række specifikke standardværdier. Standardværdien på 20 m³/dag, som MST hidtil har anvendt i relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for udeluft, vurderes i lyset af de nyere undersøgelser som værende en værdi, der ligger over gennemsnittet for befolkningen som helhed.

Ved eksponering for kemiske stoffer via indtagelse af jord kan der foretages omregninger mellem eksponeringskoncentrationen i jorden (enhed: mg/kg jord) og en gennemsnitlig daglig dosis (enhed: mg/kg legemsvægt per dag) ved at inddrage kropsvægten og den daglige gennemsnitlige indtagelse af jord (enhed: mg/dag). Denne eksponeringsvej er især relevant for mindre børn, idet børn af natur er nysgerrige og ofte undersøger ukendte ting ved at putte disse i munden. Der kan således været tale om decideret jordspisning (geophagia), men også indtagelse af jord- eller støvpartikler ved, at børnene sutter på deres hænder, legetøj eller andre genstande. Der kan være en ulige fordeling børn imellem, idet de fleste børn kun indtager relativt små mængder, mens nogle få børn spiser større mængder jord. Det sidste fænomen kaldes pica. MST har i relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for jord som udgangspunkt hidtil anvendt en standardværdi for daglig gennemsnitlig indtagelse af jord på 200 mg/dag. I relation til meget kortvarig eksponering har der som udgangspunkt været anvendt en standardværdi på 10 g/dag for at tage højde for eventuelle pica-børn. I løbet af 1990-erne er publiceret en række studier, der alle peger på, at den gennemsnitlige indtagelse af jord for mindre børn ligger under eller omkring 100 mg/dag med en 95 percentil på omkring 200 mg/dag. De fleste estimater er baseret på undersøgelser foretaget i USA. På baggrund af de nyere undersøgelser har US-EPA i 1997 for børn anbefalet en standardværdi for gennemsnitlig indtagelse af jord på 100 mg/dag (børn i alderen op til 6 år) med en 95 percentil på 400 mg/dag og for voksne en gennemsnitsværdi på 50 mg/dag. For pica børn i relation til meget kortvarige (akutte) eksponeringer er anbefalet en standardværdi på 10 g/dag. Standardværdien på 200 mg/dag, som MST hidtil har anvendt som en daglig gennemsnitsværdi for et barns indtagelse af jord i relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for jord, vurderes i lyset af de nyere undersøgelser som værende en værdi, der ligger væsentligt over gennemsnitsværdien for børn generelt og vurderes (forsigtigt skøn) som svarende til omkring 95 percentilen for børns daglige indtagelse af jord i de nyere studier.

Den generelle befolkning kan også eksponeres for kemiske stoffer i jorden ved direkte hudkontakt. Denne eksponeringsvej er især relevant for mindre børn, idet børn oftest leger på jorden og også mange gange med jorden. Voksne kan også eksponeres for kemiske stoffer i jorden ved direkte hudkontakt, for eksempel ved havearbejde. MST har i relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for jord som udgangspunkt hidtil anvendt en standardværdi for hudkontakt med jord på 1000 mg/dag (som en daglig gennemsnitsværdi for børn). Der er ikke fundet nogle studier vedrørende den gennemsnitlige daglige hudkontakt, hverken for børn eller voksne.

Ved eksponering for kemiske stoffer via indtagelse af drikkevand kan der foretages omregninger mellem eksponeringskoncentrationen i vandet (enhed: mg/liter) og en gennemsnitlig daglig dosis (enhed: mg/kg legemsvægt per dag) ved at inddrage kropsvægten og den daglige gennemsnitlige indtagelse af drikkevand (enhed: liter/dag). Indtagelsen af drikkevand varierer afhængigt af alder, fysisk aktivitetsniveau (arbejde, løb, gang, hvile), samt omgivelsernes temperatur. MST har i relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for drikkevand som udgangspunkt hidtil anvendt en standardværdi for daglig indtagelse af drikkevand på 2 liter/dag (gennemsnitsværdi for voksne). De fleste nyere undersøgelser af den daglige indtagelse af drikkevand er foretaget i USA. På baggrund af udvalgte undersøgelser har US-EPA for voksne anbefalet at anvende en standardværdi for den gennemsnitlige daglige indtagelse af drikkevand på 1,4 liter/dag og en 90 percentil på 2,3 liter/dag (alder: 19 år og opefter). For gruppen børn som sådan anbefales aldersspecifikke standardværdier. Derudover er der anbefalet specifikke standardværdier for gravide og ammende kvinder, og for aktivitet under forskellige temperaturforhold. Standardværdien på 2 liter/dag, som MST hidtil har anvendt som en gennemsnitsværdi i relation til fastsættelse af kvalitetskriterier for drikkevand, vurderes i lyset af de nyere undersøgelser som værende en værdi, der ligger noget over den gennemsnitlige indtagelse for befolkningen som helhed. Standardværdien på 2 liter/dag kan betragtes som en repræsentativ værdi for en 95 percentil for børn i alderen op til 19 år, men ikke for voksne.

Selve kvalitetskriteriet for luft, jord og drikkevand beregnes ud fra den beregnede tolerable daglige indtagelse (TDI) ved at dividere TDI (eller en procentdel af denne) med den gennemsnitlige daglige standardeksponering for det relevante medie. 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. Beregning af kvalitetskriterierne for luft, jord og drikkevand er beskrevet i rapportens kapitel 7. I dette kapitel er endvidere inkluderet en kort gennemgang af betydningen af overskridelse af kvalitetskriterier eller TDI samt af principperne for allokering, det vil sige tildeling af kun en vis procentdel af TDI til eksponering fra et givent medie.