| Til bund | | Forside |

Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen Nr. 5 2008

Øget videnberedskab om kemiske stoffer i plastindustrien

Indholdsfortegnelse

Forord

Sammenfatning og konklusioner

• Baggrund og formål
• Undersøgelsen
• Hovedkonklusioner
• Projektresultater
  • Kortlægning af kemiske stoffer i den danske plastindustri
  • Web-baseret database
  • Prioritering af kortlagte stoffer
  • Stofprofiler for udvalgte stoffer
  • Faktaboks

Summary and conclusions

• Background and purpose
• The examination
• Main conclusions
• Project results
  • Mapping of chemical substances in the Danish plastics industry
  • Web-based database
  • Prioritisation of mapped substances
  • Substance profiles for selected substances
  • Fact box

1 Indledning

• 1.1 Baggrund
• 1.2 Formål
• 1.3 Projektet

2 Kortlægning af kemiske stoffer i den danske plastindustri

• 2.1 Formål
• 2.2 Metode
• 2.3 Resultat og diskussion

3 Identifikation af mulige problematiske stoffer i den danske plastindustri

• 3.1 Formål
• 3.2 Metode
• 3.3 Resultater
• 3.4 Konklusion

4 Stofprofiler for udvalgte stoffer i dansk plastindustri

• 4.1 Formål
• 4.2 Metode
• 4.3 Format og opdatering af stofprofiler
• 4.4 Resultat

5 Formidling af data via web-baseret database

• 5.1 Formål
• 5.2 Web-databasen KemiProfil
• 5.3 Opdatering af web-databasen KemiProfil

6 Øvrige formidlingsaktiviter

• 6.1 Workshop

7 Referenceliste

Bilag A – Oversigt over klassificering, begrundelse for udvælgelse og konklusion i de 16 stofprofiler, som foreligger

Bilag B – Bruttolisten

Bilag C – Prioriterede stoffer

Bilag D1 – Stofprofil for MDI

Bilag D2 – Stofprofil for TDI

Bilag D3 – Stofprofil for Bisphenol-A

Bilag D4 – Stofprofil for Styren

Bilag D5 – Stofprofil for DEHP

Bilag D6 – Stofprofil for DIDP

Bilag D7 – Stofprofil for DINP

Bilag D8 – Stofprofil for Dicumylperoxid

Bilag D9 – Stofprofil for Acrylsyre

Bilag D10 – Stofprofil for TBBPA

Bilag D11 – Stofprofil for Deca-DBE

Bilag D12 – Stofprofil for Antimontrioxid

Bilag D13 – Stofprofil for Ethylenglycol

Bilag D14 – Stofprofil for p-Benzoquinon

Bilag D15 – Stofprofil for Dibutyltinbis(methylmaleat)

Bilag D16 – Stofprofil for Methylmethacrylat

Forord

Projektet ”Viden og beredskab om kemiske stoffer i plastindustrien”er iværksat af Plastindustrien i Danmark (PD) som en del af den brancherettede indsats for 2002 – 2003. Projektet er finansieret af Udviklingsordningen under Program for renere produkter og PD.

Projektet er gennemført i et samarbejde mellem PD og Dansk Toksikologi Center (DTC), hvor DTC har stået for udførelsen af projektet. Plastcentret i Esbjerg har assisteret med funktionsbetegnelser for kemiske stoffer i relation til anvendelsen i plast.

Projektet er blevet fulgt af en følgegruppe, som har bidraget med værdifuld viden og sparring til projektet.

Medlemmer af projektets følgegruppe er:

Annette Christiansen, Miljøstyrelsen

Lars Blom, Plastindustrien i Danmark

Frank Østervemb, Færch Plast

Henrik Tornager Andersen, Færch Plast

Frederik Enemark Poulsen, Coloplast

Åge Hillersborg. Lego

Birgit Kjærside Storm, Aalborg Universitetscenter

Alexander Van Lelieveld, Forskningscentret Risø

Christine Skak, Dansk Toksikologi Center

Karl-Heinz Cohr, Dansk Toksikologi Center

Hørsholm, Juni 2004

Christine Skak, Dansk Toksikologi Center

Sammenfatning og konklusioner

• Baggrund og formål
• Undersøgelsen
• Hovedkonklusioner
• Projektresultater
  • Kortlægning af kemiske stoffer i den danske plastindustri
  • Web-baseret database
  • Prioritering af kortlagte stoffer
  • Stofprofiler for udvalgte stoffer
  • Faktaboks

Plastindustrien i Danmark (PD) har gennem et kemikalieprojekt etableret et videnberedskab i den danske plastindustri om miljø- og sundhedseffekter af plastrelevante kemiske stoffer. Projektet skal forberede den danske plastindustri til EUs nye kemikalielovgivning REACH. I projektet er der kortlagt godt 1300 stoffer, som kan forekomme i dansk plastindustri. De kortlagte stoffer er lagt ind i en web-baseret database, KemiProfil, hvor der kan søges information om stoffernes regulering og funktion i plast mv. Der er identificeret ca. 300 stoffer, som vurderes at være potentielt miljø- og sundhedsmæssigt problematiske. For 16 hotspot-stoffer er der udarbejdet stofprofiler. Hotspot-stoffer er stoffer i politisk fokus på baggrund af en mistanke om skadelige effekter på miljø og sundhed, høj-tonnage-stoffer i plastindustrien eller stoffer, hvor branchen specifikt har efterlyst viden om miljø- og sundhedseffekter. Stofprofilerne beskriver status på viden om miljø- og sundhedseffekter og regulering af de enkelte stoffer og indeholder bl.a. et letforståeligt resumé, så også ikke-fagfolk kan indhente viden om de enkelte stoffer. Stofprofilerne er tilgængelige via KemiProfil.

Baggrund og formål

EU har vedtaget en ny kemikaliestrategi kaldet REACH, som betyder, at der er ny kemikalielovgivning på vej. REACH pålægger industrien ansvaret for, at kemikalier produceres og anvendes miljø- og sundhedsmæssigt forsvarligt. Herunder skal industrien sikre, at den relevante information om miljø- og sundhedsrisici af kemikalier foreligger. Kravet om information omfatter hele produktkæden, det vil sige både producenter af kemiske stoffer og den videreforarbejdende/kemikalieforbrugende industri.

Medlemsvirksomhederne i PD er primært plastforarbejdende virksomheder. Der indgår mange forskellige kemikalier - polymerer, additiver og hjælpestoffer - i plastproduktion og -forarbejdning. Virksomhederne har derfor et stort behov for løbende opdatering af deres viden og beredskab på kemikalieområdet, og behovet forventes at stige med den kommende EU-kemikalielovgivning. Som en del af plastindustriens brancherettede indsats 2002-2003 har PD gennemført et kemikalieprojekt med det formål at etablere et videnberedskab om miljø- og sundhedseffekter af prioriterede kemiske stoffer og dermed at ruste den danske plastindustri til REACH.

Undersøgelsen

I kemikalieprojektet har PD i samarbejde med Dansk Toksikologi Center (DTC) foretaget en kortlægning og prioritering af plastrelevante kemiske stoffer med fokus på additiver og hjælpestoffer samt monomerer og i mindre grad polymerer. Kortlægningen er foretaget på baggrund af forskellige myndighedslister, kontakt til plastbranchen, håndbøger mv.. Alle kortlagte stoffer er lagt ind i en database. I databasen, som er navngivet KemiProfil, kan der søges information om de enkelte stoffers funktion i plast, klassificering, regulering i forhold til arbejdsmiljø og anvendelse i materialer beregnet til kontakt med levnedsmidler samt status i forhold til EU’s liste over farlige stoffer samt liste over potentielt hormonforstyrrende stoffer, Miljøstyrelsens Effektliste og Listen over uønskede stoffer.

De kortlagte stoffer er prioriteret på baggrund af deres miljø- og sundhedsklassificering og forekomst på Miljøstyrelsens Effektliste 2000 og Listen over uønskede stoffer 2000. Herved er der identificeret ca. 300 potentielt problematiske stoffer.

For 16 hotspot-stoffer, som er valgt i samarbejde med plastindustrien, har DTC udarbejdet stofprofiler. Hotspot-stoffer er stoffer, som enten er i politisk fokus på baggrund af en mistanke om skadelige effekter på miljø og sundhed, er højtonnage-stoffer i plastindustrien, eller er stoffer, hvor plastindustrien specifikt har efterlyst viden om miljø- og sundhedseffekter. En stofprofil beskriver den eksisterende viden om miljø- og sundhedseffekter og regulering af et stof herunder aktuelle myndighedsaktiviteter. Stofprofilerne indeholder et letforståeligt resumé, således at både fagfolk og ikke-fagfolk kan få et hurtigt overblik over de væsentligste miljø- og sundhedsforhold for et stof. Stofprofilerne er tilgængelige via databasen KemiProfil.

Det er hensigten, at data og stofprofiler i web-databasen KemiProfil opdateres og udvides løbende.

Hovedkonklusioner

• Der er kortlagt godt 1300 kemiske stoffer, som kan forekomme i den danske plastindustri. De kortlagte stoffer omfatter primært additiver og hjælpestoffer men også monomerer og i mindre grad polymerer. Ca. 300 stoffer er prioriterede som potentielt problematiske stoffer på baggrund af deres miljø- og sundhedsfareklassificering og/eller deres forekomst på Miljøstyrelsens Effektliste 2000 og Listen over uønskede stoffer 2000.
• For 16 hotspot-stoffer er der udarbejdet stofprofiler, som beskriver status for viden om miljø- og sundhedseffekter. Hotspot-stofferne er tre phthalater: DEHP, DIDP og DINP, tre flammehæmmere: decabromodiphenylether, tetrabromobisphenol-A, antimontrioxid, to isocyanater: MDI og TDI, en organisk tinforbindelse og desuden bisphenol A, acrylsyre, methylmethacrylat (MMA), p-benzoquinon, dicumylperoxid, styren og ethylenglycol.

Stofprofilerne viser at:

• styren, acrylsyre, MDI og TDI primært udgør et sundhedsproblem i arbejdsmiljø, hvor gentagen indånding af stofferne ned til den fastsatte grænseværdi indebærer en risiko for sundhedsskadelige effekter. MDI og TDI indebærer desuden en risiko for hud- og luftvejsallergi.
• MMA udgør primært en risiko for sundhedsskadelige effekter i arbejdsmiljø ved gentagen indånding ved eksponeringsniveauer over grænseværdien for stoffet. MMA medfører også en risiko for allergi ved hudkontakt.
• DEHP udgør et sundhedsproblem i arbejdsmiljø, ved eksponering af børn via forbrugerprodukter, specielt legetøj, ved eksponering af patienter via medicinsk udstyr og ved diffus eksponering af specielt børn via miljøet, herunder fødevarer og modermælk. Risikoen for sundhedsskadelige effekter hos almenbefolkningen ved diffus eksponering via miljøet er dog til diskussion, idet der er væsentlig usikkerhed om størrelsen af eksponeringen af DEHP via det ydre miljø og om omsætning og udskillelse af DEHP hos mennesker.
• Data for DIDP og DINP indikerer, at disse to phthalater ikke udgør en risiko for miljø- og sundhedskadelige effekter ved de aktuelle eksponeringsniveauer. En række phthalaters, herunder DIDP og DINP’s, mulige hormonforstyrrende effekter skal dog undersøges yderligere.
• Ethylenglycol vurderes ikke at udgøre en risiko for miljø- og sundhedsskadelige effekter i arbejdsmiljø under normale forhold eller hos forbrugere og almenbefolkning.
• MDI, styren, ethylenglycol og MMA vurderes generelt ikke at udgøre en risiko for miljøskadelige effekter.
• Phthalaterne DEHP, DIDP og DINP udgør ikke en risiko for miljøskadelige effekter. Der kan ske en ophobning af stofferne i iltfattige miljøer som spildevandsslam og havsedimenter, hvorfor spredningen af stofferne bør begrænses.
• For øvrige stoffer gælder, at der generelt mangler data til at vurdere, om stofferne udgør en risiko for skadelige effekter på miljø og sundhed.

Alle kortlagte stoffer er lagt ind i en web-baseret database, Kemiprofil, hvor der kan søges information om stoffernes regulering og funktion i plast mv. Ligeledes er stofprofiler for hot-spot-stofferne at finde i web-databasen.

Projektresultater

Kortlægning af kemiske stoffer i den danske plastindustri

På baggrund af en søgning i de nordiske produktregistres SPIN-database, forskellige myndighedslister, håndbogslitteratur og dialog med danske plastforarbejdende virksomheder er der kortlagt ca. 1300 stoffer, primært additiver og hjælpestoffer men også monomerer og i mindre grad polymerer, som kan forekomme i dansk plastindustri.

Web-baseret database

Alle kortlagte stoffer er lagt ind i databasen KemiProfil,. I databasen kan der søges nedenstående information om stofferne:

• CAS-nr.
• EINECS/ELINCS-nr.
• Stofnavn og synonymer
• Funktion i plast
• EU klassificering
• Regulering i arbejdsmiljø
• Status i forhold til anvendelse i materialer beregnet til kontakt med levnedsmidler
• Status i forhold til Miljøstyrelsens Effektliste og Listen over uønskede stoffer
• Status i forhold til EU’s liste over dokumenteret hormonforstyrrende stoffer og potentielt hormonforstyrrende stoffer

Databasen opdateres løbende. Brugere af databasen har mulighed for at komme med forslag og kommentarer til databasen, som redigeres af PD.

Prioritering af kortlagte stoffer

Der er foretaget en prioritering af de kortlagte stoffer på baggrund af stoffernes fareklassificering og eventuelle forekomst på Miljøstyrelsens Effektliste 2000 og Listen over uønskede stoffer 2000. Herved er der identificeret ca. 300 stoffer, som er klassificeret som akut giftige, kræftfremkaldende, reproduktionstoksiske, mutagene, allergifremkaldende, sundhedsskadelige ved indånding eller hudkontakt eller miljøfarlige og som samtidig forekommer på Effektlisten 2000 eller Listen over uønskede stoffer 2000. Cadmium- og blyforbindelser er sorteret fra, da stofferne er omfattet af et import- og produktionsforbud.

Stofprofiler for udvalgte stoffer

For 16 hotspot-stoffer er der udarbejdet stofprofiler, som beskriver fysisk/kemiske data, status på den eksisterende viden om miljø- og sundhedseffekter, eksponeringsforhold, status på internationale aktiviteter og regulering i forhold til stoffet, og som indeholder en oversigt over internationale ekspertgrupper, som arbejder med miljø- og sundhedsvurdering af stoffet og et indledende resumé letforståeligt for ikke-fagfolk.

Faktaboks

Der kan indhentes yderlige oplysninger om REACH på Miljøstyrelsens hjemmeside www.mst.dk og på EU-kommissionens hjemmeside http://europa.eu.int/comm/index_da.htm.

Summary and conclusions

• Background and purpose
• The examination
• Main conclusions
• Project results
  • Mapping of chemical substances in the Danish plastics industry
  • Web-based database
  • Prioritisation of mapped substances
  • Substance profiles for selected substances
  • Fact box

Through a chemical project, the Danish Plastics Federation (PD) has established a knowledge basis within the Danish plastics industry on health and environmental effects of plastic-related chemical substances. The aim of the project is to prepare the Danish plastics industry for EU’s new chemical legislation REACH. The project has mapped approximately 1300 substances that can be found in the Danish plastics industry. The mapped substances have been entered into a web-based database, KemiProfil, from which it is possible to search for information on the substances’ regulation and function in plastics etc. Approximately 300 substances have been identified which are evaluated as being potentially damaging to the health and environment. A substance profile has been prepared for 16 hotspot substances. Hotspot substances are substances which are in focus politically based on a suspicion of damaging effects to the health and environment, high-tonnage substances in the plastics industry or substances for which the trade has specifically requested more knowledge about the effects on the health and environment. The substance profiles describe the status of the knowledge on effects to the health and environment and the regulation of the individual substances. It contains inter alia an easily understood summary so that even non-professionals can obtain knowledge about the individual substances. The substance profiles are available through KemiProfil.

Background and purpose

The EU has passed a new chemical strategy called REACH which means that a new chemical legislation is on the way. REACH places the responsibility for a health and environmentally secure production and use of chemicals on the industry. Included in this responsibility is an obligation for the industry to ensure that the relevant information on health and environmental risks from the chemicals is available. The demand for information includes the entire production chain meaning both manufacturers of chemical substances and the industry which further treat and consume the chemicals.

The PD member companies are primarily companies which manufacture plastics. Many different chemicals are used in the production and manufacturing of plastics – polymers, additives and subsidiary materials. Therefore, the companies have a great demand for continually updating their knowledge and readiness in the chemical field and this demand is expected to grow with the coming EU chemical legislation. As part of the plastics industry’s trade-oriented efforts 2002-2003, PD has carried out a chemical project aimed at establishing a knowledge basis on health and environmental effects of prioritised chemical substances, thereby preparing the Danish plastics industry for REACH.

The examination

During the chemical project and in cooperation with the Danish Toxicology Centre (DTC), PD has carried out a mapping and prioritisation of plastics-related chemical substances with a focus on additives and subsidiary materials as well as monomers and, to a lesser degree, polymers. The mapping has been carried out based on different authority lists, contact to the plastics trade, handbooks etc. All mapped substances have been entered into a database. In the database, which has been named KemiProfil, it is possible to search for information on the individual substances’ function in plastics, regulation with regard to the working environment, use in materials meant for contact with food and on status with regard to EU’s list of dangerous substances as well as the list of potential endocrine disrupters, the EPA Effect List and the List of unwanted substances.

The mapped substances have been prioritised based on their health and environmental classification and their occurrence on the EPA Effect List 2000 and the List of unwanted substances 2000. This has identified approximately 300 potentially problematic substances.

DTC has prepared substance profiles for 16 hotspot substances, chosen in cooperation with the plastics industry. The hotspot substances are substances that are either in focus politically because of a suspicion of damaging effects to the health and environment or substances for which the plastics industry has specifically requested knowledge about their health and environmental effects. A substance profile describes the existing knowledge about health and environmental effects and the regulation of a substance including current authority activities. The substance profiles contain an easily understood summary so that both professionals and non-professionals can obtain an overview of the most significant health and environmental conditions for a substance. The substance profiles are available through the database KemiProfil.

It is the intention that the data and substance profiles in the web-database KemiProfil are continually updated and expanded.

Main conclusions

• Approximately 1300 chemical substances that may be found in the Danish plastics industry have been mapped. The mapped substances primarily include additives and subsidiary materials but also monomers and, to a lesser extent, polymers. Approximately 300 substances have been prioritised as potentially problematic substances based on their health and environmental hazard classification and/or their occurrence on the EPA Effect List 2000 and the List of unwanted substances 2000.
• Substance profiles have been prepared for 16 hotspot substances describing the status of knowledge about their health and environmental effects. The hotspot substances are three phthalates: DEHP, DIDP and DINP, three flame retardants: decabromodiphenylether, tetrabromobisphenol-A, antimontrioxide, two isocyanates: MDI and TDI, an organic tin compound as well as bisphenol A, acrylic acid, methylmethacrylat (MMA), p-benzoquinon, dicumylperoxide, styrene and ethylenglycol.

The substance profiles show that

• styrene, acrylic acid, MDI and TDI primarily constitute a health problem in a working environment where repeated inhalation of the substances down to the established limit value involves a risk of effects that are harmful to the health. In addition, MDI and TDI pose a risk of skin and respiratory allergies.
• MMA primarily poses a risk of effects that are harmful to the health in the working environment through repeated inhalation at exposure levels above the limit value for the substance. MMA also poses a risk of allergy by skin contact.
• DEHP poses a health problem in the working environment, when children are exposed through consumer products - particularly toys, when patients are exposed through medical equipment and when particularly children are diffusely exposed through the environment, including through food and mother’s milk. The risk of health hazardous effects to the general population through diffuse exposure in the environment is, however, being debated as there is significant uncertainties about the size of the exposure to DEHP through the outer environment and about transformation and discharge of DEHP in humans.
• Data for DIDP and DINP indicate that these two phthalates do not pose a risk of effects that are harmful to the health and environment at the current exposure levels. However, the possible endocrine disrupting effects of a number of phthalates, including DIDP and DINP, must be investigated further.
• Ethylenglycol is not estimated to pose a risk of effects that are harmful to the health and environment in normal conditions or to the consumers and general population.
• MDI, styrene, ethylenglycol and MMA are generally not estimated to pose any risk of environmentally harmful effects.
• The phthalates DEHP, DIDP and DINP do not pose any risk of environmentally harmful effects. There may be an accumulation of the substances in environments that are deficient in oxygen such as waste silt and sea sediments and spreading of the substances should be limited.
• For other substances, there is generally too few data to estimate whether they pose a risk of effects that are harmful to the health and environment.

All mapped substances have been entered into a web-based database, KemiProfil, in which information can be found on the regulation of the substances and their function in plastics etc. In addition, substance profiles for the hotspot substances can be found in the web-database.

Project results

Mapping of chemical substances in the Danish plastics industry

Based on searches in the Nordic product registers’ SPIN database, various authority lists and handbook literature as well as on a dialogue with the Danish plastic manufacturing companies, approximately 1300 substances have been mapped – primarily additives and subsidiary materials but also monomers and, to a lesser extent, polymers which can be found in the Danish plastics industry.

Web-based database

All mapped substances have been entered into the database KemiProfil. The database can be searched for the following information about the substances:

• CAS-no.
• EINECS/ELINCS-no.
• Substance name and synonyms
• Function in plastics
• EU classification
• Regulation in the working environment
• Status in relation to the use in materials that come into contact with food
• Status in relation to the EPA Effect List and the List of unwanted substances
• Status in relation to the EU list of documented endocrine disruptors and potential endocrine disruptors

The database is continually updated. The users of the database can submit suggestions to and comments about the database which is edited by PD.

Prioritisation of mapped substances

A prioritisation has been carried out of the mapped substances based on the hazard classification of the substances as well as any occurrences on the EPA Effect List 2000 and the List of unwanted substances 2000. This process has identified approximately 300 substances which have been classified as acutely toxic, carcinogenic, toxic to reproduction, mutagenic, sensitizing, health hazardous by inhalation or skin contact or as hazardous to the environment and which at the same time can be found on the Effect List 2000 or the List of unwanted substances 2000. Cadmium and lead compounds have been separated as these substances are covered by an import and manufacturing ban.

Substance profiles for selected substances

Substance profiles have been prepared for 16 hotspot substances which describe their physical/chemical data, status of the existing knowledge about effects to the health and environment, exposure conditions, status of international activities and regulations with regard to the substances and they contain a list of international expert groups that carry out health and environmental assessments of the substances. They also have an introductory summary which is easily understood by non-professionals.

Fact box

Further information can be obtained from the Danish EPA website www.mst.dk and from the EU Commission website http://europa.eu.int/comm/index_da.htm.

1 Indledning

• 1.1 Baggrund
• 1.2 Formål
• 1.3 Projektet

1.1 Baggrund

Plastindustrien i Danmark består overvejende af plastforarbejdende virksomheder, som importerer færdigblandede plastråvarer til videreforarbejdning. Et mindretal af danske plastvirksomheder tilsætter selv additiver til et polymermateriale, primært ved fremstilling af PVC-produkter. Fælles for plastvirksomhederne er, at der indgår mange forskellige kemikalier - polymerer, restmonomerer, additiver og hjælpestoffer - i deres produktion og færdige produkter. De danske plastvirksomheder har derfor et stort behov for en løbende opdatering af deres viden og beredskab på kemikalieområdet.

Plastindustriens behov for opdateret viden om kemikalier forventes at stige i fremtiden med implementeringen af EU’s nye kemikaliestrategi REACH. REACH pålægger industrien ansvaret for, at kemikalier produceres og anvendes miljø- og sundhedsmæssigt forsvarligt. Herunder skal industrien sikre, at den relevante information om miljø- og sundhedsrisici af kemikalier foreligger. Kravet om information omfatter hele produktkæden og dermed ikke alene producenter af kemiske stoffer men også den videreforarbejdende industri, som den danske plastindustri hører til.

1.2 Formål

På baggrund af et erkendt behov hos den danske plastindustri for en løbende opdatering af viden om miljø- og sundhedsrisici har brancheorganisationen Plastindustrien i Danmark (PD) gennemført projektet ”Viden og beredskab om kemiske stoffer i plastindustrien”.

Projektets overordnede formål er at etablere et vidensberedskab om kemiske stoffer i den danske plastindustri.

Delformål i projektet er:

• at kortlægge kemiske stoffer, som anvendes i dansk plastindustri, med fokus på additiver, hjælpestoffer og i mindre omfang monomerer og polymerer
• at identificere mulige miljø- og sundhedsmæssigt problematiske stoffer
• at kortlægge og formidle den eksisterende viden om miljø- og sundhedseffekter af udvalgte ”hotspot”-stoffer, således at også ikke-fagfolk kan indhente viden om stofferne
• at etablere en web-baseret database, hvor den danske plastindustri løbende kan hente opdateret information om miljø- og sundhedseffekter og regulering af plastrelevante kemiske stoffer

1.3 Projektet

En meget væsentlig del af projektet har været at etablere et vidensberedskab om miljø- og sundhedseffekter af hotspot-stoffer. Forud for projektet er der derfor gennemført et forprojekt, hvor ramme, form og format for formidling af opdateret viden om mulige effekter på miljø- og sundhed og regulering af hotspot-stoffer er blevet fastlagt.

Hovedprojektet  har været inddelt i fem faser:

Fase 1:     Kortlægning af kemiske stoffer, der anvendes i den danske plastindustri, med fokus på additiver, hjælpestoffer og i mindre omfang monomerer og polymerer.

Fase 2:     Identifikation af mulige problemstoffer i plastindustrien med fokus på miljø og sundhed samt politisk prioritering.

Fase 3:     Udarbejdelse af stofprofiler for hotspot-stoffer.

Fase 4:     Etablering af web-baseret database til formidling af viden om plastrelevante kemiske stoffer.

Fase 5:     Formidling af projektet via projektrapport og en brancherettet workshop om REACH og betydningen for den danske plastforarbejdende industri.

Kortlægningen af kemiske stoffer i den danske plastindustri (fase 1) er beskrevet i denne rapports kapitel 2.

Identifikation af mulige problemstoffer (fase 2) er beskrevet i rapportens kapitel 3.

Metode for udarbejdelse og opdatering af stofprofiler for hotspot-stoffer er beskrevet i rapportens kapitel 4, mens den web-baserede database til formidling af miljø- og sundhedsmæssig viden om plastrelevante kemiske stoffer er omtalt i rapportens kapitel 5. Kapitel 6 informerer om projektets øvrige formidlingsaktiviteter.

Referencer, der er henvist til i rapporten, er angivet i rapportens kapitel 7.

Vedlagt som bilag B findes den samlede bruttoliste over stoffer, der er kortlagte som stoffer, der anvendes i dansk plastproduktion. I bilag C findes en oversigt over de ca. 300 stoffer, der er identificeret som mulige problematiske stoffer i den danske plastindustri. Bilag A giver et kortfattet sammendrag af de 16 stofprofiler, mens stofprofiler for de enkelte hotspot-stoffer udgør rapportens Bilag D1 – D16.

2 Kortlægning af kemiske stoffer i den danske plastindustri

• 2.1 Formål
• 2.2 Metode
• 2.3 Resultat og diskussion

2.1 Formål

Der er foretaget en kortlægning af kemiske stoffer, der anvendes i den danske plastindustri med det formål at få et aktuelt overblik over stofferne og for at få et grundlag til at kunne identificere og prioritere miljø- og sundhedsmæssigt problematiske stoffer. På sigt kan der ske en videreforarbejdning af data fra kortlægningen med henblik på at udvikle et substitutionsværktøj til plastindustrien. Værktøjet kan anvendes til at udfase miljø- og sundhedsmæssigt problematiske stoffer.

2.2 Metode

I Danmark sker der en central registrering af såkaldt anmeldepligtige kemiske stoffer og materialer, som produceres eller importeres til landet. Registreringen foregår ved Arbejdstilsynets Produktregister, hvor alle producenter og importører er forpligtiget til at anmelde kemiske stoffer og produkter, som er omfattet af Arbejdstilsynets definition af farlige stoffer og materialer.

Hovedparten af de danske plastvirksomheder producerer ikke selv plastmaterialer, men videreforarbejder færdigblandede, importerede plastgranulater. Plastgranulater er normalt ikke omfattet af krav om anmeldelse hos Arbejdstilsynets Produktregister. En mindre del af de danske plastvirksomheder færdigblander selv plastmaterialer, primært i produktion af PVC-produkter. Her anvendes råvarer, som kan være omfattet af kravet om anmeldelse. Generelt anvendes der i plastindustrien desuden hjælpestoffer ved forarbejdning af plastmaterialer, som kan være omfattet af krav om anmeldelse. Samlet sker der således delvist og i mindre omfang en central registrering af kemiske stoffer og materialer, som indgår i dansk plastindustri.

De enkelte plastvirksomheder har kun delvis viden om, hvilke stoffer og produkter der indgår i deres råvarer og produktion. Det skyldes, at leverandører af råvarer og hjælpestoffer kun har pligt til at oplyse om indholdet af stoffer, som er klassificeret som farlige, og hvor der er en risiko for eksponering.

Det er således en næsten umulig opgave at kortlægge kemiske stoffer, der anvendes i dansk plastindustri, herunder også de mængder, som stofferne forekommer i.

I dette projekt er der derfor foretaget en kortlægning af kemiske stoffer, som kan indgå i dansk plastproduktion og plastprodukter. Kortlægningen er foretaget på baggrund af kontakt til udvalgte råvareleverandører til plastindustrien, en søgning i de nordiske produktregistres SPIN-database og en gennemgang af myndigheders lister over stoffer i plastmaterialer foruden håndbogslitteratur, rapporter og DTC’s systematisk indsamlede viden om stoffer i plastmaterialer. I kortlægningen er der fokuseret på additiver, hjælpestoffer og monomerer og i mindre omfang polymerer, idet de første tre grupper vurderes at omfatte de miljø- og sundhedsmæssigt mest problematiske stoffer.

Nedenfor er angivet en oversigt over kilder, som er anvendt ved kortlægningen af kemiske stoffer i den danske plastindustri.

• Indsendte stoflister fra PDs råvareleverandører.
• Online-søgning i de nordiske produktregistres SPIN-database (1). Der er lavet søgning over stoffer, som anvendtes i plastbranchen i Danmark i 2001 (seneste tilgængelige år).
• EU direktiv 2002/72/EF om plastmaterialer og –genstande bestemt til at komme i berøring med levnedsmidler, bilag lll, afsnit A og  afsnit B (2).
• Oversigt over anvendte additiver i DS mærkede PE og PVC-rør samt VA-godkendte PEX-rør. Miljøstyrelsen, 1. august 2003 (3).
• Kortlægning af kemikalieanvendelse i forskellige brancher. Rapport fra Amternes videnscenter for jordforurening, Teknik og Administration, Nr. 3 2002 (4).
• Miljøstyrelsens Liste over uønskede stoffer 2000(5). Stoffer som angives at blive anvendt i forbindelse med plastfremstilling og -forarbejdning (i mængder på mere end 100 tons om året).
• Indirect food additives and polymers. Migration and Toxicology. Victor O. Scheftel (6). Stoffer anført i kapitel 2, 3, 4 og 6.
• Kemikalier & Sikkerhed (7,8,9,10). Stoffer, som angives at blive anvendt i forbindelse med plastfremstilling og -forarbejdning.
• DTC’s systematisk indsamlede viden om stoffer i plastmaterialer.

For alle kortlagte stoffer er der indsamlet nedenstående data:

• CAS-nummer
• EINECS-nummer
• Stofnavn (EINECS)
• Synonymer
• Funktion i plast
• EU-klassificering og koncentrationsgrænser for klassificering jvf. Annex 1 til EU-direktiv 67/548/EØF. Såfremt det tyske institut Die Gewerblichen Berufgenossenschaften (BG) har fastsat en klassificering for et stof, som ikke er anført i Annex 1 til dir. 67/548/EEC, er denne klassificering anført efterfulgt af (BG) i parentes.
• Forekomst på Arbejdstilsynets liste over grænseværdier for luftforurening (11)
• Forekomst på Arbejdstilsynets liste over stoffer, der anses for at være kræftfremkaldende (11)
• Forekomst på Miljøstyrelsens Liste over uønskede stoffer 2000 (5)
• Forekomst på Miljøstyrelsens Effektliste 2000 (12)
• Forekomst i bilag lll, afsnit A og  afsnit B i Direktiv 2002/72/EF om plastmaterialer og –genstande bestemt til at komme i berøring med levnedsmidler (2)
• Restriktioner og/eller specifikationer angivet i 2002/72/EF (2)
• Forekomst på EU’s liste over dokumenteret hormonforstyrrende stoffer og potentielt hormonforstyrrende stoffer (13).

2.3 Resultat og diskussion

På baggrund af indsamling af data fra ovennævnte kilder er der fremkommet en liste på godt 1300 stoffer og stofgrupper, som der er en forventning om anvendes i forbindelse med plastproduktion i Danmark. Listen, som benævnes bruttolisten (se bilag A), omfatter primært additiver og hjælpestoffer og i et vist omfang monomerer, mens polymerer kun er medtaget, såfremt de er anført i ovennævnte referencer.

Bruttolisten skal anses som en ufuldstændig liste over kemiske stoffer, som kan indgå i produktionen på danske plastvirksomheder. Der er formentlig en række stoffer, som indgår i dansk plastindustri, men som ikke er med på listen, fordi de ikke anført i ovennævnte referencer. Det er hensigten, at listen løbende opdateres med nye stoffer.

Det må antages, at listen også omfatter stoffer, som ikke forekommer i dansk plastindustri. Der er bl.a. en række cadmiumforbindelser på bruttolisten. Cadmium og cadmiumforbindelser er omfattet af særlovgivning, som betyder, at det generelt ikke er tilladt at producere eller importere produkter, som indeholder disse stoffer (14).

Alle kortlagte stoffer på bruttolisten er lagt ind i en web-baseret database, som er nærmere omtalt i rapportens kapitel 5. I databasen kan der søges information om de enkelte stoffers funktion i plast, klassificering, regulering i arbejdsmiljø og status i forhold til Miljøstyrelsens Effektliste 2000 (12) og Listen over uønskede stoffer 2000 (5), status i forhold til EU-direktiv 2002/72/EF om plastmaterialer og -genstande beregnet til komme i berøring med levnedsmidler (2) samt status i forhold til EU’s liste over dokumenteret og potentielt hormonforstyrrende stoffer (13).

3 Identifikation af mulige problematiske stoffer i den danske plastindustri

• 3.1 Formål
• 3.2 Metode
• 3.3 Resultater
• 3.4 Konklusion

3.1 Formål

Der er foretaget en prioritering af de kemiske stoffer og stofgrupper, som er kortlagt i projektets fase 1. Det er gjort med henblik på at identificere mulige miljø- og sundhedsmæssigt problematiske stoffer i den danske plastindustri og om muligt at udpege stoffer, hvor der bør udarbejdes en stofprofil om status på viden om miljø- og sundhedseffekter og regulering af stoffet. Stofprofilerne er nærmere omtalt i rapportens kapitel 4.

3.2 Metode

Der er foretaget en trinvis prioritering af de stoffer, som er kortlagt i projektets fase 1 med henblik på at identificere potentielle miljø- og sundhedsmæssigt problematiske stoffer i den danske plastindustri. Prioriteringen af stofferne er sket på baggrund af stoffernes fareklassificering og deres status i forhold til Miljøstyrelsens Effektliste 2000 (12) og Listen over uønskede stoffer 2000 (LOUS) (5).

Ved at inddrage de ovenfor nævnte lister i prioriteringen af stoffer sikres det, at anvendte mængder af de enkelte stoffer på det europæiske og danske marked medtages, idet Effektlisten bl.a. omfatter stoffer på EU’s liste over højtonnage-stoffer (stoffer, som produceres eller importeres i EU i mængder på mere end 1000 tons/år), mens LOUS bl.a. omfatter stoffer, som ifølge Arbejdstilsynets Produktregister anvendes i Danmark i mængder på mere end 100 tons/år. Listerne omfatter samtidig stoffer, som er politisk prioriterede i Danmark på baggrund af deres miljø- og sundhedsmæssige egenskaber.

I trin 1 i prioriteringen er inddraget alle godt 1300 kortlagte stoffer og stofgrupper. I trin 2 er fra trin 1 medtaget alle klassificerede stoffer samt stoffer, som forekommer på LOUS. I trin 3 er fra trin 2 medtaget stoffer, som er klassificeret med moderat til høj akut giftighed, moderat til høj giftighed ved gentagen eksponering, kræftfremkaldende, mutagene og forplantningsskadende stoffer i kategori 1 til 3, ætsende og allergifremkaldende stoffer samt luftvejsirriterende stoffer foruden stoffer på LOUS. I trin 4 er medtaget stoffer fra trin 3, som enten forekommer på LOUS eller Effektlisten. Cadmium- og blyforbindelser er dog sorteret fra, idet disse stofgrupper er omfattet af et forbud mod import og salg (14,15) og derfor ikke anses for længere at udgøre et miljø- og sundhedsproblem i den danske plastindustri. Ligeledes er olie- og kulafledte forbindelser, der udelukkende er klassificeret som kræftfremkaldende, såfremt indholdet af DMSO-ekstrakt målt ved IP346 er større end 3 % eller indholdet af benzen er større end 0,1 % (16), sorteret fra. Det skyldes, at forbindelserne erfaringsmæssigt kun sjældent skal klassificeres som kræftfremkaldende og dermed ikke udgør et væsentligt sundhedsproblem i plastindustrien.

Nedenfor er illustreret den trinvise prioritering af stoffer i den danske plastindustri med henblik på at identificere potentielle problemstoffer i forhold til effekter på miljø og sundhed.

Trin 1:

Bruttolisten:

• ca. 1300 plastrelevante kemiske stoffer (bilag B)

Trin 2:

Ca. 400 stoffer som omfatter:

• klassificerede stoffer
• stoffer på LOUS

Trin 3:

Ca. 300 stoffer som omfatter:

• stoffer klassificeret med moderat til høj akut giftighed (Tx;R26, R27 eller R28, T;R23, R24 eller R25, Xn;R20, R21 eller R22, Tx;R39, T;R39, Xn;R40)
• stoffer klassificeret som kræftfremkaldende, mutagene eller reproduktionstoksiske (CMR cat. 1 – 3)
• stoffer med moderat til høj giftighed ved gentagen eksponering (T;R48, Xn;R48, R33, R64)
• stoffer klassificeret som ætsende (C;R35 eller R34)
• stoffer klassificerede som allergifremkaldende (Xi;R42 eller R43)
• stoffer klassificeret som luftvejsirriterende (Xi;R37)
• stoffet klassificeret som miljøfarlige (N;R50, R50/53, R51/53 eller R52/53)
• stoffer på LOUS

Trin 4:

Ca. 280 stoffer (bilag C) som omfatter:

• stoffer fra trin 2, som både forekommer på LOUS og Effektlisten
• cadmium og –blyforbindelser er sorteret fra
• olie- og kulafledte forbindelser er sorteret fra

3.3 Resultater

Prioriteringen af de kortlagte kemiske stoffer i den danske plastindustri har resulteret i en liste på ca. 280 stoffer, som er klassificeret med alvorlige miljø- og sundhedseffekter og som samtidig forekommer på LOUS eller Effektlisten.

Da der ikke er afsat ressourcer i projektet til at udarbejde stofprofiler for 280 stoffer, er udvælgelsen af stoffer, hvor der skal foreligge en stofprofil, sket i dialog med plastindustrien. De valgte stoffer er hotspot-stoffer, som enten er i politisk fokus på baggrund af en mistanke om skadelige effekter på miljø eller sundhed, eller er højtonnage-stoffer i plastindustrien eller stoffer, hvor plastbranchen har efterlyst viden om miljø- og sundhedseffekter. Udvælgelsen af stofferne er ikke sket systematisk. De konkrete stoffer og herunder begrundelsen for valget af stofferne er anført i tabel 3.1. Bemærk at ikke alle stoffer er omfattet af kriterierne for stoffer i trin 4 i prioriteringen.

Tabel 3.1 Hotspot-stoffer for hvilke der er udarbejdet stofprofil. Klassificering og begrundelse for valg af stof er angivet.

3.4 Konklusion

Prioriteringen af de kortlagte stoffer på baggrund af deres klassificering og forekomst på Miljøstyrelsens Effektliste 2000 eller Listen over uønskede stoffer 2000 har resulteret i en liste på ca. 300 stoffer (bilag C), som har alvorlige miljø- og /eller sundhedseffekter ved akut eller gentagen eksponering, og som samtidig er i politisk fokus.

Metoden til prioritering af stoffer giver ikke mulighed for at identificere potentielt miljø- og sundhedsmæssigt problematiske stoffer, som ikke er klassificeret på baggrund af eksempelvis datamangel.

I dialog med den danske plastindustri er der identificeret 16 hotspot-stoffer, for hvilke der er udarbejdet stofprofiler. Hotspot-stoffer er stoffer, som enten er i politisk fokus på baggrund af en mistanke om skadelige effekter på miljø eller sundhed, er højtonnage-stoffer i plastindustrien eller er stoffer, hvor plastbranchen efterlyser viden om miljø- og sundhedseffekter. Udarbejdelsen af stofprofilerne er nærmere omtalt i rapportens kapitel 4, mens de enkelte stofprofiler er vedlagt rapporten som Bilag D1-D16.

4 Stofprofiler for udvalgte stoffer i dansk plastindustri

• 4.1 Formål
• 4.2 Metode
• 4.3 Format og opdatering af stofprofiler
• 4.4 Resultat

4.1 Formål

Der er udarbejdet stofprofiler for udvalgte hotspot-stoffer. Definitionen på et hotspot-stof er omtalt i rapportens kapitel 3. En stofprofil beskriver status på viden om miljø- og sundhedseffekter og regulering af stoffet og giver samtidig en oversigt over nationale og internationale ekspertgrupper, som arbejder med vurdering af stoffet i forhold til effekter på miljø og sundhed.

Formålet med stofprofilerne er at formidle opdateret viden om miljø- og sundhedseffekter og regulering af hotspot-stoffer på letforståelig vis. Herved kan både fagfolk og ikke-fagfolk få et hurtigt overblik over status på viden om de væsentligste miljø- og sundhedseffekter og mulige reguleringstiltag eller en mere grundig indsigt i miljø- og sundhedsforhold og regulering af det enkelte stof. Plastbranchen kan via stofprofilerne dels være bedre forberedt på forespørgsler fra myndigheder og medier og dels inddrage informationen i deres fremtidige produktudvikling.

4.2 Metode

Stofprofiler for hotspot-stoffer er udarbejdet med fokus på anvendelsen af stofferne i produktionen af plastprodukter og på baggrund af en systematisk datasøgning. Ved datasøgningen er der indhentet information om:

• stoffets regulering i Danmark og EU i forhold til beskyttelse af miljø og sundhed
• anden relevant regulering
• stoffets status i forhold til Miljøstyrelsens Liste over uønskede stoffer samt nationale program for overvågning af vandmiljøet
• status i forhold til EU-kommissionens program for risikovurdering af eksisterende stoffer (Rådets forordning 793/93/EØF (17))
• anvendelsen af stoffet med fokus på produktion af plastprodukter
• eksponeringsforhold for stoffet
• fysisk/kemiske data for stoffet
• virkning på sundhed ved akut og gentagen eksponering
• virkning på miljø
• forhold ved brand og ophedning
• nationale og internationale ekspertgrupper, som arbejder med miljø- og sundhedsvurdering og regulering af stoffet

Informationen er indhentet:

• i almen anerkendte toksikologiske og økotoksikologiske håndbøger, opslagsværker og databaser
• via relevante hjemmesider på internettet for lovgivning, myndigheder og nationale og internationale ekspertgrupper
• i rapporter
• via søgning på relevant CAS-nummer og stofnavn på internettet

4.3 Format og opdatering af stofprofiler

Format og indhold af stofprofilerne er fastlagt i tæt dialog med repræsentanter fra den danske plastindustri.

En stofprofil omfatter:

• et kortfattet letforståeligt resumé, som informerer om kritiske effekter af stoffet, om status på eksisterende viden om stoffets miljø- og sundhedseffekter, regulering og myndighedsaktiviteter i forhold til stoffet, de væsentligste anvendelser af stoffet med fokus på plast og eksponeringsforhold for stoffet
• information om regulering i Danmark i forhold til arbejdsmiljø (grænseværdi, kodenummer, Arbejdstilsynets liste over organiske opløsningsmidler og liste over kræftfremkaldende stoffer) og i forhold til miljø (Miljøstyrelsens B-værdiliste, Listen over uønskede stoffer, overvågning af vandmiljøet)
• information om klassificering i EU
• status i forhold til EU’s liste over hormonforstyrrende stoffer
• regulering i forhold til anvendelse i materialer beregnet til kontakt med levnedsmidler
• status i forhold til EPA Californiens liste over kræftfremkaldende og forplantningsskadelige stoffer (Proposition 65)
• identifikation af stoffet, herunder kemisk navn synonymer, kemiske struktur, CAS-nummer og EINECS/ELINCS-nummer
• fysik/kemiske egenskaber af stoffet herunder tilstandsform, smeltepunkt, kogepunkt, flammepunkt, damptryk, densitet, pH, opløselighed, log Pow og lugtgrænse
• anvendelse og forekomst af stoffet
• forhold ved brand og ophedning
• virkning på sundhed, herunder optagelse og omsætning, effekter ved kortvarig påvirkning (akut giftighed, irritation/ætsning) og ved gentagen påvirkning (generelle effekter, allergi, kræft, effekter på arveanlæg, forplantningsevne og ved amning)
• virkning på miljø, herunder spredning i miljøet, bioakkumulering, nedbrydelighed, giftighed overfor vand- og jordlevende organismer, påvirkning af mikroorganismer og andre miljøeffekter
• angivelse af hjemmesider for nationale og internationale ekspertgrupper, som arbejder med vurdering og regulering af det enkelte stof i forhold til beskyttelse af miljø og sundhed
• angivelse af referencer

Det er hensigten, at stofprofilerne på foranledning af PD opdateres med aftalte tidsrum ved en systematisk søgning på relevante internetsider og i toksikologiske og økotoksikologiske databaser.

4.4 Resultat

Stofprofilerne viser, at:

• styren, acrylsyre, MDI, TDI og MMA udgør et sundhedsproblem primært i arbejdsmiljø, hvor gentagen indånding af stofferne ned til den fastsatte grænseværdi indebærer en risiko for sundhedsskadelige effekter. MDI og TDI indebærer desuden en risiko for hud- og luftvejsallergi og MMA en risiko for hudallergi.
• MDI, styren og MMA vurderes generelt ikke at udgøre en risiko for miljøskadelige effekter.
• DEHP udgør et sundhedsproblem i arbejdsmiljø, ved eksponering af børn via forbrugerprodukter, specielt legetøj, ved eksponering af patienter via medicinsk udstyr og ved diffus eksponering af specielt børn via miljø, herunder fødevarer og modermælk. Risikoen for sundhedsskadelige effekter hos almenbefolkningen ved diffus eksponering via miljøet er dog til diskussion, idet der er væsentlig usikkerhed om størrelsen af eksponeringen af DEHP via det ydre miljø og om omsætning og udskillelse af DEHP hos mennesker. DEHP vurderes ikke at udgøre en risiko for miljøskadelige effekter. Der kan ske en ophobning af phthalater i iltfattige miljøer, som spildevandsslam og havsedimenter. Spredningen af DEHP til miljøet bør derfor begrænses, idet sundhedsskadelige effekter tages i betragtning.
• Data for DIDP og DINP, indikerer, at disse to phthalater ikke udgør en risiko for miljø- og sundhedsskadelige effekter ved de aktuelle eksponeringsniveauer.
• DEHP, bisphenol A og styren er på EU’s liste over stoffer, hvor der foreligger dokumentation for hormonforstyrrende effekter i levende organismer.
• Ethylenglycol vurderes ikke at udgøre en risiko for sundhedsskadelige effekter i arbejdsmiljø under normale forhold og hos forbrugere og almenbefolkning. Stoffet vurderes ikke at udgøre en risiko for miljøskadelige effekter.
• For øvrige stoffer gælder, at der generelt mangler data til at vurdere, om stofferne udgør en risiko for skadelige effekter på miljø og sundhed.

Bilag A giver en oversigt over hovedkonklusioner i stofprofilerne for de enkelte stoffer.

5 Formidling af data via web-baseret database

• 5.1 Formål
• 5.2 Web-databasen KemiProfil
• 5.3 Opdatering af web-databasen KemiProfil

5.1 Formål

Der er udviklet en web-baseret database, KemiProfil, hvor der kan søges information om miljø- og sundhedseffekter og regulering af plastrelevante kemiske stoffer. Formålet med databasen er at etablere et værktøj til formidling af lettilgængelig og opdateret viden om kemiske stoffer i den danske plastindustri. Databasen er samtidig et værktøj til løbende dialog i branchen om kemiske stoffer og fremtidige behov i forhold til viden om kemiske stoffer. Det er endvidere intentionen, at databasen på sigt kan anvendes som et substitutionsværktøj med henblik på at udfase farlige kemiske stoffer i plastindustrien.

5.2 Web-databasen KemiProfil

Alle kortlagte plastrelevante stoffer, i alt godt 1300 stoffer også kaldet bruttolisten, er lagt ind i web-databasen KemiProfil. I databasen kan der søges nedenstående informationer om de enkelte stoffer:

• CAS-nr.
• EINECS-nr.
• stofnavn og synonymer
• funktioner i plast
• EU-klassificering
• regulering i arbejdsmiljø
• status i forhold til anvendelse i plastmaterialer beregnet til kontakt med fødevarer (dir. 2002/72/EF og Synoptic Document)
• status i forhold til Miljøstyrelsens Effektliste 2000 og Listen over uønskede stoffer 2000
• status i forhold til EU’s liste overdokumenterede og potentielt hormonforstyrrende stoffer

Der kan søges på alle informationsparametre enkeltvis eller i kombination.

For stoffer, hvor der foreligger en stofprofil, kan denne hentes via databasen.

Brugere af databasen kan komme med kommentarer og forslag til forbedringer af databasen til PD, som vil tage stilling til kommentarer og forslag. Input af generel interesse for den danske plastindustri, for eksempel substitutionserfaringer, vil kunne blive offentliggjort via databasen.

5.3 Opdatering af web-databasen KemiProfil

Webdatabasen KemiProfil opdateres af PD på foranledning af:

• ny eller ændret lovgivning vedr. EU-klassificering, regulering i arbejdsmiljø, status i forhold til anvendelse i plastmaterialer beregnet til kontakt med fødevarer og status i forhold til Miljøstyrelsens Kemikalielister
• forslag til nye stoffer

Dato og art af ændringer i forbindelse med opdateringen vil fremgå i databasen.

6 Øvrige formidlingsaktiviter

• 6.1 Workshop

6.1 Workshop

I forbindelse med gennemførelsen af projektet har Plastindustrien i Danmark i samarbejde med Dansk Toksikologi Center d. 10. marts 2004 afholdt en workshop om EU’s kommende kemikalielovgivning (REACH). Formålet med workshoppen, som var rettet mod den danske plastindustri, var at belyse, hvilken betydning REACH vil få for en plastforarbejdende virksomhed herunder myndighedernes bud på, hvordan kravene i REACH vil blive håndteret i praksis, og hvordan industrien kan forberede sig på REACH.

På workshoppen blev bl.a. nærværende projekt om etablering af et vidensberedskab om kemiske stoffer i den danske plastindustri præsenteret med henblik på at informere plastindustrien om projektet og at høre deres kommentarer og forslag til projektet herunder forslag til stoffer, hvor der var ønske om udarbejdelse af en stofprofil. Brancheforeningen for Sæbe, Parfume og Teknisk/Kemiske Artikler og Foreningen for Danmarks Farve- og Lakindustri fortalte endvidere om deres kemikalieprojekter i relation til REACH.

Repræsentanter fra mere end 20 danske plastforarbejdende virksomheder deltog i workshoppen.

7 Referenceliste

1.      Nordic product registers. SPIN on the Internet. Substances in preparations in Nordic countries. http://www.spin2000.net/spin.html. 2004

2.      EU-Kommissionen. EU direktiv 2002/72/EF om plastmaterialer og -genstande beregnet til at komme i berøring med levnedsmidler. http://europa.eu.int/eur-lex/pri/da/oj/dat/2002/l_220/l_22020020815da00180058.pdf. 2002

3.      Miljøstyrelsen - Spildevand og Vandforsyning  2003; Oversigt over anvendte additiver i DS-mærkede PE og PVC-rør samt VA-godkendte PEX-rør.

4.      Amternes videncenter for jordforurening.Teknik og Administration. Kortlægning af kemikalieanvendelser i forskellige brancher. 2002. 3.

5.      Listen over uønskede stoffer 2000, Orientering fra Miljøstyrelsen. København. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen; 2000. 9.  Orientering fra Miljøstyrelsen; 2000:9)

6.      Sheftel VO. Indirect food additives and polymers : migration and toxicology. Boca Raton, Fla. : Lewis:  2000.

7.      Kemikalier og sikkerhed. - 1: Almindelig del 1-7, speciel del 1-60. København : Ingniøren/bøger: Foreningen af danske kemiske Foreninger, Sikkerhedsudvalget for kemiske Industrier; 1987.

8.      Kemikalier og sikkerhed. - 2: Speciel del 61-120. København : Ingeniøren/bøger: Foreningen af danske kemiske Foreninger, Sikkerhedsudvalget for kemiske Industrier; 1987.

9.      Kemikalier og sikkerhed. - 3: Speciel del 121-180. København : Ingeniøren/bøger: Foreningen af danske kemiske Foreninger, Sikkerhedsudvalget for kemiske Industrier; 1987.

10.    Kemikalier og sikkerhed. - 4: Speciel del 181-223. København : Ingeniøren/bøger: Foreningen af danske kemiske Foreninger, Sikkerhedsudvalget for kemiske Industrier; 1987.

11.    Arbejdstilsynet. Grænseværdier for stoffer og materialer, At-vejledning C.0.1. Arbejdstilsynet. 2002 ;At-vejledning C.0.1.:

12.    Miljøstyrelsen. Effektlisten 2000, Orientering fra Miljøstyrelsen. 2000. 6.

13.    EU-Kommissionen. Communication from the commission to the council and the European parliament on the implementation of the Community Strategy for Endocrine Disrupters - a range of substances suspected of interfering with the hormone systems of humans and wildlife

COM (2001)262, Annex 13. http://europa.eu.int/comm/environment/docum/bkh_annex_13.pdf. 2003

14.    Miljøministeriet. Bekendtgørelse nr. 1199 af 23/12/1992 om forbud mod salg, import og fremstilling af cadmiumholdige produkter. http://147.29.40.91/_MAINRF_B492889095/1822. 1992 . Available from: http://www.retsinfo.dk.

15.    Miljø- og Energiministeriet. Bekendtgørelse nr. 1012 af 13/11/2000 om forbud mod import og salg af produkter, der indeholder bly. http://147.29.40.91/_MAINRF_B453596575/1941. 2000 . Available from: http://www.retsinfo.dk.

16.    Miljøstyrelsen.  Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2002. (Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 439 af 3.juni 2002 om listen over farlige stoffer).

17.    EU-Kommissionen. Rådets forordning (EØF) nr. 793/93 af 23. marts 1993 om vurdering og kontrol med risikoen ved eksisterende stoffer. http://europa.eu.int/servlet/portail/RenderServlet?search
=DocNumber&lg=da&nb_docs=25&domain=Legislation&coll=
&in_force=NO&an_doc=1993&nu_doc=793&type_doc=
Regulation. 1993

(EU´S LISTE OVER POTENTIELLE HORMONFORSTYRRENDE STOFFER)

Bilag A – Oversigt over klassificering, begrundelse for udvælgelse og konklusion i de 16 stofprofiler, som foreligger

Bilag B – Bruttolisten

Klik her for at se bilaget.

Bilag C – Prioriterede stoffer

Bilag D1 – Stofprofil for MDI

Stofprofil for MDI

Kort Status og Resumé

I denne stofprofil følges EUs benævnelse af MDI, som omfatter de tre monomerer (4,4’-, 2,2’-, 2,4’-) og præpolymerer og polymerer (PMDI) baseret på de tre monomerer (1).

Fokus
MDI anvendes i plastindustrien primært ved fremstilling af stift og fleksibelt polyurethanskum. Stoffets kritiske effekter er irritation af øjne, hud og slimhinder i luftvejene og allergiske reaktioner i hud og luftveje (1). Den amerikanske miljøstyrelse vurderer den kritiske effekt som vævsforandringer i næsens lugteceller (2,3). Der er usikkerhed om, hvorvidt MDI er kræftfremkaldende
(1,2,3). MDI har ikke vist giftvirkning i vand- eller jordmiljø (4).

Konklusion  
Det vurderes, at anvendelse af MDI i arbejdsmiljø og i forbrugerprodukter indebærer en risiko for sundhedsskadelige effekter, særligt allergi.

Ved tilstedeværelse af vand omdannes MDI hurtigt til uopløselige polyureaforbindelser. Koncentrationen af ureageret MDI i miljøet forventes derfor at være meget lav. Eksponeringsniveauer af MDI i miljøet vurderes ikke at indebære en risiko for skadelige effekter hos almenbefolkning og miljø.

Status
MDI er under risikovurdering i EU. I udkastet til risikovurdering af stoffet konkluderer man, at der bør indhentes yderligere data om stoffets effekter på menneskers frugtbarhed. For arbejdstagere og forbrugere, konkluderer man, at der er risiko for øjen-, hud- og luftvejsirritation, hud- og luftvejsallergi, og, for arbejdstagere, andre effekter på luftvejene ved gentagen indånding. Risikoen bør begrænses. Eksisterende tiltag såsom personlige værnemidler skal tages i betragtning. Man vurderer, at almenbefolkningen ikke er udsat for MDI via miljøet i sundhedsfarlige koncentrationer. I forhold til miljøet konkluderer man, at der ikke er behov for yderligere data eller risikoreduktionstiltag udover de allerede iagttagne (1). EUs videnskabelige komité CSTEE¹ har dog påpeget data- _og metodemæssige mangler i den foreliggende risikovurdering af MDI i miljøet og foreslår en revurdering af denne del af risikovurderingen (5).

MDI er klassificeret som; Farlig ved indånding, irriterer øjnene, åndedrætsorganerne og huden, kan give overfølsomhed ved indånding og hudkontakt (Xn;R20 Xi;R36/37/38 R42/43) (6). EU's tekniske komité for klassificering og mærkning foreslår, at MDIs klassificering ændres til: Muligvis kræftfremkaldende, alvorlig sundhedsfare ved længere tids påvirkning ved indånding, farlig ved indånding, irriterer øjnene, åndedrætsorganerne og huden, kan give overfølsomhed ved indånding og ved kontakt med huden (Carc.3;R40 Xn;R48/20 Xn;R20 Xi;R36/37/38 R42/43) (7).

MDI er på Miljøstyrelsens Liste over uønskede stoffer 2004 på baggrund af stoffernes klassificering som allergifremkaldende ved indånding (8)

Anvendelse  
MDI bruges til stift og fleksibelt polyurethanskum, til elastomere, polyurethan skosåler, maling, lak, to-komponent lim og fugemasser (1,4).

Eksponeringsforhold 
Nyere målinger af MDI i arbejdsluften ved produktion af stoffet viser koncentrationer op til 0,01 mg/m³ svarende til en femtedel af grænseværdien (GV) i arbejdsmiljø og ved produktion af PMDI op til ca. 0,2 mg/m³ svarende til fire gange GV. I virksomheder, som anvender MDI/PMDI i produktion af f.eks. skum, lime og fugemasser, er der fundet op til ca. 0,03 mg/m³ svarende til godt halvdelen af GV. Typisk er koncentrationer af MDI ved personbårne målinger mindre end 0,003 mg/m³ svarende til mindre end en tiendedel af GV. Stationære målinger udviser væsentlig højere koncentrationer (op til 0,3 mg/m³ ~ 6 gange GV) (1). Alle målinger er 8 timers tidsvægtede gennemsnit (1).

Der er kun få målinger af forbrugereksponering. De viser luftkoncentrationer på mindre end 0,004-0,006 mg/m³ (målt som NCO²) ved f.eks. hærdning af ”gips”-bandager og en-komponent fugeskum. Der er her tale om kortvarige eksponeringer (5-60 minutter) (1).

På baggrund af en begrænset optagelse af MDI over huden vurderes hudeksponering af arbejdstagere og forbrugere at være af mindre betydning (1).

Eksponering af almenbefolkningen for MDI via føde, drikkevand og udeluft vurderes at være uden betydning (1).

Effekter 
MDI kan som andre isocyanater medføre både allergiske og ikke-allergiske reaktioner i hud og luftveje. Reaktionerne kan være kroniske eller forsvinde langsomt igen. Der kan ikke fastsættes nogen nedre koncentrationsgrænse for de nævnte effekter. Den afhænger i høj grad af den enkelte eksponerede. Nogle personer udvikler astmatiske problemer efter få eksponeringer. Arbejdsbetinget astma er kendt ved eksponering for isocyanater (1).

Regulering

TEF = Tal Efter Bindestregen

Arbejdsmiljø

Miljø

B-værdi: Ikke fastsat (9).

Klassificering

Xn;R20 Xi;R36/37/38 R42/43 (4,4’-, 2,4’- og 2,2’-isomerer, samt MDI) (6). Farlig ved indånding (R20); Irriterer øjnene, åndedrætsorganerne og huden (R36/37/38); Kan give overfølsomhed ved indånding og hudkontakt (R42/43).

Anden regulering

Maximalt tilladelige mængde (QM (T)) = 1 mg/kg (udtrykt som frie isocyanatgrupper (-NCO)) i materialer beregnet til kontakt med fødevarer. Der er ikke fastsat en tolerabel daglige indtagelse (TDI) for MDI (10).

MDI er på Miljøstyrelsens Liste over uønskede stoffer 2004 på baggrund af stoffernes klassificering som allergifremkaldende ved indånding (8).

Proposition 65 (Californien): Ikke listet (11).

Identifikation

Kemisk navn

MDI, methylendiphenyldiisocyanat; 4,4’-methylendiphenyldiisocyanat; 2,4’-methylendiphenyldiisocyanat; 2,2’-methylendiphenyldiisocyanat

Denne stofprofil følger EU’s benævnelse af MDI, som omfatter de tre MDI-monomerer (4,4’-; 2,2’-; 2,4’-) og præpolymerer og polymerer baseret på de tre monomerer (PMDI). Denne MDI-benævnelse har CAS-nr. 26447-40-5 og EINECS-nr. 247-714-0 (1).

Synonymer

4,4'-Diisocyanatodiphenylmethan, 1,1’-methylenbis(4-isocyanatobenzen), 4,4’-MDI
2,2’-Diisocyanatodiphenylmethan, 1,1’-methylenbis(2-isocyanatobenzen), 2,2’-MDI
2,4’-Diisocyanatodiphenylmethan, 2,4’-MDI

Struktur

 (4,4’-MDI)

CAS nr.

26447-40-5 (i EU for alle tre monomerer samt præpolymerer og polymerer) (1). 101-68-8 (4,4’-MDI); 5873-54-1 (2,4’-MDI); 2536-05-2 (2,2’-MDI).
9016-87-9 (i USA for MDI-isomerer, homologe og polymerer) (2)

EINECS/ELINCS nr.

247-714-0 (I EU for alle tre monomerer samt præpolymerer og polymerer) (1). 202-966-0 (4,4’-MDI); 227-534-9 (2,4’-MDI); 219-799-4 (2,2’-MDI).

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

4,4’-MDI er et hvidligt til gulligt fast stof. PMDI er en mørkegul, tyktflydende væske.

Smeltepunkt

5 °C (PMDI med indhold af ca. 50 % 4,4’-MDI) 39-43 °C (4,4’-MDI)
34-38 °C (2,4’-MDI)

Kogepunkt

>358 °C (PMDI) 364 °C (4,4’-MDI)

Flammepunkt

208 °C (PMDI) 211 °C (4,4’-MDI)

Damptryk

< 0,005 Pa ved 20 °C (PMDI)
< 0,002 Pa ved 20 °C (4,4’-MDI) 0,0014 Pa ved 20 °C (2,4’-MDI)

Densitet

1,238 g/ml ved 20 °C (PMDI)
1,325 g/ml ved 20 °C (4,4’-MDI)

pH

Ikke anvendeligt

Opløselighed

Vandopløselighed beregnet til 0,83-1.84 mg/L (12). Reagerer med vand og danner MDA (4,4’-methylendianilin) (1).

Opløselig i acetone, benzen, kerosen, dimethylsulfoxid og nitrobenzen.

Log P_ow

4,5 (uspecificeret MDI)

Lugtgrænse

Ingen data

Anvendelse og Forekomst

MDI bruges til stift og fleksibelt polyurethanskum, elastomere, polyurethanskosåler, maling, lak, to-komponent lime og fugemasser (1,4).

Den væsentligste eksponering af mennesker for MDI forekommer i arbejdsmiljø ved produktion og anvendelse af stoffet. Nyere målinger af MDI ved produktion af stoffet viser luftkoncentrationer op til 0,01 mg/m³ svarende til en femtedel af grænseværdien (GV) for stoffet i arbejdsmiljø og ved produktion af PMDI op til ca. 0,2 mg/m³ svarende til fire gange GV. I virksomheder, som anvender MDI/PMDI i produktion af f.eks. skum, lime og fugemasser, er der fundet op til ca. 0,03 mg/m³

svarende til godt halvdelen af GV(1). Typisk er koncentrationer af MDI ved personbårne målinger mindre end 0,003 mg/m³ svarende til mindre end en tiendedel af GV. Stationære målinger udviser væsentlig højere koncentrationer (op til 0,3 mg/m³ ~ 6 gange GV) (1). Alle målinger er 8 timers tidsvægtede gennemsnit.

Forbrugere eksponeres for MDI ved brug af hærdeprodukter såsom énkomponent fugeskum og ved hærdning af ”gips”-bandager. Her er der tale om kortvarige eksponeringer (5-60 minutter) (1).

Hudeksponering af arbejdstagere og forbrugere for MDI i en worst-case-situation er beregnet til 1300 hhv. 535 mg/dag ved brug af en matematisk model. Heraf skønner man, at der maximalt optages 1 % (1).

MDI udledes til det ydre miljø ved atmosfærisk udledning fra produktion og industriel anvendelse af stoffet. Stoffet forekommer primært som aerosoler i luften. Høje eksponeringer i det ydre miljø er sjældne. MDI er meget reaktivt og omdannes hurtigt til uopløselige oligo- og polyureaforbindelser ved kontakt med vand eller undergår fotooxidation i atmosfæren (1).

Høje eksponeringer af MDI i det ydre miljø er sjældne. Ved tilstedeværelse af vand omdannes MDI hurtigt til uopløselige ureaforbindelser. Eksponering af almenbefolkningen via føde, drikkevand og udeluft er beregnet til 0,4-2,6 * 10^-5mg/kg og vurderes at være uden betydning (1).

Brand og ophedning

MDI er brændbart. Ved brand udvikles hydrogencyanid og nitrøse gasser (13). Ved ophedning kan PMDI spalte til MDI, som frigives til luften (14).

Virkning på Sundhed

Optagelse og omsætning
Der er begrænset viden om optagelse og omsætning af MDI. MDI kan formodentlig optages i mindre omfang gennem huden. Optagelse over huden er beregnet til højst 1 % (1). MDI kan optages ved indånding og fordeles jævnt i hele kroppen. Stoffet kan bindes til blodets hæmoglobin. I forsøgsdyr udskilles MDI og omdannelsesprodukter i urinen (ca. 5 %) og med galden til mavetarmkanalen, hvor det i nogen grad optages igen. Ca. 80 % af MDI i mavetarmkanalen udskilles dog med afføringen (1).

MDI reagerer med vand og danner MDA (4,4’-methylendiamin). Den biologiske betydning heraf kendes ikke. Der er fundet MDA i biologiske prøver fra MDI-eksponerede personer. I EUs udkast til risikovurdering af MDI vurderer man, at det kan skyldes, at MDI omdannes til MDA i analyseprocessen. Der planlægges undersøgelser, som skal belyse dette (1).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter
Der er meget begrænsede data om akutte effekter af MDI hos mennesker.

I undersøgelser med dyr udviser MDI meget lav akut giftighed ved indtagelse og hudkontakt. Ved eksponering af rotter for MDI via indånding er fundet LC_50-værdier³ på 369-490 mg/m³. På baggrund af EUs kriterier for klassificering af stoffer burde de nævnte LC₅₀-værdier indebære, at MDI skal klassificeres som akut giftigt ved indånding. Der er dog vurderet, at sådanne luftkoncentrationer af MDI er irrelevante i virkelighedens eksponeringsscenarier. Der er derfor konsensus om, at MDI ”kun” klassificeres som sundhedsskadelig ved indånding (1,4,15).

Irritation/ætsning
Isocyanater er hos mennesker hudirriterende, øjen- og slimhindeirriterende.

Påvirkning af øjne er dog forholdsvis sjældent (15,16).

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt
Epidemiologiske undersøgelser i arbejdsmiljøet og dyrestudier viser, at gentagen og længerevarende udsættelse for MDI forårsager nedsat lungefunktion. Effekten kan være kronisk eller kan bedres langsomt. Der er observeret, at akut tilstoppelse af respirationsvejene kan fremkomme ved arbejdsmæssig eksponering for MDI. Effekten vil oftest forsvinde igen over en eksponeringsfri weekend (1).

Allergi
Erfaring fra mennesker og dyrestudier viser, at MDI kan forårsage allergi ved hudkontakt. Dyrestudier viser, at hudeksponering for MDI også kan forårsage luftvejsallergi (15,16).

Både allergiske og ikke-allergiske reaktioner kan fremprovokeres i kontrollerede indåndingsforsøg. Hos nogle personer kan en subkronisk eller kronisk overfølsomhedsreaktion i luftvejene vise sig som astmatisk bronkitis, som kan forsvinde langsomt igen. Den mængde isocyanat, som kan medføre kroniske effekter på luftvejene, er i høj grad afhængig af den enkelte eksponerede. Nogle personer udvikler astmatiske problemer efter få eksponeringer. Arbejdsbetinget astma er kendt ved eksponering for isocyanater (1).

Den amerikanske miljøstyrelsen (EPA) vurderer, at astma er den mest kritiske effekt af MDI. Der er dog utilstrækkelig information til at fastlægge sammenhængen mellem koncentration og denne effekt. Forandringer i næsens lugteceller ved gentagen indånding vurderes at være en indikator for skadelig påvirkning af luftvejene. Denne effekt indgår ved beregning af referencekoncentrationen (RfC) for daglig, kontinuerlig og livslang indånding af MDI på 6 * 10^-4 mg/m³. Den beregnede RfC er ca. 100 mindre end GV. Ved dette eksponeringsniveau vurderer man, at der ikke er væsentlig risiko for skadelige effekter over livstid
(2,3).

Kræft
Det internationale kræftforskningsinstitut, IARC, vurderer, at de foreliggende data er utilstrækkelige til at vurdere MDI’s mulige kræftfremkaldende virkning hos mennesker. IARC placerer MDI i gruppe 3 (17). MDI reagerer med vand og danner MDA (4,4’-methylendianilin). IARC vurderer, at der tilstrækkelig dokumentation for, at MDA forårsager kræft i dyrestudier. MDA er vurderet som muligt kræftfremkaldende i mennesker (gruppe 2B) (1,18).

Arveanlæg
MDI forårsager tilsyneladende ikke skader på arveanlæg. De foreliggende data er dog modstridende. I tests, hvor MDI har udvist skadelige effekter på arveanlæg, er der sket en hydrolyse til MDA 4,4’-methylendianilin), som er kendt for at kunne forårsage skader på arveanlæg (1,18).

Reproduktion
Der foreligger ikke data om effekter på forplantningsevnen hos mennesker efter udsættelse for MDI. De foreliggende dyreforsøg vurderes at være utilstrækkelige til at kunne vurdere mulige effekter MDIs på forplantningsevne.

På baggrund af dyreforsøg vurderer man, at MDI ikke er fosterskadende (1).

Amning
Der er ikke fundet oplysninger om, at MDI forekommer i modermælk og derved medfører en risiko for spædbørn ved amning.

Virkning på miljø

Spredning i miljøet
Kilder til MDI i miljøet er produktion og industriel anvendelse af stoffet. MDI udledes primært til atmosfæren, hvor stoffet forekommer overvejende som aerosoler men også som damp. På dampform nedbrydes MDI hurtigt ved reaktion med fotokemisk dannede hydroxylradikaler med en estimeret halveringstid på et døgn. MDI på partikelform fjernes ved aflejring. Høje eksponeringer af MDI i det omgivende miljø er sjældne. Ved tilstedeværelse af vand omdannes MDI hurtigt
til uopløselige polyureaforbindelser. MDI i jord forventes derfor ikke at bindes til partikulært materiale eller at udvaskes til grundvand eller overfladevand. MDI, som håndteres som væske, omdannes hurtigt til uopløselige polyureaforbindelser ved kontakt med jord og vand (19,20).

Bioakkumulering

MDI reagerer hurtigt med vand og danner uopløselige forbindelser. Opkoncentrering af stoffet i levende organismer forventes derfor ikke at være af betydning (20). En undersøgelse med PMDI i vand (op til 10 g/L) i en kunstig dam viste, at hverken MDI eller MDA kunne spores i vandet eller i fisk (1).

Nedbrydelighed

MDI reagerer med vand og omdannes til MDA med en estimeret halveringstid på minutter til få timer. MDA kan reagere med overskydende MDI og danne uopløselige oligourea- og polyureaforbindelser eller undergå fotooxidation via hydroxyl- og peroxyradikaler (1,20).

MDI og stoffets omdannelsesprodukter i vand nedbrydes ikke af mikroorganismer
(1).

Giftighed

De foreliggende data indikerer, at MDI har lav akut giftighed overfor  vandlevende organismer. MDI reagerer hurtigt med vand og danner MDA. MDI og MDA reagerer efterfølgende med hinanden og danner uopløselige polyureaforbindelser, som bindes til sediment. MDI/PMDI vil også bindes til sediment. Der er derfor meget lidt MDI tilgængelig selv ved de højeste testkoncentrationer.

MDA er skadelig overfor vandlevende organismer, men vil hurtigt reagere med det tilstedeværende MDI som nævnt ovenfor. Risikoen for skadelige effekter på vandlevende organismer mindskes derved (1).

Andre miljøeffekter

Der er ikke nogen forventning om, at MDI bidrager til nedbrydning af ozonlaget, til fotokemisk ozondannelse, næringssaltbelastning eller den atmosfæriske drivhuseffekt (20,21).

Påvirkning af bakterier

Der er ikke fundet skadelige effekter af MDI på mikroorganismer i tests (1).

Netværk

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dk

DK: Arbejdstilsynet, www.arbejdstilsynet.dk

EU: European Chemicals Bureau (ECB),  European Commission,
http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/ph_
risk/committees/sct/sct_en.htm

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF), European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

D: Beratergremium für Umweltrelevante Altstoffe (BUA),  
http://www.gdch.de/gdch.htm

World Health Organization (WHO), International Programme on Chemical Safety (IPCS), http://www.who.int/pcs/pcs_act.htm

International Agency for Research on Cancer (IARC),
http://www.iarc.fr/

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_
34365_2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

European Chemical Industry Council (CEFIC), www.cefic.be

US: American Conference of Governmental Hygienists (ACGIH), http://www.acgih.org/home.htm

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html

Office of Environmental Health Hazard Assessment, California:
http://www.oehha.ca.gov

Litteraturhenvisninger

1.  EU-Kommissionen. Risk assessment, methylenediphenyl diisocyanate (CAS no. 26447-40-5, EINECS no. 247-714-0). Final draft of 28-07-2003. http:ecb.jrc.it/documents/existing-chemicals/risk_assessment/draft/R304_0307_env_hh.pdf 2002 Jul 28

2.  Environmental Protection Agency UUE. Toxicological review of methylene diphenyl diisocyanate (MDI) (CAS no. 101-68-8 and 9016-87-9). In support of summary information on the Integreted Risk Information System (IRIS) (Februar 1998). http://www.epa.gov/iris/toxreviews/0529-tr.pdf 1998 Feb

3.  Environmental Protection Agency UUE. Methylene diphenyl diisocyanate (monomeric MDI) (CASRN 101-68-8, 9016-87-9). Integreted Risk Information System (IRIS) (Februar 1998).
http://www.epa.gov/iris/subst/0529.htm 1998 Feb

4.  Diphenylmethane diisocynate (MDI). Geneva: World Health Organization; 2001. (Concise international chemical assessment document; 27 Available from:
http://www.inchem.org/documents/cicads/cicads/cicad27.htm.

5.  Scientific Committee on Toxicity EatEC. Opinion on the results of the risk assessment of: Methylenediphenyl diisocyanate (MDI), Environmental Part. EUROPEAN COMMISSION 2005. Available from: http://europa.eu.int/comm/health/ph_risk/committees/
sct/documents/out227_en.pdf.

6.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

7.  Recommendations of the Technical Committee for Classification and Labelling and Specialised Experts for possible inclusion into the 30th ATP. European Chemicals Bureau 2005. Available from:
http://ecb.jrc.it/DOCUMENTS/Classification-Labelling/ATPS
_OF_DIRECTIVE_ 67-548-EEC/ 30TH_ATP_DRAFT_
SUBSTANCE_ANNEXES/Annex-1G_revised_entries.doc.

8.  Listen over uønskede stoffer 2004. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2004. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2004:8

9.  B-værdivejledningen : oversigt over B-værdier. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2002. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2002:2

10.  EU-Kommissionen. Synoptic document (revideret 25.juli 2003).
http://europa.eu.int/comm/food/fs/sfp/food_contact/synoptic_doc_en.pdf 2003 Mar 25

11.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/
prop65_list/files/P65single120205.pdf.

12.  Epiwin 3.1. 2003.

13.  Beredskabsstyrelsen. Indsatskort for kemikalieuheld 2003. Diphenylmethandiisocyanat.
http://www.kemikalieberedskab.dk/upload/ik/497.pdf 2003

14.  Arbejdstilsynet. Vejledning om risiko for udsættelse for isocyanater ved svejsning, lodning og andet varmt arbejde. 2001. (At-vejledning C.0.2 januar 2001

15.  RTECS. Registry of Toxic Effects of Chemical Substances. MDI. http://csi.micromedex.com 2003 Feb. Available from: http://csi.micromedex.com/DATA/RT/RTNQ9350000.HTM?Top=Yes.

16.  Toluendiisocyanat (TDI), difenylmetandiisocyanat (MDI), hexametylendiisocyanat (HDI). In: Montelius J, editor. Vetenskapliga underlag för hygieniska gränsvärden 22. Solna: Arbetslivsinstitutet, Kriteriegruppen för hygieniska gränsvärden; 2001. p. 61. Arbete och hälsa; 2001:19).

17.  International Agency for Research on Cancer. IARC Monograph on 4,4'-methylendiphenyl diisocyanate and polymeric 4,4'-methylenediphenyl diisocyanate. Summary of Data reported and Evaluation. 1999.
p.1049; vol. 71) Available from:
http://www-cie.iarc.fr/htdocs/monographs/vol71/041-44methdip.html.

18.  International Agency for Research on Cancer. IARC Monograph on 4,4'-methylendianiline and its dihydrochloride. Summary of Data reported and Evaluation. 1998. p.347; vol. 39) Available from:
http://www-cie.iarc.fr/htdocs/monographs/
vol39/4,4-methylenedianiline.html.

19.  Tury B, Pemberton D, Bailey RE. Fate and potential environmental effects of methylenediphenyl diisocyanate and toluene diisocyanate released into the atmosphere. [Abstract] J Air Waste Manag Assoc  2003;53(1):

20.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). Methylenbis(4-phenylisocyanate). http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2002 Apr 19. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS2630.HTM?Top=Yes.

21.  Epiwin 3.1. 2003.

Fodnoter

¹ CSTEE: Scientific Committee on Toxicity, Ecotoxicity and the Environment.

² ureagerede isocyanatgrupper

³ Den koncentration, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr ved indindånding.

Bilag D2 – Stofprofil for 2,4-TDI/ 2,6-TDI

Kort Status og Resumé

Denne stofprofil omfatter de to monomerer 2,4-toluendiisocyanat (2,4-TDI) og
2,6-toluendiisocyanat (2,6-TDI) og præpolymerer og polymerer (PTDI) baseret på de to monomerer. Den kommercielt mest anvendte TDI består af 80% 2,4-TDI og 20% 2,6-TDI (1).

Fokus
Præpolymerer af TDI indgår som råvare i plastindustrien ved fremstilling af primært fleksibelt polyurethanskum. Kritiske effekter af TDI er luftvejsallergi (astma), hudallergi og irritation af øjne, slimhinder og luftveje (1,2). TDI forårsager kræft i forsøgsdyr, mens der ikke er tilstrækkelige data til at vurdere stoffets mulige kræftfremkaldende effekter hos mennesker (2,3).

Konklusion
På baggrund af fundne data kan TDI udgøre en risiko for sundhedsskadelige effekter i arbejdsmiljø ved eksponeringsniveauer ned til grænseværdien for stoffet. Datagrundlaget er utilstrækkeligt til at vurdere, om eksponering af forbrugere for TDI i forbrugerprodukter udgør en risiko for sundhedsskadelige effekter.

TDI reagerer med vand og danner stabile polyureaforbindelser. Koncentrationen af reaktive TDI-forbindelser i miljøet forventes derfor at være meget lav. Det er dog ikke muligt på baggrund af de fundne data at vurdere, om industriel produktion og anvendelse af TDI og TDI-forbindelser indebærer en risiko for skadelige effekter i miljøet, specielt lokalt.

Status
2,4-/2,6-TDI er ikke prioriteret under EUs program for risikovurdering af eksisterende stoffer.

2,4-/2,6-TDI er klassificeret som muligvis kræftfremkaldende, meget giftig ved indånding, hud-, øjen- og luftvejsirriterende, allergifremkaldende ved indånding og hudkontakt og skadelig for vandlevende organismer med fare for uønskede langtidseffekter i vandmiljøet (Carc3;R40, Tx;R26 Xi;R36/37/38, R42/43 R52/53)
(4).

2,4-/2,6-TDI er på Miljøstyrelsens Liste over uønskede stoffer 2004 på baggrund af stoffernes klassificering som kræftfremkaldende i kategori 3 og allergifremkaldende ved indånding (5).

Anvendelse
Den væsentligste anvendelse af TDI er ved fremstilling af fleksibelt polyurethanskum. Polyurethanskum anvendes ved fremstilling af møbler, madrasser, automobilsæder og en række tekniske artikler. TDI anvendes også til fremstilling af polyurethanelastomerer, skosåler og coatings. TDI indgår som hærder i lime (herunder lime til fødevareemballage) og anvendes som tværbinder i nylon-6 (1,2,6,7,8).

Eksponeringsforhold
Den væsentligste eksponering af mennesker for TDI forekommer i arbejdsmiljø ved produktion af stoffet og ved fremstilling og anvendelse af polyurethanskum mv. (3). Eksponering kan ske ved indånding af dampe og aerosoler og ved hudkontakt. I en svensk undersøgelse fra 1997 er der ved produktion af fleksibelt polyurethanskum målt en gennemsnitlig lufkoncentration på ca. 0,03 mg TDI/m³ svarende til omkring den fastsatte grænseværdi (GV) i arbejdsmiljø. Den maksimale koncentration blev målt til 3 mg TDI/m³ svarende til ca. 85 gange GV
(9).

Forbrugere udsættes for TDI primært ved anvendelse af polyurethanbaserede lime og fugemasser og i mindre grad via polyurethanbelagt tøj og skumprodukter som puder og madrasser (6). Der er yderst begrænsede data om eksponering af forbrugere.

Kilder til TDI i miljøet er produktion og anvendelse af stoffet ved fremstilling af polyurethanprodukter. I det ydre miljø forventes TDI hurtigt at omdannes til polyureaforbindelser ved kontakt med vand eller at nedbrydes ved fotolyse og fotokemiske reaktioner. Eksponering af almenbefolkning og fauna for TDI via det generelle miljø vurderes derfor at være af meget begrænset betydning. Lokalt i nærheden af industri, hvor TDI udledes, kan der forekomme højere eksponeringer (8,10,11).

Effekter
TDI har høj akut giftighed ved indånding. Stoffet er hud-, øjen- og luftvejsirriterende. I et ældre studie angives, at TDI forårsager øjen- og luftvejsirritation ved koncentrationer over 50 ppb svarende til ti gange GV (2).  TDI er stærkt allergifremkaldende hos forsøgsdyr og mennesker og kan forårsage astmalignende luftvejsallergi samt hudallergi (1,2,6,12,13). De eksponeringsniveauer, der udløser luftvejsallergi, er dog ikke fuldstændig klarlagt. Eksponeringsniveau og –varighed varierer stærkt fra person til person (1). Allerede sensibiliserede personer kan få astmalignende symptomer ved meget lave TDI-koncentrationer (< 0,007 ppm svarende til GV for stoffet) (14). Symptomer på luftvejsallergi kan vedvare mange år efter ophør af udsættelse for TDI (15). Luftvejsallergi kan fremprovokeres både ved indånding og hudkontakt
(8,15).

TDI kan forårsage nedsat lungefunktion ved gentagen og længerevarende eksponering muligvis ved koncentrationer under 20 ppb svarende til fire gange GV for stoffet (2).

Der er dokumentation for, at TDI forårsager kræft hos forsøgsdyr ved eksponering via indtagelse, mens der ikke er observeret kræftfremkaldende effekter ved indånding. Det internationale kræftforskningsinstitut, IARC, vurderer, at data om TDIs mulige kræftfremkaldende effekter hos mennesker er utilstrækkelige, mens der er tilstrækkelig dokumentation for, at TDI forårsager kræft i dyrestudier. Overordnet konkluderer IARC, at TDI er muligt kræftfremkaldende hos mennesker (gruppe 2B) (3,6,8).

TDI er akut giftigt for vandlevende organismer ved koncentrationer på mellem 10 og 500 mg/l (8,16). Stoffet omdannes til polyureaforbindelser ved kontakt med vand. Der kan ske en indkapsling af ureageret TDI, som kun nedbrydes meget langsomt. Der er ikke nogen forventning om, at TDI bioakkumulerer (6,8).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen
*Præpolymerer af TDI (PTDI). For restindhold af fri isocyanat bruges MAL-faktor og TEF for TDI

Miljø

B-værdi: Ikke fastsat (17).

Carc3;R40 Tx;R26 Xi;R36/37/38 R42/43 R52/53 (4). Mulighed for kræftfremkaldende effekt (R40); Meget giftigt ved indånding (R26); Irriterer øjnene, åndedrætsorganerne og huden (R36/37/38); Kan give overfølsomhed ved indånding og kontakt med huden (R42/43); Skadelig for organismer, der lever i vand; kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet.

Anden regulering

Klassificering

Maximalt tilladelige mængde (QM (T)) = 1 mg/kg (udtrykt som frie isocyanatgrupper (-NCO)) i materialer beregnet til kontakt med fødevarer (18).

 2,4-/2,6-TDI er på Miljøstyrelsens Liste over uønskede stoffer 2004 på baggrund af stoffernes klassificering som kræftfremkaldende i kategori 3 og allergifremkaldende ved indånding (5).

Proposition 65 (Californien): TDI er inkluderet på listen over kræftfremkaldende stoffer (19).

Identifikation

Kemisk navn

2,4-Toluendiisocyanat/ 2,6-toluendiisocyanat

Denne stofprofil omfatter de to monomerer af toluendiisocyanat (TDI) (2,4-, 2,6-) og præpolymerer og polymerer (PTDI) baseret på de to monomerer.

Synonymer

2,4-TDI, 2,4-diisocyanato-1-methylbenzen, 4-methyl-1,3-phenylen-diisocyanat, 2,4-diisocyanatotoluen, cresorcinol diisocyanat

 2,6-TDI, 2,6-diisocyanato-1-methylbenzen, 2-methyl-1,3-phenylen-diisocyanat, 2,6-diisocyanatotoluen

Struktur

CAS nr.

584-84-9 (2,4-TDI)
91-08-7 (2,6-TDI)
26471-62-5 (2,4-TDI:2,6-TDI (4:1))

EINECS/ELINCS nr.

209-544-5 (2,4-TDI)
202-039-0 (2,6-TDI)
247-722-4 (2,4-TDI:2,6-TDI (4:1))

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

Klar, farveløs til gullig væske med stikkende, sødlig, frugtlignende lugt.

Smeltepunkt

19,5 – 21,5 °C (2,4-TDI) 18,3 °C (2,6-TDI)

Kogepunkt

251°C (2,4-TDI) 238 °C (2,6-TDI)

Flammepunkt

135 °C (åben digle) (2,4-TDI)
132 °C (åben digle) (2,4-TDI:2,6-TDI (4:1))

Damptryk

1,3 Pa ( 20 °C) (2,4-TDI:2,6-TDI (4:1))

Densitet

1,22 g/cm³ (20 °C) (2,4-/2,6-TDI)

pH

Ikke anvendeligt.

Opløselighed

Vand: TDI reagerer med vand og danner polyureaforbindelser, kuldioxid og små mængder toluendiaminer afhængig af mængden af vand (8).

Opløselig i alkohol (dekomponerer), ether, acetone, benzen, tetraklorkulstof, chlorbenzen, olivenolie, ethylacetat.

Log P_ow

3,74 (beregnet) (20)

Lugtgrænse
0,17 – 3,2 ppm (2,4-TDI)
2,1 ppm (2,6-TDI)

Anvendelse og Forekomst

TDI anvendes ved fremstilling af fleksible polyurethanprodukter. Den væsentligste anvendelse er ved fremstilling af fleksibelt polyurethanskum, men polyurethaner anvendes også til fremstilling af polyurethanelastomerer, skosåler og coatings. Præpolymerer af TDI indgår som hærder i lime (herunder lime til fødevareemballage), og TDI anvendes som tværbinder i nylon-6 (2,6,7). Polyurethanskum anvendes ved fremstilling af møbler, madrasser, automobilsæder og en række tekniske artikler som tætningslister og filtre (1).

Den væsentligste eksponering af mennesker for TDI forekommer i arbejdsmiljø ved produktion af stoffet og ved fremstilling og anvendelse af polyurethanskum mv. (3). Eksponering for TDI kan ske ved indånding af dampe og aerosoler og ved hudkontakt. Eksponeringen kan forekomme i alle faser af produktion og anvendelse (14). I en svensk undersøgelse fra 1997 er der ved produktion af fleksibelt polyurethanskum målt en gennemsnitlig lufkoncentration på 0,03 mg/m³

TDI svarende til ca. den fastsatte grænseværdi (GV) i arbejdsmiljø. Den maksimale koncentration blev målt til 3 mg/m³ TDI svarende til ca. 85 gange GV
(9). Ældre amerikanske målinger af gennemsnitskoncentrationer af TDI i arbejdsmiljøet viser 0,0007 mg/m³ ( 50 gange mindre end GV) ved produktion af TDI, fra ikke målbare koncentrationer til 1,49 mg/m³ (ca. 40 gange GV) ved produktion af polyurethanskum, 70 -140 mg/m³ (2000 til 4000 gange GV) ved produktion af elastomerer, 0,013 – 1,05 mg/m³ (en tredjedel af GV til 30 gange GV) ved anvendelse af polyurethanskum og 0,01  – 0,71 mg/m³ (en tredjedel af GV til 20 gange GV) ved sprøjtemaling med polyurethan-baseret maling (6).

Forbrugere udsættes for TDI primært ved anvendelse af polyurethanbaserede lime og fugemasser og i mindre grad via polyurethanbelagt tøj og skumprodukter som puder og madrasser (6). Meget lave koncentrationer af TDI er målt i skummadrasser (21). Der er fundet yderst begrænsede data om eksponeringsniveauer for forbrugere.

Kilder til TDI i miljøet er produktion og anvendelse af stoffet ved fremstilling af polyurethanprodukter. Der er ingen kendte naturlige kilder til TDI. TDI i miljøet forventes hurtigt at omdannes til polyureaforbindelser ved kontakt med vand eller at nedbrydes ved fotolyse og fotokemiske reaktioner. Lave koncentrationer af TDI er målt i spildevand (10),(11). Der er kun begrænsede målinger af TDI i det ydre miljø. TDI er målt i spildevand fra en møbelfabrik i en koncentration på 0,7 – 29,2 mg/m³ og i skorstensrøg ved produktion af polyurethanskum i koncentrationer på 0,1 – 17,7 mg/m³ (6,8).

TDI og polyurethaner er brændbare. TDI udgør ikke nogen alvorlig brandfare på grund af et højt flammepunkt. Ved brand dannes meget giftige nitrøse gasser. Ved opvarmning af TDI kan dannes eksplosive blandinger med atmosfærisk luft (6,22,23).

Virkning på Sundhed

Optagelse og omsætning
TDI kan optages i kroppen ved indånding, indtagelse og hudkontakt (2,14).

Hudoptagelse vurderes dog at være ret begrænset, idet stoffet reagerer med proteiner i huden (8). Dyrestudier har vist, at isocyanater som optages i kroppen, hurtigt bindes til proteiner (2,15). TDI-protein-komplekser er fundet i lungevævet hos marsvin efter eksponering via indånding. Fordelingen og omsætningen af isocyanater i kroppen er ikke klarlagt. De væsentligste omdannelsesprodukter af TDI i mennesker og rotter er toluendiaminer, som kan måles i blod og urin (2,3). I en undersøgelse med rotter, som fik indgivet 60 mg radioaktivt mærket TDI/kg lgv ved indtagelse, blev 81 % af radioaktiviteten målt i fæces, 8% i urinen og 4 % i væv/kadaver/maveindhold efter to døgn. En væsentlig anderledes udskillelse blev observeret ved eksponering af rotter 2 timer for 14,2 mg/m³ radioaktivt mærket TDI via indånding. Her blev 47 % af radioaktiviteten målt i fæces, 15 % i urinen og  34 % i væv/kadaver/maveindhold efter to døgn. Man må formode, at den resterende radioaktivitet på hhv. 7 % og 4% er udskilt via lunger. TDI udskilles i urinen som toluendiaminer. TDI indgivet via foderet til rotter blev i mavesækken omdannet til uopløselige polyureaforbindelser ved højere koncentrationer (900 mg/kg lgv¹/dag), men ikke ved lavere koncentrationer (60 mg/kg lgv/dag) (6).

Hos arbejdere, som blev eksponeret for TDI, varierede den gennemsnitlige halveringstid for de korresponderende toluendiaminer i urin fra 5,8 til 11 dage. Den gennemsnitlige halveringstid i plasma (blod) blev målt til 21 dage (6).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter

TDI har lav akut giftighed ved indtagelse. LD₅₀² (rotte) er 5800 mg/kg (2). Stoffet har høj akut giftigthed ved indånding. LC₅₀³ (rotte, 4 timer) er 14 ppm (99,7 mg/m³) (6). Symptomer ved indånding af akut giftige koncentrationer er slimhindeirritation, astmalignende symptomer, kemisk betinget lungebetændelse og lungeødem mv. (1,6,14,23). Den laveste rapporterede akut giftige koncentration hos mennesker ved indånding er 0,08 ppm svarende til 0,56 mg/m³ (16).

Samlet udviser TDI høj akut giftighed ved indånding, men lav akut giftighed ved indtagelse og formentlig også ved hudkontakt på baggrund af en meget begrænset hudoptagelse. TDI er klassificeret som meget giftigt ved indånding (Tx;R26)

Irritation/ætsning

TDI er stærkt irriterende på hud, øjne og luftveje hos forsøgsdyr og mennesker. Hud- og øjenkontakt kan forårsage irritation og ætsning (6,12,16,24). I ældre WHO-rapport fra 1987 angives, at TDI forårsager symptomer på slimhinde- og luftvejsirritation hos arbejdere ved koncentrationer større end 0,05 ppm (0,36 mg/m³) svarende til ca. 10 gange grænseværdien for stoffet i arbejdsmiljø  (2).

TDI er klassificeret som irriterende ved øjen- og hudkontakt og ved indånding (Xi;R36/37/38).

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt

Gentagen eksponering for dampe og aerosoler af TDI i en koncentration på
0,0035 ppm (0,025 mg/m³ svarende til ca. 70 % af grænseværdien), muligvis lavere, er rapporteret at forårsage kronisk astmalignende luftvejsallergi og lungesygdomme (6,14,23).

Allergi

TDI er stærkt allergifremkaldende hos forsøgsdyr og mennesker og kan forårsage astmalignende luftvejsallergi samt hudallergi (1,2,6,12,13). Allerede sensibiliserede personer kan få astmalignende symptomer ved meget lave TDI-koncentrationer (< 0,007 ppm svarende til grænseværdien for stoffet) (14). Symptomer på luftvejsallergi kan vedvare mange år efter ophør af udsættelse for TDI (15). Luftvejsallergi kan fremprovokeres både ved indånding og hudkontakt
(8,15).

Eksponeringsniveau og -varighed for fremprovokering af luftvejsallergi varierer stærkt fra person til person. Nogen reagerer allerede ved første eksponering, mens andre først udvikler symptomer efter eksponering over dage, måneder eller år (1). Der er tilsyneladende en tærskelniveau for luftvejsallergi, idet luftvejsallergi ofte fremprovokeres ved eksponering for højere koncentrationer ved uheld, mens eksponering for lave koncentrationer over lang tid ikke giver luftvejsallergi (15).

Kræft

Flere epidemiologiske undersøgelser har ikke påvist en overbevisende sammenhæng mellem kræftrisiko og eksponering for TDI. TDI forårsager i dyrestudier kræft ved indtagelse, mens der ikke er observeret kræftfremkaldende effekter ved indånding. Det internationale kræftforskningsinstitut, IARC, vurderer, at data om TDIs mulige kræftfremkaldende effekter hos mennesker er utilstrækkelige, mens der er tilstrækkelig dokumentation for, at TDI forårsager kræft i dyrestudier. Overordnet konkluderer IARC, at TDI er muligt kræftfremkaldende hos mennesker (gruppe 2B) (3,6,8).

Arveanlæg

Undersøgelser af TDIs effekter på arveanlæg i forskellige standardtest har vist modsigende resultater (3,25,26). Man formoder, at de observerede mutagene⁴ effekter af TDI i nogle test skyldes omdannelsesprodukter af TDI, f.eks. toluendiaminer (2).

Reproduktion

Der foreligger kun få data om TDIs mulige effekter på forplantning og fosterudvikling. Resultater fra dyrestudier indikerer, at stoffet ikke skader forplantningsevne og fostre (12,27).

Amning

Der er ikke fundet oplysninger om, at TDI forekommer i modermælk og derved medfører en risiko for spædbørn ved amning.

Virkning på miljø

Spredning i miljøet

Kilder til TDI i miljøet er produktion og anvendelse af stoffet ved fremstilling af polyurethanbaserede produkter. I atmosfæren forekommer TDI helt overvejende på dampform, hvor stoffet overvejende nedbrydes ved reaktion med fotokemisk dannede hydroxylradikaler med en estimeret halveringstid på et døgn. TDI omdannes hurtigt ved kontakt med vand til polyureaforbindelser. TDI i jord forventes derfor ikke at bindes til partikulært materiale eller at udvaskes til grundvand eller overfladevand. Ved udslip af TDI på væskeform i vand reagerer stoffet med vand og danner en skorpe om væsken. Ureageret TDI under skorpen nedbrydes kun meget langsomt (6,8,28).

Bioakkumulering

Der er ikke nogen forventning om, at TDI kan ophobes i levende organismer og fødekæder på baggrund af stoffets omdannelse til polyureaforbindelser ved kontakt med vand (6).

Nedbrydelighed

TDI omdannes hurtigt til polyureaforbindelser ved kontakt med vand. Polyureaforbindelser forventes ikke at være biologisk nedbrydelige (6,8).

I atmosfæren nedbrydes TDI-dampe overvejende ved reaktion med fotokemisk dannede hydroxylradikaler. Den atmosfæriske halveringstid ved denne nedbrydningsvej er beregnet til 1,7 dage (6).

Giftighed

TDI er akut giftigt for vandlevende organismer ved koncentrationer på mellem 10 og 500 mg/l. LD₅₀ for vildfugle ved indtagelse er 100 mg/kg (8,16).

Andre miljøeffekter

TDI forventes ikke at bidrage til nedbrydning af ozonlaget, til fotokemisk ozondannelse, til drivhuseffekt eller til næringssaltbelastning.

Påvirkning af bakterier

TDI forventes ikke at skade mikroorganismer i spildevandsrenseanlæg.

Netværk

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dk

DK: Arbejdstilsynet, www.arbejdstilsynet.dk

EU: European Chemicals Bureau (ECB),  European Commission,
http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/ph_risk/
committees/sct/sct_en.htm

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF), European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

D: Beratergremium für Umweltrelevante Altstoffe (BUA),
http://www.gdch.de/gdch.htm

World Health Organization (WHO), International Programme on Chemical Safety (IPCS), http://www.who.int/pcs/pcs_act.htm

International Agency for Research on Cancer (IARC),
http://www.iarc.fr/

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_
34365_2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

European Chemical Industry Council (CEFIC),
www.cefic.be

US: American Conference of Governmental Hygienists (ACGIH), http://www.acgih.org/home.htm

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html

Office of Environmental Health Hazard Assessment, California:
http://www.oehha.ca.gov

Litteraturhenvisninger

1.  Documentation of the Threshold Limit Values and Biological Exposure Indices. Vol.3. 6 ed. Cincinnati, Ohio: American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH); 1991. 1333p .

2.  Montelius,J., editor. Scientific basis for Swedish occupational standards 22. Solna: National Institute for Working Life, Criteria Group for Occuapational Standards; 2001. (Arbete och hälsa; 2001:20

3.  International Agency for Research on Cancer. IARC Monograph on Toluene diisocyanates (CAS No. 26471-62-5, 584-84-9, 91-08-7). Summary of Data reported and Evaluation. 1999. p.437; vol. 80) Available from:
http://www-cie.iarc.fr/htdocs/monographs/
vol71/031-toldiisocyan.html.

4.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

5.  Listen over uønskede stoffer 2004. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2004. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2004:8

6.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). 2,4-toluene diisocyanate. http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2003 Feb 14. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS874.HTM?Top=Yes.

7.  Verschueren K. Handbook of Environmental Data on Organic Chemicals. 3 ed. New York, N.Y. : Van Nostrand Reinhold:  1996.

8.  International Programme on Chemical Safety (IPCS). Environmental Health Criteria 75. Toluene diisocyanates. www.inchem.org 1987. Available from:
www.inchem.org/documents/ehc/ehc/ehc75.htm.

9.  Tinnerberg H, Dalene M, Skarping G. Air and biological monitoring of toluene diisocyante in a flexible foam plant. American Industrial Hygiene Association Journal. 1997;58(3):229-35.

10.  IARC monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans. - 71: Re-evaluation of some organic chemicals, hydrazine and hydrogen peroxide. Part 1. Lyon: World Health Organization, International Agency for Research on Cancer; 1999. p.1

11.  Fisher AA. Contact Dermatitis. 3 ed. Philadelphia, Pa. : Lea & Febiger:  1986.

12.  Ballantyne B, Marrs TC, Syversen T, editors. General and Applied Toxicology. Vol.1. 2 ed. London : Macmillan:  1999.

13.  Foussereau J, Benezra C, Maibach H. Occupational Contact Dermatitis : Clinical and Chemical Aspects. Copenhagen : Munksgaard:  1982.

14.  Sittig M. Handbook of Toxic and Hazardous Chemicals. Park Ridge, N.J. : Noyes:  1981.

15.  Klaassen CD, editor. Casarett and Doull's Toxicology : the Basic Science of Poisons. 6 ed. New York, N.Y. : McGraw-Hill:  2001.

16.  RTECS. Registry of Toxic Effects of Chemical Substances. Benzene, 2,4-diisocyanato-1-methyl-. http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2003. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/RT/RTCZ6300000.HTM?Top=Yes.

17.  B-værdivejledningen : oversigt over B-værdier. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2002. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2002:2

18.  EU-Kommissionen. Synoptic document (revideret 25.juli 2003).
http://europa.eu.int/comm/food/fs/sfp/food_
contact/synoptic_doc_en.pdf 2003 Mar 25

Plastindustrien i Danmark Stofprofil for 2,4-TDI/ 2,6-TDI  Side 9 af 10 15-12-2005

Stofprofil for 2,4-TDI/ 2,6-TDI

19.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65_
list/files/P65single120205.pdf.

20.  EPIWIN. Version 1.42. 2003.

21.  Department of the Environment and Heritage AG. Toluene-2,4-diisocyanate. National Pollutant Inventory Substance Profile. www.npi.gov.au 2003 Oct 27. Available from: www.npi.gov.au/database/substance-info/profiles/82.html.

22.  Beredskabstyrelsen. Indsatskort for kemikalieuheld, toluendiisocyanat. http://www.kemikalieberedskab.dk 2003. Available from:
http://www.kemikalieberedskab.dk/ikkort/48/ik.kort.[T].483.html.

23.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). 2,6-toluene diisocyanate. http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2003 Jan 24. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS5272.HTM?Top=Yes.

24.  Grant WM, Schuman JS. Toxicology of the Eye : Effects on the Eyes and Visual System From Chemicals, Drugs, Metals and Minerals, Plants, Toxins and Venoms; Also Systemic Side Effects From Eye Medications. 4 ed. Springfield, Ill. : Thomas:  1993.

25.  The Dictionary of Substances and their Effects. http://www.rsc.org/is/database/dosehome.htm The Royal Society of Chemistry 1999; 1999. Available from:
http://www.rsc.org/is/database/dosehome.htm.

26.  Bilban M. Mutagenic testing of workers exposed to toluene-diisocyanates during plastics production process. [Abstract] American Journal of Industrial Medicine  2004;45, No. 5:

27.  REPROTOX.Reproductive Toxicology Center. Isocyanate. http://csi.micromedex.com 2003. Available from: http://csi.micromedex.com/DATA/RX/RX1411.HTM?Top=Yes.

28.  Tury B, Pemberton D, Bailey RE. Fate and potential environmental effects of methylenediphenyl diisocyanate and toluene diisocyanate released into the atmosphere. [Abstract] J Air Waste Manag Assoc  2003;53(1):

Fodnoter

¹ legemsvægt

² Den dosis, der forårsager dødsfald ved indtagelse hos halvdelen af de eksponerede dyr.

³ Den koncentration, der forårsager dødsfald ved indånding hos halvdelen af de eksponerede dyr.

⁴ forårsager ændringer i arveanlæg.

Bilag D3 –Stofprofil for bisphenol A

Kort Status og Resumé 

Fokus
Bisphenol A (BPA) har flere miljø- og sundhedsskadelige egenskaber. Stoffet er primært i fokus hos medier og forskere, fordi BPA mistænkes for at forårsage hormonforstyrrende effekter hos mennesker og dyr. De kritiske effekter af BPA er virkning på hormonsystem, forplantningsevne og fosterudvikling (1,2).

Konklusion
Det vurderes, at der er risiko for sundhedsskadelige effekter af BPA i arbejdsmiljø. Eksponering af forbrugere og almenbefolkning for BPA via forbrugerprodukter og miljø vurderes generelt ikke at indebære en risiko for sundhedsskadelige effekter. Dog er det ikke muligt på det foreliggende datagrundlag at vurdere, om der er en risiko for skadelige effekter på foster-udviklingen ved eksponering for BPA i arbejdsmiljø, via forbrugerprodukter og indirekte via miljøet. Yderligere data bør indhentes. Ligeledes bør yderligere data indhentes i forhold til mulige effekter af BPA i miljøet.

Status
Der er gennemført en risikovurdering af BPA i EU. I risikovurderingsrapporten konkluderer man i forhold til effekter på forplantningsevne, at risikoreduktionstiltag er påkrævet ved fremstilling af BPA og epoxyharpikser, mens der ikke er behov for yderligere data eller risikoreduktionstiltag i forhold til eksponering af forbrugere og almenbefolkning. Der er derimod behov for yderligere studier af BPAs mulige effekter på fosterudvikling ved lave koncentrationer i alle eksponeringsmiljøer. I forhold til miljø konkluderer man, at yderligere tests er påkrævet, og at der allerede på nuværende tidspunkt bør ske risikoreduktionstiltag ved fremstilling af PVC og genbrug af termisk papir (1).

BPA er klassificeret Rep3;R62 Xi;R37-41 R43 (mulighed for skade på forplantningsevnen, irriterer åndedrætsorganerne, risiko for alvorlig øjenskade, kan give overfølsomhed ved hudkontakt) (3). EUs tekniske komíté for klassificering og mærkning samt eksperter anbefaler, at klassificeringen for BPA ændres til Rep3;R62 Xi;R37-41 R43 N;R53 (4). R53 - Kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet.

BPA er på EUs liste over stoffer, som anses for at have hormonforstyrrende effekter (5).

BPA er på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2000, primært i det omfang, at stoffet indgår i forbrugerprodukter (maling, lak, støbemasser, bindemidler til støbning og limhærdere (6). I Miljøstyrelsens udkast til Listen over uønskede stoffer 2004 (i høring primo 2004) er BPA medtaget på baggrund af stoffets forekomst på EUs liste over stoffer med dokumenteret hormonforstyrrende effekter og i det omfang stoffet indgår i epoxy, polycarbonatplast og PVC.

Anvendelse  
BPA anvendes primært som monomer ved fremstilling af polykarbonater (PC) og epoxyharpikser. Andre anvendelsesområder er fremstilling af phenoxy- og polysulfon-resiner og termisk papir. Bisphenol A indgår også som inhibitor og antioxidant ved fremstilling af PVC. Denne anvendelse er dog under udfasning i EU på baggrund af en frivillig aftale med industrien (1,7,8).

PC og epoxyharpikser bruges i stort omfang i materialer beregnet til kontakt med føde- og drikkevarer. Epoxyharpikser anvendes også i maling, lak, lime og støbemasser herunder komposit- og fyldningsmaterialer til tandlægearbejde
(1,7,8).

Eksponeringsforhold  
I arbejdsmiljøet sker eksponering for BPA overvejende ved indånding og hudkontakt. Der er ikke fastsat en specifik grænseværdi for BPA i arbejdsmiljø. Ved produktion og anvendelse af PC er der målt luftkoncentrationer op til 0,001 mg/m³ luft. Ved produktion og anvendelse af epoxy-resiner er der målt luftkoncentrationer op til 0,7 mg/m³ luft. De angivne målinger er 8 timers tidsvægtede gennemsnit (1,7).

Almenbefolkningen eksponeres for BPA overvejende ved indtagelse af fødevarer. EUs videnskabelige komité for fødevarer (SCF) har på baggrund af migrationsdata i føde- og drikkevarer beregnet, at en voksen person dagligt indtager ca. 0,5*10^-3 mg BPA/kg lgv¹ (ca. 20 gange mindre end den fastsatte tolerable daglige indtagelse (TDI)) via dåsemad og vin forurenet med BPA fra emballagen. Småbørn indtager dagligt ca. 1,6*10^-3 mg BPA/kg lgv (ca. gange mindre end TDI) via baby- og dåsemad (1,7).

Der er kun få målinger af BPA i det ydre miljø. Der er målt op til ca. 0,2 mg/l i renset spildevand fra et BPA-produktionssted. De største kilder til udledning af BPA er genbrug af varmefølsomt papir, fremstilling af PVC og brug af PVC-artikler (1). I en nyere amerikansk undersøgelse er koncentrationen af BPA målt i urin fra voksne fra et bredt udsnit af befolkningen. Her fandt man BPA i 95% af prøverne. Den gennemsnitlige koncentration af BPA lå på 1,3*10^-6 mg/L (9). I en anden nyere japansk undersøgelse er BPA målt hos mennesker i serum i en koncentration på 1 – 2*10-9 mg/ml. BPA blev også fundet i serum hos fostre, hvilket indikerer, at stoffet kan passere moderkagebarrieren (10).

Effekter  
BPA udviser østrogenvirkning i pattedyrsceller med en aktivitet, som er 3 – 5 gange lavere end det naturlige østrogen 17β-østradiol. I levende dyr forårsager BPA først østrogene effekter ved høje eksponeringsniveauer (> 500 mg/kg lgv). I studier med rotter og mus eksponeret for BPA via føden ser man skadelige effekter på forplantningsevnen. På baggrund af et studie med rotter har man beregnet, at den højeste dosis via føden, der ikke medfører skadelige effekter på forplantningssystem og –evne, er 5 mg BPA/kg lgv/dag (1,7). En række undersøgelser af BPAs mulige hormonforstyrrende effekter hos mus og rotter ved perinatal² eksponering indikerer, at BPA kan påvirke udviklingen af hunlige og hanlige kønsorganer, sexualadfærd samt udvikling af brystkirtler hos hunner. Effekterne ses ved forholdsvise høje koncentrationer sammenlignet med de koncentrationer mennesker eksponeres for via miljø og forbrugerprodukter
(1,11,12,13,14,15,16,17,18,19,20).

BPA er akut giftigt for fisk, krebsdyr og alger i koncentrationer på 3-5 mg/l. Stoffet virker hormonforstyrrende hos fisk ved 10^-3 mg/l vand og hos snegle ved endnu lavere koncentrationer (1).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen
*Organisk støv, total

Miljø

B-værdi: Ikke fastsat (21).

Klassificering

Rep3;R62 Xi;R37-41 R43 (3). Mulighed for skade på forplantningsevnen (R62) Irriterer åndedrætsorganerne (R37) Risiko for alvorlig øjenskade (r41) Kan give overfølsomhed ved hudkontakt (R43). EUs tekniske komíté for klassificering og mærkning samt eksperter anbefaler, at klassificeringen for BPA ændres til
Rep3;R62 Xi;R37-41 R43 N;R53 (4). Kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet (R53).

Anden regulering

Specifik migrationsgrænse (SML) for BPA i levnedsmidler er 3 mg/kg fødevare. Der er fastsat en midlertidig TDI³ for stoffet på 0,01 mg/kg lgv (22).

BPA er på EUs liste over stoffer, som anses for at have hormonforstyrrende effekter (5).

BPA er Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 på baggrund af stoffets forekomst på EUs liste over stoffer med dokumenteret hormonforstyrrende effekter og i det omfang stoffet indgår i epoxy, polycarbonatplast og PVC (23).

BPA er medtaget i det nationale program for overvågning af vandmiljøet 1998-2003 (NOVA) (24).

Proposition 65 (Californien): Ikke listet (25).

Identifikation

Kemisk navn

Bisphenol A

Synonymer

4,4’-Isopropylidenediphenol, bis(4-hydroxyphenyl)dimethylmethan

Struktur

CAS nr.

80-05-7

EINECS/ELINCS nr.

201-245-8

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform
Fast stof ved 15 °C. Hvide til lysebrune flager eller pulver.

Smeltepunkt
150 – 157 °C

Kogepunkt
Dekomponerer ved ca. 360 °C (atmosfærisk tryk)

Flammepunkt
213 °C (ASTM D92-66)

Damptryk
4,0 x 10^-8 hPa (25 °C)

Densitet
1,1 – 1,2 g/cm³ (25 °C)

pH
Ikke anvendeligt

Opløselighed
Vand: 120 mg/l v. 25 °C. [1] [2]

Opløselig i alkali, alkoholer, acetone, ether og benzen.

Log P_ow  
3,32

Lugtgrænse
Ingen data

Anvendelse og Forekomst

BPA anvendes primært som monomer ved produktion af polykarbonater (PC) og epoxy-resiner. I mindre omfang indgår BPA ved produktion af phenoxy- og polysulfon-resiner. BPA anvendes også som inhibitor og antioxidant ved fremstilling af PVC. Denne anvendelse er dog under udfasning i Europa på foranledning af en frivillig aftale med industrien. Stoffet anvendes endvidere ved fremstilling af varmefølsomt papir, bremsevæske, flammehæmmere og dæk
(1,7,26).

Mennesker eksponeres for BPA i arbejdsmiljøet, som forbrugere og indirekte via det ydre miljø.

Den væsentligste eksponering af mennesker for BPA forekommer i arbejdsmiljø ved produktion og anvendelse af stoffet. De relevante eksponeringsveje er indånding af støv og hudkontakt. Der er ikke fastsat en specifik grænseværdi for BPA. Ved produktion og anvendelse af PC er der målt luftkoncentrationer op til 10^-3 mg/m³ luft (8 timers tidsvægtet gennemsnit). Ved produktion og anvendelse af epoxy-harpikser er der målt luftkoncentrationer op til 0,7 mg/m³ luft (8 timers tidsvægtet gennemsnit). Eksponering for BPA via huden ved produktion af PC og epoxy-harpikser er beregnet til hhv. 10^-5 til 10-4 mg/cm2/dag og 0,1 til 1 mg/cm²/dag. Den højeste eksponering forekommer ved produktion af BPA (1,26).

PC og epoxyresiner anvendes i stort omfang i materialer beregnet til kontakt med føde- og drikkevarer og i komposit- og fyldningsmaterialer til tandlægevirksomhed. Forbrugere eksponeres overvejende for BPA via indtagelse. Man har undersøgt migrationen af BPA fra PC-beholdere til føde- og drikkevarer i simuleringsforsøg, hvor man målte BPA i koncentrationer op til 0,05 mg/kg fødevaresimulant. Der er ikke fundet målbare koncentrationer af BPA i reelle føde- og drikkevarer i kontakt med PC-materialer. Tilsvarende har man i simuleringsforsøg undersøgt migrationen af BPA fra epoxymaterialer over i føde- og drikkevarer. Her målte man BPA-koncentrationer op til 0,094 mg/kg fødevaresimulant. I reelle føde- og drikkevarer emballeret med epoxymateriale har man målt BPA-koncentrationer op til 0,07 mg/kg fødevare. Migration af BPA fra tandlægematerialer er målt i størrelsesordenen 10^-3 –10^-2 mg/kg materiale (1,2,26). De målte koncentrationer er alle langt under den fastsatte migrationsgrænse for BPA i levnedsmidler på 3 mg/kg (22).

Almenbefolkningen eksponeres for BPA overvejende ved indtagelse af fødevarer. EUs videnskabelige komité for fødevarer (SCF) har på baggrund af migrationsdata i føde- og drikkevarer beregnet, at en voksen person dagligt indtager ca. 0,5*10^-3 mg BPA/kg lgv⁴ (ca. 20 gange mindre end den fastsatte tolerable daglige indtagelse (TDI)) via dåsemad og vin forurenet med BPA fra emballagen. Småbørn indtager dagligt ca. 1,6*10^-3 mg BPA/kg lgv (ca. gange mindre end TDI) via baby- og dåsemad (1,26).

BPA udledes til miljøet ved produktion og industriel anvendelse af BPA og forarbejdning af polymerer og plastmaterialer mv. Der foreligger kun få målinger af BPA i det ydre miljø. Ved produktionssteder, hvor BPA indgår, er der i renset spildevand målt BPA i koncentrationer op til ca. 0,2 mg/l vand (1). I en nyere amerikansk undersøgelse er koncentrationen af BPA målt i urin fra voksne fra et bredt udsnit af befolkningen. Her fandt man BPA i 95% af prøverne. Den gennemsnitlige koncentration af BPA lå på 1,3*10^-6 mg/L (9). I en anden nyere japansk undersøgelse er BPA målt hos mennesker i serum i en koncentration på 1 – 2*10-9 mg/ml. BPA blev også fundet i serum hos fostre, hvilket indikerer, at stoffet kan passere moderkagebarrieren (10).

Brand og ophedning

BPA og de polymerer, som stoffet indgår i, er brændbare. Ved ophedning og brand dannes almindelige forbrændingsgasser, som er irriterende og sundhedsskadelige. BPA forekommer som flager eller pulver. Det indebærer, at der kan opstå fare for støveksplosion (27,28).

Virkning på Sundhed

Optagelse og omsætning
Dyrestudier viser, at BPA optages hurtigt og næsten fuldstændigt over mavetarmkanalen. Man formoder, at der kan forekomme en tilsvarende optagelse af BPA via luftvejene, mens optagelse via huden vurderes at være op til 10%. 70-80% af BPA, som optages via mave-tarm-kanalen, er udskilt indenfor 7 dage. Der foreligger ikke data for omsætning og udskillelse af stoffet ved optagelse via luftveje og hud. Man vurderer, at BPAs potentiale for at kunne ophobes i kroppen og overføres til fosteret er begrænset (1,2,26).

Nyere undersøgelser viser, at BPA kan måles i blodet hos gravide kvinder og deres fostre i størrelsesordenen 0,2 – 2*10-6 mg/l (29,30).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter
Der foreligger ikke data om akutte effekter af BPA i mennesker. Dyrestudier viser, at stoffet har lav akut giftighed (LD₅₀ ⁵> 2000 mg/kg) (1,26).

Irritation/ætsning
Data fra nyere, velgennemførte studier med dyr viser, at BPA ikke er hudirriterende, men at stoffet kan forårsage alvorlig øjenskade. Baseret på dyrestudier og anekdotisk information fra arbejdsmiljøet er BPA i begrænset omfang luftvejsirriterende (1,26).

Samlet vurderes BPA ikke at være hudirriterende, men at kunne forårsage alvorlig øjenskade ved direkte kontakt og at være irriterende for åndedrætsorganerne.

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt

Dyrestudier viser, at gentagen indånding af BPA over længere tid påvirker lever- og nyrevægt samt forårsager irritation i de øvre luftveje. Den højeste koncentration, hvor der ikke blev observeret de nævnte skadelige effekter (NOAEL⁶), blev fastsat til 10 mg/m³ luft. Indtagelse af BPA over længere tid påvirker leveren hos mus. Den laveste dosis for effekter på leveren blev i musestudiet fastsat til 120 mg/kg lgv/dag (1,26).

Samlet vurderes det, BPA kan forårsage generelle sundhedsskadelige effekter ved gentagen og længerevarende eksponering for forholdsvis høje doser af stoffet.

BPA udviser østrogenvirkning i celler og i levende dyr. I studier med pattedyrsceller har BPA 3 - 5 gange lavere aktivitet end det naturlige østrogen 17β-østradiol. Østrogene effekter af BPA hos rotter og mus ved indtagelse af stoffet forekommer først ved høje eksponeringsniveauer (> 500 mg/kg lgv). Der er ikke set signifikant hormonlignende aktivitet af BPA-glucoronid, som er det dominerende omdannelsesprodukt af BPA i leveren. Betydningen af BPA’s hormonlignende egenskaber for menneskers sundhed er ikke afklaret (1,26). Se også afsnit om ”Reproduktion”.

Allergi

Der foreligger adskillige rapporter om eksem hos mennesker, som kan være forårsaget af BPA. De underliggende årsager til hudsymptomerne er dog ikke klarlagt (1,26).

På baggrund af resultaterne af en standardundersøgelse i mus er BPA ikke allergifremkaldende ved hudkontakt (31).

Samlet vurderes det, at BPA kan fremkalde hudreaktioner svarende til hudallergi  (1,26). Der er ikke indikationer for, at BPA forårsager allergi ved indånding.

Kræft

Der er ikke undersøgelser af BPAs mulige kræftfremkaldende egenskaber hos mennesker. BPA har ikke vist kræftfremkaldende egenskaber i dyrestudier (1,26). BPAs mulige kræftfremkaldende egenskaber er ikke vurderet af det internationale kræftforskningsinstitut (IARC).

Samlet er der ikke indikationer for, at BPA forårsager kræft hos mennesker.

Arveanlæg

BPA har ikke vist skadelige effekter på arveanlæg i studier i cellesystemer og levende dyr (1,26).

Samlet vurderes det, at BPA ikke forårsager skadelige effekter på arveanlæg.

Reproduktion

Der er ikke data om effekter af BPA på menneskers forplantningsevne.

Hos mus, som blev eksponeret for BPA via foderet, har man set skadelige effekter på forplantningsevnen ved koncentrationer på 600 mg/kg lgv/dag. I et 3-generationsstudie blev rotter eksponeret for BPA via foderet. Her forårsagede BPA skadelig effekt på forplantningsevnen hos alle tre generationer ved en dosis på 500 mg/kg lgv/dag. Der kunne ikke iagttages effekter på forplantningsevnen (NOAEL) ved 50 mg/kg lgv/ dag (1,26).

I EUs risikovurdering fra 2003 af BPA, vurderer man, at de foreliggende data fra dyrestudier ikke på overbevisende måde dokumenterer, at BPA kan skade fosterudvikling. Der er dog ufuldstændige data, som indikerer, at kan BPA påvirke fosterudvikling ved lave koncentrationer i størrelsesordenen 10^-3 mg/kg lgv (1,26). En række nyere undersøgelser af BPAs mulige hormonforstyrrende effekter hos mus og rotter ved perinatal⁷ eksponering indikerer, at BPA kan påvirke udviklingen af hunlige og hanlige kønsorganer, sexualadfærd samt udvikling af brystkirtler hos hunner. Effekterne ses ved forholdsvise høje koncentrationer sammenlignet med de koncentrationer mennesker eksponeres for via miljø og forbrugerprodukter (11,12,13,14,15,16,17,18,19,20).

Samlet vurderes det, at BPA kan skade forplantningsevnen ved høje doser. Det er fortsat uklart, hvorvidt BPA kan forårsage skader på fostre og nyfødte – herunder udvikling af kønsorganer, brystkirtler og sexualadfærd ved relevante eksponeringsniveauer.

Amning

Der er ikke fundet oplysninger om, at BPA forekommer i modermælk og derved medfører en risiko for spædbørn ved amning.

Virkning på miljø

Spredning i miljøet

De væsentligste kilder til BPA i miljøet er udledning fra industriel produktion og brug af stoffet. I atmosfæren forekommer BPA overvejende bundet til partikler. BPA fjernes fra atmosfæren enten ved aflejring eller ved fotokemiske reaktioner. I vandmiljøet adsorberer BPA til opslemmet materiale eller sediment. I jord er BPA overvejende bundet til partikler i jord, og forventes at have lav til moderat mobilitet og dermed lav til moderat potentiale for at udvaskes til grundvand og overfladevand (1,7,32).

Bioakkumulering

Baseret på studier i fisk ophobes BPA ikke i væsentlig grad i vandlevende organismer (1,7).

Nedbrydelighed

BPA er biologisk letnedbrydeligt under iltholdige forhold. Der er ikke data om bionedbrydning af BPA under iltfrie forhold. Man forventer ikke, at BPA kan nedbrydes ved hydrolyse. Fotolyse og reaktion med radikaler kan være en nedbrydningsvej for BPA i atmosfæren (1,7,33).

Giftighed

BPA er akut giftigt for fisk, krebsdyr og alger ved koncentrationer på 3 -5 mg/l vand. Stoffet udviser svag østrogenlignende effekt hos fisk – ca. 10.000 gange lavere aktivitet end det naturlige østrogen 17β-østradiol. Man har fundet hormonforstyrrende effekter af BPA hos fisk ved 10^-3 mg/l og hos snegle ved mindre end 10^-3 mg/l (1,7,8).

Andre miljøeffekter

Det forventes ikke, at BPA kan medvirke til nedbrydning af ozonlaget, til fotokemisk ozondannelse, næringssaltbelastning eller drivhuseffekt (1).

Påvirkning af bakterier

Der er kun få data om BPA’s effekter overfor bakterier. De indikerer lav giftighed af stoffet overfor bakterier (1).

⁷ Henviser til perioden kort før og efter fødslen

Netværk

EU: European Chemicals Bureau (ECB),  European Commission,  EU: European Chemicals Bureau (ECB),  European Commission,
http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_en.htm

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/ph_
risk/committees/sct/sct_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF, European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

World Health Organization (WHO), International Programme on Chemical Safety (IPCS), http://www.who.int/pcs/pcs_act.htm

International Agency for Research on Cancer (IARC),
http://www.iarc.fr/

Organization for Economic Co-operation and Development  (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_34365
_2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

European Chemical Industry Council (CEFIC), www.cefic.be

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dk

DK: Arbejdstilsynet, www.arbejdstilsynet.dk

UK Food Standards Agency, http://www.foodstandards.gov.uk

D: Beratergremium für Umweltrelevante Altstoffe (BUA), http://www.gdch.de/projekte/bua.htm

D: GSF-Forschungszentrum für umwelt und Gesundheit,
http://www.gsf.de/

US: American Conference of Governmental Hygienists (ACGIH), http://www.acgih.org/home.htm

US: National Institute of Environmental Health Sciences (NIEHS), National Toxicology Programme, http://www.niehs.nih.gov/

US: Environmental Protection Agency (EPA), Office for Research and Development, National Center for Environmental Assessment
http://www.epa.gov/ORD/

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html

Litteraturhenvisninger

1.  Health & Safety Executive Industrial Chemical Unit UK.Environment Agency Chemicals Assessment Section UK.Institute for Health and Consumer Protection ECB, editor. European Union Risk Assessment Report. 4,4-Isopropylidenediphenol (bisphenol-A), CAS Number: 80-05-7. European Chemicals Bureau, Joint Research Centre, European Union 2003;37. Available from: http://ecb.jrc.it/.

2.  EU Scientific Committee on Food (SCF). Opinion of the Scientific Committee on Food on Bisphenol-A.
http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html 2002 Apr 17. Available from:
http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/out128_en.pdf.

3.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

4.  Recommendations of the Technical Committee for Classification and Labelling and Specialised Experts for possible inclusion into the 30th ATP. European Chemicals Bureau 2005. Available from:
http://ecb.jrc.it/DOCUMENTS/Classification-
Labelling/ATPS_OF_DIRECTIVE_67-548-EEC
/30TH_ATP_DRAFT_SUBSTANCE_
ANNEXES/Annex-1G_revised_entries.doc.

5.  EU-Kommissionen. Communication from the commission to the council and the European parliament on the implementation of the Community Strategy for Endocrine Disrupters - a range of substances suspected of interfering with the hormone systems of humans and wildlife

COM (2001)262, Annex 15. http://europa.eu.int/comm/environment/
docum/01262_en.htm#bkh 2003

6.  Listen over uønskede stoffer 2000, Orientering fra Miljøstyrelsen. København: Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen; 2000. 9.  Orientering fra Miljøstyrelsen; 2000:9)

7.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). Bisphenol-A.
http://csi.micromedex.com _National Library of Medicine (NLM); 2002 Aug. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS171.HTM?Top=Yes.

8.  EU Scientific Committee on Toxicity Ecotoxicity and the Environment (CSTEE). Opinion on the results of the risk assessment of bisphenol A, CAS number: 80-05-7, environmental part.
http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/sct/index_en.html 2002 Jun 27. Available from:
http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/sct/out159_en.pdf.

9.  Calafat AM, Kukleinyik Z, Reidy JA, et al.  Urinary concentrations of bisphenol A and 4-nonylphenol in a human reference population. [Abstract] Environ Health Perspect  2005;113(4):

10.  Tsutsumi O. Assessment of human contamination of estrogenic endocrine-disprupting chemicals and their risk for human reproduction. [Abstract] J Steroid Biochem Mol Biol  2005;93(2-5):

11.  Greim HA. The endocrine and reproductive system: adverse effects of hormonally active substances? [Abstract] Pediatrics  2004;13 (4 Suppl):

12.  Munoz-de-Toro M, Markey CM, Wasia PR, et al.  Perinatal exposure to bisphenol-A alters peripubertal mammary gland development in mice. [Abstract] Endocrinology  2005;146(9):

13.  Herath CB, Jin W, Watanabe G, et al.  Adverse effects of environmental toxicants, octylphenol and bisphenol A, on male reproductive functions in pubertal rats. [Abstract] Endocrine  2004;25(2):

14.  Markey CM, Wadia PR, Rubin BS, et al.  Longterm-effects of fetal exposure to low doses of the xenoestrogen bisphenol-A in the female mouse genital tract. [Abstract] Biol Reprod  2005;72(6):

15.  Yoshida M, Shimomoto, T., et al.  Maternal exposure to low doses of bisphenol A has no effects on development of female reproductive tract and uterine carcinogenesis in Donryu rats. [Abstract] J Reprod Dev  2004;5083):

16.  Schonfelder G, Friedrich K, Paul M, et al.  Developmental effects of prenatal exposure to bisphenol a on the uterus of rat offspring. [Abstract] Neoplasia  2004;6(5):

17.  Takagi H, Shibutani M, Masutomi N, et al.  Lack of maternal dietary exposure effects of bisphenol a and nonylphenol during the critical period for brain sexual differentiation on the reproductive/endocrine systems in later life. [Abstract] Arch Toxicol  2004;78(2):

18.  Kubo K, Arai O, Omura M, et al.  Low dose effects of bisphenol A on sexual differentiation of the brain and behaviour in rats. [Abstract] Neurosci Res  2003;45(3):

19.  Richter CA ,vom Saal FS. Plastic compounds and birth control estrogen cause prostate abnormalities in mice. NIEHS 2005. Available from: http://www.niehs.nih.gov/dert/profiles/hilites/2005/plastic.htm.

20.  Soto AM. Early exposure to bisphenol A alters mouse mammary gland development. NIEHS 2005. Available from:
http://www.niehs.nih.gov/dert/profiles/hilites
/2005/mamgland.htm.

21.  B-værdivejledningen : oversigt over B-værdier. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2002. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2002:2

22.  Synoptic Document. Provisional Lists of monomers and additives notified to European Commission as substances which may be used in the manufacture of plastics intended to come into contact with foodstuffs. http://cpf.jrc.it/webpack/downloads/SYNOPTIC%
20DOCUMENT(2003.04.15).pdf EUROPEAN COMMISSIONHEALTH & CONSUMER PROTECTION DIRECTORATE-GENERAL; 2003 May 13

23.  Listen over uønskede stoffer 2004. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2004. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2004:8

24.  Danmarks Miljøundersøgelser. NOVA-2003. Programbeskrivelse for det nationale program for overvågning af vandmiljøet i Danmark, 1998-2003. Bilag 2: Stofliste for NOVA-2003.
http://ovs.dmu.dk/2NOVA_2003_ov/novaarkivet/
NOVA-program-bilag.doc 2003 Oct 24

25.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65_
list/files/P65single120205.pdf.

26.  EU Scientific Committee on Toxicity Ecotoxicity and the Environment (CSTEE). Opinion on the results of the risk assessment of bisphenol A, CAS number: 80-05-7, human health part.
http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/sct/index_en.html 2002 May 22. Available from:
http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/sct/out156_en.pdf.

27.  Beredskabstyrelsen. Indsatskort for kemikalieuheld, bisphenol-A. http://www.kemikalieberedskab.dk 2003. Available from: http://www.kemikalieberedskab.dk/cgi-bin/soeg_
ik.pl?ord=B&id=69.

28.  Lewis Sr. RJ. Sax's Dangerous Properties of Industrial Materials. - 2: A-G. 9.ed. ed. New York, N.Y. : Van Nostrand Reinhold:  1995.

29.  Schönfelder G., Wittfoht W., Hopp H., Talsness C.E., Paul M., Chahoud I. Parent bisphenol A accumulation in the human maternal-fetal-placental unit. Environmental Health Perspectives. 2002;100, No.11:703-7.

30.  Yamada H., Furuta I., Kato E.H., Kataoka S., Usuki Y., Kobashi G., et al. Maternal serum and amniotic fluid bisphenol A concentrations in the early second trimester. Reproductive Toxicology. 2002;16:735-9.

31.  Vohr H, Ahr H, Stropp GD. Bisphenol A is not skin sensitizing or photoallergenic as measured by a modified local lymph node assay in mice. [Abstract] Toxicologist  2004;78 (1-S):

32.  Fent G, Hein WJ, Moendel MJ, et al.  Fate of 14C-bisphenol A in soils. [Abstract] Chemosphere  2003;51(8):

33.  Verschueren K. Handbook of Environmental Data on Organic Chemicals. 3 ed. New York, N.Y. : Van Nostrand Reinhold:  1996.

Fodnoter

¹ legemsvægt

² Henviser til perioden kort før og efter fødslen

³ Tolerabelt dagligt indtag.

⁴ legemsvægt

⁵ Den dosis, der forårsager dødsfald ved indtagelse hos halvdelen af de eksponerede dyr.

⁶ No observed adverse effect level

Bilag D4 – Stofprofil for styren

Kort Status og Resumé 

Fokus
Styren har en række sundhedsskadelige egenskaber. Kritiske effekter af stoffet er påvirkning af det centrale og perifere nervesystem, farvesynet og slimhinde-irritation. Stoffet mistænkes for at forårsage hormonforstyrrende effekter.

Der foregår en stærkt kontroversiel diskussion om en mulig sammenhæng mellem styreneksponering og kræft og skader på arveanlæg. Styren har en lav lugtgrænse - ca. en tiendedel af grænseværdien (GV) for stoffet i arbejdsmiljø. Produktion og industriel anvendelse af stoffet kan medføre lugtgener i arbejdsmiljø og lokalmiljø (1,2).

Konklusion 
Det vurderes, at gentagen eksponering for styren i arbejdsmiljø ved koncentrationsniveauer ned til omkring grænseværdien for stoffet indebærer en sundhedsrisiko. På baggrund af målinger af styren i indåndingsluften bl.a. den danske kompositindustri i koncentrationer op til fire gange grænseværdien for stoffet, bør der ske tiltag til begrænsning af styreneksponering i arbejdsmiljøet. Det er ikke muligt på baggrund af de foreliggende data at vurdere, om forbrugere eksponeres for sundhedsfarlige koncentrationer af styren via afgasning fra byggematerialer mv. Diffus eksponering af almenbefolkningen via miljøet vurderes ikke at udgøre en sundhedsmæssig risiko.

Styren udgør ikke en risiko for skadelige effekter i miljøet (3).

Status
Styren er under risikovurdering i EU. Der foreligger en risikovurderingsrapport for stoffet i det ydre miljø. Her er konklusionen, at der ikke er behov for yderligere testdata eller risikoreduktionstiltag i forhold til de eksisterende. Man vurderer samtidig, at styren ikke er omfattet af krav om klassificering for miljøeffekter (3).

Styren er klassificeret R10 Xn;R20 Xi;R36/38 (brandfarlig, farlig ved indånding, irriterer øjnene og huden (4).

Styren er på EUs liste over stoffer, der anses for at have hormonforstyrrende effekter (5).

Styren er på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 på baggrund af stoffets forekomst på EUs liste over stoffer med dokumentation for hormonforstyrrende effekter (6).

Anvendelse
Styren er et af verdens mest anvendte organiske stoffer. Stoffet anvendes som monomer ved fremstilling af polystyren, resiner og syntetisk gummi. Det indgår ved fremstilling af glasfiberforstærket polyester og anvendes som opløsningsmiddel ved plastforarbejdning, som isolator og kemisk mellemprodukt (3,7).

Eksponeringsforhold
Den væsentligste eksponering af mennesker for styren er i arbejdsmiljø ved indånding af stoffet (1,2,7). Der enighed om, at de højeste eksponeringer forekommer i kompositindustrien. Danske målinger fra perioden 1996 til 2000 viser koncentrationer i indåndingsluften på op til fire gange GV for stoffet (8). Ifølge kompositindustrien skal målingerne dog kun anses som vejledende, idet metode og kvalitet er meget varierende. Kompositindustrien har iværksat et projekt med det formål at få mere repræsentative målinger. Der er ikke fundet eksponeringsdata fra andre styrenrelaterede industrier, men de forventes at være lavere end de fundne koncentrationer i kompositindustrien.

Kilder til styren i miljøet er industriel produktion og anvendelse af stoffet, biludstødning, afbrænding af affald og tobaksrygning og afgasning fra styrenholdige produkter (3,7,9).

Almenbefolkningen eksponeres for styren primært via tobaksrøg og afgasning fra styrenholdige byggematerialer. Eksponering via fødevarer i kontakt med styrenholdig emballage og via atmosfærisk luft og drikkevand vurderes at være af mindre betydning.

Effekter
I arbejdsmiljø ses slimhindeirritation og effekter på det centrale og perifere nervesystem ved styrenkoncentrationer på ned til 50 ppm svarende til to gange GV for stoffet i arbejdsmiljø (1). Der er rapporteret om koncentrationsafhængige ændringer af farvesyn hos arbejdere ved eksponering for 20 til 70 ppm styren svarende til omkring GV til tre gange GV for stoffet (9).

Et antal epidemiologiske undersøgelser indikerer, at styren påvirker hypofysens udskillelse af en række hormoner (10). I et studie fra kompositindustrien er der observeret påvirkning af hyposen hos arbejdere ved gentagen eksponering for styren i en luftkoncentration ned til 25 ppm (8-timers tidsvægtet gennemsnit) (11).

US EPA¹ vurderer, at den kritiske effekt ved indånding af styren er påvirkning af centralnervesystemet. US EPA har på baggrund af arbejdsmiljøstudier beregnet en reference-koncentration (RfC) for daglig, kontinuerlig og livslang indånding af styren på 1 mg/m³ (0,23 ppm), hvilket svarer til lugtgrænsen for stoffet. Ved dette eksponeringsniveau, vurderer man, at der ikke er væsentlig risiko for skadelige effekter over livstid (12). Tilsvarende har US EPA på baggrund af dyrestudier fastsat en referencekoncentration for indtagelse (RfD) på 200 μg/kg lgv²/dag, hvor den kritiske effekt vurderes at være påvirkning af røde blodlegemer og lever (12).

Styren er giftigt for vandlevende organismer ved koncentrationer på 1–10 mg/l, men er samtidig biologisk letnedbrydeligt og ophobes ikke i vandlevende organismer i væsentlig grad (3).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen L = Loftsværdi

H = Hudgennemtrængelig

Miljø

B-værdi: 0,2 mg/m³ (13).

Klassificering

R10 Xn;R20 Xi;R36/38 (4).

Brandfarlig (R10) Farlig ved indånding (R20) Irriterer øjnene og huden (R36/38).

Anden regulering

Der er ikke fastsat nogen ADI/TDI³ eller en specifik migrationsgrænse for styren i levnedsmidler (14).

Styren er på EUs liste over stoffer, der anses for at have hormonforstyrrende effekter (5).

Styren er på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 på baggrund af stoffets forekomst på EUs liste over stoffer med dokumentation for hormonforstyrrende effekter (6).

Proposition 65 (Californien): Styren er ikke listet (15).

Identifikation

Kemisk navn

Styren

Synonymer

Vinylbenzen, ethenylbenzen,  phenylethen, styrol, cinnamol

Struktur

CAS nr.

100-42-5

EINECS/ELINCS nr.

202-851-5

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

Farveløs, viskøs (olieagtig) væske med karakteristisk sødlig, blomsteragtig duft ved lave koncentrationer, men gennemtrængende og ubehagelig lugt ved høje koncentrationer.

Smeltepunkt

-30,6 °C

Kogepunkt

145,2 °C

Flammepunkt

31 °C (åben digle i hht. ASTM-standard).

Damptryk

6,67 hPa ved 20 °C

Densitet

0,906 g/cm³ (20 °C)

pH

Ikke anvendeligt

Opløselighed

Vand: 300 mg/l ved 20 °C

Opløselig i acetone, carbondisulfid, ether, ethanol, methanol, toluen og benzen.

Log P_ow  

2,95-3,05

Lugtgrænse

0.32 ppm

Anvendelse og Forekomst

Styren er et af verdens mest anvendte organiske kemikalier. Stoffet anvendes som monomer ved fremstilling af polystyren, acrylonitril-butadien-styren (ABS) resiner, styren-acrylonitril (SAN) resiner, styren-butadien-gummi, umættede polyesterresiner mv., som tværbindende agens i glasfiberforstærkede polyesterresiner, som isolator, kemisk intermediat og som opløsningsmiddel ved forarbejdning af plastmaterialer (3,7,9,16,17). Styren forekommer også naturligt, bl.a. i saften fra træer og buske af Styrax-familien (16,17).

Mennesker eksponeres primært for styren i arbejdsmiljøet. Der er enighed om, at de højeste eksponeringer forekommer i kompositindustrien ved fremstilling af glasfiberforstærket polyester (1,2,8,9). EuCIA⁴ har i 2001 indsamlet data for styreneksponering i kompositindustrien i hele Europa i forbindelse med EU-kommissionens igangværende risikovurdering af stoffet. Målinger af styren i luften i den danske kompositindustri er afhængig af procestypen fra ca. 30 ppm op til godt 100 ppm. Målingerne, som er indsamlet i perioden 1996 til 2000, skal ifølge kompositindustrien kun anses som vejledende, idet metode og kvalitet er meget varierende. Der er iværksat et projekt med henblik på at generere mere repræsentative målinger (8,18). På baggrund af de nævnte målinger kan det konkluderes, at styreneksponering i den danske kompositindustrien forekommer i koncentrationer på op til fire gange den fastsatte grænseværdi. Der er ikke fundet målinger fra andre styrenrelaterede industrier, men de forventes at være lavere end de ovenfor angivne koncentrationer.

I en ny svensk undersøgelse af styreneksponering ved hudkontakt i kompositindustrien viser, at den potentielle, gennemsnitlige helkropseksponering er på 3.780 mg/h (19).

Den væsentligste kilde til styren i det ydre miljø er industriel produktion og anvendelse af stoffet. Stoffet udledes også via biludstødning, afbrænding af affald, afgasning fra lossepladser og tobaksrygning (3,20).

Styren er målt i drikkevand og overfladevand i lave koncentrationer (op til hhv.
2,5*10^-4 mg/l og 1,7*10-3 mg/l). I atmosfæren er stoffet målt i koncentrationer op til ca. 0,01 ppm (3,7). Styren i fødevarer, som ikke er i kontakt med styrenholdig emballage, måles i få mg/kg, mens der er målt op til 0,2 mg/kg i fødevarer i kontakt med styrenholdig emballage (gennemsnit på 0,01 mg/kg) (3,7).

Almenbefolkningen eksponeres for styren overvejende ved cigaretrygning og afgasning fra byggematerialer. I mindre grad kan forekomme eksponering fra indtagelse af fødevarer i kontakt med styrenbaseret plastemballage, mens eksponering via miljøet vurderes at være ubetydeligt (2,3,9). I ældre amerikanske målinger fra starten af 80erne har man fundet meget lave koncentrationer af styren i fedtvæv hos almenbefolkningen (8,0*10^-6 _mg – 3,5*10-4 mg/kg lgv) (7).

Brand og ophedning

Styren er brændbart. Stoffet kan polymerisere spontant og udgør en meget alvorlig brandfare ved tilstedeværelse af åben ild, varme eller oxiderende stoffer (21,22). Ved 31°C og derover kan dannes eksplosive luft-damp-blandinger med risiko for eksplosion (21). Ved brand af polystyren og styren dannes almindelige brandgasser (16,23).

Virkning på Sundhed

Optagelse og omsætning
Styren optages hos mennesker overvejende via lunger og mavetarmkanal og i mindre grad via huden. Stoffet kan optages gennem huden både på væske- og dampform. Hos mennesker optages ca. 70 % af en indåndet dosis. Stoffet fordeles i kroppen og herunder fortrinsvis i fedtvæv. Hos mennesker omsættes styren overvejende via omdannelsesproduktet 7,8-styrenoxid. 7,8-Styrenoxid videreomdannes til forskellige nedbrydningsprodukter. 90 til 97 % af det absorberede styren udskilles hos mennesker via urinen som mandelsyre (85 %) og phenylglyoxylsyre (10 %). Kun en lille andel af det absorberede styren (ca. 2 %) udskilles som det uforandrede stof via lunger og urin. Styren kan ophobes i fedtvæv ved gentagen eksponering. Stoffet kan passere moderkagebarrieren. Undersøgelser af gravide kvinder har vist, at styrenkoncentrationer i foster og navlesnorsblod er proportionale med de koncentrationer, som måles i moderens blod (1,2,9,24,25).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter
Den laveste rapporterede dødelige luftkoncentration hos mennesker ved styreneksponering er 10.000 ppm/30 min, mens den laveste akut giftige luftkoncentration er 376 ppm/1 timer, hvor effekterne var påvirkning af det perifere nervesystem og sanseorganer (26).

Styren udviser i dyrestudier lav akut giftighed ved indtagelse. LD₅₀⁵ (rotte) er 5000 mg/kg lgv  (16,24,27). Stoffet er klassificeret som sundhedsskadelig ved indånding. LC₅₀⁶ (rotte, 4 timers inhalation): 11,8 mg/l svarende til 2770 ppm (16).

Det vurderes samlet, at styren har lav akut giftighed ved indtagelse. Der er ikke fundet data om akut giftighed ved hudkontakt. Styren er akut giftigt ved indånding.

Irritation/ætsning
Styren virker irriterende på øjne, hud og luftveje (17,24,26,27,28). Stoffet er hos mennesker og dyr mild til moderat hudirriterende og moderat til stærkt øjenirriterende (17,24,26,27). I arbejdsmiljøe er der observeret irritation af øjen og luftveje ved styrenkoncentrationer ned til 50 ppm (1,27).

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt
Længerevarende og gentagen eksponering for styren i arbejdsmiljøet forårsager skader på centralnervesystemet og det perifere nervesystem. Effekter på det centrale og perifere nervesystem er observeret ved styrenkoncentrationer ned til 50 ppm. Symptomerne er hovedpine, træthed, hukommelsestab, nedsat reaktionstid og evne til at koordinere muskler (1). I studier med rotter af gentagen styreneksponering har man observeret skadelige effekter på centralnervesystemet ved et koncentrationsniveau i indåndingsluften på 320 ppm 24 timer/dag over en perioden på 3 måneder. De samme effekter kunne ikke observeres ved et tilsvarende forsøg med eksponering for 90 ppm (1).

Stoffet forårsager nedsat farvesyn (1). Der er rapporteret om koncentrationsafhængige ændringer af farvesyn hos arbejdere ved eksponering for 20 til 70 ppm styren (8-timers tidsvægtet gennemsnit). Det er ikke muligt på baggrund af foreliggende data at vurdere om denne effekt af styren er reversibel (9,29).

I nogle epidemiologiske studier er der desuden rapporteret om skadelig påvirkning af højfrekvenshørelsen ved styreneksponering. Effekten forværres ved samtidig udsættelse for støj (1,2,24). Undersøgelser i rotter understøtter, at styren kan forårsage skader på hørelsen (30).

Styren er på EUs liste over stoffer, der anses for at have hormonforstyrrende effekter. Baggrunden er et antal epidemiologiske studier af styren-eksponerede arbejdere, som viser, at stoffet påvirker hypofysens udskillelse af en række hormoner (10). I et studie fra kompositindustrien er der observeret påvirkning af hyposen hos arbejdere ved eksponering for styren i en luftkoncentration ned til 25 ppm (8-timers tidsvægtet gennemsnit) svarende til grænseværdien for stoffet
(11).

En undersøgelse af styreneksponering i laminatindustrien indikerer, at styren påvirker immunforsvaret. Den gennemsnitlige styrenkoncentration i indåndingsluften var 139,5 mg/m³ svarende til 33 ppm (31).

Det vurderes samlet, at styren kan forårsage skadelige effekter på det centrale og perifere nervesystem hos mennesker ved længerevarende eksponering for koncentrationer i indåndingsluften på 50 til 100 ppm svarende til 2 til 4 gange den gældende grænseværdi. Styren kan påvirke farvesynet muligvis ved eksponering ned til omkring grænseværdien for stoffet. Stoffet kan forårsage skader på hørelsen. Der er indikationer for, at stoffet har hormonforstyrrende effekt ned til omkring grænseværdien for stoffet i arbejdsmiljø.

US EPA⁷ vurderer, at den kritiske effekt ved indånding af styren er påvirkning af centralnervesystemet. US EPA har på baggrund af arbejdsmiljøstudier beregnet en reference-koncentration (RfC) for daglig, kontinuerlig og livslang indånding af styren på 1 mg/m³ (0,23 ppm), hvilket svarer til lugtgrænsen for stoffet. Ved dette eksponeringsniveau, vurderer man, at der ikke er væsentlig risiko for skadelige effekter over livstid (12). Tilsvarende har US EPA på baggrund af dyrestudier fastsat en referencekoncentration for indtagelse (RfD) på 200 mg/kg lgv⁸/, hvor den kritiske effekt vurderes at være påvirkning af røde blodlegemer og lever (12).

Allergi
Rapporter om allergiske reaktioner forårsaget af eksponering for styren er sjældne. Der er beskrevet erhvervsmæssig kontaktallergi på huden overfor styren ved krydsreaktion med vinyltoluen, benzoin-forbindelser og visse sæber (17). Der er også rapporteret om enkelte tilfælde af astma i forbindelse med styreneksponering (32).

Der er beskrevet fem marsvinestudier af styrens allergifremkaldende egenskaber ved hudkontakt. I fire af studierne forårsagede styren ikke en allergisk reaktion, mens der i det femte studie blev observeret en mild allergisk reaktion (33).

Samlet vurderes styren ikke at være allergifremkaldende ved indånding og hudkontakt.

Kræft
Der foreligger en række epidemiologiske undersøgelser af styrens kræftfremkaldende effekter hos mennesker. Tre typer af industrier: produktion af styrenmonomerenr og styrenpolymerer, produktion af glasfiberforstærkede plastprodukter og produktion af styren-butadien-gummi er repræsenteret. Samlet indikerer undersøgelserne, at der en let øget risiko for kræft i lymfesystem og bloddannende organer hos styreneksponerede i plastindustrien. Resultaterne er dog statistisk usikre og ikke veldokumenterede (2).

Styrens kræftfremkaldende potentiale er også undersøgt i en række rottestudier. Overordnet er der ikke pålidelig dokumentation for en øget kræfthyppighed hos eksponerede dyr. Styren omdannes i mennesker hovedsageligt via 7,8-styrenoxid. Der er tilstrækkelig dokumentation for, at 7,8-styrenoxid forårsager kræft i dyrestudier. IARC (International Agency for Research on Cancer) klassificerer styren i gruppe 2B (kan muligvis fremkalde kræft hos mennesker) på basis af ovenstående undersøgelser (2).

Der foregår en væsentlig debat om, hvorvidt styren er kræftfremkaldende eller ej, og spørgsmålet om stoffets potentiale for at forårsage kræft er fortsat stærkt kontroversielt (9).

Arveanlæg
I en række epidemiologiske undersøgelser rapporteres der om kromosomskader hos styreneksponerede arbejdere. De foreliggende data er dog ikke tilstrækkeligt dokumenterede og ensartede til at kunne konkludere noget vedrørende styrens effekter på arveanlæg (1,24,34).

Der er beskrevet et stort antal studier af styrens og styrenoxids effekter på arveanlæg i cellesystemer, herunder i bakterier, gærceller og menneskelige celler foruden studier i levende dyr. Resultaterne af studierne er meget varierende og modsigende (1,24,35).

Samlet indikerer data fra laboratoriestudier og epidemiologiske undersøgelser, at styreneksponering kan resultere i et lavt niveau af DNA-binding og skader på arveanlæg hos organismer, som kan omsætte styren til 7,8-styrenoxid (2,34,35).

Reproduktion
Der er beskrevet en række epidemiologiske undersøgelser af styrens effekter på forplantningsevne og fostre ved eksponering for stoffet i arbejdsmiljøet. Der er rapporteret om påvirkning af menstruationscyklus, nedsat sædkvalitet, et øget antal ufrivillige aborter og nedsat fødselsvægt hos børn af styreneksponerede arbejdere. De foreliggende data har dog ikke ensartet kunnet påvise en sammenhæng mellem skadelige effekter på forplantningsevne eller øget risiko for fosterskader og styreneksponering (1,36).

I et nyere studie fra glasfiberindustrien i Danmark, Italien og Holland er den mandlige forplantningsevne hos styreneksponerede arbejdere undersøgt målt som tidslængde til graviditet. Eksponeringsniveauet blev estimeret til fra ca. 120 ppm i 1970 –1974 til < 20 ppm i 1995 – 1996. Konklusionen i undersøgelsen var, at eksponering for styren ikke har en væsentlig effekt på mandlige frugtbarhed
(37).

Studier i rotter og kaniner af styrens effekter på forplantningsevne og fostre ved eksponering via indtagelse eller indånding er modsigende og dokumenterer ikke overbevisende sådanne effekter (1,36,38).

En ekspertgruppe under det amerikanske National Toxicology Program (NTP), Center for the evaluation of risks to human reproduction (CERHR) har i 2005 gennemgået foreliggende data for styren med henblik på at vurdere stoffets effekter på forplantningsevne og fosterudvikling. Ekspertgruppen konkluderer, at det foreliggende datagrundlag er utilstrækkeligt til at vurdere styrens effekter på menneskers reproduktion. På baggrund af undersøgelser i dyr, vurderer ekspertgruppen, at der ikke er indikationer for skadelige effekter af styren på forplantning og fosterudvikling (39).

Amning

Der er ikke fundet data, som kan belyse effekter af styren hos nyfødte, som eksponeres for stoffet via modermælk.

Virkning på miljø

Spredning i miljøet

Kilder til styren i miljøet er udledning og emission fra industriel produktion og brug af stoffet, biludstødning, affaldsafbrænding og tobaksrøg. Stoffet forekommer også naturligt, bl.a. i saften fra træer og buske af Styrax-familien. Størstedelen af styren, som udledes til miljøet, vil ende i atmosfæren på grund af stoffets høje fordampningspotentiale. I atmosfæren nedbrydes stoffet hurtigt ved fotooxidation med en beregnet halveringstid på under ét døgn. I vandmiljø forekommer stoffet overvejende bundet til opslemmet materiale og partikler i sediment. I jord forventes stoffet ligeledes at være bundet til partikler og at have en moderat mobilitet og dermed en moderat risiko for udvaskning til grundvand og overfladevand. I vand og jord er afdampning til atmosfæren foruden biologisk nedbrydning den vigtigste skæbnevej for styren (3,7).

Bioakkumulering

En undersøgelse i fisk af styrens potentiale for at bioakkumulere viste en biokoncentrationsfaktor (BCF) på 13,5. Resultatet af studiet og analogislutninger fra studier af lignende opløsningsmidler tyder på, at styren ikke har potentiale for at ophobes i levende organismer (3,20).

Nedbrydelighed

Styren er biologisk letnedbrydeligt under iltholdige forhold og forventes ikke at forblive i miljøet. Der er meget begrænsede data om biologisk nedbrydning af  stoffet under iltfattige forhold.

Styren nedbrydes ikke ved hydrolyse. Den vigtigste ikke-biologiske nedbrydningsvej for styren er reaktion med hydroxylradikaler og ozon i atmosfæren (fotooxidation).  Den atmosfæriske halveringstid for styren er beregnet til at være mindre end ét døgn (3,7).

Giftighed

Styren er akut giftigt for vandlevende organismer. Den akutte giftighed for fisk, daphnier og alger er i standardtest 1 – 10 mg/l (3).

Andre miljøeffekter

Der er ikke nogen forventning om, at styren medvirker til nedbrydning af ozonlaget, bidrager til fotokemisk ozondannelse eller næringssaltbelastning eller til den atmosfæriske drivhuseffekt (3).

Påvirkning af bakterier mv. På baggrund af testdata vurderer man, at styren ikke forårsager skadelige effekter på mikroorganismer i spildevandsrenseanlæg ved forventelige eksponeringsniveauer (3,20).

Netværk

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dk

DK: Arbejdstilsynet, www.arbejdstilsynet.dk

D: GSF-Forschungszentrum für umwelt und Gesundheit,
http://www.gsf.de/

UK Food Standards Agency, http://www.foodstandards.gov.uk

EU: European Chemicals Bureau (ECB),  European Commission, http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/

EU: Scientific Committee for Occupational Exposure Limits (SCOEL), DG for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_ en.htm

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/ph_risk/
committees/sct/sct_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF), European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

World Health Organization (WHO), International Programme on Chemical Safety (IPCS), http://www.who.int/pcs/pcs_act.htm

International Agency for Research on Cancer (IARC),
http://www.iarc.fr/

Organization for Economic Co-operation and Development  (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_34365_
2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

European Chemical Industry Council (CEFIC), www.cefic.be

US: American Conference of Governmental Hygienists (ACGIH), http://www.acgih.org/home.htm

US: National Institute of Environmental Health Sciences (NIEHS), National Toxicology Programme, http://www.niehs.nih.gov/

US: Environmental Protection Agency (EPA), Office for Research and Development, National Center for Environmental Assessment
http://www.epa.gov/ORD/

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html

US: Office of Environmental Health Hazard Assessment, California: http://www.oehha.ca.gov

Litteraturhenvisninger

1.  Documentation of the Threshold Limit Values and Biological Exposure Indices. Vol.3. 6 ed. Cincinnati, Ohio: American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH); 1991. 1333p .

2.  International Agency for Research on Cancer. IARC Monograph on Styrene (CAS No. 100-42-5). Summary of Data reported and Evaluation. 2002. p.437; vol. 80) Available from: wwwcie.iarc.fr/htdocs/monographs/vol82/82-07.html.

3.  Environment Agency Chemicals Assessment Section United Kingdom. European Union Risk Assessment report. Styrene, Part l - Environment. Office for Official Publications of the European Communities: European Chemicals Bureau, Institute for Health and Consumer Protection; 2002.

4.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

5.  EU-Kommissionen. Communication from the commission to the council and the European parliament on the implementation of the Community Strategy for Endocrine Disrupters - a range of substances suspected of interfering with the hormone systems of humans and wildlife

COM (2001)262, Annex 15. http://europa.eu.int/comm/environment/
docum/01262_en.htm#bkh 2003

6.  Listen over uønskede stoffer 2004. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2004. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2004:8

7.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). Styren. (Reviewed by SRP on 20021108).
http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2003 Feb 14. Available from: http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS171.HTM?Top=Yes.

8.  Kasper A.  Præsentation on behalf of CEFIC Polyester Sector Group. The styrene risk assessment. Effects and challenges for the European Polyester Industry. 2004.

Ref ID:

9.  Klaassen CD, editor. Casarett and Doull's Toxicology : the Basic Science of Poisons. 6 ed. New York, N.Y.

: McGraw-Hill:  2001.

10.  EU-Kommissionen. Communication from the commission to the council and the European parliament on the implementation of the Community Strategy for Endocrine Disrupters - a range of substances suspected of interfering with the hormone systems of humans and wildlife

COM (2001)262, Annex 12. http://europa.eu.int/comm/environment/docum/01262_en.htm#bkh 2003

11.  Bergamaschi E., Mutti A., Cavazzini S., et al.  Peripheral markers of neurochemical effects among styrene-exposed workers. [Abstract] Neurotoxicology  1996;17 (3-4):753

12.  IRIS - Integrated Risk Information System. Styrene. EPA (US), [updated 2003].

13.  B-værdivejledningen : oversigt over B-værdier. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2002. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2002:2

14.  Synoptic Document. Provisional Lists of monomers and additives notified to European Commission as substances which may be used in the manufacture of plastics intended to come into contact with foodstuffs. http://cpf.jrc.it/webpack/downloads/SYNOPTIC%
20DOCUMENT(2003.04.15).pdf EUROPEAN COMMISSIONHEALTH & CONSUMER PROTECTION DIRECTORATE-GENERAL; 2003 May 13

15.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65_
list/files/P65single120205.pdf.

16.  Clayton GD, Clayton FE, editors. Patty's Industrial Hygiene and Toxicology. - 2: Toxicology. - Part B. 4 ed. New York, N.Y : Wiley:  1994. 947p .

17.  Fisher AA. Contact Dermatitis. 3 ed. Philadelphia, Pa. : Lea & Febiger:  1986.

18.   Personlig kommunikation med Kristina Elvebakken, Plastindustrien i Danmark. January 2004.

19.  Eriksson K, Wiklund L. Dermal exposure to styrene in the fiberglass reinforced plastics industry. [Abstract] Ann Occup Hyg  2004;48(3):

20.  Verschueren K. Handbook of Environmental Data on Organic Chemicals. 3 ed. New York, N.Y. : Van Nostrand Reinhold:  1996.

21.  Lewis Sr. RJ. Sax's Dangerous Properties of Industrial Materials. - 3: H-Z. 9.ed. ed. New York, N.Y. : Van Nostrand Reinhold:  1995.

22.  Chemical Safety Sheets : Working Safely With Hazardous Chemicals. Dordrecht : Samson Chemical Publishers: Dutch Institute for the Working Environment;Dutch Chemical Industry Association; 1991.

23.   Guidelines for the distribution of styrene, Fire Fighting.
http://www.cefic.be 2000 Jan. Available from: http://www.cefic.be/sector/styrene/guide2000/StyrGuide2000.pdf.

24.   The Dictionary of Substances and their Effects. http://www.rsc.org/is/database/dosehome.htm The Royal Society of Chemistry 1999; 1999. Available from:
http://www.rsc.org/is/database/dosehome.htm.

25.  Ballantyne B, Marrs TC, Syversen T, editors. General and Applied Toxicology. Vol.1. 2 ed. London : Macmillan:  1999.

26.  RTECS. Registry of Toxic Effects of Chemical Substances. Styren. http://csi.micromedex.com 2003 Feb. Available from: http://csi.micromedex.com/DATA/RT/RTWL3675000D.htm.

27.  Gosselin RE, Smith RP, Hodge HC. Clinical Toxicology of Commercial Products. 5 ed. Baltimore,Pa. : Williams & Wilkins:  1984.

28.  Grant WM, Schuman JS. Toxicology of the Eye : Effects on the Eyes and Visual System From Chemicals, Drugs, Metals and Minerals, Plants, Toxins and Venoms; Also Systemic Side Effects From Eye Medications. 4 ed. Springfield, Ill. : Thomas:  1993.

29.  Lomax RB, Ridgway P, Meldrum M. Does occupational exposure to organic solvents affect colour discrimination? [Abstract] Toxicol Rev  2004;23(2):

30.  Lataye R, Campo P, Pouyatos B, et al.  Solvent ototoxicity in the rat and guinea pig. [Abstract] Neurotoxicol Teratol  2003;25(1):

31.  Tulinska J, Dusinska M, Jahnova E, Liskova A, Kuricova M, Vodicka P, et al. Changes in cellular immunity among workers occupational exposed to styrene in a plastic lamination plant. American Journal of Industrial Medicine. 2000;38(5):576-83.

32.  Oner F, Mungan D, Numanoglu, et al.  Occupational asthma in the furniture industry: is it due to styrene? [Abstract] Respiration  2004;71(4):

33.  European Chemicals Bureau.  IUCLID dataset for Styren, CAS No. 100-42-5. European Commission, [updated 18 Feb 2000].

34.  Henderson LM, Speit G. Review of the genotoxicity of styrene in humans. [Abstract] Mutat Res  2005;589(3):

35.  Speit G, Henderson L. Review of the in vivo genotoxicity tests performed with styrene. [Abstract] Mutat Res  2005;589(1):

36.  Schardein JL. Chemically Induced Birth Defects. 3 ed. New York (NY): Marcel Dekker; 2000.

37.  Kolstad HA, Bisanti L, Roeleveld N, Baldi R, Bonde JP, Joffe M. Time to pregnancy among male workers of the reinforced plastics industry in Denmark, Italy and The Netherlands. Scandinavian Journal of Work, Environment and Health. 2000;26(4):353-8.

38.  Sheftel VO. Indirect Food Additives and Polymers : Migration and Toxicology. Boca Raton, Fla. : Lewis:  2000.

39.  NTP-CERHR Expert panel report on the reproductive and developmental toxicity of styrene. Center for the evaluation of risks to human reproduction (CERHR) 2005. Available from:
http://cerhr.niehs.nih.gov/news/styrene/Styrene_final.pdf.

Fodnoter

¹. United States Environmental Protection Agency

² Legemsvægt

³. ADI = Acceptabelt dagligt indtag. TDI = Tolerabelt dagligt indtag.

⁴ Den europæiske brancheorganisation for kompositindustrien

⁵. Den dosis, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr ved indtagelse.

⁶. Den koncentration, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr ved indånding

⁷. United States Environmental Protection Agency

⁸ Legemsvægt

Bilag D5 – Stofprofil for DEHP

Kort Status og Resumé 

Fokus
Phthalater er under mistanke for at kunne forårsage hormonforstyrrende effekter hos mennesker og dyr. Baseret på et stort antal undersøgelser med dyr er de kritiske effekter af DEHP skadevirkning på testikler, frugtbarhed, fosterudvikling og effekter på nyrer ved gentagen eksponering. Fostre og unge individer i udvikling er mere følsomme end voksne individer (1).

Konklusion
På baggrund af beregnede eksponeringsniveauer udgør DEHP en sundhedsrisiko i arbejdsmiljø, hvor stoffet indgår. Stoffet udgør en sundhedsrisiko for børn via forbrugerprodukter - specielt legetøj beregnet til at putte i munden og for visse patienter via medicinsk udstyr. DEHP udgør en sundhedsrisiko for spædbørn ved eksponering via modermælk og modermælkserstatning og for børn ved diffus eksponering via miljøet regionalt og lokalt og for voksne lokalt. Det skal understreges, at de estimerede eksponeringsniveauer er beregnede udfra værst tænkelige scenarier. Der er samtidig usikkerhed om DEHPs omsætning og udskillelse i mennesker og om eksponeringens størrelse specielt via miljø herunder modermælk og fødevarer. Det anbefales af EUs videnskabelig komite CSTEE¹ at yderligere data indhentes (1,2).

DEHP skønnes ikke at udgøre en risiko for skadelige effekter i miljøet. Spredningen af stoffet til det ydre miljø bør dog begrænses mest muligt, idet stoffets sundhedseffekter tages i betragtning (3).

Status
Der foreligger et udkast til en EU-risikovurdering af DEHP i miljøet fra september

2001 og i mennesker fra 2003 (1,3). Her konkluderer man, at der bør ske tiltag til risikoreduktion i forhold til de ovennævnte kritiske effekter af DEHP i arbejdsmiljø, hos forbrugere (børn), ved anvendelse af medicinsk udstyr, ved eksponering af almenbefolkning via det ydre miljø (særligt børn) og ved eksponering af nyfødte via modermælk og modermælkserstatning (1). Nogle af konklusionerne er dog til diskussion (2,4). I forhold til effekter af DEHP i miljøet konkluderer man, at der ikke er behov for yderligere data eller tiltag til risikoreduktion udover de allerede iagttagne. Dog har industrien indvilliget i, at der gennemføres multigenerations-test i fisk eksponeret for DEHP via føde og vandfase (3).

En amerikansk ekspertgruppe under NTP, CERHR² _har i 2005 foretaget en revurdering af risikoen for skadelige effekter af DEHPs på forplantningsevne og fosterudvikling hos mennesker. Ekspertgruppen vurderer, at særligt DEHP-eksponering af syge børn, som ernæres via sonde, men også generel DEHP-eksponering af fostre og små børn giver anledning til bekymring for skader på udviklingen af de hanlige kønsorganer (5).

DEHP er klassificeret Rep2;R60-61 (Reproduktionstoksisk i kategori 2; Kan skade forplantningsevnen – Kan skade barnet under graviditeten) (6).

Det er forbudt i EU at markedsføre legetøj og småbørnsartikler, der er beregnet til at putte i munden af børn under tre år, hvis produkterne indeholder mere end
0,005 vægtprocent phthalater (7). Europa-parlamentet har i juli 2005 godkendt et lovforslag om, at anvendelsen af di(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), di-nbutylphthalat (DBP) og butylbenzylphthalat (BBP) forbydes i alt legetøj (8).

DEHP er på EUs liste over stoffer, der anses for at have hormonforstyrrende effekter (9).

Visse phthalater herunder DEHP er  på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004. DEHP er medtaget på baggrund  af stoffets klassificering samt forekomst på EUs liste over stoffer med dokumentation for hormonforstyrrende effekter (10).

Anvendelse 
Omkring 97 % af alt DEHP anvendes som blødgører i plastprodukter og herunder primært i PVC. I mindre omfang anvendes DEHP i gummi, lime, fugemasser, maling, lak, trykfarver og ved fremstilling af keramiske materialer til elektronik mv.
(3).

Blødgjort PVC anvendes til legetøj, byggematerialer, isolering af kabler og ledninger, medicinsk udstyr som blodposer og dialyseudstyr, fødevareemballage, kontorartikler, regntøj m.v. (3).

Eksponeringsforhold 
I arbejdsmiljø forekommer eksponering for DEHP overvejende ved indånding af aerosoler og ved hudkontakt under fremstilling og anvendelse af stoffet og forarbejdning af PVC. På trods af den udbredte anvendelse af DEHP er der få målinger af stoffet i arbejdsmiljøet. Generelt er koncentrationen i arbejdsluften under en tredjedel af grænseværdien for stoffet. Tyske målinger fra 1991 til 1995 viser DEHP-koncentrationer ved forarbejdning af plastmaterialer op til ca. det dobbelte af grænseværdien. Hudoptagelse vurderes at være ca. 5 % ved direkte kontakt. Ved brug af en model er det beregnet, at den samlede DEHP-optagelse hos arbejdere kan være op til 40 gange den fastsatte tolerable daglige indtagelse (TDI-værdien) for stoffet (1).

Forbrugere eksponeres for DEHP ved indtagelse, indånding og hudkontakt via legetøj, bilinteriør, byggematerialer, regntøj og fødevareemballage. Man estimerer, at voksne forbrugere dagligt optager op til en fjerdedel af TDI. Børn optager dagligt op til ca. 5 gange TDI. Den højere optagelse hos børn skyldes dels et bidrag fra legetøj, dels at man på baggrund af begrænsede data fra dyr og ud fra et forsigtighedsprincip antager, at børn har en større optagelse af DEHP end voksne (1).

Eksponering for DEHP via medicinsk udstyr kan forekomme. Man estimerer, at voksne dialysepatienter kan have en daglig optagelse på op til 60 gange TDI, mens nyfødte kan have en optagelse på op til 30 gange TDI ved blodtransfusion. Her er tale om både korttidseksponering og gentagen eksponering over længere tid (1).

DEHP-koncentrationer i atmosfæren er generelt meget lave, mens der er målt væsentligt højere koncentrationer i sedimenter i indre danske farvande. I fødevarer forekommer de højeste koncentrationer i mælkeprodukter, kød og fisk
(1). I en rapport fra Fødevaredirektoratet vurderer man, at 80 % af de phthalater, som danskerne indtager, kommer fra maden. De stammer primært fra diffus miljøforurening og kun i meget lille grad fra plastemballage. På baggrund af en enkelt dansk undersøgelse fra 1999 af DEHP i mælkeprodukter er det gennemsnitlige daglige indtag beregnet til 4 til 6 gange TDI. I samme rapport estimerer man, at danske spædbørn i alderen 0–6 måneder dagligt indtager op til en femtedel af TDI via modermælkserstatning (11). I EUs risikovurderingsrapport vurderer man, at spædbørn i alderen 0 til 3 måneder dagligt optager op til halvdelen af TDI via modermælk (1). Nyere studier indikerer, at mennesker eksponeres for DEHP allerede i fostertilstanden (12,13).

Effekter 
DEHP har lav akut giftighed. Stoffet er svagt hudirriterende og anses ikke for at være allergifremkaldende. Der er ikke indikationer for, at stoffet forårsager skader på arveanlæg eller kræft hos mennesker (1).

DEHP forårsager skader på nyrer ved gentagen eksponering for forholdsvis høje doser via føden. Det lavest observerede dosisniveau (LOAEL)³ for skader på nyrerne var 147 mg/kg/dag i en rotteundersøgelse. Stoffet skader forplantningsevnen ved forholdsvis høje doser ved eksponering via føden. LOAEL for skader på forplantningsevnen var i en undersøgelse med mus 200 mg/kg lgv/dag (1). DEHP forårsager skader på testikler. Det laveste dosisniveau for skadelige effekter (LOAEL) på testikler hos unge hanrotter var 37,6 mg/kg lgv/dag ved eksponering via føden.

Stoffet forårsager skader på fosterudvikling (testikler) ved eksponering af moderdyrene for lave doser. LOAEL for denne effekt var hos rotter mindre end 3,5 mg/kg lgv/dag i drikkevandet til mødrene (1).

Både reagensglasstudier med celler og undersøgelser med levende dyr viser, at DEHP påvirker hormonsystem og kønsudvikling. Mekanismen for effekterne er ikke klarlagt, men der er indikationer for en anti-hanlig virkning (1).

DEHP har lav akut giftighed overfor vandlevende organismer. Stoffet bindes til partikler og er sværtnedbrydeligt særligt under iltfrie forhold. Der kan ske en ophobning af stoffet i iltfattige miljøer som havsedimenter og spildevandsslam. DEHP kan ophobes i levende organismer. Stoffet vurderes ikke at være miljøfarligt (3).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen

Miljø

B-værdi:  0,005 mg/m³ (14).

Klassificering

Rep2;R60-61 (6). Kan skade forplantningsevnen (R60) Kan skade barnet under graviditeten (R61)

Anden regulering

Der er ikke fastsat en specifik migrationsgrænse for DEHP i levnedsmidler. Der er fastsat en tolerabel daglig indtagelse (TDI) for DEHP på 0,05 mg/kg lgv (15).

Det er forbudt i EU at markedsføre legetøj og småbørnsartikler, der er beregnet til at putte i munden af børn under tre år, hvis produkterne indeholder mere end
0,005 vægtprocent phthalater (16).

DEHP er på EUs liste over stoffer, der anses for at have hormonforstyrrende effekter (9).

DEHP er på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 på baggrund  af stoffets klassificering samt forekomst på EUs liste over stoffer med dokumentation for hormonforstyrrende effekter (10).

DEHP er på Listen over miljøfremmede stoffer og tungmetaller, der analyseres for i Danmarks nationale program for overvågning af vandmiljøet og naturen (NOVANA) 2004-2009 (17).

Prop. 65 (Californien): DEHP er på listen over kræftfremkaldende stoffer (18).

Identifikation

Kemisk navn

Di(2-ethylhexyl)phthalat

Synonymer

1,2-Benzendicarboxylsyre bis(2-ethylhexyl)ester, 1,2-benzendicarboxylsyre dioctylester, bis(2-ethylhexyl)-1,2-benzendicarboxylat, bis(2-ethylhexyl)phthalat, DEHP, di-2-ethylhexylphthalat, dioctylphthalat; DOP, 2-ethylhexylphthalat, phthalsyre dioctylester, phthalsyre bis(2-ethylhexyl)ester;

Struktur

CAS nr.

117-81-7

EINECS/ELINCS nr.

204-211-0

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

Farveløs olieagtig væske næsten uden lugt.

Smeltepunkt

-55 °C

Kogepunkt

Ca. 230 °C

Flammepunkt

200 °C (DIN 51758)

Damptryk

0,000034 Pa (20 °C)

Densitet

0,980 – 0,985 g/cm

³ (20 °C)

pH

Ikke anvendeligt.

Opløselighed

Vand: 0,003 mg/l (20 °C). Opløseligt i acetone, dimethylsulfoxid og ethanol. Svagt opløseligt i tetraklorkulstof. Blandbar med mineralolie og hexan.

Log P_ow

7,5

Lugtgrænse

Ingen data.

Anvendelse og Forekomst

DEHP anvendes først og fremmest som blødgører i plastprodukter. I Vesteuropa udgør denne anvendelse 97 % af forbruget af DEHP. Stoffet er den mest benyttede phthalat-blødgører i plast. DEHP anvendes primært som blødgører i PVC. Indholdet af DEHP i PVC varierer men er typisk omkring 30 %. DEHP anvendes i mindre omfang i lime og fugemasser, i maling, lak, tekstiltrykfarver, gummi og gulvplejemidler (3).

Blødgjort PVC anvendes til legetøj, byggematerialer som gulvbelægning, isolering af kabler og ledninger, havevandslanger, kunstlæder, medicinske produkter som blodposer og dialyseudstyr, fødevareemballage, kontorartikler (ringbind o.l.) og regntøj (3).

Blødgørere i plastprodukter er ikke kemisk bundet til polymeren. DEHP migrerer i et vist omfang ud i det omgivende miljø, herunder fra fødevareemballage over i fødevarer, fra medicinsk udstyr ud i kroppen, fra affald ud i miljøet osv. (3).

Mennesker kan eksponeres for DEHP både i arbejdsmiljøet, som forbrugere og indirekte via det ydre miljø.

I arbejdsmiljøet forekommer eksponering for DEHP ved produktion, ved anvendelse af stoffet som blødgører i PVC og andre polymerer og ved videreforarbejdning af halvfabrikata indeholdende DEHP. Relevante eksponeringsveje er indånding af dampe og aerosoler, indånding af støv samt optagelse gennem huden. På trods af den udbredte anvendelse er der relativt få målinger af DEHP i arbejdsmiljøet. Generelt er DEHP målt i arbejdsluften i koncentrationer under 1 mg/m³. Tyske målinger fra 1991 til 1995 viser DEHP-koncentrationer ved forarbejdning af plastmaterialer på op til 7 mg/m³ (8 timers tidsvægtet gennemsnit) svarende til ca. to gange grænseværdien. Der er ikke nogen målinger af hudeksponering for DEHP. Ved brug af en model er det beregnet, at den samlede DEHP-optagelse hos arbejdere i værst tænkelige tilfælde kan være op til ca. 2 mg/kg lgv⁴/dag svarende til 40 gange den fastsatte tolerable daglige indtagelse (TDI-værdien) for stoffet (1).

Forbrugere eksponeres for DEHP ved anvendelse af produkter, som indeholder stoffet, gennem medicinsk udstyr og via materialer i kontakt med fødevarer. Man vurderer, at voksne forbrugere samlet dagligt kan optage op til 0,012 mg/kg lgv, svarende til en fjerdedel af TDI, og børn op til ca. 0,23 mg/kg lgv, svarende til halvdelen af TDI. Den estimerede højere optagelse hos børn skyldes dels et bidrag fra legetøj, som indeholder DEHP, dels at man på baggrund af begrænsede data fra dyr og ud fra et forsigtighedsprincip antager, at børn har en større optagelse af DEHP end voksne (1).

Eksponering via medicinsk udstyr ved dialyse, blodtransfusioner mv. varierer meget. Voksne dialysepatienter kan have en daglig optagelse på op til 3 mg/kg lgv svarende til 60 gange TDI, mens nyfødte kan have en optagelse på op til 1,7 mg/kg lgv/dag svarende til 30 gange TDI ved blodtransfusion. Her kan både være tale om korttidseksponering og gentagen eksponering over længere tid (1).

DEHP frigives til miljøet overvejende ved direkte udledning til atmosfæren fra industriel produktion og anvendelse af stoffet og forarbejdning af produkter indeholdende stoffet, via spildevandsslam og via fast affald (3).

Almenbefolkningen eksponeres indirekte for DEHP gennem fødevarer, drikkevand og luft. Atmosfæriske koncentrationer af DEHP er generelt mindre end 10^-7 mg/m³. Lokalt i nærheden af industri, som producerer eller anvender stoffet, kan koncentrationer i luften være 10 til 20 gange højere. I sediment i indre danske farvande er målt koncentrationer på op til 16 mg/kg tørvægt. I fødevarer forekommer de højeste koncentrationer i mælkeprodukter, kød og fisk (1,3). I en rapport fra Fødevaredirektoratet vurderer man, at 80 % af de phthalater, som danskerne indtager, kommer fra maden. De stammer primært fra miljøforurening og kun i mindre grad fra plastemballage. Danskernes estimerede gennemsnitlige daglige indtagelse af DEHP via mælkeprodukter er på baggrund af data fra en enkelt undersøgelse beregnet til 0,19 til 0,3 mg/person/dag svarende til fire til seks gange TDI. I fødevaredirektoratets rapport estimerer man, at danske spædbørn i alderen 0–6 måneder dagligt indtager op til 0,0098 mg DEHP/kg lgv svarende til en femtedel af TDI via modermælkserstatning (11). DEHP er målt i modermælk i koncentrationer på til 0,16 mg/kg (2). På baggrund af målingerne i modermælk vurderer man i EUs risikovurderingsrapport, at spædbørn i alderen 0 til 3 måneder dagligt optager op til 0,021 mg/kg lgv via modermælk svarende til halvdelen af TDI (1).

Brand og ophedning

DEHP er brændbar. Ved brand dannes almindelige brandgasser (19). Den væsentligste anvendelse af DEHP er som blødgører i PVC. Ved brand i PVC dannes giftige og ætsende dampe af hydrogenchlorid (20,21).

Virkning på Sundhed

Optagelse og omsætning
Der er begrænsede data om DEHPs optagelse, fordeling og udskillelse i kroppen. Dyrestudier viser, at stoffet ved indtagelse hurtigt optages over mavetarmkanalen, formentlig som omdannelsesproduktet MEHP (monoethylhexylphthtalat). Hos mennesker er optagelsen af DEHP via mavetarmkanalen ca. 50 % ved indtagelse af doser op til ca. 200 mg/kg lgv. Ved større doser er optagelsesgraden mindre, og DEHP optages i stigende grad som det intakte stof. Et rottestudie indikerer, at optagelsen af DEHP via mavetarmkanalen er større hos unge dyr end hos voksne. Begrænsede data viser en jævn fordeling af DEHP og dets omdannelsesprodukter i væv og organer efter indtagelse. De primære omdannelsesprodukter i kroppen er MEHP og 2-ethylhexanol. DEHP og omdannelsesprodukter udskilles hurtigt via urin og fæces. Hos frivillige har man målt, at 90 % af det indtagne DEHP var udskilt indenfor 24 timer. DEHP ophobes derfor formentlig ikke i mennesker (1).

Begrænsede data indikerer, at DEHP kan optages i kroppen ved indånding af dampe og aerosoler. Optagelse af stoffet over lungerne afhænger af partikelstørrelse. En væsentlig del af det indåndede DEHP vil formentlig transporteres til svælget, hvor det synkes. Herved sker der en eksponering via mave-tarmkanalen i stedet for. Totalt vurderes optagelsen DEHP ved indånding, hvor en del optages via mave-tarmkanalen, at være på ca. 75%. Fordeling og udskillelse af DEHP ved optagelse via indånding forventes ikke at adskille sig væsentlig fra optagelse af stoffet via indtagelse (1).

På baggrund af dyreforsøg vurderer man, at hudoptagelse af DEHP er ca. 5 % ved direkte kontakt (1).

På baggrund af dyrestudier kan DEHP optages i fosteret via moderkagen og overføres til nyfødte via modermælk (1). En nyere undersøgelse viser, at hos mennesker sker der en generel eksponering af fostre for DEHP via moderen
(13).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter
DEHP har en meget lav akut giftighed ved indtagelse. I en enkelt rapport om akutte effekter hos mennesker rapporteres det, at indtagelse af 5 g DEHP ikke forårsagede nogen skadelige effekter, mens indtagelse af 10 g forårsagede milde symptomer.  LD₅₀⁵ er hos rotter større end 20.000 mg/kg lgv (1).

Stoffet udviser også lav akut giftighed ved indånding. I et rottestudie var LC₅₀⁶ ved fire-timers eksponering 10,6 mg/l (1).

Der er ikke fundet data om akut giftighed af DEHP ved hudkontakt. Den forventes at være lav, idet hudoptagelsen af stoffet er meget begrænset (1).

Samlet set er den akutte giftighed af DEHP lav.

Irritation/ætsning
På baggrund af undersøgelser i dyr er DEHP svagt hud- og øjenirriterende. Der er dog ikke belæg for at klassificere DEHP som hudirriterende (1).

Der er ikke fundet data om mulige luftvejsirriterende egenskaber af DEHP.

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt
Der er meget begrænsede data om effekter af DEHP hos mennesker ved gentagen eksponering. Et enkelt studie viser, at lungeskader hos for tidligt fødte børn, som ventileres med PVC-slanger, kan være forårsaget af DEHP. Eksponeringsniveauet var fra 1,0*10^-3 mg/time til 4,2 mg/time (1).

Der er adskillige dyrestudier af DEHPs mulige effekter ved gentagen indtagelse. Kritiske effekter af stoffet med relevans for mennesker vurderes at være effekter på testikler og nyrer. Effekterne på testikler er nærmere omtalt under reproduktion. Det laveste dosisniveau for skadelige effekter (LOAEL) på nyrerne var i et rottestudie 147 mg/kg/dag. Den højeste daglige optagelse af DEHP, der er beregnet for voksne dialysepatienter, er i værst tænkelig tilfælde en ca. 50 gange lavere dosis (1).

Allergi
Der er ikke tilstrækkelige data fra mennesker til at vurdere DEHPs mulige allergifremkaldende potentiale ved hudkontakt og indånding.

På baggrund af dyreundersøgelser vurderes DEHPs potentiale for at forårsage allergi ved hudkontakt at være meget begrænset (1).

En enkelt undersøgelse af DEHPs påvirkning af luftrørsvæv fra rotter indikerer, at omdannelsesprodukt MEHP muligvis kan forårsage overfølsomhedsreaktioner i luftvejene ved gentagen eksponering (1).

Samlet vurderes DEHP ikke at være allergifremkaldende ved hudkontakt og indånding.

Kræft
Der er kun ganske få undersøgelser af DEHPs mulige kræftfremkaldende effekter hos mennesker. En enkelt epidemiologisk undersøgelse fra 1997 af risikoen for testikelkræft ved eksponering for PVC og andre produkter i plastindustrien viste en øget risiko ved eksponering for PVC. En mulig sammenhæng mellem eksponering for DEHP og andre phthalat-blødgørere blev diskuteret i undersøgelsen. Samlet er de foreliggende data utilstrækkelige til at konkludere noget om DEHPs mulige kræftfremkaldende effekter hos mennesker.

Der er en række undersøgelser med dyr af DEHPs mulige kræftfremkaldende effekter ved eksponering via indtagelse. Resultaterne dokumenterer overbevisende, at DEHP forårsager leverkræft hos rotter og mus og leukæmi hos rotter. Den laveste observerede dosis (LOAEL), som forårsagede leverkræft og leukæmi hos rotter, var 147 mg/kg lgv/dag, men LOAEL for leverkræft hos mus var 292 mg/kg lgv/dag. Man vurderer, at mekanismen for leverkræft er specifik for gnavere. Leverkræft er dermed ikke en relevant effekt hos mennesker. Tilsvarende er relevansen af leukæmi hos rotter tvivlsom i forhold til effekter hos mennesker (1).

Et enkelt studie rapporterer om en øget hyppighed af testikelkræft hos rotter ved eksponering for DEHP i foderet over livstid. LOAEL 30 mg/kg foder. I EU's risikovurdering af DEHP vurderer man, at de foreliggende undersøgelser bør gennemgås nærmere, før der kan konkluderes noget endeligt vedrørende DEHPs mulige kræftfremkaldende egenskaber (1).

Det internationale kræftforskningsinstitut, IARC, vurderer, at der er tilstrækkelig dokumentation for, at DEHP forårsager leverkræft i dyrestudier. Mekanismen for leverkræft er dog specifik for gnavere og dermed ikke relevant for mennesker. IARC vurderer, at der er utilstrækkelig dokumentation for mulige kræftfremkaldende effekter af DEHP hos mennesker. DEHP kategoriseres i gruppe 3, som omfatter gruppen af stoffer, hvor det ikke er muligt at vurdere de kræftfremkaldende egenskaber hos mennesker på det foreliggende datagrundlag
(22).

Samlet vurderes det, at der ikke er dokumentation for, at DEHP er kræftfremkaldende hos mennesker på det foreliggende datagrundlag.

Arveanlæg
Mulige skadelige effekter på arveanlæg af DEHP og de primære omdannelsesprodukter MEHP og 2-ethylhexanol er grundigt undersøgt i laboratoriet. På baggrund af de opnåede resultater, anses hverken DEHP, MEHP eller 2-ethylhexanol at forårsage skader på arveanlæg (1).

Reproduktion
Data fra velgennemførte undersøgelser i gnavere viser, at DEHP ved gentagen eksponering forårsager skadelige effekter på frugtbarhed, testikler og udvikling hos fostre og unger (1).

Hos hanrotter forårsager DEHP alvorlige skader på testikler. Unge hanner i udvikling er mere følsomme overfor DEHP end voksne hanner. Det laveste rapporterede dosisniveau (LOAEL) for skadelige effekter på testikler hos unge hanrotter er 37,6 mg/kg lgv/dag ved eksponering via føden. Det laveste niveau, hvor der ikke kunne observeres skadelige effekter (NOAEL), var her 3,7 mg/kg lgv/dag (1). I en nyere undersøgelse er man kommet frem til en NOAEL på 4,8 mg/kg/lgv/dag for effekter på testikler og fosterudvikling (2). Der er observeret tilsvarende effekter på testikler forårsaget af DEHP i undersøgelser med mus, hamster og fritte. Der er indikationer for, at DEHP også kan forårsage skadelige effekter på det hunlige forplantningssystem (1).

Effekter af DEHP er undersøgt i et 13 ugers studie med egernaber, som blev eksponeret for stoffet i foderet i doser op til 2.500 mg/kg foder. Her så man ingen skadelige effekter af DEHP på testikler (1).

DEHP forårsager nedsat frugtbarhed i dyrestudier. I en undersøgelse med mus var det lavest observerede dosisniveau (LOAEL) for skader på forplantningsevnen 200 mg/kg lgv/dag ved eksponering via føden (1). Et rottestudie fra 2002 underbygger, at DEHP skader forplantningsevnen (23).

Hos rotter, som blev eksponeret for DEHP som fostre og via modermælk, var det laveste dosisniveau for skader (LOAEL) på testikler mindre end 3,5 mg/kg lgv/dag i drikkevandet til mødrene. Hos mus er DEHP fosterskadende ved koncentrationer væsentligt under det niveau, der forårsager synlige effekter hos mødrene. Laveste LOAEL for fosterskader var 91 mg/kg lgv/dag til moderdyrene
(1). Observationerne underbygges af nyere undersøgelser af DEHPs effekter på hanlig kønsudvikling hos rottefostre (24,25,26). Et andet nyere studie indikerer, at eksponering for DEHP hos mennesker starter allerede i fostertilstanden (12).

Både reagensglasstudier med celler og undersøgelser med levende dyr viser, at DEHP påvirker hormonsystem og kønsudvikling. Mekanismen for effekterne er ikke klarlagt, men der er indikationer for en anti-hanlig virkning (1,27,28).

På baggrund af de fundne data fra dyrestudier vurderes det samlet, at DEHP ved gentagen eksponering ved et relativt højt dosisniveau (LOAEL 200 mg/kg lgv/dag) kan forårsage skader på forplantningsevnen. DEHP kan ved relativt lave dosisniveauer (LOAEL hhv. 37,6 mg/kg lgv/dag og < 3,5 mg/kg lgv/dag) forårsage skader på testikler og fosterudvikling.

Amning To studier i rotter har vist, at DEHP kan overføres til nyfødte via modermælk i koncentrationer, som er tilstrækkelige til at forårsage skader hos afkommet (1).

Virkning på miljø

Spredning i miljøet
DEHP udledes til miljøet ved produktion og industriel anvendelse af stoffet og forarbejdning af PVC og andre materialer, som indeholder stoffet. Udledning sker primært til atmosfæren som damp og partikler og via spildevand. DEHP og andre blødgørere er ikke kemisk bundet til polymeren i plastprodukter, men kan til en vis grad migrere ud af produkterne. Der forventes at ske en væsentlig spredning af stoffet til miljøet ved brug og bortskaffelse af plastprodukter.

Der er begrænset viden om DEHPs skæbne i atmosfæren. Tilgængelige data indikerer, at nedbrydning ved reaktion med hydroxylradikaler dannet via sollys er den vigtigste nedbrydningsvej. På partikelform fjernes DEHP fra atmosfæren ved aflejring. I overfladevand forekommer DEHP sandsynligvis bundet til opslemmede partikler og sediment. Tilsvarende er DEHP bundet til partikler i jord og har dermed lav mobilitet i jord. Risikoen for udvaskning til grundvand er meget begrænset. Fordampning af DEHP fra jord og overfladevand er formentlig ikke en væsentlig skæbnevej (3,19).

Bioakkumulering
DEHP kan ophobes i levende organismer. Den vurdering baseres på resultater fra undersøgelser af stoffets bioakkumuleringspotentiale i vandlevende organismer (BCF-værdier i fisk på 114 – 1380, BCF i muslinger og krebsdyr på mere end 1000) samt målinger af DEHP i krebsdyr og fisk ved europæiske lokaliteter (3,19,29).

Nedbrydelighed
DEHP vurderes at være biologisk letnedbrydelig under iltede forhold, herunder specielt i miljøer, som er ”vænnet” til udledning af DEHP. Man vurderer, at biologisk nedbrydning er den vigtigste nedbrydningsvej i overfladevand og jord under iltholdige forhold. Under iltfrie forhold, som f.eks. i havsedimenter og spildevandsslam, er DEHP stort set ikke biologisk nedbrydeligt (3,19,29).

Man har beregnet en atmosfærisk halveringstid for DEHP på ca. 1 døgn ved reaktion med hydroxylradikaler dannet via sollys (3,19).

I overfladevand foregår nedbrydning af DEHP ved reaktion med vand (hydrolyse) og oxidation via sollys kun meget langsomt (3).

Giftighed
På grund af DEHPs lave vandopløselighed er det vanskeligt at vurdere effekter af stoffet overfor vandlevende organismer. Der er meget varierende data vedrørende akut giftighed af DEHP i vandmiljøet. Stoffet er ikke akut giftigt for vandlevende organismer ved eksponering i koncentrationer op til grænsen for opløselighed. Der er undersøgelser, som indikerer, at DEHP kan forårsage skadelige effekter hos fisk ved eksponering for stoffet via føden. Det anbefales, at der foretages yderligere undersøgelser på området (3).

Andre miljøeffekter
Der ikke nogen forventning om, at DEHP kan bidrage til nedbrydning af ozonlaget, til fotokemisk ozondannelse, til næringssaltbelastning eller til den globale drivhuseffekt.

Påvirkning af bakterier Generelt indikerer de foreliggende data, at DEHP udviser lav giftighed overfor mikroorganismer og, at risikoen for skadevirkninger af stoffet overfor mikroorganismer i spildevandsrenseanlæg er begrænset. Et antal studier viser dog, at DEHP kan hæmme mikroorganismer og nedbrydningsprocesserne i spildevandsslam under iltfrie forhold (3,30).

Netværk

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dk

DK: Arbejdstilsynet, www.arbejdstilsynet.dk

EU: European Chemicals Bureau (ECB),  European Commission, http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/ph_risk
/committees/sct/sct_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF), European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_en.htm

World Health Organization (WHO), International Programme on Chemical Safety (IPCS), http://www.who.int/pcs/pcs_act.htm

International Agency for Research on Cancer (IARC),
http://www.iarc.fr/

European Chemical Industry Council (CEFIC), www.cefic.be

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_34365_
2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

US: American Conference of Governmental Hygienists (ACGIH), http://www.acgih.org/home.htm

US: Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR), US Public Health Service, http://www.atsdr.cdc.gov/

US: National Institute of Environmental Health Sciences (NIEHS), National Toxicology Programme, http://www.niehs.nih.gov/

US: Environmental Protection Agency (EPA), Office for Research and Development, National Center for Environmental Assessment
http://www.epa.gov/ORD/

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html

US: Office of Environmental Health Hazard Assessment, California, http://www.oehha.ca.gov

Litteraturhenvisninger

1.  National Chemicals Inspectorate Sweden, The Institute for Toxicology at the Danish Veterinary and Food Administration Denmark. Risk assessment of bis(2-ethylhexyl)phthalate (CAS-No.: 117-81-7, EINECS-No.: 204-211-0) Consolidated Final Report: September 2003. Chapters 4-6. Environmental Chemicals Bureau, European Commission; 2003.

2.  CSTEE. Opinion on the results of a second risk assessment of: Bis(2-ethylhexyl) phthalate (DEHP). Human Health Part.
http://europa.eu.int/comm/health/ph_risk/
committees/sct/sct_en.htm 2004 Jan 8. Available from: http://europa.eu.int/comm/health/ph_risk/
committees/sct/documents/out214_en.pdf.

3.  National Chemicals Inspectorate Sweden, The Institute for Toxicology at the Danish Veterinary and Food Administration Denmark. Risk assessment of bis(2-ethylhexyl)phthalate (CAS-No.: 117-81-7, EINECS-No.: 204-211-0) Consolidated Final Report: September 2001. Chapters 0-3. Environmental Chemicals Bureau, European Commission; 2001.

4.  European Council for Plasticizers & Intermediates. Experts confim no general risk to human health from the plasticizer DEHP. http://www.phthalates.com 2003 Oct 20. Available from:
http://www.phthalates.com/pressrelease/details/index.asp?id=8.

5.  Expert Panel re-evaluation of DEHP, October 10-12, 2005. National Toxicology Program, Center for the evaluation of risks to human reproduction 2005. Available from:
http://cerhr.niehs.nih.gov/news/dehp/DEHPMtgSumm101405.pdf.

6.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

7.  EU-Kommissionen. Kommissionens beslutning af 7. december 1999 om forbud mod markedsfoering af legetoej og smaaboernsartikler, der er beregnet til at blive puttet i munden af boern under tre aar, og som er fremstillet af bloed pvc indeholdende et eller flere af stofferne diisononylphthalat (DINP), di(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), dibutylphthalat (DBP), diisodecylphthalat (DIDP), di-n-octylphthalat (DNOP) og butylbenzylphthalat (BBP) (meddelt under nummer K(1999) 4436) (EOES-relevant tekst).
http://europa.eu.int/eur-lex/da/index.html 1999 Dec 7. Available from:
http://europa.eu.int/servlet/portail/RenderServlet?search=
DocNumber&lg=da&nb_docs=25&domainLegislation&coll=&in_
force=NO&an_doc=1999&nu_doc=815&type_doc=Decision =.

8.  Debat og beslutninger: "Indeholder phthalater - må ikke puttes i munden". Europa-parlamentet 2005. Available from: http://www.europarl.eu.int/omk/sipade3?PUBREF=
-//EP//TEXT+PRESS+DN-20050705-1+0+DOC+XML
+V0//DA&LEVEL=2&NAV=S&L=DA#SECTION4.

9.  EU-Kommissionen. Communication from the commission to the council and the European parliament on the implementation of the Community Strategy for Endocrine Disrupters - a range of substances suspected of interfering with the hormone systems of humans and wildlife

COM (2001)262, Annex 15. http://europa.eu.int/comm/environment/
docum/01262_en.htm#bkh 2003

10.  Listen over uønskede stoffer 2004. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2004. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2004:8

11.  Müller AK ,Nielsen ELO. Human exposure to selected phthalates in Denmark. http://www.foedevaredirektoratet.dk 2003

12.  Latini G, De Felice C, Presta G, Del vecchio A, Paris I, Ruggieri F, et al. Human prenatal exposure to di-(2-ethylhexyl)-phthalate. Pediatr Res. 2002;(52 (5)):780.

13.  Latini G, De Felice C, Presta G, et al.  In utero exposure to di-(2-ethylhexyl)phthalate and duration of human pregnancy. [Abstract] Environ Health Perspect  2003;111(14):

14.  B-værdivejledningen : oversigt over B-værdier. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2002. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2002:2

15.  Synoptic Document. Provisional Lists of monomers and additives notified to European Commission as substances which may be used in the manufacture of plastics intended to come into contact with foodstuffs. http://cpf.jrc.it/webpack/downloads/SYNOPTIC%
20DOCUMENT(2003.04.15).pdf EUROPEAN COMMISSIONHEALTH & CONSUMER PROTECTION DIRECTORATE-GENERAL; 2003 May 13

16.  EU-Kommissionen. Kommissionens beslutning af 7. december 1999 om forbud mod markedsfoering af legetoej og smaaboernsartikler, der er beregnet til at blive puttet i munden af boern under tre aar, og som er fremstillet af bloed pvc indeholdende et eller flere af stofferne diisononylphthalat (DINP), di(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), dibutylphthalat (DBP), diisodecylphthalat (DIDP), di-n-octylphthalat (DNOP) og butylbenzylphthalat (BBP) (meddelt under nummer K(1999) 4436) (EOES-relevant tekst).
http://europa.eu.int/eur-lex/da/index.html 1999 Dec 7. Available from:
http://europa.eu.int/servlet/portail/RenderServlet?search=
DocNumber&lg=da&nb_docs=25&domain=Legislation&coll=
&in_force=NO&an_doc=1999&nu_doc=815&type_doc=Decision .

17.  Det nationale program for overvågning af vandmiljøet og naturen (NOVANA) 2004-2009. Danmarks Miljøundersøgelser (DMU) 2004. Available from: http://www.dmu.dk/NR/rdonlyres/840211D1-BA78-4C4D
-A330-3DA18BDAB274/0/MFS_stofliste20050530.pdf.

18.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65
_list/files/P65single120205.pdf.

19.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). Bis(2-ethylhexyl)phthalate. http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 1998 Jan 31. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS339.HTM?Top=Yes.

20.  Beredskabstyrelsen. Indsatskort for kemikalieuheld. Polyvinylchlorid. http://www.kemikalieberedskab.dk 2003. Available from: http://www.kemikalieberedskab.dk/ikkort/42/ik.kort.[P].420.html.

21.  Lewis Sr. RJ. Sax's Dangerous Properties of Industrial Materials. - 3: H-Z. 9.ed. ed. New York, N.Y. : Van Nostrand Reinhold:  1995.

22.  International Agency for Research on Cancer. IARC Monograph on Di(2-ethylhexyl) phthalate (CAS No. 117-81-7). Summary of Data reported and Evaluation. 2000. p.41; vol. 70) Available from:
http://www.cie.iarc.fr/htdocs/monographs/vol77/77-01.html.

23.  Wolfe GW, Layton K, Nehrebeckyj L, et al.  Reproductive effcts of diethylhexylphthalate (DEHP) in Sprague-Dawley rats when assessed by the continuous breeding protocol. [Abstract] Toxicologist  2002;(66)

24.  Lambright CR, Wilson VS, Furr JR, et al.  Effects of endocrine disrupting chemicals (EDCs) on fetal testes hormone production. [Abstract] Toxicologist  2003;(72)

25.  Gray LE, Barlow NJ, Furr JR, et al.  Transgenerational effects of di(2-ethylhexyl)phthalate in the male rat. [Abstract] Toxicologist  2003;(72)

26.  Banerjee S, Thuillier R, Culty M, et al.  In utero exposure to di(2-ethylhecyl) phthalate alters growth, tissue organization, and the expression of androgen receptor protein of rat prostate. [Abstract] Biol Reprod  2002;(66)

27.  Hass U, Filinska M, Pedersen S, et al.  Effects of Finasteride and DEHP on anogenital distance and nipple retention after perinatal exposure in rats. [Abstract] Reprod Toxicol  2004;18(5):

28.  Gray LE, Furr J, Lambright C, et al.  Chronic exposure to diethyl hexyl phthalate (DEHP) delays puberty and reduces androgen-dependent tissue wieghts in the male rat. [Abstract] Biol Reprod  2004;113:

29.  Verschueren K. Handbook of Environmental Data on Organic Chemicals. 3 ed. New York, N.Y. : Van Nostrand Reinhold:  1996.

30.  Alatriste-Mondragon F, Iranpour R, Ahring BK. Toxicity of di-(2-ethylhexyl) phthalate on the anaerobic digestion of wastewater sludge. [Abstract] Water Res  2003;37(6):

Fodnoter

¹ CSTEE: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and the Environment.

² NTP, CERHR: National Toxicology Program, Center for the Evaluation of Risks to Human Reproduction

³ Lowest observed adverse effect level

⁴ legemsvægt

⁵ Den dosis, der forårsager dødsfald ved indtagelse hos halvdelen af de eksponerede dyr.

⁶ Den koncentration, der forårsager dødsfald ved indånding hos halvdelen af de eksponerede dyr.

Bilag D6 – Stofprofil for diisodecylphthalat

Kort Status og Resumé

DIDP forekommer som en kompleks blanding af primært C10-forgrenede isomerer. Denne stofprofil omfatter diisodecylphthalat (DIDP) (CAS-nr. 26761-40-0) og 1,2-benzendicarboxylsyre, di-C9-11-forgrenede alkylestere, C10-rige (CAS-nr. 68515-49-1).

Fokus
Der er dokumentation for, at visse phthalater kan forårsage hormonforstyrrende effekter og skader på kønsudvikling hos dyr. Phthalater er derfor generelt mistænkt for at medvirke til skader på forplantningsevne og fosterudvikling hos mennesker og dyr. Kritiske effekter af DIDP vurderes, at være effekter på leveren ved gentagen eksponering og effekter på fostre (1).

Konklusion 
DIDP udviser lav akut giftighed og lav giftighed ved gentagen eksponering. Der er i dyreforsøg set effekter på leveren ved gentagen eksponering for høje doser. Der er ligeledes set effekter på fostre og antal levendefødte unger ved høje doser. Effekterne på fostre og afkom vurderes ikke at retfærdiggøre en klassificering af DIDP som reproduktionsskadelig. DIDP har ikke udvist østrogenlignende potentiale i undersøgelser i cellesystemer og med dyr. Der er iværksat undersøgelser af phthalater, herunder DIDPs mulige effekter på det hanlige kønshormonsystem. Samlet vurderes det, at eksponering af mennesker for DIDP
i arbejdsmiljø, som forbrugere og indirekte via det ydre miljø ikke udgør en sundhedsrisiko. Det frarådes dog at substituere andre phthalater i legetøj med DIDP.

Det vurderes, at DIDP ikke indebærer en risiko for skadelige effekter i miljøet på baggrund af forventede eksponeringsniveauer.

Status
Der foreligger i EU en risikovurdering af DIDP fra 2003. Her konkluderer man, at der ikke er behov for yderligere data eller risikoreduktionstiltag i forhold til effekter på menneskers sundhed ved eksponering i arbejdsmiljø, som forbrugere og indirekte via det ydre miljø. Såfremt DIDP anvendes i legetøj, bør risikoen for skadelige effekter hos børn og nyfødte ved gentagen eksponering dog begrænses. I forhold til effekter af DIDP i det ydre miljø konkluderer man, at der ikke er behov for yderligere data eller risikoreduktionstiltag. Det er vurderet, at DIDP ikke skal klassificeres for sundheds- og miljøeffekter (1).

Det er forbudt i EU at markedsføre legetøj og småbørnsartikler, der er beregnet til at putte i munden af børn under tre år, hvis produkterne indeholder mere end
0,005 vægtprocent phthalater (2). Europa-parlamentet har i juli 2005 godkendt et lovforslag om, at anvendelsen af diisononylphthalat (DINP), diisodecylphthalat (DIDP) og dioctylphthalat (DNOP) forbydes i alt legetøj beregnet til at putte i munden (3).

Anvendelse
DIDP anvendes primært som blødgører i PVC. Stoffet anvendes i mindre omfang i andre polymermaterialer, i lime, fugemidler og tekstiltrykfarver samt i antikorrosions- og antifoulingmidler (1).

Blødgjort PVC med DIDP anvendes til byggematerialer, gulvbelægning, isolering af kabler og ledninger, undervognsbelægning i biler, syntetisk læder, skosåler, regntøj, legetøj, fugemasser og maling og lak (1).

Eksponeringsforhold
Mennesker eksponeres for DIDP i arbejdsmiljø, som forbrugere og indirekte via miljøet.

I arbejdsmiljø forekommer eksponering for DIDP ved produktion og industriel anvendelse af stoffet og forarbejdning af produkter, som indeholder stoffet. Relevante eksponeringsveje er hudkontakt og indånding af primært aerosoler. Der er få målinger af DIDP i arbejdsmiljøet. Man har beregnet, at eksponeringsniveauet for stoffet ved indånding af partikler typisk er på niveau med grænseværdien for stoffet (3 mg/m³) ved fremstilling af produkter, som indeholder stoffet. Ved forarbejdning af produkter, hvor DIDP indgår, har man beregnet et eksponeringsniveau på ca. halvdelen af grænseværdien (1,5 mg/m³). I værst tænkelige tilfælde kan eksponeringsniveauet ved begge scenarier være op til godt tre gange grænseværdien. Hudeksponering er formentlig af mindre betydning, idet hudoptagelsen af DIDP er meget begrænset (1).

Forbrugere eksponeres for DIDP via PVC i byggematerialer, overfladebelægninger, syntetisk læder, sko og regntøj mv. og via fødevarer, som er forurenet med DIDP via emballage og procesudstyr under forarbejdning. Relevante eksponeringsveje er indtagelse, indånding og hudkontakt. Man har beregnet, at voksne forbrugere dagligt optager op til 25 gange mindre end den fastsatte tolerable daglige indtagelse (TDI), mens børn op til tre-års-alderen dagligt optager op til 6 gange TDI (1).

DIDP frigives til miljøet ved produktion og industriel anvendelse af stoffet og produkter, som indeholder stoffet. Almenbefolkningen eksponeres indirekte for DIDP gennem fødevarer, drikkevand og luft. Meget begrænsede målinger af DIDP i det ydre miljø viser koncentrationer i overfladevand og jord i få mikrogram, i sedimenter op til 1 mg/kg tørvægt – lokalt i væsentligt højere koncentrationer, i spildevandsslam op til 83 mg/kg tørvægt og i muslinger op til godt 1 mg/kg tørvægt. Man vurderer, at voksne ved diffus miljøeksponering dagligt optager op til 75 gange mindre end TDI, og børn op til treårs-alderen op til 10 gange mindre end TDI (1). Det danske fødevaredirektorat vurderer, at 80 % af de phthalater, som danskerne indtager, kommer fra maden. De stammer primært fra miljøforurening og kun i mindre grad fra plastemballage (4).

Effekter 
DIDP har lav akut giftighed og lav giftighed ved gentagen eksponering. Der er ikke indikationer for, at DIDP forårsager irritation, allergi, kræft eller skader på arveanlæg (1).

Ved gentagen eksponering for DIDP via indtagelse hos rotter og hunde ser man effekter på leveren. Udfra et 90-dages-studie i rotter er det højeste niveau, hvor der ikke kan observeres effekter på lever eller andre skadelige effekter (NOAEL¹), 60 mg/kg lgv/dag (1).

I undersøgelser med hunrotter, som i drægtighedsperioden blev eksponeret for DIDP via indtagelse, har man observeret et nedsat antal overlevende unger. NOAEL for denne effekt er 33 mg/kg lgv/dag. Der er endvidere observeret mindre skeletvariationer hos afkommet ved en dosis på 1000 mg/kg lgv/dag,  hvor der samtidig blev observeret svag giftvirkning hos mødrene. NOAEL for effekter på skeletudvikling hos afkommet er 500 mg/kg lgv/dag. Man vurderer, at de nævnte effekter af DIDP hos rotter ikke er tilstrækkeligt alvorlige til at klassificere stoffet som reproduktionsskadeligt (1).

Der er ikke set akutte eller kroniske effekter af DINP overfor vandlevende organismer ved koncentrationer op til stoffets opløselighedsgrænse i vand. Stoffet er biologisk letnedbrydeligt under iltholdige forhold mens nedbrydning under iltfattige forhold er meget begrænset. Der kan ske en opkoncentrering i iltfattige miljøer som spildevandsslam og sedimenter. Der er få data om DINPs potentiale for at ophobes i levende organismer (1).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen

Miljø

B-værdi: 0,01 mg/m³ (phthalater andre end DEHP) (5).

Klassificering

Ikke klassificeret (6).

Anden regulering

Der er ikke fastsat en specifik migrationsgrænse i levnedsmidler (SML) for DIDP. For gruppen af diesterforbindelser af phthalsyre (C9-C11) er der fastsat en tolerabel daglig indtagelse (TDI) på 0,15 mg/kg lgv (7).

Det er forbudt i EU at markedsføre legetøj og småbørnsartikler, der er beregnet til at putte i munden af børn under tre år, hvis produkterne indeholder mere end
0,005 vægtprocent phthalater (8).

DIDP er ikke medtaget i Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 (9).

Proposition 65 (Californien): DIDP er ikke listet (10).

Identifikation

DIDP forekommer som en kompleks blanding af primært C10-forgrenede isomerer. Denne stofprofil omfatter diisodecylphthalat (DIDP) (CAS-nr. 26761-40-0) og 1,2-benzendicarboxylsyre, di-C9-11-forgrenede alkylestere, C10-rige (CAS-nr. 68515-49-1).

Kemisk navn

Diisodecylphthalat
1,2-Benzendicarboxylsyre, di-C9-11-forgrenede alkylestere, C10-rige

Synonymer

DIDP, 1,2-benzendicarboxylsyre, diisodecyl-ester, bis-(8-methylnonyl)-phthalat,

Struktur

CAS nr.

26761-40-0 68515-49-1

EINECS/ELINCS nr.

247-977-1 271-091-4

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

Klar, olieagtig, viskøs væske med svag lugt.

Smeltepunkt

Ca. –45°C

Kogepunkt

> 400°C

Flammepunkt

> 200°C (ASTM D93)

Damptryk

2,8*10^-5 Pa (20°C)

Densitet

0,966 (20°C)

pH

Ikke anvendeligt.

Opløselighed

Vand: Den reelle vandopløselighed er ca. 0,0002 mg/l. DIDP danner dog stabile emulsioner med vand, hvorved der kan måles en vandopløselighed på op til 1 mg/l (11). Opløselig i de fleste organiske opløsningsmidler (12).

Log P_ow

8,8

Lugtgrænse

Ingen data.

Anvendelse og Forekomst

DIDP anvendes primært som blødgører i PVC. Forbruget af DIDP udgør ca. en femtedel af det totale forbrug af phthalatblødgørere i Europa. Det typiske indhold af DIDP i blødgjort PVC er 25 – 50 %. DIDP anvendes i mindre omfang i andre polymermaterialer, i lime, fugemidler og tekstiltrykfarver samt i antikorrosions- og antifouling-midler (1).

Blødgjort PVC med DIDP anvendes til byggematerialer, gulvbelægning, isolering af kabler og ledninger, undervognsbelægning i biler, syntetisk læder, skosåler, regntøj, legetøj, fugemasser og maling og lak (1).

Mennesker eksponeres for DIDP i arbejdsmiljø, som forbrugere og indirekte via miljøet.

I arbejdsmiljø forekommer eksponering for DIDP ved produktion af stoffet og ved produktion og industriel anvendelse af blandinger og produkter, som indeholder stoffet. Relevante eksponeringsveje er hudkontakt og indånding af primært aerosoler. Der er få målinger af luftkoncentrationer af DIDP i arbejdsmiljøet. Man formoder, at de er på samme niveau som for andre tungere phthalater, hvor der er væsentligt flere målinger. På baggrund af måledata for DIDP og andre phthalater vurderer man i EUs risikovurdering af DIDP, at eksponeringsniveauet for stoffet ved indånding af partikler typisk er 3 mg/m³ svarende til grænseværdien (GV) for stoffet ved fremstilling af produkter indeholdende stoffet og 1,5 mg/m³ svarende til halvdelen af GV ved industriel anvendelse af produkter, som indeholder stoffet. I værst tænkelige tilfælde vurderer man, at eksponeringsniveauet ved begge scenarier kan være op til 10 mg/m³ svarende til godt 3 gange GV. De angivne luftkoncentrationer er 8-timers tidsvægtede gennemsnit. Der er ikke tilgængelige måledata for hudeksponering for DIDP eller andre phthalater. Ved hjælp af  en model har man beregnet, at hudeksponeringen i arbejdsmiljø maksimalt er 5 mg/cm². De reelle eksponeringsniveauer er formentlig væsentligt lavere (1).

Forbrugere eksponeres for DIDP via PVC i byggematerialer, overfladebelægninger, syntetisk læder, sko og regntøj mv. og via fødevarer, som er forurenet med DIDP via emballage og procesudstyr under forarbejdning. Relevante eksponeringsveje er indtagelse, indånding og hudkontakt. I EUs risikovurdering af DIDP vurderer man, at voksne forbrugere optager op til 0,0058 mg/kg lgv/dag svarende til 25 gange mindre end TDI, mens børn op til treårsalderen optager op til 0,026 mg/kg lgv/dag svarende til 6 gange mindre end TDI. Den større beregnede optagelse hos børn skyldes en formodning om en større optagelse hos børn end voksne på baggrund af data fra dyreundersøgelser af DEHP og et forsigtighedsprincip. Inddrages en forventet fremtidig eksponering via legetøj vurderer man, at børn op til treårsalderen kan optage op til 0,227 mg/kg lgv/dag svarende til knap det dobbelte af TDI (1).

DIDP frigives til miljøet overvejende ved direkte udledning til atmosfæren fra industriel produktion og anvendelse af stoffet og forarbejdning af produkter indeholdende stoffet, via spildevandsslam og via fast affald. Blødgørere I plastprodukter er ikke kemisk bundet til polymeren. DIDP migrerer i et vist omfang ud i det omgivende miljø ved brug og bortskaffelse af produkter, som indeholder stoffet (1).

Almenbefolkningen eksponeres indirekte for DIDP gennem fødevarer, drikkevand og luft. Der er meget begrænsede målinger af DIDP i det ydre miljø. De viser koncentrationer i overfladevand og jord i få mikrogram, i sedimenter i koncentrationer op til 1 mg/kg tørvægt – lokalt i væsentligt højere koncentrationer, i spildevandsslam i koncentrationer på 13 til 83 mg/kg tørvægt og i muslinger i koncentrationer op til godt 1 mg/kg tørvægt. I EUs risikovurdering estimerer man, at voksne optager op til 0,002 mg DIDP/kg lgv/dag svarende til 75 gange under TDI og børn op til treårs-alderen optager op til 0,013 mg/kg lgv/dag svarende til 10 gange under TDI via diffus miljøeksponering (1).

Brand og ophedning

DIDP har ikke eksplosive eller oxiderende egenskaber. Stoffet har en lav brændbarhed pga. et højt flammepunkt. Ved brand dannes almindelige brandgasser (12,13).

Virkning på Sundhed

Optagelse og omsætning
En undersøgelse i rotter viser, at DIDP kan optages via mave-tarmkanalen. Ved en dosis på 0,1 mg/kg DIDP blev 56 % af den indgivne dosis optaget. Absorptionen af DIDP faldt med stigende dosis, idet der tilsyneladende er en mætningsmekanisme (1).

DIDP på aerosolform optages let via lungerne hos rotter ved indånding. Man formoder, at en del af de indåndede partikler ender i svælget, synkes og optages via mavetarmkanalen (1).

Absorption af DIDP over huden er meget begrænset. I en rotteundersøgelse blev omkring 4 % af den tilførte dosis optaget over 7 dage. Laboratoriestudier indikerer at hudoptagelsen er endnu lavere hos mennesker (1).

DIDP optaget via mavetarmkanal og lunger genfindes primært i mavetarmkanalvævet, lever og nyrer, mens DIDP optaget over huden fordeles til muskler og fedtvæv. DIDP udskilles hurtigt, idet mindre end 1 % radioaktivitet kunne genfindes i rotter 72 timer efter, at dyrene var eksponeret for radioaktivt mærket DIDP ved indtagelse. Optaget DIDP udskilles som nedbrydningsprodukter (monoesterforbindelser) og uomdannet DIDP via fæces og som nedbrydningsprodukter (monoesterforbindelser og phthalsyre) via urinen (1).

Et 2-generationsstudie med rotter indikerer, at DIDP muligvis kan udskilles i lave koncentrationer via modermælken efter indtagelse. Der blev dog ikke foretage en analyse af modermælken (1).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter
DIDP udviser i dyrestudier meget lav akut giftighed ved indtagelse, indånding og hudkontakt (11). LD₅₀² er 64.000 mg/kg for rotter ved eksponering via indtagelse, mens LD₅₀³ er > 3.160 mg/kg for kaniner ved eksponering på huden. LC₅₀⁴ er for rotter > 130 mg/m³ ved indånding af aerosoler i 6 timer (1,14).

Irritation/ætsning
Undersøgelser med dyr viser, at DIDP højest er mildt hud- og øjenirriterende.

Stoffet forårsager ikke luftvejsirritation i undersøgelser med dyr.  Der er ikke indikationer om, at DIDP forårsager hud-, øjen- eller luftvejsirritation hos mennesker (1).

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt
Ved gentagen eksponering for DIDP ved indtagelse er målorganet hos rotter og hunde leveren, idet der observeres øget levervægt og hos rotterne desuden ændring i enzymaktivitet. Ændringen i enzymaktivitet vurderes dog ikke at være relevant for effekter hos mennesker. På baggrund af en 90-dages undersøgelse i rotter er det højeste niveau, hvor der ikke kan observeres effekter på lever eller andre skadelige effekter (NOAEL), 60 mg/kg lgv/dag (1).

De fundne data retfærdiggør ikke en klassificering af DIDP som sundhedsskadelig ved længere tids påvirkning (1).

DIDPs mulige hormonforstyrrende effekter er undersøgt i cellesystemer og undersøgelser med dyr. DIDP udviste ikke østrogenlignende effekter. Under-søgelser af DIDP og andre phthalaters mulige påvirkning af det mandlige kønshormonsystem er iværksat (1).

Allergi
Tre undersøgelser med dyr for allergifremkaldende egenskaber af DIDP ved hudkontakt har vist modstridende resultater. Der er kun meget svage indikationer af allergi hos mennesker ved hudkontakt. Samtidig er der ikke demonstreret allergifremkaldende egenskaber af andre phthalater ved hudkontakt. Samlet vurderes DIDPs potentiale for at forårsage hudallergi at være yderst lavt (1).

Der er ikke fundet data om allergifremkaldende egenskaber af DIDP ved indånding. Andre phthalater har ikke forårsaget allergi ved indånding ved test i dyr. Der er ikke rapporteret om luftvejsallergi hos mennesker forårsaget af DIDP eller andre phthalater. Samlet vurderes DIDP ikke at forårsage luftvejsallergi (1).

Kræft
Der foreligger ikke nogen data om kræftfremkaldende egenskaber af DIDP hos mennesker eller undersøgelser af sådanne effekter hos dyr. To andre phthalater, di-2-ethyl-hexyl-phthalat (DEHP) og diisononyl-phthalat (DINP), forårsager kræft i leveren hos rotter. Mekanismen for denne effekt vurderes at være specifik for gnavere. Man formoder, at DIDP via samme mekanisme kan forårsage leverkræft hos gnavere. Den observerede leverkræft hos rotter forårsaget af DEHP og DINP vurderes ikke at være relevant hos mennesker (1).

Samlet er der ikke indikationer for, at DIDP forårsager kræft hos mennesker.

Arveanlæg
Mulige effekter af DIDP på arveanlæg er testet i forskellige cellesystemer og i en enkelt undersøgelse med mus. Resultaterne underbygger, at DIDP ikke forårsager skader på arveanlæg (1).

Reproduktion
DIDP har ikke vist skadelige effekter på forplantningsevnen hos rotter ved eksponering via indtagelse (1).

I to 2-generationsstudier med rotter er observeret et reduceret antal overlevende unger ved eksponering af moderdyrene for DIDP via foderet. NOAEL for denne effekt er 33 mg/kg lgv/dag (1).

I to undersøgelser med drægtige rotter, som blev eksponeret for DIDP ved indtagelse fra dag 6 til 15 i drægtighedsperioden, er observeret mindre skeletvariationer hos afkommet ved en dosis på 1000 mg/kg lgv/dag. Ved denne dosis blev der samtidig observeret svag giftvirkning hos mødrene. NOAEL for effekter på skeletudvikling hos afkommet er 500 mg/kg lgv/dag (1).

Samlet vurderer man, at DIDP ikke skader forplantningsevnen. Vedrørende effekter på fostre vurderer man, at de observerede effekter af DIDP (reduceret antal overlevende unger og skeletvariationer) ikke retfærdiggør en klassificering af DIDP som skadelig for fostre (1).

Amning
Et undersøgelse med rotter indikerer, at DIDP muligvis kan udskilles via modermælken efter indtagelse. Der blev dog ikke foretaget en analyse af modermælken (11). Det er påvist, at en anden phthalat, di-2-ethylhexyl-phthalat (DEHP), kan overføres til nyfødte via modermælk (1).

Virkning på miljø

Spredning i miljøet
DIDP frigives til miljøet ved direkte udledning til atmosfæren fra industriel produktion og anvendelse af stoffet og forarbejdning af produkter indeholdende stoffet, via spildevandsslam og via fast affald. I atmosfæren kan stoffet forekomme både på partikel- og dampform. På partikelform fjernes DIDP ved aflejring. I jord forventes stoffet at bindes til partikler og at have lav mobilitet. Dermed er risikoen for udvaskning til grundvand og overfladevand meget begrænset. Fordampning fra jordoverfladen forventes ikke at forekomme. I vandmiljøet bindes DIDP til opslemmet materiale og til sediment (1,12).

Bioakkumulering
Meget begrænsede data for DIDP viser varierende potentiale for at bioakkumulere i vandlevende organismer. Data for en anden phthalat, DEHP (di-2-ethylhexylphthalat) indikerer, at phthalater kan bioakkumulere i vand- og jordlevende organismer (1,12).

Nedbrydelighed
DIDP vurderes at være biologisk letnedbrydeligt under iltholdige forhold. Under iltfattige forhold som f.eks. i havsedimenter og spildevandsslam er biologisk nedbrydning af stoffet meget begrænset. Nedbrydning via mikroorganismer er sandsynligvis en vigtig nedbrydningsvej både i jord og vandmiljø (11,12).

DIDP på dampform nedbrydes i atmosfæren ved reaktion med hydroxylradikaler dannet via sollys. Den atmosfæriske halveringstid for stoffet ved denne nedbrydningsvej er beregnet til 15 timer. Nedbrydning af DIDP i vandmiljø via hydrolyse forventes at være uden betydning (1,12).

Giftighed
Baseret på tilgængelige data forårsager DIDP ikke skadelige akutte eller kroniske effekter på vandlevende organismer ved eksponering for koncentrationer op til vandopløselighedsgrænsen for stoffet (1,12).

DIDPs mulige hormonforstyrrende effekter på fauna er undersøgt hos fisk. Her fandt man ingen skadelig påvirkning af forplantningsevne eller kønsratio og udvikling af afkom (1).

Andre miljøeffekter
Der er ikke nogen forventning om, at DIDP kan bidrage til nedbrydning af ozonlaget, til fotokemisk ozondannelse, til næringssaltbelastning eller til den globale drivhuseffekt.

Påvirkning af bakterier
Der er ikke observeret skadelige effekter af DIDP på mikroorganismer ved eksponering for koncentrationer op til vandopløselighedsgrænsen for stoffet (1,12).

Netværk

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dk

DK: Arbejdstilsynet, www.arbejdstilsynet.dk

EU: European Chemicals Bureau (ECB),  European Commission, http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/ph_
risk/committees/sct/sct_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF), European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_en.htm

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_
34365_2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

World Health Organization (WHO), International Programme on Chemical Safety (IPCS), http://www.who.int/pcs/pcs_act.htm

International Agency for Research on Cancer (IARC),
http://www.iarc.fr/

European Chemical Industry Council (CEFIC), www.cefic.be

US: National Institute of Environmental Health Sciences (NIEHS), National Toxicology Programme, http://www.niehs.nih.gov/

US: Environmental Protection Agency (EPA), Office for Research and Development, National Center for Environmental Assessment
http://www.epa.gov/ORD/

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html

US: Office of Environmental Health Hazard Assessment, California, http://www.oehha.ca.gov

Litteraturhenvisninger

1.  Institut National de Recherche et de Securité (INRS) F, INERIS F, Centre de Toxicovigilance de Grenoble
F. European Risk Assessment Report. 1,2-benzenedicarboxylic acid, di-C9-11-branched alkyl esters, C10-rich and di-isodecyl phthalate. CAS-N.: 68515-49-1 and CAS-N.: 26761-40-0. European Commission, Environmental Chemicals Bureau 2003;36. Available from: http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/.

2.  EU-Kommissionen. Kommissionens beslutning af 7. december 1999 om forbud mod markedsfoering af legetoej og smaaboernsartikler, der er beregnet til at blive puttet i munden af boern under tre aar, og som er fremstillet af bloed pvc indeholdende et eller flere af stofferne diisononylphthalat (DINP), di(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), dibutylphthalat (DBP), diisodecylphthalat (DIDP), di-n-octylphthalat (DNOP) og butylbenzylphthalat (BBP) (meddelt under nummer K(1999) 4436) (EOES-relevant tekst).
http://europa.eu.int/eur-lex/da/index.html 1999 Dec 7. Available from:
http://europa.eu.int/servlet/portail/RenderServlet?search=
DocNumber&lg=da&nb_docs=25&domain=Legislation&coll=
&in_force=NO&an_doc=1999&nu_doc=815&type_doc=Decision .

3.  Debat og beslutninger: "Indeholder phthalater - må ikke puttes i munden". Europa-parlamentet 2005. Available from: http://www.europarl.eu.int/omk/sipade3?PUBREF=-
//EP//TEXT+PRESS+DN-20050705-1+0+DOC+XML
+V0//DA&LEVEL=2&NAV=S&L=DA#SECTION4.

4.  Fødevaredirektoratet. Pressemeddelelse: Phthalater i fødevarer. www.foedevaredirektoratet.dk 2003 Nov 11. Available from:
http://www.foedevaredirektoratet.dk/
Presserum/Pressemeddelelser/Arkiv/
2003/Phthalater_i_foedevarer.htm .

5.  B-værdivejledningen : oversigt over B-værdier. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2002. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2002:2

6.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

7.  Synoptic Document. Provisional Lists of monomers and additives notified to European Commission as substances which may be used in the manufacture of plastics intended to come into contact with foodstuffs. http://cpf.jrc.it/webpack/downloads/SYNOPTIC%
20DOCUMENT(2003.04.15).pdf EUROPEAN COMMISSIONHEALTH & CONSUMER PROTECTION DIRECTORATE-GENERAL; 2003 May 13

8.  EU-Kommissionen. Kommissionens beslutning af 7. december 1999 om forbud mod markedsfoering af legetoej og smaaboernsartikler, der er beregnet til at blive puttet i munden af boern under tre aar, og som er fremstillet af bloed pvc indeholdende et eller flere af stofferne diisononylphthalat (DINP), di(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), dibutylphthalat (DBP), diisodecylphthalat (DIDP), di-n-octylphthalat (DNOP) og butylbenzylphthalat (BBP) (meddelt under nummer K(1999) 4436) (EOES-relevant tekst).
http://europa.eu.int/eur-lex/da/index.html 1999 Dec 7. Available from:
http://europa.eu.int/servlet/portail/RenderServlet?search=
DocNumber&lg=da&nb_docs=25&domain=Legislation&coll=
&in_force=NO&an_doc=1999&nu_doc=815&type_doc=Decision .

9.  Listen over uønskede stoffer 2004. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2004. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2004:8

10.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65
_list/files/P65single120205.pdf.

11.  Institut National de Recherche et de Securité (INRS) F, INERIS F, Centre de Toxicovigilance de Grenoble
F. Risk assessment report on 1,2-benzenedicarboxylic acid, di-C9-11-branched alkyl esters, C10-rich and di-isodecyl phthalate. CAS-N.: 68515-49-1 and CAS-N.: 26761-40-0. European Commission, Environmental Chemicals Bureau 2003;36. Available from: http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/.

Plastindustrien i Danmark Stofprofil for Diisodecylphthalat  Side 10 af 11
15.12.05

Stofprofil for diisodecylphthalat

12.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). Diisodecyl phthalate. (Reviewed by SRP on 1/31/1998). http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2002 May 13. Available from: http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS930A.htm.

13.  Beredskabstyrelsen. Indsatskort for kemikalieuheld, diisodecylphthalat. http://www.kemikalieberedskab.dk 2003. Available from:
http://www.kemikalieberedskab.dk/ikkort/19/ik.kort.[D].194.html..

14.  RTECS. Registry of Toxic Effects of Chemical Substances. Phtalic acid, diisodecyl ester. http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2000 Dec. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/RT/RTTI1270000.HTM?Top=Yes.

Fodnoter

¹ No observed adverse effect level.

² Den dosis, der forårsager dødsfald ved indtagelse hos halvdelen af de eksponerede dyr.

³ Den dosis, der forårsager dødsfald ved hudkontakt hos halvdelen af de eksponerede dyr.

⁴ Den koncentration, der forårsager dødsfald ved indånding hos halvdelen af de eksponerede dyr.

Bilag D7 – Stofprofil for diisononylphthalat

Kort Status og Resumé 

DINP forekommer som en kompleks blanding af primært C9-forgrenede isomerer. Denne stofprofil omfatter 1,2-benzendicarboxylsyre, di-C8-10-forgrenede alkylestere, C9-rige (CAS-nr. 68515-48-0) (DINP1) og diisononylphthalat (28553-12-0) (DINP2 og DINP3) (1).

Fokus Der er dokumentation for, at visse phthalater kan forårsage hormonforstyrrende effekter og skader på kønsudvikling hos dyr. Phthalater har derfor generelt været mistænkt for at medvirke til skader på forplantningsevne og fosterudvikling hos mennesker og dyr. De kritiske effekter af DINP vurderes at være effekter på lever og nyrer ved gentagen eksponering (1).

Konklusion DINP udviser lav akut giftighed og lav giftighed ved gentagen eksponering. Der er i dyreforsøg set effekter på lever og nyrer ved gentagen eksponering for høje doser. Der er ligeledes i dyreforsøg set effekter på testikler, fostre og antal overlevende unger ved høje doser. Effekterne på testikler, fostre og afkom vurderes ikke at retfærdiggøre en klassificering af DINP som reproduktionsskadelig. DINP udviser meget svage østrogenlignende effekter på celler. Der er iværksat undersøgelser af phthalater, herunder DINPs mulige effekter på det hanlige kønshormonsystem. Samlet vurderes det, at eksponering af mennesker for DINP i arbejdsmiljø, som forbrugere og indirekte via det ydre miljø ikke udgør en sundhedsrisiko.

Det vurderes, at DINP ikke indebærer en risiko for skadelige effekter i miljøet på baggrund af forventede eksponeringsniveauer.

Status Der foreligger i EU en risikovurdering af DINP fra 2003. Her konkluderer man, at der ikke er behov for yderligere data eller risikoreduktionstiltag i forhold til effekter på menneskers sundhed ved eksponering i arbejdsmiljø, som forbrugere og indirekte via det ydre miljø eller i forhold til effekter i miljøet. Det er vurderet, at DINP ikke skal klassificeres for sundheds- og miljøeffekter (1).

Det er forbudt i EU at markedsføre legetøj og småbørnsartikler, der er beregnet til at putte i munden af børn under tre år, hvis produkterne indeholder mere end
0,005 vægtprocent phthalater (2). Europa-parlamentet har i juli 2005 godkendt et lovforslag om, at anvendelsen af diisononylphthalat (DINP), diisodecylphthalat (DIDP) og dioctylphthalat (DNOP) forbydes i alt legetøj beregnet til at putte i munden (3).

Anvendelse  Den vigtigste anvendelse af DINP (ca. 95 %) er som blødgører i plastprodukter, hovedsagelig i PVC. Halvdelen af de resterende 5 % anvendes i andre polymerrelaterede materialer som f.eks. gummi, lime, tætningsmaterialer, maling og lak. De resterende 2,5 % anvendes bl.a. i farver, pigmenter og smøremidler
(1).

Blødgjort PVC anvendes til legetøj, byggematerialer som gulvbelægning, isolering af kabler og ledninger, havevandslanger, kunstlæder, medicinsk udstyr som blodposer og dialyseudstyr, fødevareemballage, kontorartikler (ringbind o.l.) og regntøj (1).

Eksponeringsforhold Mennesker eksponeres for DINP i arbejdsmiljøet, som forbrugere og indirekte via det ydre miljø.

I arbejdsmiljøet forekommer eksponering for DINP ved produktion, ved anvendelse af stoffet som blødgører i PVC og andre polymerer og ved videreforarbejdning af halvfabrikata indeholdende DINP. Relevante eksponeringsveje er indånding af dampe og aerosoler, indånding af støv samt optagelse gennem huden. Der er meget få publicerede data for eksponeringsniveauer af DINP i arbejdsluft eller ved hudeksponering. Hudeksponering er formentlig af mindre betydning, idet hudoptagelsen af DINP er meget begrænset. Man har beregnet en samlet eksponering i arbejdsmiljøet på op til 7 gange den fastsatte tolerable daglige indtagelse (TDI) (1).

Forbrugere eksponeres for DINP ved anvendelse af produkter, som indeholder stoffet og via materialer i kontakt med fødevarer. Man vurderer, at voksne forbrugere samlet dagligt kan optage op til en trettendedel af TDI og børn op til 1,5 gange TDI (1).

DINP frigives til miljøet overvejende ved direkte udledning til atmosfæren fra industriel produktion samt anvendelse af stoffet og forarbejdning af produkter indeholdende stoffet, via spildevandsslam og via fast affald. Almenbefolkningen eksponeres således indirekte for DINP gennem fødevarer, drikkevand og luft. Man vurderer, at voksne og børn over 3 år kan optage op til 15 gange mindre end TDI, mens børn fra 6 mdr. til 3 år kan optage op til en mængde svarende til TDI
(1). Det danske fødevaredirektorat vurderer, at 80 % af de phthalater, som danskerne indtager, kommer fra maden. De stammer primært fra miljøforurening og kun i mindre grad fra plastemballage (4).

Effekter DINP har en lav akut giftighed både ved indtagelse, indånding og hudkontakt.

Stoffet virker svagt irriterende for hud og øjne. Phthalaters allergifremkaldende potentiale forventes generelt at være lavt. Der er ikke indikationer for, at DINP forårsager kræft hos mennesker eller skader på arveanlæg (1).

Ved længerevarende/gentagen påvirkning ses effekter på lever og nyrer i dyrestudier. Den laveste dosis, hvor der ikke kunne observeres skadelige effekter på lever og nyrer (NOAEL¹) var 88 mg/kg lgv/dag for rotter svarende til ca. 600 gange TDI. DINP er fundet at give effekter på forplantning og fosterskader ved meget høje doser, men effekterne er vurderet til ikke at berettige en klassificering af stoffet som reproduktionsskadelig. DINP udviser meget svag østrogenligende effekt i celler i reagensglasforsøg. Stoffet undersøges for effekter på det mandlige kønshormonsystem (1).

I en række nyere studier af rotter, hvor moderdyrene blev eksponeret for DINP via indtagelse i drægtighedsperioden, har man observeret hormonlignende effekter af DINP på hanlig kønsudvikling tilsvarende de effekter, man har set af DEHP. Effekterne af DINP ses dog ved langt højere dosisniveauer end for DEHP (5,6,7).

Der er ikke set akutte effekter af DINP overfor vandlevende organismer ved koncentrationer op til stoffets opløselighedsgrænse i vand. Stoffet er biologisk letnedbrydeligt under iltholdige forhold mens nedbrydning under iltfattige forhold er meget begrænset. Der kan ske en opkoncentrering i iltfattige miljøer som spildevandsslam og sedimenter. Der er få data om DINPs potentiale for at ophobes i levende organismer (1).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen

Miljø

B-værdi: 0,01 mg/m³ (phthalater andre end DEHP) (8).

Klassificering

Ikke klassificeret (9).

Anden regulering

Der er ikke fastsat en specifik migrationsgrænse (SML) for DINP i levnedsmidler. Der er fastsat en tolerabel daglig indtagelse (TDI) for gruppen af diesterforbindelser af phthalsyre (C7-C11) på 0,15 mg/kg lgv (10).

Det er forbudt i EU at markedsføre legetøj og småbørnsartikler, der er beregnet til at putte i munden af børn under tre år, hvis produkterne indeholder mere end
0,005 vægtprocent phthalater (11). Europa-parlamentet har i juli 2005 godkendt et lovforslag om, at anvendelsen af diisononylphthalat (DINP), diisodecylphthalat (DIDP) og dioctylphthalat (DNOP) forbydes i alt legetøj beregnet til at putte i munden (3).

DINP er ikke medtaget på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 (12).

DINP er på Listen over miljøfremmede stoffer og tungmetaller, der analyseres for i Danmarks nationale program for overvågning af vandmiljøet og naturen (NOVANA) 2004-2009 (13).

Proposition 65 (Californien): ikke listet (14).

Identifikation

DINP forekommer som en kompleks blanding af primært C9-forgrenede isomerer. Denne stofprofil omfatter 1,2-benzendicarboxylsyre, di-C8-10-forgrenede alkylestere, C9-rige (CAS-nr. 68515-48-0) (DINP1) og diisononylphthalat (28553-12-0) (DINP2 og DINP3) (1).

Kemisk navn

DINP 1: 1,2-benzendicarboxylsyre, di-C8-10-forgrenede alkylestere, C9-rige DINP 2 og 3: diisononylphthalat

Synonymer

DINP 1: Dinonylphthalat, 1,2-benzendicarboxylsyre, di-nonylester (C8-C10) DINP 2 og 3: DINP; bis(7-methyloctyl)phthalat; 1,2-benzendicarboxylsyre diisononylester

Struktur

DINP 1: SE DINP 2 og 3. Samme struktur bortset fra længden af kulstofkæden. Der er 9 kulstofatomer i DINP 1 sammenlignet med 8 samt en methylgruppe på C7 i DINP2 og DINP3.

DINP 2 og 3:

CAS nr.

DINP 1: 68515-48-0, DINP 2 og 3: 28553-12-0

EINECS/ELINCS nr.

DINP 1: 249-079-5, DINP 2 og 3: 271-090-9

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

DINP er en olieagtig tyktflydende væske ved normal temperatur og tryk

Smeltepunkt

DINP1: -46 (-48- -44) °C
DINP2: -50 (-42- -54) °C
DINP3: -43 (-41- -46) °C

Kogepunkt

DINP1:  Ingen data
DINP2:  238 (v. 5 hPa )- 280 (v. 7.1 hPa ) °C 
DINP3:  244 -252°C ved 7.1 hPa

Flammepunkt

DINP1: >200-236 °C
DINP2: >200 –240 °C
DINP3: >200 –238 °C

Damptryk

6x10^-5 Pa ved 25-30°C. Dette baseres på et gennemsnit af tre damptryk mellem 5,1- 7x 10-5 Pa ved 25_{-30 °C.} 

Densitet Densiteten  ved 20°C ligger i intervallet 0,97-0,98 g/cm³ _:

DINP1:  0,973 (0,970-0,974) g/cm³
DINP2:  0,975 (0,970-0,977) g/cm³
DINP3:  0,978 (0,970-0,983) g/cm³

pH

Ikke anvendeligt

Opløselighed  Vand: 0,6 mg/L ved 20 °C

Log P_ow  

8,8

Lugtgrænse:

Ingen data fundet.

Anvendelse og Forekomst

Den vigtigste anvendelse af DINP (ca. 95 %) er som blødgører i plastprodukter, hovedsagelig i PVC (polyvinylchlorid). Halvdelen af de resterende 5 % anvendes i andre polymerrelaterede materialer som f.eks. gummi, lime, tætningsmaterialer, maling og lak. De resterende 2,5 % anvendes bl.a. i farver, pigmenter og smøremidler (1).

Blødgjort PVC anvendes til legetøj, byggematerialer som gulvbelægning, isolering af kabler og ledninger, havevandslanger, kunstlæder, medicinsk udstyr som blod-poser og dialyseudstyr, fødevareemballage, kontorartikler (ringbind o.l.) og regntøj (1).

Mennesker eksponeres for DINP i arbejdsmiljøet, som forbrugere og indirekte via det ydre miljø.

I arbejdsmiljøet forekommer eksponering for DINP ved produktion, ved anvend-else af stoffet som blødgører i PVC og andre polymerer og ved videreforarbejdning af halvfabrikata indeholdende DINP. Relevante eksponeringsveje er indånding af dampe og aerosoler, indånding af støv samt optagelse gennem huden. Der er meget få publicerede data for eksponeringsniveauer af DINP i arbejdsluft eller ved hudeksponering. I arbejdsmiljøet er den samlede eksponering beregnet til at være 1,1 mg/kg lgv/dag svarende til 7 gange den fastsatte daglige tolerable daglige indtagelse (TDI) (1).

Forbrugere eksponeres for DINP ved anvendelse af produkter, som indeholder stoffet, og via materialer i kontakt med fødevarer.

Man vurderer, at voksne forbrugere samlet dagligt kan optage op til 0,011 mg DINP/kg lgv svarende til en trettendedel af TDI og børn op til ca. 0,25 mg DINP/kg lgv svarende til 1,5 gange TDI (15). Den store forskel på eksponeringsniveauer mellem voksne og børn skyldes dels, at børn eksponeres for DINP via legetøj, bideringe og andre produkter, dels en antagelse om, at optagelsen af DINP over mave-tarmkanalen er større hos børn end voksne. Sidstnævnte antagelse er baseret på en undersøgelse af DEHPs optagelse over mave-tarmkanalen hos rotter (1).

DINP frigives til miljøet overvejende ved direkte udledning til atmosfæren fra industriel produktion og anvendelse af stoffet og forarbejdning af produkter indeholdende stoffet, via spildevandsslam og via fast affald. Blødgørere i plastprodukter er ikke kemisk bundet til polymeren. DINP migrerer i et vist omfang ud i det omgivende miljø i forbindelse med brug og bortskaffelse af produkter, som indeholder stoffet. Almenbefolkningen eksponeres således indirekte for DINP gennem fødevarer, drikkevand og luft. Man vurderer, at voksne og børn over tre år kan optage op til 0,01 mg DINP/kg lgv/dag (15 gange under TDI) via diffus eksponering fra miljøet. Børn fra 6 mdr. til 3 år kan optage op til 0,16 mg/kg lgv/dag svarende til omkring TDI (1). Det danske fødevaredirektorat vurderer, at 80 % af de phthalater, som danskerne indtager, kommer fra maden. De stammer primært fra miljøforurening og kun i mindre grad fra plastemballage (4).

Brand og ophedning

DINP har ikke eksplosive eller oxiderende egenskaber. Stoffet har en lav brændbarhed pga. et højt flammepunkt. Ved brand dannes almindelige brandgasser.

Virkning på Sundhed

Optagelse og omsætning
Nedenstående data vedrørende optagelse og omsætning af DINP er baseret på dyrestudier, da der ikke er tilgængelige data for mennesker (1).

Ved indtagelse estimeres, at mere end 50 % DINP bliver optaget. Optagelsen af DINP over mave- tarmkanalen falder med øget eksponering (1).

Optagelse af DINP over huden er lav. Den optagne dosis estimeres at være højest 4 % (1).

Ved indånding estimeres det, at 75 % af det indåndede stof kan optages (1).

Ved indtagelse genfindes størstedelen af DINP i mave- tarmkanalen, lever og nyrer, mens stoffet ophobes i fedtvæv, lever og muskler ved hudeksponering. Ved indtagelse og hudkontakt udskilles omdannelsesprodukter af DINP hovedsageligt via urin og i mindre grad via fæces. DINP udskilles hurtigt. Under 0,1 % blev genfundet i væv efter 72 timer (1).

Der er ikke fundet data om DINP i modermælk. Det er påvist, at en anden phthalat, di-2-ethylhexyl-phthalat (DEHP), kan overføres til nyfødte via modermælk (1).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter
DINP har en lav akut giftighed både ved indtagelse, indånding og hudkontakt (1).

Indtagelse af optil 40.000 mg/kg lgv hos forsøgsdyr forårsagede åndedrætsbesvær men ingen dødsfald. Hos rotter eksponeret for aerosoler af DINP i en dosis på 4400 mg/m³ luft i 4 timer, fandt man ingen ændringer af kropsvægt eller skader i lungevæv, men let løbende øjne og næse (1).

Irritation/ætsning
DINP virker svagt irriterende for hud og øjne. Irritative effekter fortager sig i løbet af kort tid (1).

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt
På baggrund af undersøgelser i dyr er de kritiske organer ved længerevarende eksponering for DINP lever og nyrer. En NOAEL værdi for lever- og nyre-effekter er blevet bestemt til 88 mg/kg lgv/dag for rotter. De fundne data retfærdiggør ikke en klassificering af DIDP som sundhedsskadelig ved længere tids påvirkning (1).

DINP udviser meget svag østrogenligende effekt på celler i reagensglasforsøg. Undersøgelser af DINP og andre phthalaters mulige påvirkning af det mandlige kønshormonsystem er iværksat (1).

Allergi
En legetøjsproducent har oplyst om fem allergitilfælde i forbindelse med forkert brug af et legetøj produceret af et materiale indeholdende DINP. Ingen af disse tilfælde kunne dog relateres direkte til DINP. En lappetest med gentagen eksponering på mennesker gav ingen positive reaktioner. Samlet bidrager de forskellige cases kun til svage indikationer på, at DINP kan være allergifremkaldende for mennesker (1).

DINPs allergifremkaldende egenskaber hos marsvin er undersøgt i to studier og fundet at være hhv. svagt og ikke allergifremkaldende (1).

Der ikke demonstreret allergifremkaldende egenskaber af andre phthalater ved hudkontakt eller ved indånding. Samlet vurderes DINPs potentiale for at forårsage allergi ved hudkontakt og indånding at være yderst lavt (1).

Kræft
Der foreligger ikke relevante data om DINPs mulige kræftfremkaldende effekter hos mennesker.

DINP forårsager tilsvarende di-2-ethyl-hexyl-phthalat (DEHP) kræft hos rotter og mus (1). IARC, det internationale kræftforskningsinstitut, har vurderet de kræftfremkaldende egenskaber af DEHP og konkluderer, at mekanismen for DEHPs kræftfremkaldende effekt hos gnavere ikke er relevant for mennesker. DEHP kategoriseres i gruppe 3 (kan ikke klassificeres med hensyn til kræftfremkaldende effekter i mennesker) (16). Man formoder, at DINP forårsager kræft hos gnavere ved samme mekanisme som DEHP. Der er således ikke indikationer for, at DINP forårsager kræft hos mennesker (1).

Arveanlæg
På baggrund af data fra forsøg med bakterier og celler fra pattedyr vurderes det, at DINP ikke skader arveanlæg (1).

Reproduktion DINP forårsager reduceret testikelvægt hos mus ved gentagen eksponering via indtagelse. NOAEL for denne effekt hos mus var 276 mg/kg/dag. Ved eksponering af drægtige rotter i drægtighedsperioden forårsager DINP et reduceret antal levendefødte unger og fosterskader. Effekterne ses ved samtidig giftvirkning hos moderdyrene. De nævnte effekter er observeret ved høje doser og vurderes ikke at berettige en klassificering af DINP som reproduktionstoksisk. NOAEL for reduceret antal levendefødte unger hos rotter var 622 mg/kg/dag, og NOAEL for skader på fosteret var 500 mg/kg lgv/dag (1).

I en række nyere studier af rotter, hvor moderdyrene blev eksponeret for DINP via indtagelse i drægtighedsperioden, har man observeret hormonlignende effekter af DINP på hanlig kønsudvikling tilsvarende de effekter, man har set af DEHP. Effekterne af DINP ses dog ved langt højere dosisniveauer end for DEHP (5,6,7).

Amning
Der er ikke fundet data om DINP i modermælk. Det er påvist, at en anden phthalat, di-2-ethylhexyl-phthalat (DEHP), kan overføres til nyfødte via modermælk (1).

Virkning på miljø

Spredning i miljøet
DINP frigives til miljøet ved direkte udledning til atmosfæren fra industriel produktion og anvendelse af stoffet og forarbejdning af produkter indeholdende stoffet, via spildevandsslam og via fast affald. I atmosfæren kan stoffet forekomme både på partikel- og dampform. På partikelform fjernes DINP ved aflejring. I jord forventes stoffet at bindes til partikler og at have lav mobilitet. Dermed er risikoen for udvaskning til grundvand og overfladevand meget begrænset. Fordampning fra jordoverfladen kan forekomme. I vandmiljøet bindes DIDP til opslemmet materiale og til sediment (17).

Bioakkumulering
Der er meget få data om DINPs potentiale for at ophobes i levende organismer.

Data for en anden phthalat, DEHP (di-2-ethylhexylphthalat) indikerer, at phthalater kan bioakkumulere i vand- og jordlevende organismer (1).

Nedbrydelighed
DINP er biologisk letnedbrydeligt under iltholdige forhold. Under iltfattige forhold som f.eks. i havsedimenter og spildevandsslam er biologisk nedbrydning af stoffet meget begrænset (1).

DINP på dampform nedbrydes i atmosfæren ved reaktion med hydroxylradikaler dannet via sollys. Den atmosfæriske halveringstid for stoffet ved denne nedbrydningsvej er beregnet til 16 timer. Nedbrydning af DIDP i vandmiljø via hydrolyse forventes at være uden betydning (1).

Giftighed
DINP har en lav vandopløselighed. Ved koncentrationer omkring stoffets vandopløselighed har man ikke fundet akutte effekter overfor vandlevende organismer
(1).

Andre miljøeffekter
Der ikke nogen forventning om, at DEHP kan bidrage til nedbrydning af ozonlaget, til fotokemisk ozondannelse, til næringssaltbelastning eller til den globale drivhuseffekt.

Påvirkning af bakterier
DINP udviser lav giftighed overfor mikroorganismer (15). Det vurderes, at risikoen for skadevirkninger af stoffet overfor mikroorganismer i spildevandsrenseanlæg er minimal (1).

Netværk

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dk

DK: Arbejdstilsynet, www.arbejdstilsynet.dk

EU: European Chemicals Bureau (ECB), European Commission, http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/ph_
risk/committees/sct/sct_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF), European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_en.htm

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_34365_
2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

World Health Organization (WHO), International Programme on Chemical Safety (IPCS), http://www.who.int/pcs/pcs_act.htm

International Agency for Research on Cancer (IARC), http://www.iarc.fr/

European Chemical Industry Council (CEFIC), www.cefic.be

US: National Institute of Environmental Health Sciences (NIEHS), National Toxicology Programme, http://www.niehs.nih.gov/

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html

US: Office of Environmental Health Hazard Assessment, California, http://www.oehha.ca.gov

Litteraturhenvisninger

1.  European Chemicals Bureau (ECB) Institut National de Recherche et de Sécurité (INRS). European Risk Assessment Report. 1,2-Benzenedicarboxylic acid, do-C8-10-branched alkyl esters, C9-rich and di-"isononyl" phthalate. http://ecb.jrc.it 2003;35. Available from: http://ecb.jrc.it.

Ref ID: 10146

2.  EU-Kommissionen. Kommissionens beslutning af 7. december 1999 om forbud mod markedsfoering af legetoej og smaaboernsartikler, der er beregnet til at blive puttet i munden af boern under tre aar, og som er fremstillet af bloed pvc indeholdende et eller flere af stofferne diisononylphthalat (DINP), di(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), dibutylphthalat (DBP), diisodecylphthalat (DIDP), di-n-octylphthalat (DNOP) og butylbenzylphthalat (BBP) (meddelt under nummer K(1999) 4436) (EOES-relevant tekst).
http://europa.eu.int/eur-lex/da/index.html 1999 Dec 7. Available from:
http://europa.eu.int/servlet/portail/RenderServlet?search=
DocNumber&lg=da&nb_docs=25&domain=Legislation&coll=
&in_force=NO&an_doc=1999&nu_doc=815&type_doc=Decision .

Ref ID: 10121

3.   Debat og beslutninger: "Indeholder phthalater - må ikke puttes i munden". Europa-parlamentet 2005. Available from: http://www.europarl.eu.int/omk/sipade3?PUBREF=-
//EP//TEXT+PRESS+DN-20050705-1+0+DOC+XML
+V0//DA&LEVEL=2&NAV=S&L=DA#SECTION4.

Ref ID: 10246

4.  Fødevaredirektoratet. Pressemeddelelse: Phthalater i fødevarer. www.foedevaredirektoratet.dk 2003 Nov 11. Available from:
http://www.foedevaredirektoratet.dk/Presserum/
Pressemeddelelser/Arkiv/2003/Phthalater_i_foedevarer.htm .

Ref ID: 10167

5.  Hass U, Filinska M, Kledal TS. Antiandrogenic effects of diisononyl phthalate in rats. [Abstract] Reprod Toxicol  2003;17(4):

Ref ID: 10247

6.  Borch J, Vinggaard AM, Ladefoged O. The effect of combined exposure to di(2-ethylhexyl) phthalate and diisononyl phthalate on testosterone levels in foetal rat testis. [Abstract] Reprod Toxicol  2003;17(4):

Ref ID: 10248

7.  Masutomi N, Shibutani M, Takagi H, et al.  Impact of dietary exposure to methoxychlor, genistein, or diisononyl phthalate during the perinatal period on the development of the rat endocrine/reproductive systems in later life. [Abstract] Toxicology  2003;192(2-3):

Ref ID: 10249

8.  B-værdivejledningen : oversigt over B-værdier. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2002. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2002:2

Ref ID: 5481

9.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005. Ref ID: 10214

10.  Synoptic Document. Provisional Lists of monomers and additives notified to European Commission as substances which may be used in the manufacture of plastics intended to come into contact with foodstuffs. http://cpf.jrc.it/webpack/downloads/SYNOPTIC%
20DOCUMENT(2003.04.15).pdf EUROPEAN COMMISSIONHEALTH & CONSUMER PROTECTION DIRECTORATE-GENERAL; 2003 May 13

Ref ID: 10008

11.  EU-Kommissionen. Kommissionens beslutning af 7. december 1999 om forbud mod markedsfoering af legetoej og smaaboernsartikler, der er beregnet til at blive puttet i munden af boern under tre aar, og som er fremstillet af bloed pvc indeholdende et eller flere af stofferne diisononylphthalat (DINP), di(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), dibutylphthalat (DBP), diisodecylphthalat (DIDP), di-n-octylphthalat (DNOP) og butylbenzylphthalat (BBP) (meddelt under nummer K(1999) 4436) (EOES-relevant tekst).
http://europa.eu.int/eur-lex/da/index.html 1999 Dec 7. Available from:
http://europa.eu.int/servlet/portail/RenderServlet?search=
DocNumber&lg=da&nb_docs=25&domain=Legislation&coll=
&in_force=NO&an_doc=1999&nu_doc=815&type_doc=Decision .

Ref ID: 10121

12.  Listen over uønskede stoffer 2004. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2004. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2004:8

Ref ID: 6068

13.  Det nationale program for overvågning af vandmiljøet og naturen (NOVANA) 2004-2009. Danmarks Miljøundersøgelser (DMU) 2004. Available from: http://www.dmu.dk/NR/rdonlyres/840211D1-BA78-4C4D-
A330-3DA18BDAB274/0/MFS_stofliste20050530.pdf.

Ref ID: 10250

14.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65
_list/files/P65single120205.pdf.

Ref ID: 10082

15.  European Chemicals Bureau (ECB) Institut National de Recherche et de Sécurité (INRS). Risk Assessment: 1,2-Benzenedicarboxylic acid, do-C8-10-branched alkyl esters, C9-rich and di-"isononyl" phthalate. http://ecb.jrc.it 2001. Available from: http://ecb.jrc.it.

Ref ID: 10146

16.  International Agency for Research on Cancer. IARC Monograph on Di(2-ethylhexyl) phthalate (CAS No. 117-81-7). Summary of Data reported and Evaluation. 2000. p.41; vol. 70) Available from: http://www.cie.iarc.fr/htdocs/monographs/vol77/77-01.html.

Ref ID: 10130

17.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). Diisononyl phthalate. (Reviewed by SRP on 1/31/1998). http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 1997. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS339F.htm.

Ref ID: 10151

Fodnoter

¹. NOAEL= No Observed Adverse Effect Level: Den højeste koncentration, hvor der ikke er observeret en given negativ effekt på organismen

Bilag D8 – Stofprofil for dicumylperoxid

Kort Status og Resumé 

Fokus
Dicumylperoxid anvendes i plastindustrien som tværbindingshjælper i polyethylen og som synergistisk flammehæmmer i polystyren. Organiske peroxider er generelt hud- og slimhindeirriterende. Nogle af stofferne er allergifremkaldende og har en kræftfremmende virkning (1).

Konklusion
Dicumylperoxid er irriterende ved kontakt med hud og øjne og påvirker blodkarrene i næsen ved indånding (2,3). Der er meget begrænsede data om dicumylperoxids mulige effekter på sundhed ved gentagen og længerevarende eksponering. Dicumylperoxid er under mistanke for at forårsage erhvervsbetinget astma (4). Rottestudier indikerer, at stoffet kan forårsage blodmangel ved gentagen eksponering for høje doser via føden (1). Der er begrænsede og modstridende oplysninger om dicumylperoxids evne til at fremme andre stoffers kræftfremkaldende egenskaber (5,6).

Dicumylperoxid er klassificeret som giftigt for organismer, der lever i vand; kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet (7).

På baggrund af de fundne data vurderes dicumylperoxid at kunne udgøre et sundhedsmæssigt problem i arbejdsmiljøet. Der er meget få data om eksponeringsniveauer i det ydre miljø, mens der ikke er fundet data om eksponering via forbrugerprodukter. Det er således ikke muligt at vurdere, om stoffet udgør en risiko for sundhedskadelige effekter for forbrugere og almenbefolkning eller en risiko for skadelige effekter i miljøet.

Status
Dicumylperoxid er ikke prioriteret under EUs program for risikovurdering af eksisterende stoffer..

Dicumylperoxid er ikke på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer 2000 (8). Stoffet er på Listen over farlige stoffer med klassifikationen O;R7 Xi;R36/38
N;R51/53 (kan forårsage brand, irriterer øjnene og huden, giftigt for organismer, der lever i vand; kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet) (7).

Anvendelse
Dicumylperoxid anvendes som vulkaniseringsmiddel i naturlig og syntetisk gummi, som tværbindingshjælper i polyethylen, som synergistisk flammehæmmer  (fremhæver andre flammehæmmers egenskaber) i polystyrenskum og som konserveringsmiddel i silikonegummi (3).

Eksponeringsforhold
Mennesker eksponeres hovedsageligt for dicumylperoxid i arbejdsmiljøet. Data for eksponering via det ydre miljø er yderst begrænsede men indikerer et meget lavt eksponeringsniveau. Eksponering gennem forbrugerrelaterede produkter er ikke fundet.

I arbejdsmiljøet kan eksponering for dicumylperoxid forekomme ved produktion og industriel anvendelse af stoffet. De relevante eksponeringsveje er indånding og hudkontakt. Måling af luftkoncentrationen på en polymerproducerende fabrik gav niveauer af dicumylperoxid fra 0,011 - 0,565 mg/m³ (4). Der er ikke fastsat en specifik grænseværdi for stoffet i arbejdsmiljø.

Dicumylperoxid kan frigives til det ydre miljø ved produktion og industriel anvendelse af stoffet (3). Måling af luftkoncentrationer af dicumylperoxid uden for en polymerproducerende fabrik var under analysegrænsen på 0,005 mg/m³ (4).

Effekter
Dicumylperoxid har en lav akut giftighed ved indtagelse (9). Stoffet er klassificeret som værende lokalirriterende for øjnene og huden (7). Hos arbejdere på en kemisk fabrik fandt man øget forekomst af synlige blodkar i den forreste del af slimhinden i næseskillevæggen sammenlignet med ueksponerede arbejdere (3).

Ved længerevarende/gentagen eksponering af rotter for høje doser af dicumylperoxid (3.000 mg dicumylperoxid/kg lgv¹/dag) via føden, har man observeret  påvirkning af diverse blodparametre, som resulterede i blodmangel
(1),(3). Der er ikke tegn på allergifremkaldende egenskaber ved hudeksponering for dicumylperoxid i undersøgelser med marsvin (10). Dicumylperoxid er under mistanke for at forårsage erhvervsbetinget astma (4). Der er modstridende oplysninger vedrørende dicumylperoxids evne til at fremme andre stoffers kræftfremkaldende egenskaber ved hudeksponering (5),(6). Dicumylperoxid har ikke udvist skadelige effekter på arveanlæg i studier med bakterier (11). Der er meget begrænsede data om stoffets mulige effekter på forplantningsevne og fosterudvikling.

Dicumylperoxid er klassificeret som akut giftigt for vandlevende organismer; kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet (R51/53) (7). Fundne data indikerer dog moderat akut giftighed af stoffet svarende til en klassificering som skadelig for vandlevende organismer; kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet (R52/53) Stoffet er ikke biologisk letbrydeligt. Data indikerer, at stoffet kan bioakkumulere (3,12).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen *Organisk støv

Miljø

B-værdi: Ingen data.

O;R7 Xi;R36/38 N;R51/53 (2).

Kan forårsage brand (R7), Irriterer øjnene og huden (R36/38), Giftig for organismer, der lever i vand; kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet (R51/53).

Anden regulering

Klassificering

Der er ikke fastsat et tolerabelt dagligt indtag (TDI) for dicumylperoxid eller en specifik migrationsgrænse i levnedsmidler (SML) (13).

Proposition 65 (Californien): Ikke listet (14).

Identifikation

Kemisk navn

Bis(α-α-dimethylbenzyl)peroxid

Synonymer

Dicumylperoxid

Struktur

CAS nr.

80-43-3

EINECS/ELINCS nr.

201-279-3

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

Svagt gult – hvidt fast stof.

Smeltepunkt

29 °C

Kogepunkt

ca. 130 °C (dekomponerer)

Flammepunkt 

71 °C

Damptryk

Ingen data.

Densitet

1 g/cm³

pH

Ingen relevans.

Opløselighed

< 1 g/l vand.

Log P_ow

5,5

Lugtgrænse  

Ingen data.

Anvendelse og forekomst

Dicumylperoxid anvendes som vulkaniseringsmiddel i naturlig og syntetisk gummi, som tværbindingshjælper i polyethylen, som synergistisk flammehæmmer i polystyrenskum og som konserveringsmiddel i silikonegummi (3). En synergistisk flammehæmmer fremhæver andre stoffers flammehæmmende egenskaber.

Mennesker eksponeres primært for dicumylperoxid i arbejdsmiljøet. Data for eksponering via det ydre miljø indikerer et meget lavt eksponeringsniveau. Eksponering gennem forbrugerrelaterede produkter er ikke fundet.

I arbejdsmiljø kan eksponering for dicumylperoxid forekomme ved produktion og industriel anvendelse af stoffet. De relevante eksponeringsveje er indånding og hudkontakt. På en fabrik, der producerede polymerer, hovedsageligt polyethylen, blev arbejderne eksponeret for støv, der blandt andet indeholdt dicumylperoxid. Den gennemsnitlige luftkoncentration for støv blev målt til 0,9 mg/m³, men på visse steder i fabrikken kunne værdien være langt højere. Den højeste støvkoncentration blev målt til 49 mg/m³ (1). I en nyere undersøgelse har man målt luftkoncentrationer af dicumylperoxid fra 0,011-0,565 mg/m³ i en polymer- producerende fabrik (4). Der er ikke fastsat en specifik grænseværdi for dicumylperoxid i arbejdsmiljøet. Grænseværdien for organisk støv er 3 mg/m³.

Gennemsnitsmålingen af luftkoncentrationen af støv var således under grænseværdien for organisk støv.

Dicumylperoxid kan frigives til det ydre miljø ved produktion og industriel anvendelse af stoffet (3). Målinger af luftkoncentrationer af dicumylperoxid udenfor en polymerproducerende fabrik var under analysefølsomheden på 0,005 mg/m³(4).

Brand og ophedning

Dicumylperoxid er brandfarlig, men ikke eksplosiv (1). Ved brand dannes almindelige brandgasser (15).

Dicumylperoxid er et oxiderende stof. Oxiderende stoffer er brandnærende og kan fremme og vedligeholde en brand samt befordre antændelse af brændbart materiale (16).

Virkning på Sundhed

Dicumylperoxid er et organisk peroxid. Organiske peroxider er meget reaktive, idet bindingen mellem de to iltatomer let brydes - se struktur. Herved dannes der frie radikaler. Det udnyttes positivt i polymerisationsprocessen, men de selv samme radikaler har en tendens til at påvirke organismer negativt. I det omfang der ikke er fundet data for dicumylperoxid, men data for organiske peroxider generelt, er disse beskrevet i stofprofilen for dicumylperoxid.

Optagelse og omsætning

Der er ikke fundet specifikke data om optagelse og omsætning af dicumylperoxid. Organiske peroxider kan optages gennem huden (3).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter

Dicumylperoxid har en lav akut giftighed ved indtagelse. Oral LD₅₀² (rotte) er
4.100 mg/kg lgv³ (9).

Der er ikke fundet data om akut giftighed af dicumylperoxid ved indånding og hudkontakt.

Irritation/ætsning

Dicumylperoxid er klassificeret som irriterende for øjnene og huden (7).

18 arbejdere på en kemisk fabrik blev eksponeret for dicumylperoxid. Flere arbejdere oplevede problemer med næseblod, der viste sig at være forårsaget af en øget forekomst af synlige blodkar i den forreste del af slimhinden i næseskillevæggen hos eksponerede arbejdere sammenlignet med ueksponerede arbejdere
(3).

Dicumylperoxid er forårsager bindehindekatar hos kaniner ved direkte øjenkontakt (1).

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt

Hos rotter, som blev eksponeret for høje doser dicumylperoxid (3.000 mg /kg lgv/dag) ved indtagelse), observerede man leukocytose (øget mængde af hvide blodlegemer i blodet ofte forårsaget af en infektion), som udviklede sig til leukopeni og anæmi (hhv. et unormalt lavt antal af hvide og røde blodlegemer). Halvdelen af dyrene døde i løbet af 10 dage, og alle dyr var døde efter 2,5 måned med symptomer på anæmi (1).

I en anden undersøgelse blev rotter eksponeret for dicumylperoxid igennem føden i 4 måneder (ingen angivelse af dosis). Her observerede man et fald i niveauet af hæmoglobin og antallet af røde blodlegemer samt en øgning i antallet af reticulocytter og methæmoglobin (3). Dette vil med tiden føre til blodmangel hos dyrene.

Allergi

Der var ikke tegn på allergifremkaldende egenskaber ved hudeksponering for dicumylperoxid i undersøgelser med marsvin (10). Dicumylperoxid er under mistanke for at forårsage erhvervsbetinget astma (4).

Kræft

Dicumylperoxid blev blandt fem andre organiske peroxider undersøgt for mulige kræftfremmende egenskaber. Mus blev eksponeret for stoffet på huden, idet stoffets evne til at påvirke tre kendte biomarkører for kræftfremkaldende egenskaber blev undersøgt. Ved en enkelt eksponering var dicumylperoxid det organiske peroxid, der viste den tredjestørste påvirkning af biomarkørerne, mens det  ved gentagen eksponering var det stof, der viste den største effekt (6).

Dicumylperoxid blev blandt otte andre organiske peroxider undersøgt for tumorfremmende egenskaber. Mus blev eksponeret for stoffet på huden og dicumylperoxids evne til at påvirke tre kendte biomarkører for kræftfremkaldende egenskaber blev undersøgt. Dicumylperoxid påvirkede kun een ud af tre biomarkører, og blev derfor ikke undersøgt yderligere (5).

Der er ikke fundet andre data, der kan belyse dicumylperoxids mulige kræftfremkaldende egenskaber. På baggrund af de fundne data er det ikke muligt at vurdere stoffets mulige kræftfremkaldende egenskaber hos mennesker.

Arveanlæg

Dicumylperoxid har ikke udvist skadelige effekter på arveanlæg i studier med bakterier (11).

Reproduktion

Giftigheden af dicumylperoxid samt stoffets fosterskadende effekter blev undersøgt i kyllingefostre. Stoffet blev injiceret mellem to membraner i det hulrum, der er på indersiden af ægget. Eksponering for dicumylperoxid gav anledning til misdannelser i 50 % af kyllingerne samt tilfælde af ”sene dødsfald” (3).

Amning

Der er ikke fundet oplysninger om, at dicumylperoxid forekommer i modermælk og derved medfører en risiko for spædbørn ved amning.

Virkning på miljø

Spredning i miljøet

Dicumylperoxid kan frigives til det ydre miljø ved produktion og industriel anvendelse af stoffet. I atmosfæren forventes dicumylperoxid at forekomme på dampform. I jord forventes dicumylperoxid at være immobilt, men en vis fordampning af stoffet både fra våd og tør jord forventes. I vandmiljø er dicumylperoxid overvejende bundet til opslemmet materiale og partikler i sediment, men en vis fordampning af stoffet forventes (3).

Bioakkumulering

Målinger af dicumylperoxid i karper har givet biokoncentrationsfaktorer BCF) på 137-1470. De fundne BCF-værdier og en Log P_ow på 5,5 indikerer, at dicumylperoxid kan ophobes i vandlevende organismer (3).

Nedbrydelighed

Baseret på en enkelt undersøgelse er dicumylperoxid ikke bionedbrydeligt (3).

Dicumylperoxid kan nedbrydes i atmosfæren ved reaktion med fotokemisk producerede hydroxylradikaler. Halveringstiden ved denne reaktion er estimeret til et til to døgn. Baseret på dicumylperoxids uv-absorptionsbånd kan stoffet også nedbrydes direkte ved sollys (3),(12).

Giftighed

Dicumylperoxid er klassificeret som giftig for organismer, der lever i vand; kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet (R51/53) (7). Fundne data indikerer dog moderat akut giftighed af stoffet overfor vandlevende organismer svarende til en klassificering som skadelig for vandlevende organismer; kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet (R52/53). Laveste fundne LC₅₀⁴ (96 timer) var 15,6 mg/l (12).

Andre miljøeffekter

Der er ikke nogen forventning om, at dicumylperoxid medvirker til nedbrydning af ozonlaget, til fotokemisk ozondannelse, til næringssaltbelastning eller til den atmosfæriske drivhuseffekt.

Påvirkning af bakterier

Testdata indikerer, at dicumylperoxid har lav giftighed overfor bakterier (> 1000 mg/l) og dermed ikke forårsager skadelige effekter på mikroorganismer i rensningsanlæg ved forventede eksponeringsniveauer (12).

Netværk

EU: European Chemicals Bureau (ECB),  European Commission,
http://ecb.jrc.it

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_en.htm

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/ph_
risk/committees/sct/sct_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF), European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html

US: Occupational Safety and Health Administration,
http://www.osha.gov/

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_
34365_2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

Litteraturhenvisninger

1.  Aringer L. Kriteriedokument för gränsvärden : bensoylperoxid, cyklohexanonperoxid, dikumylperoxid, metyletylketonperoxid. Solna: Arbetarskyddsverket; 1985. (Arbete och hälsa; 1985:18

2.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

3.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). Dicumylperoxide. (Reviewed by SRP on 9/18/1997). http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 1997. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS339F.htm.

4.  Spetz A, Svanström M, Ramnäs O. Determination of Dicumyl Peroxide in Workplace Air. Annual Occupational Hygiene. 2002;46(7):637-41.

5.  Hanausek M, Walaszek Z, Viaje A, LaBate M, Spears E, Farrell D, et al. Exposure of mouse skin to organic peroxides: subchronic effects related to carcinogenic potential. Only abstract available. Carcinogenesis. 2003.

6.  Conti C, Viaje A, Gimenez-Conti I, Slaga TJ, Chesner J. Induction of short-term markers of tumor promotion by organic peroxides. Only abstract available. Carcinogenesis. 1991;12:563-9.

7.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2002. (Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 439 af 3.juni 2002 om listen over farlige stoffer

8.  Listen over uønskede stoffer : en signalliste over kemikalier, hvor brugen på længere sigt bør reduceres eller stoppes. København: Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen; 2000. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2000:9

9.  The Dictionary of Substances and their Effects. http://www.rsc.org/is/database/dosehome.htm The Royal Society of Chemistry 1999; 1999. Available from:
http://www.rsc.org/is/database/dosehome.htm.

10.  Material Safety Data Sheet. Dicumyl peroxide. R.T.VANDERBILT COMPANY, INC. 2001

11.  CCRIS. Dicumyl peroxide. CASRN: 80-43-3.
http://toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/search 2003

12.  European Chemicals Bureau.  IUCLID dataset for Dicumyl peroxide, CAS No. 80-43-3. European Commission, [updated 19 Feb 2000].

13.  Synoptic Document. Provisional Lists of monomers and additives notified to European Commission as substances which may be used in the manufacture of plastics intended to come into contact with foodstuffs. http://cpf.jrc.it/webpack/downloads/SYNOPTIC%
20DOCUMENT(2003.04.15).pdf EUROPEAN COMMISSIONHEALTH & CONSUMER PROTECTION DIRECTORATE-GENERAL; 2003 May 13

14.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65
_list/files/P65single120205.pdf.

15.  Lewis Sr. RJ. Sax's Dangerous Properties of Industrial Materials. - 2: A-G. 9.ed. ed. New York, N.Y. : Van Nostrand Reinhold:  1995.

16.  Beredskabsstyrelsen. Indsatskort for kemikalieuheld 2003. Dicumenylperoxid. http://www.kemikalieberedskab.dk/ikkort
/18/ik.kort.[D].182.html 2003

Fodnoter

¹ legemsvægt

². Den dosis, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr ved indtagelse.

³ lgv = legemsvægt

⁴ Den vandkoncentration, der forårsager død hos halvdelen af de eksponerede dyr over et angivet tidsinterval

Bilag D9 – Stofprofil for Acrylsyre

Kort Status og Resumé 

Fokus

Acrylsyre er et vigtigt syntesestof i plastindustrien. Stoffets kritiske effekter er ætsning på hud og øjne og irritation i de øvre luftveje og vævsforandringer i næsens slimhinde og lugteceller ved gentagen indånding (1).

Konklusion

Samlet vurderes acrylsyre at udgøre en risiko for akutte og kroniske sundhedsskadelige effekter ved eksponering i arbejdsmiljø. Data fra undersøgelser i dyr indikerer at gentagen eksponering for acrylsyre via indånding
i koncentrationer tæt på grænseværdien for stoffet kan forårsage skader i de øvre luftveje. Eksponering af forbrugere og almenbefolkning for acrylsyre vurderes ikke at udgøre en sundhedsrisiko.

Visse industrielle aktiviteter, hvor acrylsyre indgår som syntesestof, kan indebære en risiko for skadevirkning lokalt i vandmiljø og renseanlæg ved udledning af spildevand.

Status

EU kommissionen har gennemført en risikovurdering af acrylsyre. For arbejdstagere konkluderer man, at der er risiko for akut luftvejsirritation og ætsning ved indånding og risiko for lokale effekter i øvre luftveje og system ved gentagen eksponering. Dette forhold gælder ved produktion og anvendelse af acrylsyre og acrylatbaserede klæbestoffer. Man vurderer, at forbrugere og almenbefolkning ikke er udsat for acrylsyre i sundhedsfarlige koncentrationer. I forhold til miljøet konkluderer man, at acrylsyre kan udgøre en risiko for vandmiljø og spildevandsrenseanlæg omkring punktkilder ved produktion af superabsorberende polymerer (SAP) og ved vådpolymerisation (1). Klassificering af acrylsyre er ændret fra R10 Xn;21/22 C;R35 N;R50 (brandfarlig, farlig ved hudkontakt og indtagelse, alvorlig ætsningsfare, meget giftig for vandlevende organismer) til R10 Xn;R20/21/22 C;R35 N;R50 (brandfarlig, farlig ved indånding, hudkontakt og indtagelse, alvorlig ætsningsfare, meget giftig for vandlevende organismer) (2).

Acrylsyre er ikke optaget på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer (3).

Anvendelse

Acrylsyre indgår som monomer ved fremstilling af polyacrylsyre og polyakrylsyresalte og ved fremstilling af polyacrylater. Polymerer og copolymerer af acrylsyre og acrylsyreestere (polyacrylater) har en lang række anvendelser. De væsentligste anvendelser i EU er i dispersioner (maling, lak, klæbestoffer mv.), ved fremstilling af superabsorberende polymerer (SAP), i tekstil- og læderbehandlingsmidler og ved fremstilling af acrylfibre. Acrylsyre indgår også direkte som ingrediens ved fremstilling af klæbestoffer, maling, bindemidler og trykfarver (1).

Eksponeringsforhold

Den væsentligste eksponering af mennesker for acrylsyre forekommer i arbejdsmiljøet ved indånding af dampe og hudkontakt. Der er begrænsede anvendelige målinger af stoffet i arbejdsmiljøet. Ved brug af en model er der beregnet et eksponeringsniveau via indånding ved fremstilling og anvendelse af klæbestoffer på fra 15 gange under grænseværdien for stoffet og op til ca. to gange grænseværdien. Beregningerne er baseret på, at der anvendes  punktudsugning. Hudeksponering i arbejdssituationer forventes at være meget lav, idet der generelt anvendes handsker ved håndtering af ætsende og irriterende stoffer og produkter (1).

Forbrugere eksponeres for acrylsyre via restmonomerer i hygiejneartikler som papirhåndklæder, bind og bleer og via klæbestoffer, lim og maling. Forbrugeres eksponering for acrylsyre ved indånding af dampe fra UV-hærdende lime er beregnet til 0,542 mg/m³ under brug svarende til ca. en tiendedel af grænseværdien i arbejdsmiljø. Optagelse af acrylsyre ved hudkontakt med blebukser er beregnet til 1,8 * 10^-4 mg/kg lgv¹/dag for nyfødte (~ 700 gange mindre end TDI) og 6,0 * 10^-5 mg/kg lgv/dag (~ 1.600 gange mindre end TDI) for et 1-års barn (1).

Der er kun ganske få målinger af acrylsyre i miljøet. Ved hjælp af en model er regionale baggrundskoncentrationer af acrylsyre beregnet til 4,0 * 10^-4 mg/l i vandmiljøet og 2,0 * 10^-6 mg/m³ i atmosfærisk luft. Lokalt i nærheden af industri kan koncentrationen af acrylsyre være væsentligt højere (1).

Mennesker kan eksponeres for acrylsyre via miljøet lokalt ved indtagelse af plantedele og regionalt ved indtagelse af drikkevand. En daglig indtagelse på
0,05 mg/kg lgv/dag er beregnet for lokal eksponering via indtagelse af plantedele. Regional eksponering for acrylsyre via drikkevand er beregnet  til 1,51 * 10^-5

mg/kg lgv/dag (~ 6.600 gange mindre end TDI) (1).

Effekter 
Ren acrylsyre er et meget reaktivt kemisk stof, der virker stærkt ætsende. Stoffet kan ved direkte kontakt forårsage akut skadelig effekt lokalt. Ved gentagen indånding forårsager acrylsyre vævsforandringer i næseslimhinden og lugteceller. Det laveste, observerede koncentrationsniveau (LOAEC²) for denne effekt er hos mus 5 ppm (15 mg/m³) svarende til 3 gange grænseværdien for acrylsyre i arbejdsmiljø og hos rotter 75 ppm (221 mg/m³) svarende til 44 gange grænseværdien (1). US EPA³ har på baggrund af de nævnte undersøgelser i rotter og mus beregnet en reference-koncentration (RfC) for daglig, kontinuerlig og livslang indånding af acrylsyre på 0,001 mg/m³ svarende til 0,0003 ppm. Ved dette eksponeringsniveau, vurderer man, at der ikke er væsentlig risiko for skadelige effekter (4).

I vandmiljøet udviser acrylsyre meget høj akut giftighed overfor alger. I standardtest påvirkes alger ved koncentrationer under 0,1 mg/l. Stoffet har også høj akut giftighed overfor visse mikroorganismer (5).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen

Miljø

B-værdi:  Ikke fastsat (6).

Klassificering

R10 Xn;R20/21/22 C;R35 N;R50 (7).

Brandfarlig (R10); Farlig ved indånding, ved hudkontakt og ved indtagelse (R20/21/22); Alvorlig ætsningsfare (R35); Meget giftig for organismer, der lever vand (R50).

Anden regulering

Der er ikke fastsat en specifik migrationsgrænse (SML) for acrylsyre i levnedsmidler. Der er fastsat en TDI (tolerabel daglig indtagelse) på 0,1 mg/kg lgv
(8).

Proposition 65 (Californien): Ikke listet (9).

Identifikation

Kemisk navn

Acrylsyre

Synonymer

Ethylencarboxylsyre, propensyre

Struktur

CAS nr.

79-10-7 (1)

EINECS/ELINCS nr.

201-177-9

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

Klar, farveløs væske med karakteristisk skarp lugt.

Smeltepunkt

14 °C

Kogepunkt

141 °C

Flammepunkt

48 - 55 °C

Damptryk

3.8 hPa ved 20 °C

Densitet

1,0621 g/cm ³  (20 °C)

pH

Ætsende

Opløselighed

Vand: 1 kg/l (25°C). Fuldt vandopløselig.

Blandbar med ethanol, diethylether, benzen og chloroform.

Log P_ow  

0,46 ved 25 °C

Lugtgrænse

1,1 ppm

Anvendelse og Forekomst

Acrylsyre er et vigtigt industrielt syntesestof. Stoffet indgår enten direkte som monomer ved fremstilling af polyacrylsyre og herunder polyacrylsyre-salte eller som intermediat ved fremstilling af acrylatestere, som polymeriseres til polyacrylater. Polymerer og copolymerer af acrylsyre og acrylsyreestere (polyacrylater) anvendes ved fremstilling af superabsorberende polymerer (SAP) primært til brug i hygiejneartikler, som bindemidler mv. i maling, lak og klæbestoffer, som kompleksbindere i vaske-/rengøringsmidler, som flokkuleringsmidler ved vandbehandling, ved overfladebehandling af papir, tekstiler og læder og ved fremstilling af acrylfibre, acrylatgummi, latex og materialer til fødevareemballage, i tandlægematerialer og cement ved knogleoperationer mv. Acrylsyre indgår også direkte som ingrediens og forekommer som restmonomer i klæbestoffer, maling, bindemidler og trykfarver
(1).

Den væsentligste eksponering af mennesker for acrylsyre forekommer i arbejdsmiljøet ved indånding og hudkontakt. Der er begrænsede anvendelige målinger af stoffet i arbejdsmiljøet. Ved fremstilling af klæbestoffer (1 - 10 % akrylsyre) er der ved hjælp af en model beregnet et eksponeringsniveau via indånding på 0,375 til 2,25 mg acrylsyre/m³ svarende til 15 gange under grænseværdien for stoffet i arbejdsmiljø op til ca. halvdelen af grænseværdien. Ved anvendelse af klæbestoffer er beregnet et eksponeringsniveau på 1,5 til 9 mg acrylsyre/m³ svarende til ca. en fjerdedel af grænseværdien og op til ca. det dobbelte af grænseværdien. Begge estimater forudsætter punktudsugning. Hudeksponering i arbejdssituationer forventes at være meget lav, idet der generelt anvendes handsker ved håndtering af ætsende og irriterende stoffer og produkter (1).

Forbrugere eksponeres for acrylsyre via restmonomerer i hygiejneartikler som papirhåndklæder, bind og bleer og via klæbestoffer, lim og maling. Forbrugeres eksponering for akrylsyre ved indånding af dampe fra UV-hærdende lime er beregnet til 0,542 mg/m³ under brug. Optagelse af akrylsyre ved hudkontakt med blebukser er beregnet til 0,00018 mg/kg lgv/dag (~ 700 gange under TDI) for nyfødte og 0,00006 mg/kg lgv/dag (~ 1.600 gange under TDI) for et 1-års barn
(1).

Acrylsyre spredes til det ydre miljø ved produktion og anvendelse af stoffet. Spredningen forekommer hovedsagelig via spildevand og i mindre omfang via atmosfærisk udledning. Udledning til miljøet kan desuden ske ved migration af  acrylsyre-restmonomer i færdige produkter. Der er kun ganske få målinger af acrylsyre i miljøet. Regionale baggrundskoncentrationer af acrylsyre i atmosfærisk luft er beregnet til 4,0 * 10^-4 mg/l i vandmiljøet og 2,0 * 10-6 mg/m³. Lokalt i nærheden af industri, som anvender vådpolymerisation, er der beregnet en acrylsyrekoncentration i vandmiljø på mellem 4,0 * 10-3 mg/l og 10 mg/l. Ved produktion af SAP er beregnet en koncentration lokalt i vandmiljø på 0,34 mg/l. I spildevandsudledninger fra industri er målt acrylsyrekoncentrationer på langt over 100 mg/l (1).

Mennesker kan eksponeres for acrylsyre via miljøet lokalt ved indtagelse af plantedele og regionalt ved indtagelse af drikkevand. Der er beregnet en indtagelse på 0,05 mg/kg lgv/dag ved lokal eksponering via indtagelse af plantedele. Regional eksponering for acrylsyre via drikkevand er beregnet  til 1,51 * 10^-5 mg/kg lgv/dag (~ 6.600 gange under TDI) (1).

Brand og ophedning

Acrylsyre er brandbar. Ved opvarmning af stoffet til flammepunktet (48 - 55 °C) og derover dannes eksplosive blandinger med atmosfærisk luft (10,11). Der er ikke fundet data om forbrændingsprodukter.

Virkning på Sundhed

Optagelse og omsætning
Acrylsyre kan optages via lunger, hud og mavetarmkanal hos både dyr og mennesker. Hos rotter og mus optages stoffet hurtigt ved indånding og indtagelse, mens graden af hudoptagelse afhænger af opløsningsmiddel og koncentration (1). Mavetarmkanalen er tilsyneladende den væsentligste optagelsesvej for indåndet acrylsyre, idet stoffet opløses i slimen i de øvre luftveje og derefter transporteres tilbage til svælget, hvor det synkes (12). Optaget acrylsyre fordeles i hele kroppen. Hos mus omdannes acrylsyren hurtigt, primært i lever og nyrer, og udskilles som kuldioxid (CO₂) via udåndingsluften. Små mængder af omdannelsesproduktet 3-hydroxypropionsyre, men ikke uomdannet acrylsyre, kunne måles i urinen. Der er ikke data om halveringstider for stoffet i kroppen (1). Direkte kontakt med acrylsyre kan medføre vævsskader  lokalt (1).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter
Der er ingen data om akutte effekter af acrylsyre i mennesker. Ren acrylsyre er et meget reaktivt kemisk stof, der virker stærkt ætsende i kontakt med biologisk materiale. Stoffet kan lokalt forårsage akut skadelig effekt ved indtagelse og hud- og øjenkontakt.

Forskellige dyrestudier med acrylsyre viser forskel i giftighed ved indtagelse. LD₅₀⁴ (rotte) varierer mellem 140 mg/kg og 1400 mg/kg afhængig af koncentrationen af acrylsyre (1). Acrylsyre er klassificeret som farlig ved indtagelse (Xn;R22).

Ved studier i kaniner er der fundet en LD₅₀ på 640 mg/kg ved eksponering for acrylsyre på huden (1). Acrylsyre er klassificeret som farlig ved hudkontakt (Xn;R21).

I et rottestudie er der fundet en LC₅₀⁵-værdi ved fire timers inhalation på 3,6 til > 5,1 mg/l (1). Acrylsyre er således klassificeret som farlig ved indånding (Xn;R20).

Irritation/ætsning
Oplysninger om uheld på arbejdspladser viser, at acrylsyre forårsager ætsninger på hud ved direkte kontakt og irritation i luftveje hos mennesker. Undersøgelser i kaniner viser, at ren acrylsyre forårsager alvorlige ætsninger på hud. En 50-% vandig opløsning resulterer i vævsdød på kaninhud efter et minut, mens en 10-% vandig opløsning resulterer i hudirritation efter fem minutter (1).

Hos kaniner forårsager acrylsyre alvorlige, kroniske øjenskader (1).

Acrylsyre er klassificeret som alvorligt ætsende (C;R35).

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt
Der er ikke fundet data om effekter af acrylsyre i mennesker ved gentagen eksponering. Gentagen indtagelse af stoffet via mavesonde over en periode på 90 dage forårsagede hos rotter dosisafhængig øget dødelighed, irritation og sårdannelse i mavesækken og nyreskader. Det laveste, observerede dosisniveau for de nævnte effekter (LOAEL⁶) blev fundet at være 150 mg/kg lgv/dag. Der er ikke observeret effekter ved gentagen eksponering via drikkevand (1).

Ved gentagen ekponering af mus og rotter for acrylsyre via indånding har man observeret skader på næseslimhinden og lugteceller ved 5 ppm (15 mg/m³) (ca. tre gange grænseværdien for stoffet i arbejdsmiljø) hos mus og 75 ppm (221 mg/m³) (ca. 44 gange grænseværdien) hos rotter (1). US EPA⁷ har på baggrund af de nævnte undersøgelser i rotter og mus beregnet en reference-koncentration (RfC) for daglig, kontinuerlig og livslang indånding af acrylsyre på 0,0003 ppm svarende til 0,001 mg/m³. Ved dette eksponeringsniveau, vurderer man, at der ikke er væsentlig risiko for skadelige effekter (4).

Gentagen hudkontakt med acrylsyre via huden i koncentrationer > 1 % forårsager hos mus hudirritation (1).

Allergi
Man har ikke set allergi i dyreforsøg ved udsættelse for ren acrylsyre. Dog er der observeret hudallergi hos mennesker. Man formoder, at årsagen er urenheder i acrylsyren. Der er ikke observeret luftvejsallergi hos mennesker ved eksponering for acrylsyre (1).

Samlet vurderes det, at ren acrylsyre ikke er allergifremkaldende ved hudkontakt og indånding.

Kræft
Der er ikke data om mulige kræftfremkaldende effekter af acrylsyre hos mennesker.

Der er ikke observeret indikationer på kræftfremkaldende effekter af acrylsyre i en undersøgelse med rotter eksponeret for stoffet via indtagelse og en undersøgelse i mus eksponeret for stoffet ved hudkontakt (1,13). Det internationale kræftforskningsinstitut IARC vurderer, at det på baggrund af foreliggende data ikke er muligt at klassificere acrylsyre i forhold til mulige kræftfremkaldende effekter (gruppe 3) (14).

Samlet er der ikke indikationer for, at acrylsyre har kræftfremkaldende effekt.

Arveanlæg
På baggrund af undersøgelser i cellesystemer og dyr vurderer man, at det er usandsynligt, at acrylsyre kan forårsage skader på arveanlæg (1).

To studier af acrylsyres mulige effekter på forplantningsevnen hos rotter ved indtagelse viste ingen reproduktionsskadende effekt. Der var indikation af reduceret tilvækst hos ungerne efter fødslen ved dosisniveauer, der også forårsagede reduceret fødeindtagelse og vægtforøgelse hos mødrene. Der blev ikke observeret misdannelser hos ungerne. Det dosisniveau, hvor der ikke kunne iagttages effekter på tilvækst hos ungerne, blev fundet at være 460 mg/kg lgv/dag. Der blev ikke observeret skadelige effekter af acrylsyre på fosterudvikling eller udvikling af unger efter fødslen i et studie hhv. med rotter og kaniner eksponeret via indånding (1).

Det foreliggende datagrundlag giver ikke grundlag for at klassificere acrylsyre for skadelige effekter på forplantning og fosterudvikling (1).

Amning

Reproduktion

Der er ikke fundet oplysninger om, at acrylsyre forekommer i modermælk og derved medfører en risiko for spædbørn ved amning.

Virkning på miljø

Spredning i miljøet

Spredning af acrylsyre i miljøet kan forventes i forbindelse med produktion og bearbejdning af stoffet. Spredningen forekommer hovedsagelig via spildevand og
i mindre omfang via atmosfærisk udledning. Udledning til miljøet kan desuden ske ved migration af acrylsyre i form af restmonomerer i færdige produkter.

I atmosfæren forventes acrylsyre helt overvejende at forekomme på dampform, hvor stoffet primært nedbrydes ved reaktion med hydroxylradikaler dannet via sollys. Acrylsyre forventes ikke at bindes til opslemmede partikler og sediment i vandmiljøer. Graden af binding af acrylsyre til jordpartikler og dermed mobilitet afhænger af jordtypen. Høj mobilitet i jord kan indebære en risiko for udvaskning af stoffet til grundvand og vandmiljøer (1,5).

Bioakkumulering

Der er ikke nogen forventning om, acrylsyre kan opkoncentreres i levende organismer og i fødekæder (1,5),(15).

Nedbrydelighed

Acrylsyre er biologisk letnedbrydeligt i standardtest under iltrige forhold. Andre testdata indikerer, at stoffet også er letnedbrydeligt under iltfattige forhold (1,5).

I atmosfæren nedbrydes acrylsyre ved reaktion med hydroxylradikaler dannet via sollys; den estimerede halveringstider for stoffet er ca. 2 døgn. Nedbrydning direkte via sollys kan også være en mulighed. I vandmiljøer er acrylsyre stabilt overfor hydrolyse. Nedbrydning i vandfasen via reaktion med hydroxylradikaler dannet via sollys foregår kun langsomt (1,5).

Giftighed

Undersøgelser af acrylsyres effekter overfor vandlevende organismer viser, at alger er de mest følsomme organismer både ved enkelt og ved gentagen eksponering for stoffet. Acrylsyre udviser meget høj akut giftighed overfor alger og moderat akut giftighed overfor fisk og daphnier. EC₅₀-værdier⁸ for akut giftighed i alger er i de fleste undersøgelser under 0,1 mg/l, mens EC₅₀-værdier for akut giftighed i daphnier varierer fra 47 mg/l til over 700 mg/l. Hos fisk er observeret LC₅₀-værdier⁹ varierende fra 27 mg/l til 315 mg/l  (1).

Andre miljøeffekter

Der er ikke nogen forventning om, at acrylsyre medvirker til nedbrydning af ozonlaget, bidrager til fotokemisk ozondannelse, til næringssaltbelastning eller til den atmosfæriske drivhuseffekt

Påvirkning af bakterier
Acrylsyre udviser varierende giftighed overfor bakterier og encellede organismer.

Stoffet har høj akut giftighed overfor visse mikroorganismer. I EUs risikovurdering af stoffet konkluderer man, at der lokalt ved punktkilder kan være risiko for skadelige effekter på mikroorganismer i spildevandsrenseanlæg (1).

Netværk

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dk

DK: Arbejdstilsynet, www.arbejdstilsynet.dk

DK: Arbejdsmiljøinstituttet, www.ami.dk/

DK: Danmarks Miljøundersøgelser, www.dmu.dk/forside.asp

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_en.htm

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/
ph_risk/committees/sct/sct_en.htm

EU: European Chemicals Bureau (ECB), European Commission, http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/

European Chemical Industry Council (CEFIC), www.cefic.be

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_
34365_2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

US: American Conference of Governmental Hygienists (ACGIH), http://www.acgih.org/home.htm

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html

Office of Environmental Health Hazard Assessment, California, http://www.oehha.ca.gov

World Health Organization (WHO), International Programme on Chemical Safety (IPCS), http://www.who.int/pcs/pcs_act.htm

International Agency for Research on Cancer (IARC), http://www.iarc.fr/

Litteraturhenvisninger

1.  European Chemicals Bureau (ECB). European Union Risk Assessment Report. Acrylic Acid.  2002.

2.  EU-Kommissionen. Kommissionens direktiv 2001/59/EF af 6. august 2001 om 28. tilpasning til den tekniske udvikling af Rådets direktiv 67/548/EØF om tilnærmelse af lovgivning om klassificering, emballering og etikettering af farlige stoffer (EØS-relevant tekst). http://europa.eu.int/eur-lex/da/index.html 2001 Aug 6. Available from:
http://europa.eu.int/servlet/portail/RenderServlet?search=
DocNumber&lg=da&nb_docs=25&domain=Legislation&coll=
&in_force=NO&an_doc=2001&nu_
doc=59&type_doc=Directive .

3.  Miljøstyrelsen. Listen over uønskede stoffer. http://www.mst.dk 2000;Orientering fra miljøstyrelsen Nr. 9 2000:

4.  IRIS - Integrated Risk Information System. Acrylic acid.
http://csi.micromedex.com EPA (US); 2003. Available from: http://csi.micromedex.com/DATA/IR/IR0002.HTM?Top=Yes.

5.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). Acrylic acid. (Reviewed by SRP on 5/20/1999). http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS1421.htm 1999. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS1421.htm.

6.  B-værdivejledningen : oversigt over B-værdier. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2002. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2002:2

7.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

8.  Synoptic Document. Provisional Lists of monomers and additives notified to European Commission as substances which may be used in the manufacture of plastics intended to come into contact with foodstuffs. http://cpf.jrc.it/webpack/downloads/SYNOPTIC
%20DOCUMENT(2003.04.15).pdf EUROPEAN COMMISSIONHEALTH & CONSUMER PROTECTION DIRECTORATE-GENERAL; 2003 May 13

9.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65_list/files/P65single120205.pdf.

10.  Lewis Sr. RJ. Sax's Dangerous Properties of Industrial Materials. - 2: A-G. 9.ed. ed. New York, N.Y. : Van Nostrand Reinhold:  1995.

11.  Beredskabstyrelsen. Indsatskort for kemikalieuheld, akrylsyre. http://www.kemikalieberedskab.dk 2003. Available from: http://www.kemikalieberedskab.dk/ikkort/11/ik.kort.[A].11.html.

12.  American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH). Acrylic Acid: TLV® Chemical Substances 7th Edition Documentation. http://www.acgih.org/store/BrowseProducts.cfm?type=cat&id=16 2001

13.  IARC monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans. - 71: Re-evaluation of some organic chemicals, hydrazine and hydrogen peroxide. Part 3. Lyon: World Health Organization, International Agency for Research on Cancer; 1999. p.933

14.  IARC monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans. - 71: Re-evaluation of some organic chemicals, hydrazine and hydrogen peroxide. Part 3. Lyon: World Health Organization, International Agency for Research on Cancer; 1999. p.933

15.  The Royal Society of Chemistry. The Dictionary of Substances and their Effects: Acrylic acid. http://pubs.rsc.org/CFDOSE 1999. Available from:
http://pubs.rsc.org/CFDOSE.

Fodnoter

¹ legemsvægt

² LOAEC = Lowest observed adverse effect concentration

³ United States Environmental Protection Agency

⁴. Den dosis, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr ved indtagelse.

⁵. Den koncentration, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr ved indånding

⁶ LOAEL = Lowest observed adverse effect level

⁷. United States Environmental Protection Agency

⁸ Den koncentration i vand, der forårsager effekt hos halvdelen af de eksponerede individer.

⁹ Den koncentration i vand, der forårsager dødsfald hos halvdelen de eksponerede dyr.

Bilag D10 – Stofprofil for tetrabromobisphenol A

Kort Status og Resumé 

Fokus
Tetrabromobisphenol A (TBBPA) hører til stofgruppen bromerede flammehæmmere. Bromerede flammehæmmere er i myndigheders og mediers fokus på baggrund af viden om en diffus spredning i havmiljø og en stigende forekomst i modermælk af visse af stofferne. Det indikerer, at stofgruppen ophobes i levende organismer og opkoncentreres i fødekæderne. Der kan ikke konkluderes noget generelt om bromerede flammehæmmeres effekter på sundhed og miljø. Visse bromerede flammehæmmere er under mistanke for forårsage kræft og at have hormonforstyrrende effekter - herunder at kunne være årsag til skader på fertilitet og fosterudvikling hos mennesker.

Konklusion
Data om TBBPAs mulige sundhedseffekter indikerer, at stoffet optages næsten fuldstændigt over mave-tarmkanalen og har en kort halveringstid i kroppen på mindre end tre dage. På baggrund af dyrestudier har stoffet en lav giftighed ved enkel og gentagen eksponering. Samlet er stoffet generelt vurderet til ikke at udgøre en sundhedsrisiko (1,2,3,4). En ny undersøgelse med rotter fra 2005 indikerer dog, at TBBPA kan forårsage skader på fosterudvikling (5). Det er samtidig bekymrende, at visse bromerede flammehæmmere og herunder TBBPA måles i stigende koncentrationer i mennesker, bla. i brystmælk (3,6). Det tyder på at eksponeringen er højere end antaget, eller at halveringstiden for udskillelse af stoffet er højere end antaget.

Biokoncentrationsværdier for TBBPA fra 20 – 3200 indikerer, at stoffet har et moderat til højt potentiale for at ophobes i vandlevende organismer. Stoffet udskilles dog samtidig relativt hurtigt med en halveringstid på mindre end én dag i fisk. TBBPA er ikke biologisk letnedbrydeligt. TBBPA kan i miljøet omdannes til TBBPA-dimethylether, som er et mere fedtopløseligt stof. TBBPA-dimethylether er fundet i fisk og skaldyr i Japan i størrelsesordnen få mg/kg. TBBPA har en meget høj giftighed overfor vandlevende organismer og vurderes at kunne forårsage uønskede langtidsvirkninger i miljøet (3,7).

Status
TBBPA er under risikovurdering i EU. Der foreligger et udkast til en risikovurdering af stoffet i forhold til effekter hos mennesker. Her konkluderes det, at der ikke er behov for yderligere data eller risikoreduktionstiltag udover de allerede iagttagne. Denne konklusion gælder både eksponering af arbejdstagere, forbrugere og almenbefolkning. TBBPA er ikke klassificeret for miljø- og sundhedseffekter. I rapportudkastet foreslås det, at TBBPA klassificeres
N;R50/53 (Meget giftig for organismer, der lever i vand; kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet) (4).

Persistente, bioakkumulerende eller giftige bromerede flammehæmmere herunder TBBPA er på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 på baggrund af en politisk målsætning om afvikling (8).

Anvendelse
TBBPA anvendes som flammehæmmer i plast-, papir- og tekstilindustrien. Stoffet anvendes hovedsagelig som en ’reaktiv flammehæmmer’, der kemisk binder til materialet. I mindre grad anvendes TBBPA som ’additiv flammehæmmer’, der fysisk binder til materialet (9).

I plastindustrien indgår TBBPA primært ved produktion af epoxy- og polycarbonatresiner samt umættede polyestere, der blandt andet anvendes i hhv. print-plader, belysningsarmaturer og til indkapsling af elektrisk udstyr. Stoffet anvendes i mindre grad ved overfladebehandling eller i produktion af polystyren og phenolresiner (9).

Eksponeringsforhold  
Mennesker kan eksponeres for TBBPA i arbejdsmiljøet, som forbrugere og indirekte via det ydre miljø.

I arbejdsmiljøet sker eksponering for TBBPA ved produktion og anvendelse af stoffet og ved brug og bortskaffelse af produkter, som indeholder stoffet.

De højeste koncentrationer af TBBPA er målt i produktionen af polymerer, hvor der er målt en koncentration på 12.000 μg/m³ (8 timers tidsvægtet gennemsnit). I kontormiljøer med computere er der målt TBBPA i meget lavere koncentrationer – under 1,0 * 10^-3 μg/m³ (3). Der er ikke fastsat en specifik grænseværdi for TBBPA i arbejdsmiljøet.

Forbrugere anvender ikke TBBPA direkte, men idet stoffet indgår i plastprodukter, møbelstoffer og papir er der en potentielt risiko for eksponering. Eksponeringen forventes dog at være meget begrænset. Almenbefolkningen kan eksponeres for TBBPA via fødevarer, idet omdannelsesproduktet TBBPA-dimethylether er fundet i fisk og skaldyr i få mg/kg. I en nyere, japansk undersøgelse fra 2001 er der målt gennemsnitsværdier af TBBPA i blodserum på 2,4 μg/kg fedt hos voksne japanere. Tilsvarende norske målinger fra 1999 viser en TBBPA-koncentration på 0,65 μg/kg fedt. TBBPA er også målt i modermælk. Målinger af TBBPA i mennesker indikerer, at eksponeringen for stoffet er stigende (3,4,7).

Effekter
I undersøgelser med dyr udviser TBBPA lav akut giftighed ved indtagelse, indånding og hudkontakt (3).

Der er ikke fundet information om effekter af TBBPA hos mennesker. TBBPA har på baggrund af standardundersøgelser i dyr en lav giftighed ved enkel og gentagen eksponering. I en helt ny undersøgelse fra 2005 med rotter, som blev eksponeret for TBBPA via foderet i doser på 3-3000 mg/kg lgv, er en lang række parametre er undersøgt. Denne undersøgelse indikerer, at TBBPA kan forårsage skadelige effekter på udvikling af høreorganet hos fostre, - muligvis via hormonforstyrrende effekter (5).

Reagensglasstudier viser, at TBBPA har tyroxinlignende effekter. Tyroxin er et skjoldbruskkirtelhormon. TBBPA kan dermed potentielt have hormonforstyrrende egenskaber. Reagensglasstudier har endvidere vist, at TBBPA kan hæmme optagelsen af nervesignalstoffer. Der kan indtil videre ikke drages konklusioner om betydningen af dette i levende dyr (4).

TBBPA udviser i standardtest høj akut giftighed overfor vandlevende organismer. Stoffet er ikke biologisk letnedbrydeligt. Data indikerer samlet, at stoffet kan ophobes i levende organismer (10),(11).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen * Organisk støv

Miljø

B-værdi: Ingen data.

Klassificering

TBBPA er ikke klassificeret for miljø- eller sundhedseffekter (12).

Anden regulering

Der er ikke fastsat et tolerabelt dagligt indtag (TDI) eller en specifik migrationsgrænse i levnedsmidler (SML) (13).

TBBPA er kategoriseret af SCF (Scientific Committee on Food) som et stof, der ikke bør anvendes i fødevareemballage (13).

USA: ACGIH (American Conference of Governmental Industrial Hygienist) har anbefalet en grænseværdi på 10 mg/m³ (baseret på et tidsvægtet gennemsnit (tidsperiode ikke angivet)) (3).

Persistente, bioakkumulerende eller giftige bromerede flammehæmmere herunder TBBPA er på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 på baggrund af en politisk målsætning om afvikling (8).

Proposition 65 (Californien): Ikke listet (14).

Identifikation

Kemisk navn

Tetrabromobisphenol A

Synonymer

2,2',6,6'-tetrabrom-4,4'-isopropylidendiphenol; tetrabromodihydroxydiphenylpropane; TBBPA

Struktur

CAS nr.

79-94-7

EINECS/ELINCS nr.

201-236-9

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

Off-white pulver

Smeltepunkt

180-184 °C

Kogepunkt

ca. 316 °C (dekomponerer ved 200-300°C)

Flammepunkt

Ikke anvendelig - flammehæmmer

Damptryk

< 1,19 * 10^–5 Pa ved 20 °C

Densitet

2,1 g/ml

pH

Ikke relevant

Opløselighed 

Vand: 0,24 mg/l ved 25 °C. Opløselig i acetone og methanol.

Log P_ow  

5,9

Lugtgrænse

Ingen data

Anvendelse og Forekomst

Tetrabromobisphenol A (TBBPA) anvendes som flammehæmmer i plast-, papir- og tekstilindustrien. TBBPA er den flammehæmmer, der produceres i de største mængder (15). Stoffet anvendes primært som ’reaktiv flammehæmmer’, der kemisk binder til materialet. TBBPA anvendes i mindre grad som ’additiv flammehæmmer’, der fysisk binder til materialet (9).

Ved anvendelse som ’reaktiv flammehæmmer’ forventes TBBPA i højere grad at være immobil i en polymermatrix end ved anvendelse som ’additiv flammehæmmer’. Der er dog små mængder, der ikke bindes til polymeren og derved kan migrere ud af plasten (16).

TBBPA indgår som ’reaktiv’ flammehæmmer i produktionen af epoxy- og polycarbonatresiner samt umættede polyestere. TBBPA anvendes i mindre omfang som ’additiv flammehæmmer’ ved overfladebehandling eller i produktion af blandt andet polystyren og phenolresiner (9). Flammehæmmede epoxyresiner, polycarbonater og polyestere anvendes blandt andet i printplader, belysningsarmaturer og til indkapsling af elektrisk udstyr (9). I tekstilindustrien påføres TBBPA bl.a. tæppestoffer og kontormøbler (17). TBBPA anvendes endvidere ved syntese af andre flammehæmmere (3).

Mennesker eksponeres for TBBPA i arbejdsmiljøet, som forbrugere og indirekte via det ydre miljø.

I arbejdsmiljø kan eksponering for TBBPA forekomme ved produktion og industriel anvendelse af stoffet og ved brug og bortskaffelse af produkter, som indeholder stoffet. De relevante eksponeringsveje er indånding og hudkontakt. Nyere målinger fra England viser, at de højeste luftkoncentrationer af TBBPA forekommer ved polymerproduktion. Her er der målt en koncentration på 12.000 μg/m³ (8 timers tidsvægtet gennemsnit). I kontormiljøer med computere er TBBPA også fundet i luften, men i meget lavere koncentrationer – under 1,0 * 10-3 μg/m³. Der er ikke fastsat en specifik grænseværdi for TBBPA, som de nævnte eksponeringsniveauer kan sættes i forhold til. Nyere svenske undersøgelser af computerteknikere viser et TBBPA-indhold i blodserum på < 0,5 – 3,8 μg/kg lipid (3,4).

Forbrugerne kan eksponeres for TBBPA via plastprodukter, elektronisk udstyr og møbelstoffer m.v., hvor stoffet indgår. Eksponeringen, som kan forekomme ved kontakt med støv fra de nævnte produktertyper, vurderes at være meget begrænset (3),(4,7).

TBBPA frigives til miljøet ved produktion og industriel anvendelse og ved brug og bortskaffelse af produkter, der indeholder stoffet. Eksponeringen af almenbefolkningen sker både som forbrugere via plastprodukter og elektronisk udstyr og via miljø og forurenede fødevarer. TBBPA er blandt andet fundet i sedimentprøver i nærheden af plastindustri, som anvender stoffet (16). Methyleret TBBPA er fundet i fisk og skaldyr. Prøver udtaget i Japan viste niveauer på 8,0 - 46 μg methyleret TBBPA/kg fisk (vådvægt) (3).

TBBPA er også fundet i mennesker. I en undersøgelse fra 2001 er der målt gennemsnitsværdier af TBBPA i blodserum fra den japanske befolkning på 2,4 μg/kg fedt. I en norsk undersøgelse af TBBPA-indholdet i blodprøver taget i perioden 1977 – 1999 hos forskellige befolkningsgrupper var indholdet af TBBPA under detektionsgrænsen i prøver fra perioden 1977-1981. I prøver fra perioden 1981-1999 var TBBPA målbar, idet der sås en svag stigning i indholdet af stoffet henover perioden med det højeste niveau i 1999. Gennemsnitsværdien af TBBPA i prøver fra 1999 blev målt til 0,65 μg /kg fedt. I undersøgelsen så man også på indholdet af TBBPA i blodprøver fra 1998 inddelt efter køn og alder. Her fandt man de højeste TBBPA-koncentrationer i den yngste aldersgruppe – 0-4 år (4).

I en tysk undersøgelse fra 1998/99 er TBBPA fundet i brystmælk i 2 af 4 prøver fra Tyskland samt en prøve fra Færøerne. De målte koncentrationer lå på 0,29 -11 μg/kg mælkefedt. I en norsk undersøgelse fra 2001 er TBBPA fundet i modermælk i en gennemsnitlig koncentration på 0,067 μg/kg mælkefedt (4).

Brand og ophedning

TBBPA er et fysisk og kemisk meget stabilt stof. Stoffet virker flammehæmmende og brænder kun ved tilstedeværelse af et brændbart drivmiddel. Ved ophedning og forbrænding af plast, som indeholder TBBPA, dannes bromerede dibenzofuraner og bromerede dibenzo-p-dioxiner (18).

Virkning på Sundhed

Optagelse og omsætning
Undersøgelser i rotter viser, at TBBPA ved indtagelse optages næsten fuldstændigt over mavetarm-kanalen. Der er meget begrænsede data om fordeling, omsætning og udskillelse af stoffet. Hos rotter er de højeste koncentrationer af stoffet fundet i fedtvæv, lever, hoftenerve, muskler og binyrer efter en time. I en anden rotteundersøgelse fandt man efter 72 timer de højeste koncentrationer af TBBPA i lever og kønskirtler. Langt størstedelen af TBBPA, som optages via mavetarm-kanalen, udskilles via fæces. Kun en mindre del udskilles via urin (3,4).

Undersøgelserne i rotter viser, at hovedparten af TBBPA optaget ved indtagelse er udskilt inden for 72 timer. Stoffet har således en kort halveringstid i kroppen på mindre end 3 dage. Det indikerer, at TBBPA ikke har potentiale for at bioakkumulere (3),(19). Modsat indikerer en log P_ow-værdi på omkring 5, at TBBPA bindes i fedtvæv, og at stoffet dermed kan forventes at bioakkumulere i kroppen.

Der er ikke fundet data om optagelsen af TBBPA ved indånding og hudkontakt. Optagelsen via lunger og hud forventes at være meget begrænset. Ved indånding vil størsteparten af TBBPA-partikler kun nå de øvre luftveje og efterfølgende transporteres til svælget, hvor partiklerne synkes. Herved sker optagelsen af stoffet i stedet via mavetarm-kanalen (4).

På baggrund af et enkelt rottestudie er der ikke indikation for, at TBBPA kan overføres til fosteret fra moderen (4).

Nyere undersøgelser indikerer, at TBBPA optages i mennesker. Stoffet er målt i blodprøver fra både erhvervsmæssigt eksponerede og ikke-erhvervsmæssigt eksponerede grupper. Der er også dokumentation for, at TBBPA og dets omdannelsesprodukter kan udskilles via brystmælk (4). Se også afsnittet ”Anvendelse og forekomst”.

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter
Der er ikke fundet data om effekter af TBBPA hos mennesker. I undersøgelser med dyr udviser TBBPA meget lav akut giftighed ved indtagelse, indånding og hudkontakt. LD₅₀¹ ved indtagelse er over 50.000 mg/kg lgv, ved hudkontakt over
10.000 mg/kg lgv, mens LC50²  ved indånding er over 1,3 mg/l (4).

Irritation/ætsning
Hos 54 frivillige mennesker, der blev undersøgt for hudirritation ved eksponering for TBBPA, fandt man ingen effekter (3).

TBBPA er ikke irriterende for hud og øjne i kaniner (11).

Samlet vurderes TBBPA ikke at forårsage hud- eller øjenirritation. Det er ikke fundet data om effekter ved indånding.

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt
Der er ikke fundet information om effekter af TBBPA hos mennesker ved gentagen eksponering.

I en enkel undersøgelse med rotter, som blev eksponeret for TBBPA gentagne gange over 14 dage via indånding og ved høje eksponeringsniveauer (2.000,
6.000 og 18.000 mg/m³) observerede man ingen effekter af relevans (4).

Man observerede heller ikke stofrelaterede effekter af TBBPA ved gentagen eksponering af rotter for doser på op til hhv. 1.000 og 100 mg/kg føde eller ved gentagen eksponering af kaniner for doser op til 2.500 mg/kg lgv/dag på huden (4,11)

TBBPA har en struktur, der minder om hormonet tyroxin (T4). Stoffet kan derfor potentielt virke hormonforstyrrende. I laboratoriestudier i reagensglas har man fundet, at TBBPA konkurrerer med T4 om binding til transportproteinet TTR. Man kan ikke konkludere noget om denne effekt af TBBPA i levende dyr på baggrund af de foreliggende data (4).

Reagensglasstudier har vist, at TBBPA kan hæmme optagelsen af nervesignalstoffer. Der kan heller ikke her drages konklusioner om betydningen af dette i levende dyr (4).

TBBPA udviser meget svag østrogenlignende virkning i reagensglasforsøg (svarende til 10^-5 - ₁₀^-6 af  det naturlige forekommende kønshormon 17β-østradiols effekt)(4).

Samlet indikerer de fundne data, at TBBPA har lav giftighed ved gentagen eksponering. Det kan ikke på det foreliggende datagrundlag afvises, at TBBPA kan forårsage hormonlignende effekter hos mennesker og dyr.

Allergi
TBBPAs allergifremkaldende egenskab ved hudkontakt er undersøgt hos 54 frivillige forsøgspersoner. Stoffet udviste ikke allergifremkaldende egenskaber (3).

Der er ikke rapporteret om hudallergi forårsaget af TBBPA på trods af vidtstrakt industriel brug af stoffet (4).

Undersøgelser i dyr viser, at TBBPA ikke er allergifremkaldende ved hudkontakt (4,11).

Samlet vurderes TBBPA ikke at forårsage allergi ved hudkontakt. Der er ikke data om mulige allergifremkaldende egenskaber af TBBPA ved indånding. Stoffets generelle kemiske stabilitet og manglende potentiale for sensibilisering ved hudkontakt indikerer, at stoffet heller ikke er allergifremkaldende ved indånding.

Kræft
Der er ikke fundet data om TBBPAs mulige kræftfremkaldende egenskaber. Data fra undersøgelser af TBBPAs effekter ved gentagen eksponering og effekter på arveanlæg indikerer, at TBBPA ikke forårsager kræft (4).

Arveanlæg
En række undersøgelser af TBBPA i standardtest med bakterier og patterdyrsceller indikerer, at stoffet ikke forårsager ændringer i arveanlæg (4,16,18).

Reproduktion
Der er ikke fundet data om effekter af TBBPA på forplantningsevne og fosterudvikling hos mennesker.

Information fra undersøgelser i rotter eksponeret for TBBPA via indtagelse indikerer, at TBBPA ikke har effekt på forplantningsevnen ved doser op til 1.000 mg/kg eller på fosterudvikling ved doser op til 10.000 mg/kg/dag (4).

Man har desuden i to undersøgelser med rotter og en undersøgelse med mus undersøgt TBBPAs potentiale for at forårsage skader på udviklingen af nervesystem hos fostre. Det samlede resultat af undersøgelserne indikerer ikke, at TBBPA kan forårsage skader på udvikling af nervesystemet (4).

I en helt ny undersøgelse fra 2005 med rotter, som blev eksponeret for TBBPA via foderet i doser på 3-3000 mg/kg lgv, undersøgte man en lang række parametre. Resultatet af undersøgelsen indikerer, at TBBPA kan forårsage skadelige effekter på udvikling af høreorganet hos fostre, - muligvis via hormonforstyrrende effekter (5).

Samlet indikerer de foreliggende studier, at TBBPA ikke forårsager skader på forplantningsevne eller fosterudvikling herunder udvikling af nervesystemet. En helt ny undersøgelse indikerer dog, at TBBPA kan forårsage skader på fosterudvikling.

Amning
Der er dokumentation for, at TBBPA og dets omdannelsesprodukter kan udskilles via modermælk hos mennesker (4).

Virkning på miljø

Spredning i miljøet
Kilder til TBBPA i miljøet er industriel produktion og anvendelse af stoffet og migration fra produkter, som indeholder TBBPA. I atmosfæren forekommer TBBPA primært bundet til partikler, som fjernes ved våd og tør aflejring. I vandmiljøet bindes TBBPA til opslemmet materiale eller sediment. I jord forventes stoffet at være bundet til jordpartikler og at have en lav mobilitet. Man antager derfor, at stoffet ikke i særlig høj grad frigives til grundvand (18).

TBBPA har en lav flygtighed og frigivelsen af stof fra jord/vand til luft forventes at være ubetydelig (11).

Bioakkumulering
Biokoncentrationsværdier fra 20 – 3200 er opgivet for vandlevende organismer.

Høje biokoncentrationsværdier indikerer, at stoffet har et højt potentiale for at bioakkumulere. Det modsatte - et lavt bioakkumuleringspotentiale - indikeres dog af, at halveringstiden i fisk er under 1 dag og i østers under 5 dage (3),(7).

Phenolgrupperne på TBBPA kan i miljøet blive methyleret, hvilket resulterer i det mere fedtopløseligt stof – TBBPA-dimethylether. TBBPA-dimethylether er fundet i sediment, fisk og skaldyr. Prøver udtaget i Japan viste niveauer på 0,8 - 4,6 * 10^–3

mg methyleret TBBPA/kg fisk (vådvægt). Der er målt gennemsnitsværdier af TBBPA i blod fra voksne japanere på 2,4 * 10^–6 mg/kg fedt (7)). TBBPA er endvidere fundet i modermælk (4).

Samlet understøtter målinger i fisk, skaldyr og mennesker, at TBBPA kan bioakkumulere i levende organismer.

Nedbrydelighed

TBBPA er ikke biologisk letnedbrydeligt, men undersøgelser viser, at stoffet kan nedbrydes delvist i jord, sediment og vand både under iltholdige- og iltfrie forhold. TBBPA nedbrydes ved UV-stråling i vand (3). Nedbrydning af TBBPA i havmiljø under iltfrie forhold har vist dannelse af bisphenol A. Der er ingen oplysninger om, at TBBPA kan omdannes til bisphenol A i ferskvand (20).

Giftighed

TBBPA har høj akut giftighed overfor vandlevende organismer (LC₅₀³ < 1 mg/l).
(10),(11).

Andre miljøeffekter

Der er ikke nogen forventning om, at TBBPA medvirker til nedbrydning af ozonlaget, bidrager til fotokemisk ozondannelse eller næringssaltbelastning eller til den atmosfæriske drivhuseffekt.

Påvirkning af bakterier

Der er ikke fundet data, der kan belyse TBBPAs mulige effekter på bakterier og mikroorganismer.

Netværk

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dkv

EU: European Chemicals Bureau (ECB), European Commission, http://ecb.jrc.it

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_en.htm

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/ph_
risk/committees/sct/sct_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF, European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

IARC: IARC MONOGRAPHS WORKING GROUP, FEBRUARY 1998, (VOLUME 71). Re-evaluation of Some Organic Chemicals, Hydrazine and Hydrogen Peroxide, http://www-cie.iarc.fr 

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_
34365_2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

US: National Institute of Environmental Health Sciences (NIEHS), National Toxicology Programme, http://www.niehs.nih.gov/

US: Environmental Protection Agency (EPA), Office for Research and Development, National Center for Environmental Assessment,
http://www.epa.gov/ORD/

US: National Toxicology program (NTP), http://ntp-server.niehs.nih.gov

US: Department of Labor. Occupational Safety & Health Administration, http://www.osha.gov

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh

Litteraturhenvisninger

1.  MST. Brominated Flame Retardants: Toxicity and Ecotoxicity. http://www.mst.dk 2000

2.  Simonsen FA,et al. Brominated flame retardants; toxicity and ecotoxicity. København: Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen; 2000. (Environmental project; 568;Miljøprojekt; 568

3.  Haneke EK. Tetrabromobisphenol A
[79-94-7]

Review of Toxicological Literature

Prepared for, National Institute of Environmental Health Sciences. http://ntp-server.niehs.nih.gov 2002 Jun. Available from: http://ntp-server.niehs.nih.gov.

4.  Health & Safety Executive Industrial Chemical Unit UK. European Union Risk Assessment report - Draft. Tetrabromobisphenol-A.May 2005. http://ecb.jrc.it 2005

5.  L.van der Ven, H.Lilienthal, A.Piersma, et al.  Endocrine disrupting and neurobehavioural effects of the brominated flame retardant TBBPA in a reproduction study in rats. [Abstract] Reproductive Toxicology  2005;20(3):486-7.

6.  Fakta og baggrundsinformation om bromerede flammehæmmere. www.mst.dk 2003

7.  Tetrabromobisphenol A and derivatives. Geneva: World Health Organization;International Labour Organisation;United Nations Environment Programme; 1995. (Environmental health criteria; 172

8.  Listen over uønskede stoffer 2004. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2004. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2004:8

9.  Clayton GD, Clayton FE, editors. Patty's Industrial Hygiene and Toxicology. - 2: Toxicology. - Part F. 4 ed. New York, N.Y. : Wiley:  1994. 4311p .

10.  USEPA/ORD/NHEERL. ECOTOX:Ecotoxicology Database. ECOTOX:Mid-Continent Ecology Division. 31003. Available from: http://www.epa.gov/cgi-bin/ecotox.

11.  European Chemicals Bureau.  IUCLID dataset for TBBPA, CAS No. 79-94-7. European Commission, [updated 19 Feb 2000].

12.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

13.  Synoptic Document. Provisional Lists of monomers and additives notified to European Commission as substances which may be used in the manufacture of plastics intended to come into contact with foodstuffs.
http://cpf.jrc.it/webpack/downloads/SYNOPTIC%
20DOCUMENT(2003.04.15).pdf EUROPEAN COMMISSIONHEALTH & CONSUMER PROTECTION DIRECTORATE-GENERAL; 2003 May 13

14.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65
_list/files/P65single120205.pdf.

15.  Tetrabromobisphenol A. www.chemicalland21.com 2003 Nov 3. Available from:
www.chemicalland21.com/arokorhi/specialtychem/
perchem/TETRABROMOBISPHENOL%20A.htm.

16.  Helleday T, Tuominen K-L, Bergman Å, Jenssen D. Brominated flame retardants induce intragenic recombination in mammalian cells. Mutation Research. 1999;439(2):137-47.

17.  Clayton GD, Clayton FE, editors. Patty's Industrial Hygiene and Toxicology. - 2: Toxicology. - Part E. 4 ed. New York, N.Y. : Wiley:  1994. 3285p .

18.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). Tetrabromobisphenol A. (Reviewed by SRP on 9/14/2000). http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2002 Jan 14. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS339F.htm.

19.  Jakobsson K, Thuresson K, Rylander L, Sjödin A, Hagmar L, Bergman A. Exposure to polybrominated diphenyl ethers and tetrabromobisphenol A among computer technicians. Chemosphere 2002
Feb;46:[709]. Available from:
http://www.mindfully.org/Plastic/Flame/
Computer-Technicians-PBDE-Feb02.htm.

20.  Chemicals Stakeholder Forum. Chemicals for Consideration by the Forum. Tetrabromobisphenol-A (TBBPA). Eleventh Meeting. CSF/03/47. 11 March 2003. http://www.defra.gov.uk 2003

Fodnoter

¹ Den dosis, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr ved indtagelse.

² Den luftkoncentration, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr ved indånding.

³ Den koncentration i vandet, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr.

Bilag D11 – Stofprofil for deca-BDE

Kort Status og Resumé

Fokus Decabromodiphenyloxid (deca-BDE) hører til stofgruppen bromerede flammehæmmere. Bromerede flammehæmmere er i myndigheders og mediers fokus på baggrund af viden om en diffus spredning i havmiljø og en stigende forekomst i modermælk af visse af stofferne. Det indikerer, at stofgruppen ophobes i levende organismer og opkoncentreres i fødekæderne. Der kan ikke konkluderes noget generelt om bromerede flammehæmmeres effekter på sundhed og miljø. Visse bromerede flammehæmmere er under mistanke for forårsage kræft og at have hormonforstyrrende effekter - herunder at kunne være årsag til skader på fertilitet og fosterudvikling hos mennesker.

Konklusion Der er begrænset dokumentation for, at decabromodiphenyloxid (deca-BDE) forårsager kræft i dyrestudier, mens det ikke er muligt at vurdere stoffets kræftfremkaldende egenskaber hos mennesker. Et toårigt studie i rotter indikerer, at deca-BDE kan forårsage skadelige effekter på lever, milt, lymfekirtler mv. ved gentagen eksponering for høje doser. Deca-BDE vurderes ikke at have hormonforstyrrende effekter ved relevante doser (1,2).

I standardundersøgelser med fisk, som eksponeres for deca-BDE i vandfasen eller via foderet, optages stoffet kun i meget ringe grad i fiskene. Der har samtidig kun været ganske få rapporter om forekomst af deca-BDE i vilde dyr og planter. Undersøgelser af deca-BDEs omsætning og udskillelse i rotter viser, at stoffet heller ikke ophobes pattedyr i særlig høj grad. Der er således samlet ikke en forventning om, at deca-BDE ophobes i levende organismer i særlig grad. Nye målinger har dog vist forekomst af deca-BDE i fisk, havpattedyr og fugleæg. De nye fund af deca-BDE i havpattedyr og fugle, som hører til de øverste led af fødekæden, indikerer, at stoffet kan optages i levende organismer fra miljøet (1).

Status Deca-BDE er ikke klassificeret for miljø- og sundhedseffekter (3).

Der er i EU udarbejdet en risikovurdering af deca-BDE, som er publiceret i 2002. Her vurderer man, at der ikke er behov for yderligere tests af stoffets sundhedsmæssige effekter. Optagelsen af deca-BDE i organismen vurderes at være så lav, at der ikke er behov for yderligere risikoreduktionstiltag i forhold til menneskers eksponering i arbejdsmiljø, som forbrugere og via det ydre miljø. I det ydre miljø giver målinger af deca-BDE i dyr fra højere led i fødekæden anledning til en anbefaling om yderligere undersøgelser på området. Der ønskes flere data om forekomsten af deca-BDE i dyr fra de øverste led af fødekæden, samt data om forekomst og giftighed af nedbrydningsprodukter af deca-BDE. Det er vurderet, at deca-BDE ikke på baggrund af de eksisterende data skal klassificeres for sundheds- og miljøeffekter (1).

På foranledning af risikovurderingen i 2002 er igangsat yderligere undersøgelser af deca-BDE. Der foreligger en opdatering fra 2004 af risikovurderingen af deca-BDE i forhold til effekter i miljøet. Her konkluderer man, at der fortsat er utilstrækkelige data, og at en revurdering af stoffet bør finde sted inden for 3 år, når der foreligger flere data (4). SCHER¹ anbefaler, at der allerede nu på det foreliggende datagrundlag bør ske tiltag til risikoreduktion i forhold til spredning af deca-BDE i miljøet (5).

Persistente, bioakkumulerende eller giftige bromerede flammehæmmere herunder deca-BDE er på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 på baggrund af en politisk målsætning om afvikling (6).

Anvendelse

Deca-BDE anvendes som flammehæmmer i plast- og tekstilindustrien, hvor stoffet indgår i polymerer i elektrisk og elektronisk udstyr, i møbelstoffer og syntetiske tæpper. Deca-BDE anvendes ikke i tekstiler til beklædning (1).

Eksponeringsforhold

I arbejdsmiljø sker eksponering for deca-BDE ved produktion og anvendelse af stoffet og ved brug og bortskaffelse af produkter, som indeholder stoffet. Der er ikke tilstrækkelige data til at vurdere størrelsen af eksponering for deca-BDE i industrielt arbejdsmiljø. En svensk undersøgelse fra 2005 viser, at arbejdere beskræftiget med produktion og anvendelse af gummi tilsat deca-BDE som flammehæmmer har et forhøjet indhold af deca-BDE og lavere bromerede diphenylethere i blodet sammenlignet med folk, som ikke er eksponeret for stoffet i arbejdsmiljø. Det viser, at deca-BDE optages i mennesker ved eksponering og indikerer, at stoffet kan omdannes til lavere bromerede diphenylethere, som er mere giftige og bioakkumulerende end deca-BDE (7). I europæiske kontormiljøer er deca-BDE målt i støv i koncentrationer på 0,26 – 0,9 mg/kg, mens koncentrationen i luft var meget lavere (8,0*10-14 mg/m³) (1). Der er ikke fastsat en specifik grænseværdi for deca-BDE i arbejdsmiljø.

Eksponering af forbrugere via elektronisk udstyr, møbelstoffer og fødevarer vurderes at være ubetydelig (1).

I det ydre miljø er deca-BDE målt i en koncentration på 1,2 - 20*10-11 mg /m³ i den omgivende luft ved en fabrik, der afmonterede elektronisk udstyr (1).

Effekter

I et to-årigt studie i rotter, som blev eksponeret for høje doser af deca-BDE ved indtagelse, har man set en øget forekomst af blodpropper, leverforandringer og vævsforandringer i milt og lymfekirtler. På baggrund af studiet er fastsat et dosisniveau på 1120 mg/kg lgv²/dag (NOAEL³), hvor der ikke kan observeres generelle skadelige effekter på organer og væv. I samme studie observerede man en øget forekomst af små knuder i leveren ved 1120 mg/kg lgv/dag. Deca-BDE er ikke klassificeret for kræftfremkaldende egenskaber, men ved anvendelse af forsigtighedsprincippet foreslås det, at det laveste dosisniveau for kræft er 1120 mg/kg/dag (1).

En nyere undersøgelse i mus indikerer, at deca-BDE kan forårsage nerveskader ved eksponering for stoffet i fostertilstanden. Det harr ikke været muligt at fastsætte en NOAEL for denne effekt i undersøgelsen (8). På baggrund af studiet anbefaler SCHER, at der gennemføres yderligere undersøgelse af deca-BDEs potentiale for at forårsage nerveskader hos fostre (4,5).

Deca-BDE har en lav akut giftighed for vandlevende organismer, organismer der lever i jord og planter (1).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen * Organisk støv, total

Miljø

B-værdi: Ikke fastsat (9).

Klassificering

Deca-BDE er ikke klassificeret for miljø- eller sundhedseffekter (3).

Anden regulering

Der er ikke fastsat et tolerabelt dagligt indtag (TDI) eller en specifik migrationsgrænse i levnedsmidler (SML) (10).

USA: American Industrial Hygiene Association (AIHA) har i 1981 anbefalet en grænseværdi på 5 mg/m³ (8 timers gennemsnit, 40 timers arbejdsuge). Værdien er baseret på støvs generende effekt (1).

Persistente, bioakkumulerende eller giftige bromerede flammehæmmere herunder deca-BDE er på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 på baggrund af en politisk målsætning om afvikling (6).

Elektrisk og elektronisk udstyr må ikke indeholde polybromerede diphenylethere fra juli 2006 jf. Direktiv 2002/95/EF. EU-kommissionen foretager en vurdering af, hvorvidt deca-BDE skal undtages fra bestemmelserne i det nævnte direktiv (11).

Deca-BDE er på Listen over miljøfremmede stoffer og tungmetaller, der analyseres for i Danmarks nationale program for overvågning af vandmiljøet og naturen (NOVANA) 2004-2009 (12).

Proposition 65 (Californien): Ikke listet (13).

Identifikation

Kemisk navn

Decabromodiphenyloxid

Synonymer

Bis(pentabromophenyl)ether, decabromodiphenylether, DBDPO, DeBDE, deca-BDE,

Struktur

CAS nr.

1163-19-5

EINECS/ELINCS nr.

214-604-9

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

Fint hvidt til elfenbenshvidt krystallisk pulver

Smeltepunkt

300-310 °C

Kogepunkt

Dekomponerer ved temperaturer > 320 °C

Flammepunkt

Flammesikker

Damptryk

4,63×10^-8 hPa (21 °C) (blanding af octabromodiphenylether 0,04 %; nonabromodiphenylether 2,5 %; decabromodiphenyloxid 97,4 %).

Densitet

Ingen data

Massefylde

3,0 (20 °C)

pH

Ikke anvendeligt

Opløselighed

Vand: < 0.1 μg/l ved 25 °C (blanding af octabromodiphenylether 0,04 %; nonabromodiphenylether 2,5 %; decabromodiphenyloxid 97,4 %).
Opløselig i acetone, benzen, methylenbromid og xylen.

Log P_ow  

6,27 (blanding af octabromodiphenylether 0,04 %; nonabromodiphenylether 2,5 %; decabromodiphenyloxid 97,4 %).

Lugtgrænse

Ingen data

Anvendelse og Forekomst

Deca-BDE anvendes som flammehæmmer i plastik- og tekstilindustrien. Stoffet er en såkaldt ’additiv flammehæmmer’, som binder sig fysisk til det behandlede materiale. Det indebærer, at deca-BDE til en vis grad kan diffundere ud af materialet. Deca-BDE anvendes altid i kombination med antimontrioxid, der fremhæver de flammehæmmende egenskaber (synergistisk effekt) (1).

Deca-BDE indgår som flammehæmmer i et utal af polymerer. Stoffet tilsættes i mængder på 10 - 15 % af polymerens vægt. Det anvendes mest i slagfast polystyren (HIPS: high impact polystyrene) til kabinetbagsider i fjernsynsindustrien. Stoffet indgår i en række andre polymertyper beregnet til anvendelse i elektrisk og elektronisk udstyr. Eksempler på andre polymerer, hvor deca-BDE anvendes, er polypropylen, ethylencopolymerer, ethylen-propylen-dienterpolymer (EPDM), termoplastiske elastomere og polyester resiner, styrengummi, polycarbonater og polyamider (1).

I tekstilindustrien anvendes deca-BDE i møbelstoffer og syntetiske tæpper. Stoffet anvendes ikke i tekstiler beregnet til beklædning (1).

Mennesker eksponeres for deca-BDE i arbejdsmiljøet som forbrugere og indirekte via det ydre miljø.

I arbejdsmiljø kan eksponering for deca-BDE forekomme ved produktion og industriel anvendelse af stoffet og ved brug og bortskaffelse af produkter, som indeholder stoffet. De relevante eksponeringsveje er indånding og hudkontakt. Der foreligger ikke tilstrækkelige data til at vurdere luftkoncentrationer af deca-BDE i arbejdsmiljø eller eksponering for stoffet via huden. I en svensk undersøgelse fra 2005 har  man målt indholdet af deca-BDE og lavere bromerede diphenylethere i blodet hos arbejdere beskæftiget med produktion og industriel anvendelse af gummi tilsat deca-BDE som flammehæmmer. Indholdet af deca-BDE hos slagteriarbejdere, som ikke er eksponeret for deca-BDE i deres arbejde, blev anvendt som reference. Det gennemsnitlige indhold af deca-BDE hos arbejderne i gummiindustrien var 37 * 10^-9  mg/g fedt, mens det tilsvarende indhold hos slagteriarbejderne var 2,5 * 10^-9  mg/g fedt. Koncentrationen af lavere bromerede diphenylethere var også forhøjet hos arbejderne i gummiindustrien sammenlignet med slagteriarbejderne (2,5 –11 gange). Undersøgelsen viser en øget optagelse af deca-BDE hos arbejdere, som er eksponeret for stoffet, og den indikerer samtidig at deca-BDE kan omdannes til lavere bromerede diphenylethere hos mennesker (7).

Polybromerede diphenyloxider (PBDPO) generelt, og deca-BDE specielt, er fundet i støvprøver udtaget fra parlamentsbygninger i 8 forskellige europæiske lande. Koncentrationsniveauet for deca-BDE varierer fra 0,26 - 0,9 mg/kg støv. I en anden undersøgelse er deca-BDE målt i en koncentration på 8,0*10^-14 mg/m³ i luften på kontorer (1,14). Kilder til eksponering for PBDPO i kontormiljøet forventes primært at være elektronisk udstyr.

Forbrugerne kan eksponeres for deca-BDE i elektrisk og elektronisk udstyr og i møbelstoffer. Det vurderes, at migration af deca-BDE fra plastpolymerer er lav på grund af stoffets lave damptryk og høje molekylmasse. Eksponering for deca-BDE i møbelstoffer via hudkontakt  forventes også at være lav (1).

Deca-BDE udledes til det ydre miljø ved produktion og industriel anvendelse af stoffet og ved brug og bortskaffelse af produkter, som indeholder stoffet. Der er målt koncentrationer af deca-BDE på 1,2 – 20,0*10-11 mg /m³ i den omgivende luft ved en fabrik, der afmonterer elektronik (14). Eksponering af almenbefolkningen indirekte via miljøet (herunder fødevarer, drikkevand og indånding af luft) er ved hjælp af EUSES-modellen beregnet til at ligge mellem 8 - 12 * 10^-3 mg/kg lgv/dag. Modellen overestimerer formodentlig det aktuelle niveau for optagelse i mennesker. I EU’s risikovurderingsrapport fra 2002 vurderes den totale eksponering af forbrugere og almenbefolkning for deca-BDE at være ubetydelig (1).

Brand og ophedning

Deca-BDE er et fysisk og kemisk meget stabilt stof. Stoffet virker flammehæmmende og brænder kun ved tilstedeværelse af et brændbart drivmiddel. Ved ophedning og forbrænding af plast, som indeholder deca-BDE, dannes under visse omstændigheder bromerede dibenzofuraner og bromerede dibenzo-pdioxiner samt ikke-halogenerede stoffer som polycykliske aromatiske forbindelser. Der dannes generelt lavere mængder af de nævnte nedbrydningsprodukter ved ophedning/forbrænding af deca-BDE sammenlignet med andre bromerede diphenylethere (1).

Virkning på Sundhed

Optagelse og omsætning

Der er kun begrænsede data om optagelse og omsætning af deca-BDE i mennesker. De indikerer, at stoffet kan optages i kroppen og fordeles i blod og fedtvæv (1). En ny svensk undersøgelse af indholdet af deca-BDE i blod hos arbejdere beskæftiget med produktion og industriel anvendelse af gummi tilsat deca-BDE som flammehæmmer viser et forhøjet indhold af både deca-BDE og lavere bromerede diphenylethere sammenlignet med slagteriarbejdere, som ikke er eksponeret for stoffet i arbejdsmiljøet. Samlet viser undersøgelsen, at deca-BDE optages i mennesker og muligvis kan omdannes til mere giftige og bioakkumulerbare stoffer (7).

Dyrestudier viser, at deca-BDE kun i begrænset omfang optages i organismen ved indtagelse, og at stoffet ikke i særlig høj grad ophobes i lever og fedtvæv. Deca-BDE udskilles hovedsageligt via fæces (15). Stoffet kan optages intakt fra tarmen og udskilles igen intakt eller som diverse nedbrydningsprodukter (f.eks. debrominerede hydroxylerede biphenyloxider). Ved eksponering via indtagelse finder den største omdannelse af stoffet sted i mave-tarm-kanalen (1,15). På baggrund af dyrestudier vurderes det, at deca-BDE har et lavt potentiale for at ophobes i mennesker (1,15,16).

Man formoder, at koncentrationen af deca-BDE i brystmælk er lav på baggrund af stoffets lave optagelse via mave-tarm-kanalen og et forventet lavt potentiale for at ophobes i levende organismer. Det understøttes af en undersøgelse fra 2001, hvor forekomsten af deca-BDE i brystmælk fra mennesker blev undersøgt. Her fandt man intet eller kun meget lidt deca-BDE i mælken (1).

Der er ikke fundet data for optagelse af stoffet gennem huden eller ved indånding.

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter 
Der er ikke data om akutte effekter af deca-BDE i mennesker.

En dosis deca-BDE indgivet direkte i mavesækken på rotter på op til 2000 mg/kg lgv gav hverken dødsfald eller synlige giftvirkninger (1). Ved påføring af deca-BDE på huden af rotter er den dødelige dosis fundet at være over 3000 mg/kg lgv
(17).

Det vurderes samlet, at deca-BDE har en lav akut giftighed ved relevante eksponeringsveje (indtagelse, hudkontakt og indånding) (1).

Irritation/ætsning
Observationer hos mennesker antyder, at deca-BDE kan virke irriterende ved påføring på huden. Dyrestudier, som ikke lever op til gældende retningslinier for standardtest, viser, at deca-BDE ikke er irriterende ved hudkontakt (1).

Der er i andre dyrestudier observeret mild irritation ved øjenkontakt. Graden af irritation er dog ikke tilstrækkelig til at klassificere stoffet som øjenirriterende (Xi, R36) i henhold til EUs retningslinier (1,18).

Der foreligger ikke tilstrækkelige data for hverken dyr eller mennesker til at vurdere deca-BDEs irritation ved indånding (1).

Deca-BDE vurderes samlet til ikke at være irriterende overfor hud og øjne (1).

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt
En undersøgelse af arbejdere, som blev udsat for polybromerede diphenyloxider

(herunder deca-BDE) igennem mindst 6 uger, har vist en højere forekomst af hypotyroidisme (lav aktivitet af skjoldbruskkirtlen) end normalt. Det er dog ikke muligt at fastslå årsagen til effekten, idet arbejderne havde været udsat for flere forskellige stoffer (1,19).

I et toårigt studie i rotter, som blev eksponeret for deca-BDE ved indtagelse, er der observeret leverforandringer, øget forekomst af blodpropper, vævsforandringer i milt og lymfekirtler ved den højest testede dosis. Ved en dosis på 1120 mg/kg lgv/dag sås ingen af de nævnte effekter. På baggrund af studiet er fastsat et dosisniveau på 1120 mg/kg lgv/dag, hvor der ikke kan observeres generelle skadelige effekter på organer og væv (NOAEL⁴). I samme studie observerede man en øget forekomst af små knuder i leveren ved 1120 mg/kg lgv/dag. Denne effekt er omtalt nærmere under kræft (1).

Visse bromerede flammehæmmere er mistænkt for at have hormonforstyrrende effekter. Deca-BDE er testet for sådanne effekter i to dyrestudier med høje doser. Det ene studie var af 13 ugers varighed og det andet et livstidsstudie. Der blev ikke observeret hormonforstyrrende effekter i studiet af 13 ugers varighed og kun svage hormonforstyrrende effekter i en art i livstidsstudiet. På baggrund af disse to forsøg er det i EU’s risikovurderingsrapport konkluderet, at der ikke er behov for yderligere data på området (1).

Allergi
Gentagen påføring af deca-BDE på huden af mennesker forårsagede irritation, men der var ikke tegn på allergiske reaktioner (1).

I dyrestudier har deca-BDE ikke vist allergifremkaldende egenskaber (1).

Deca-BDE vurderes samlet ikke at forårsage allergi ved hudkontakt (1).

Der er ikke data, som kan belyse deca-BDEs potentiale for at forårsage allergi i luftvejene (1).

Kræft
Der er ingen data om kræftfremkaldende effekter af deca-BDE hos mennesker, mens der er begrænset dokumentation for kræftfremkaldende effekter i dyrestudier. Den internationale organisation for cancerforskning (IARC⁵) konkluderer, at deca-BDE’s kræftfremkaldende egenskaber hos mennesker ikke kan vurderes på baggrund af foreliggende data og klassificerer deca-BDE i gruppe 3 (20).

Ved anvendelse af forsigtighedsprincippet foreslår man i EU-kommissionens rapport for risikovurdering af stoffet, at det laveste dosisniveau for kræft (LOAEL⁶) er 1120 mg/kg lgv/dag. Denne værdi er baseret på en observeret øget forekomst af små knuder i leveren ved denne dosis i et langtidsstudie med rotter (1).

Arveanlæg
Undersøgelser af deca-BDE i standardtest med bakterier indikerer ikke, at stoffet er mutagent⁷. På baggrund af testresultaterne og deca-BDEs molekylstruktur vurderer man, at stoffet ikke forårsager skadelige effekter på arveanlæg (1).

Reproduktion
Man har undersøgt deca-BDEs effekter på forplantning i et studie med han- og hunrotter, som blev eksponeret for stoffet ved indtagelse før og, for hunrotternes vedkommende, under og efter drægtighedsperioden. Der blev ikke observeret skadelige effekter på forplantningsevnen. Ved vævsundersøgelser af kønsorganerne hos mus og rotter, som blev eksponeret for deca-BDE ved indtagelse, blev der ikke fundet celleforandringer (1).

I et nyere dyrestudie blev påvirkning af frugtbarhed samt udvikling af misdannelser ved indtagelse af deca-BDE undersøgt. Effekter på frugtbarheden og eventuelle misdannelser var ikke signifikante og gav ikke anledning til bekymring (1).

Et enkelt nyere adfærdsstudie med mus, som blev eksponeret for deca-BDE via indtagelse, indikerer dog, at stoffet kan forårsage irreversible skader i hjernen ved eksponering i fostertilstanden. Det er ikke muligt at konkludere noget på baggrund af studiet, da resultaterne ikke er entydige og testforholdene er mangelfuldt beskrevet (1,8).

Samlet vurderes deca-BDE på baggrund af de foreliggende data ikke at være skadelig for forplantningsevne eller fosterudvikling (1). Undersøgelsen i mus indikerer dog, at stoffet kan forårsage skader i hjernen ved eksponering i fostertilstanden. (REFD). På baggrund af musestudiet anbefaler SCHER,at der gennemføres yderligere undersøgelse af deca-BDEs potentiale for at forårsage nerveskader hos fostre (4,5).

Amning

Man formoder, at koncentrationen af deca-BDE i brystmælk er lav på baggrund af stoffets lave optagelse via mave-tarmkanalen og et forventet lavt potentiale for at kunne ophobes i levende organismer. Det understøttes af en undersøgelse fra 2001, hvor forekomsten af deca-BDE i brystmælk fra mennesker blev undersøgt. Her fandt man intet eller kun meget lave koncentrationer af deca-BDE i mælken (1).

Virkning på miljø

Spredning i miljøet

Kilder til deca-BDE i miljøet er industriel produktion og anvendelse af stoffet og migration fra produkter, som indeholder deca-BDE. I atmosfæren forekommer deca-BDE primært bundet til partikler, som fjernes ved våd- og tør aflejring. I vandmiljøet bindes deca-BDE til opslemmet materiale eller sediment. I jord forventes stoffet at være bundet til jordpartikler og at have en lav mobilitet. Man antager derfor, at stoffet ikke i særlig høj grad frigives til grundvand (1),(15).

Bioakkumulering

Data fra standardtest viser, at deca-BDE kun i meget begrænset omfang optages i vandlevende organismer fra vandfasen og i fisk fra føden. De målte koncentrationer af deca-BDE i vævet hos fisk var væsentligt lavere end i føden. På baggrund af de nævnte data skulle man ikke forvente, at deca-BDE opkoncentreres i vandlevende organismer i særlig høj grad. Nyere målinger af stoffet i vilde fisk og i havpattedyr viser dog en stigende koncentration af deca-BDE i forhold til tidligere studier (1). Det underbygges af en undersøgelse fra 2005, hvor sæler blev eksponeret for deca-BDE tilsat føden. Her så man en opkoncentrering af deca-BDE i sælernes fedtvæv (21).  Samtidig rapporterer en ny undersøgelse om fund af deca-BDE i æg fra svenske vandrefalke. Rovfugle hører til det øverste led af fødekæden. De nye data giver anledning til yderligere undersøgelser af deca-BDEs potentiale for at kunne ophobes i levende organismer (1,4).

Nedbrydelighed

Deca-BDE er et biologisk meget sværtnedbrydeligt stof både under iltholdige og iltfrie forhold. Der er dog data som viser, at stoffet i miljøet kan nedbrydes til mindre, mere giftige og bioakkumulerbare brom-forbindelser. Nyere data underbygger, at deca-BDE kan omdannes til mere giftige og bioakkumulerbare stoffer (lavere bromerede diphenylethere) (5,22).

Deca-BDE forventes at nedbrydes hurtigt ved bestråling med sollys (15).

Giftighed

Deca-BDE har en lav akut giftighed for vandlevende organismer, planter og jordlevende organismer. På grund af deca-BDEs meget lave vandopløselighed, har det i praksis ikke være muligt at opløse stoffet i mængder, der er giftige for alger, fisk og hvirvelløse dyr (1).

Andre miljøeffekter

Det forventes ikke, at deca-BDE kan bidrage til nedbrydning af ozonlaget, medvirke til drivhuseffekt, fotokemisk ozondannelse eller til næringssaltbelastning (1).

Påvirkning af bakterier

På baggrund af standardstudier af deca-BDEs effekter på mikroorganismer (aktiveret slam) forårsager stoffet ikke skadelige effekter i rensningsanlæg (1).

Netværk

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dk

EU: European Chemicals Bureau (ECB), European Commission, http://ecb.jrc.it

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/ph_
risk/committees/sct/sct_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF, European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_en.htm

IARC: IARC MONOGRAPHS WORKING GROUP, FEBRUARY 1998, (VOLUME 71). Re-evaluation of Some Organic Chemicals, Hydrazine and Hydrogen Peroxide,  http://www-cie.iarc.fr  

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_34365
_2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

US: National Institute of Environmental Health Sciences (NIEHS), National Toxicology Programme, http://www.niehs.nih.gov/

US: Environmental Protection Agency (EPA), Office for Research and Development, National Center for Environmental Assessment,
http://www.epa.gov/ORD/

US: NIEHS DEPARTMENT OF HEALTH AND HUMAN SERVICES

Public Health Service. Agency for Toxic Substances and Disease Registry, http://www.atsdr.cdc.gov

US: National Toxicology program (NTP), http://ntp-server.niehs.nih.gov

US: Department of Labor. Occupational Safety & Health Administration, http://www.osha.gov

US: Proposition 65 - Prioritization Notices. Availability of Final Data Summaries and Priorities for 33 Chemicals With Respect to Their Potential to Cause Cancer, http://www.oehha.org/index.html

US: National Institute for Occupational Safety and Health,
http://www.cdc.gov/niosh/

Litteraturhenvisninger

1.  Ministére des Affaires Sociales du Travail et de la Solidarité, Environment Agency. European Union Risk Assessment Report; Bis(pentabromophenyl) ether 2002 Jun.

2.  Simonsen FA,et al. Brominated flame retardants; toxicity and ecotoxicity. København: Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen; 2000. (Environmental project; 568;Miljøprojekt; 568

3.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

4.  Environment Agency. Update of the risk assessment of bis(pentabromodiphenyl ether) (Decabromodiphenylether). EUROPEAN COMMISSION 2004. Available from:
http://ecb.jrc.it/esis/esis.php?PGM=ora.

5.  Scientific Committee on health and environmental risks. Opinion on "Update of the risk assessment of bis(pentabromophenyl) ether (decabromodiphenyl ether)". EU Commission 2004. Available from: http://europa.eu.int/comm/health/ph_risk/
committees/04_scher/docs/scher_o_012.pdf.

6.  Listen over uønskede stoffer 2004. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2004. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2004:8

7.  Thuresson K, Bergman A, Jakobsson K. Occupational exposure to commercial decabromodiphenyl ether in workers manufacturing or handling flame-retarded rubber. [Abstract] Environ Sci Technol  2005;39(7):

8.  Viberg H, Fredriksson A, Jakobsson E, et al.  Neurobehavioral derangements in adult mice receiving decabrominated diphenyl ether (PBDE 209) during a defined period of neonatal brain development. [Abstract] Toxicol Sci  2003;31(7):

9.  B-værdivejledningen : oversigt over B-værdier. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2002. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2002:2

10.  Synoptic Document. Provisional Lists of monomers and additives notified to European Commission as substances which may be used in the manufacture of plastics intended to come into contact with foodstuffs.
http://cpf.jrc.it/webpack/downloads/SYNOPTIC
%20DOCUMENT(2003.04.15).pdf EUROPEAN COMMISSIONHEALTH & CONSUMER PROTECTION DIRECTORATE-GENERAL; 2003 May 13

11.  Europa-parlamentets og rådets direktiv 2002/95/EF af 27. januar 2003 om begrænsning af anvendelsen af visse farlige stoffer i elektrisk og eletronisk udstyr. EU-Kommissionen 2005

12.  Det nationale program for overvågning af vandmiljøet og naturen (NOVANA) 2004-2009. Danmarks Miljøundersøgelser (DMU) 2004. Available from: http://www.dmu.dk/NR/rdonlyres/840211D1-BA78-
4C4D-A330-3DA18BDAB274/0/MFS_stofliste20050530.pdf.

13.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65
_list/files/P65single120205.pdf.

14.  Sjödin A, Hagmar L, Klasson-Wehler E, Kronholm-Diab K, Jakobsson E, Bergman Å. Flame retardant exposure : polybrominated diphenyl ethers in blood from Swedish workers. Environmental Health Perspectives. 1999;107(8):643-8.

15.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). Decabromobiphenylether. (Reviewed by SRP on 2/28/1992). http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2003 Feb 14. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS339F.htm.

16.  Morck A, Hakk H, Orn U, et al.  Decabromodiphenyl ether in the rat: absorption, distribution, metabolism, and excretion. [Abstract] Drub Metab Dispos  2003;31(7):

17.  RTECS. Registry of Toxic Effects of Chemical Substances. Ether, bis(pentabromophenyl). http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2003 Feb 28. Available from: http://csi.micromedex.com/DATA/RT/RTOS0700000.HTM?Top=Yes.

18.  The Dictionary of Substances and their Effects. http://www.rsc.org/is/database/dosehome.htm The Royal Society of Chemistry 1999; 1999. Available from:
http://www.rsc.org/is/database/dosehome.htm.

19.  Clayton GD, Clayton FE, editors. Patty's Industrial Hygiene and Toxicology. - 2: Toxicology. - Part E. 4 ed. New York, N.Y. : Wiley:  1994. 3285p .

20.  International Agency for Research on Cancer. DECABROMODIPHENYL OXIDE. IARC 1999;71:[1365]. Available from:
http://www-cie.iarc.fr/htdocs/monographs/vol48/48-03.htm.

21.  Thomas GO, Moss SE, Asplund L, et al.  Absorption of decabromodiphenyl ether and other organohalogen chemicals by grey seals (Halichoerus grypus). [Abstract] Environ Pollut  2005;133(3):

22.  Gerecke AC, Hartmann PC, Heeb NV, et al.  Anaerobic degradation of decabromodiphenyl ether. [Abstract] Environ Sci Technol  2005;39(4):

Fodnoter

¹ SCHER = EU Scientific Committee on Health and Environmental Risks

² legemsvægt

³ No observed adverse effect level

⁴ No observed adverse effect level

⁵ International Agency for Research on Cancer

⁶ Lowest Observed Adverse Effect Level

⁷ forårsager pludselige ændringer i arveanlæg

Bilag D12 – Stofprofil for antimontrioxid

Kort Status og Resumé 

Fokus
Der er fokus på antimontrioxid på grund af stoffets EU-klassificering som kræftfremkaldende i kategori 3 (Carc3;R40: mulighed for kræftfremkaldende effekt).  Stoffet har desuden en række andre alvorlige sundhedsskadelige effekter samt potentiale for at kunne forårsage uønskede langtidsvirkninger i miljøet.

Konklusion
Data om eksponeringsniveauer af antimontrioxid i relation til arbejdsmiljø, forbrugere, almenbefolkning og miljø er yderst begrænsede. Det er ikke muligt på baggrund af fundne data at vurdere om anvendelsen af antimontrioxid bla. som synergistisk flammehæmmer i plastindustrien udgør en risiko for miljø- og sundhedsskadelige effekter.

Status
En risikovurdering af antimontrioxid er under udarbejdelse i EU.

Antimontrioxid er klassificeret som kræftfremkaldende i kategori 3 (Carc3;R40: mulighed for kræftfremkaldende effekt) (1).

Anvendelse
Antimontrioxid anvendes i maling, lak, lim og spartelmasse. Stoffet anvendes som flammehæmmer i tekstiler og plast, hvor den forstærker andre flammehæmmeres virkning (2). Antimontrioxid anvendes i polymerer såsom nylon, polyethylen, polypropylen, polyurethan og acrylonitril-butadien-styrenplast (3). Antimontrioxid er tilladt til anvendelse i fødevareemballage (4).

Eksponeringsforhold
Mennesker kan eksponeres for antimontrioxid i arbejdsmiljøet, som forbrugere og indirekte via det ydre miljø.

I arbejdsmiljøet kan eksponering for antimontrioxid forekomme ved produktion og industriel anvendelse af stoffet og ved bortskaffelse af produkter, som indeholder stoffet. De relevante eksponeringsveje er indånding og hudkontakt. Der er ikke fundet eksponeringsniveauer fra plastindustrien.

Antimontrioxid indgår i forbrugerprodukter som maling, plast og tekstiler. Der er derfor potentielt en risiko for eksponering af forbrugere gennem de nævnte produkttyper. For forbrugeren er de relevante eksponeringsveje indånding, hudkontakt og indtagelse. Eksponering fra forbrugerprodukter vurderes at være en mindre del af den samlede eksponering fra kilder i boligen og det ydre miljø
(5).

Antimon er et grundstof, som forekommer naturligt i malm. Kilder til antimontrioxid i miljøet er industriel produktion og anvendelse af stoffet og migration fra produkter, som indeholder antimontrioxid. Stoffet frigives bl.a. til atmosfæren ved udsmeltning af malm og støbning og forbrænding af produkter indeholdende antimon (6). Der er ikke fundet data, der kan belyse eksponeringsniveauer for antiomontrioxid i det ydre miljø.

Effekter
Antimontrioxid udviser i dyreundersøgelser i dyr lav akut giftighed ved indtagelse, indånding og hudkontakt (5).

Epidemiologiske undersøgelser har vist, at længerevarende eksponering for antimontrioxid påvirker forplantningsevnen og kan være allergifremkaldende
(7),(5),(8). Der er uklarhed vedrørende antimontrioxids fosterskadende egenskaber og stoffets potentiale for at skade arveanlæggene (3),(5). Det internationale kræftforskningsinstitut (IARC) klassificerer antimontrioxid i gruppe 2B (kan muligvis fremkalde kræft hos mennesker) (9). Der er ingen angivelse af effektniveauer.

Antimontrioxid er meget giftigt for alger (EC₅₀ = 0,63-0,8 mg/l), men ikke for fisk (LC₅₀ = 80 mg/l) og dafnier (EC50 = 361,5-496 mg/l) (10).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen* Grænseværdien er for antimon, pulver og forbindelser, beregnet som Sb

Miljø

Antimonforbindelser er refereret at have en B-værdi på 0,001 mg/m³  (målt som antimon) i den gamle B-værdivejledningen samt i databladet fra den nye vejledning. I den nye B-værdiliste står antimonforbindelser dog uden angivelse af værdi (11).

Grænseværdi i drikkevand: 5 * 10^-3 mg/l (målt som antimon) (8),(12).

Klassificering

Carc3;R40 (mulighed for kræftfremkaldende effekt) (13).

Beslutning om klassificering for miljøeffekter i vandmiljøet er blevet udsat indtil der foreligger yderligere data (14).

Anden regulering

Der er ikke fastsat et tolerabelt dagligt indtag (TDI) for antimontrioxid. Den specifikke migrationsgrænse (SML) for antimontrioxid fra emballage til levnedsmidler er 0,02 mg Sb/kg fødevare (4).

Antimontrioxid er ikke på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 (15).

Antimon (7440-36-0) er på Listen over miljøfremmede stoffer og tungmetaller, der analyseres for i Danmarks nationale program for overvågning af vandmiljøet og naturen (NOVANA) 2004-2009 (16).

Proposition 65 (Californien): Er listet som kræftfremkaldende (17).

Identifikation

Kemisk navn

Antimontrioxid

Synonymer

Diantimontrioxid

Struktur

2 * Sb₂O₃

CAS nr.

1309-64-4

EINECS/ELINCS nr.

215-175-0

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

Hvide polymorfe krystaller

Smeltepunkt

655 °C

Kogepunkt

1425 °C

Flammepunkt

Ingen data

Damptryk

133 Pa (574 °C)

Densitet

5,2 g/cm³ (ingen angivelse af temperatur)

pH

Ingen data

Opløselighed

Tungtopløseligt i vand (0,16 mg/l v. 15 °C) , fortyndet svovlsyre og salpetersyre.

Log P_ow

Ingen data

Lugtgrænse

Ingen data

Anvendelse og forekomst

Antimontrioxid anvendes i maling, lak, lim og spartelmasse og som synergistisk flammehæmmer til tekstiler og plast (18). En synergistisk flammehæmmer forstærker andre kemiske stoffers flammehæmmende egenskaber. Deca-BDE anvendes f.eks. altid i kombination med antimontrioxid (19). Antimontrioxid anvendes i polymerer såsom nylon, polyethylen (PE), polypropylen (PP), polyurethan (PU) og acrylonitril-butadien-styrenplast (ABS) (3). Antimontrioxid er tilladt til anvendelse i materialer beregnet til at komme i kontakt med fødevarer
(4).

Mennesker eksponeres for antimontrioxid i arbejdsmiljøet, som forbrugere og indirekte via det ydre miljø.

I arbejdsmiljø kan eksponering for antimontrioxid forekomme ved produktion og industriel anvendelse af stoffet og ved bortskaffelse af produkter, som indeholder stoffet. De relevante eksponeringsveje er indånding og hudkontakt. Der er ikke fundet eksponeringsdata fra plastindustrien.

På en antimonfabrik blev gravide kvindelige arbejdere eksponeret for støv, som indeholdt både metallisk antimon, antimontrioxid og antimonpentasulfider. Eksponeringsniveauer er ikke angivet. Niveauet af antimon i blodet hos de eksponerede kvinder var 10 gange højere end niveauet hos ueksponerede kvinder (koncentration ikke angivet). Antimonkoncentrationen hos eksponerede kvinder blev i urin målt til 0,021 – 0.029 mg/ml, i brystmælk til 3,3 mg/l, i væv fra moderkage til 0,032 – 0,126 mg/g, i fostervand til 0,062 mg/ml og i blod fra navlestreng til 0,063 mg/ml. Baggrundskoncentrationen af antimon i urin fra ueksponerede kvindelige arbejdere var under detektionsgrænsen (7).

Antimontrioxid indgår i forbrugerprodukter som maling, plast og tekstiler. Der er derfor potentielt en risiko for eksponering af forbrugere gennem de nævnte produkttyper. Relevante eksponeringsveje er indånding, hudkontakt og oral indtagelse. Eksponering fra forbrugerprodukter vurderes at udgøre en mindre del i forhold til eksponering af almenbefolkning via kilder i boligen og det ydre miljø
(5).

Antimon er et grundstof, som forekommer naturligt bl.a. i malm. Antimontrioxid frigives bl.a. til atmosfæren ved udsmeltning af malm og støbning og forbrænding af produkter indeholdende antimon (6). Der er ingen angivelser af spredningsveje for antimontrioxid i miljøet. Det vurderes, at antimon i miljøet primært stammer fra spildevand, dernæst fra slam og i mindre grad fra kompost og perkolat (fast affald) (8). Der er ikke fundet eksponeringsniveauer fra det ydre miljø.

Brand og ophedning

Antimontrioxid har ikke i sig selv flammehæmmende egenskaber. Stoffet fremmer halogenerede flammehæmmeres virkning. Pulver af antimontrioxid kan antændes ved opvarmning i luft og kan ved opvarmning til dekomponering danne giftige antimondampe (6,20).

Virkning på Sundhed

Nedenstående data er hovedsagelig baseret på eksponering med antimontrioxid. Såfremt der i litteraturen ikke er fundet data vedrørende antimontrioxid er effekter af antimon beskrevet under det enkelte endpoint. Trivalent antimon (oxidationstrin af antimon i antimontrioxid) menes at være mere giftigt end f.eks. pentavalent antimon (21).

Optagelse og omsætning

Blandt gravide kvindelige arbejdere på en antimonfabrik, som blev eksponeret for støv indeholdende både metallisk antimon, antimontrioxid og antimonpentasulfider, fandt man højere niveauer af antimon i blod, urin, brystmælk, fostervand, væv fra moderkage og blod fra navlestreng end blandt ueksponerede kvindelige arbejdere (7).

Målinger i arbejdsmiljø har vist, at antimon hovedsageligt optages gennem luftvejene og akkumuleres i lever, røde blodlegemer, skjoldbrusk- og biskjoldbruskkirtel. Udskillelse af antimon sker via urin og fæces (5).

I en undersøgelse med hhv. rotter og kaniner, som blev eksponeret for antimontrioxid via føden, viste samme fordeling af stoffet i kroppen med størst mængde i skjoldbruskkirtel og dernæst i faldende mængde i binyrer > milt > lever > lunge > hjerte og nyrer (6).

Ved indtagelse af antimontrioxid gennem føden i 8 måneder viste undersøgelser i rotter, at udskillelse af antimontrioxid via fæces var langt større end via urin lige efter eksponeringens ophør. Efter 30 dage var udskillelsen via urin kun faldet en størrelsesorden, mens udskillelsen via fæces nu var 20 gange mindre end via urin. Skjoldbruskkirtlen var også i denne undersøgelse det sted, hvor den største akkumulering af antimon fandt sted (5).

I et undersøgelser med hamstere havde antimontrioxid to faser i udskillelsen. Halveringstiden i den første fase var 40 timer, mens halveringstiden i den anden fase var 20 - 40 dage (6).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter

Antimontrioxid udviser i dyrestudier lav akut giftighed ved indtagelse, indånding og hudkontakt. LD₅₀¹ (rotte) er >34.000 mg/kg lgv. LC50² (rotter) er over 2.700 mg/m³. Dermal LD₅₀³ (kanin) er over 2.000 mg/kg lgv. (5).

Ydre tegn på akut forgiftning med antimon er markant vægttab, hårtab og skællet tør hud. Indre tegn på forgiftning med antimon er overbelastning af hjerte, nyre og lunger. Overbelastning af hjertet ved indtagelse af antimon synes at være den hyppigste dødsårsag (5).

Irritation/ætsning

Hos 52 arbejdere mennesker viste lappetest, at antimontrioxid ikke var irriterende for hud.

Undersøgelser i dyr viste også, at antimontrioxid ikke var irriterende ved hudkontakt (5).

Der er indikationer på, at antimontrioxid er irriterende for øjne, andre slimhinder og luftveje (5).

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt

Der er rapporteret om effekter såsom hornhindebetændelse, bindehindekatar, betændelse i huden og kronisk sårdannelse i næseskillevæg ved eksponering for dampe og støv fra antimonforbindelser (5).

Længerevarende eksponering for antimontrioxid forårsager pneumokoniose (støvlunge) hos mennesker (9,22).

Allergi
Der er rapporteret om allergitilfælde blandt arbejdere i antimonindustrien, men detaljerede oplysninger er ikke angivet. 12 ud af 20 arbejdere reagerede ved hudkontakt med antimontrioxid, mens der ikke blev observeret nogen reaktion hos 30 ueksporede. Det kunne ikke fastslås, om de observerede reaktioner var af allergisk karakter (5).

Undersøgelse med lappetest hos 52 arbejdere indikerede, at antimontrioxid ikke var allergifremkaldende (5).

Antimontrioxid blev undersøgt for allergifremkaldende egenskaber i marsvin med tvetydige resultater (5).

I andre undersøgelser med dyr er antimontrioxid observeret at have allergifremkaldende effekter (8).

Samlet er det ikke muligt, ud fra de foreliggende data, at vurdere, om antmontioxid kan forårsage allergi ved hudkontakt eller indånding.

Kræft
Antimontrioxid blev testet for kræftfremkaldende egenskaber i rotter ved indånding. Eksponering gav en højere forekomst af lungetumorer i hunner, men ikke i hanner (9).

Data fra to antimonfabrikker i hhv. USA og Storbritannien gav modstridende oplysninger vedrørende antimontrioxids kræftfremkaldende egenskaber. Blandt arbejdere i Storbritannien fandt man en øget forekomst af lungekræft, mens denne effekt ikke blev observeret i USA (22).

IARC (International Agency for Research on Cancer) vurderer, at data på antimontrioxids kræftfremkaldende egenskaber i mennesker er ufyldestgørende, men at der er tilstrækkelig dokumentation for, at antimontrioxid forårsager kræft i dyr. IARC klassificerer antimontrioxid i gruppe 2B (kan muligvis fremkalde kræft hos mennesker) på basis af ovenstående (9).

I antimontrioxid kan der være urenheder i form af arsenik. Arsenik har været under mistanke for at kunne fungere som cocarcinogen ved indånding af antimontrioxid. Den kemiske struktur af arsenik som urenhed i antimontrioxid blev undersøgt. Arsenik erstatter antimon på vilkårlig vis i antimonoxidkrystallen. Arsen i denne struktur kan ikke ekstraheres fra krystallen og vil således ikke være medvirkende til antimontrioxids kræftfremkaldende egenskaber (22).

Antimontroxid er klassificeret som kræftfremkaldende i kategori 3 med risikosætning R40 (Mulighed for kræftfremkaldende effekt) (13).

Arveanlæg
Antimontrioxid forårsager skader på arveanlæg i standardtest med bakterier (9).

In vivo⁴ forsøg med mus har vist en øget forekomst af kromosomforandringer ved længere tids eksponering for antimontrioxid (3).

I nyere in vivo undersøgelser med mus konkluderer man, at antimontrioxid ikke har en skadelig effekt på arveanlæg (5).

Reproduktion
Gravide kvindelige arbejdere på en antimonfabrik eksponeret for støv, som indeholdt metallisk antimon, antimontrioxid og antimonpentasulfider, havde øget forekomst af spontane aborter, for tidlige fødsler og gynækologiske problemer sammenlignet med ueksponerede kvindelige arbejdere. Afkom fra eksponerede kvinder var væksthæmmede fra 3 måneders alderen og vægten var signifikant reduceret ved 1 års alderen (7).

Rotter blev eksponeret for antimontrioxid ved hhv. indsprøjtning eller indånding. Indsprøjtning af antimontrioxid resulterede i, at kun 50 % af de dyr, der parrede sig, blev drægtige, og de drægtige dyr producerede færre unger. Dyr eksponeret ved indånding producerede også færre unger end kontrolgruppen (7).

Data indikerer, at antimontrioxid virker skadende på forplantningsevnen.

Der er uklarhed om antimontrioxids fosterskadende egenskaber. Et sted refereres antimontrioxid at give fosterskader (uden angivelse af kilde) (8), mens en anden kilde konkluderer, at der ikke var tegn på fosterskader ved eksponering for antimontrioxid (7). Antimon på metallisk form vurderes ikke at give fosterskader
(23). I en nyere undersøgelse af antimontrioxids fosterskadende effekter i rotter, som blev eksponeret for stoffet via indånding i drægtighedsperioden i koncentrationer op til 6,3 mg/m³, udviste stoffet ikke fosterskadende egenskaber
(24).

Amning
Hos gravide kvindelige arbejdere på en antimonfabrik eksponeret for støv, som indeholdt metallisk antimon, antimontrioxid og antimonpentasulfider, blev niveauet af antimon i brystmælk målt til 3,3 mg/l (7). Der er ingen angivelse af baggrundsniveauet for antimontrioxid i brystmælk fra ueksponerede kvinder.

Virkning på miljø

Spredning i miljøet
Antimon er et grundstof, som forekommer naturligt i malm. Antimontrioxid frigives bl.a til atmosfæren ved udsmeltning af malm. Kilder til antimontrioxid i miljøet er foruden minedrift, industriel produktion og anvendelse af stoffet, migration fra produkter, som indeholder stoffet (6).

Der er ingen angivelser af spredningsveje for antimontrioxid i miljøet, men antimon i miljøet vurderes at stamme hovedsageligt fra spildevand, dernæst fra slam og i mindre grad fra kompost og perkolat (fast affald) (8).

Ved høje temperaturer oxideres antimon til antimontrioxid (og muligvis også antimontetraoxid og antimonpentaoxid). Antimon forventes derfor at eksistere som antimontrioxid i luften, da en stor del af den antimon der frigives til luften stammer fra industrielle processer, der involverer høje temperaturer (6).

Antimontrioxid forventes ikke at være flygtigt i vandmiljø (6).

Bioakkumulering
Der er ikke fundet data, som kan belyse antimontrioxids potentiale for at bioakkumulere i miljøet.

Nedbrydelighed
Antimontrioxid er en uorganisk forbindelser. Uorganiske forbindelser nedbrydes ikke biologisk men kan omdannes til forskellige forbindelser med varierende biotilgængelighed (6).

Giftighed
Antimontrioxid er meget giftigt for alger (EC₅₀⁵ = 0,63-0,8 mg/l), men ikke for fisk

(LC₅₀⁶ = 80 mg/l) og dafnier (EC50 = 361,5 - 496 mg/l). Antimontrioxid må forventes at kunne forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet (10).

Andre miljøeffekter
Der er ikke nogen forventning om, at antimontrioxid kan medvirke til nedbrydning af ozonlaget, bidrager til fotokemisk ozondannelse eller næringssaltbelastning eller til den atmosfæriske drivhuseffekt.

Påvirkning af bakterier
Der er ikke fundet data, der kan belyse antimontrioxids effekter på bakterier og andre mikroorganismer.

Netværk

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dk

DK: Arbejdstilsynet, www.arbejdstilsynet.dk

EU: European Chemicals Bureau (ECB),  European Commission,
http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/ph_
risk/committees/sct/sct_en.htm

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_social/
health_safety/activities_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF), European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

World Health Organization (WHO), International Programme on Chemical Safety (IPCS), http://www.who.int/pcs/pcs_act.htm

International Agency for Research on Cancer (IARC),
http://www.iarc.fr/

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_
34365_2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

US: American Conference of Governmental Hygienists (ACGIH), http://www.acgih.org/home.htm

US: National Institute of Environmental Health Sciences (NIEHS), National Toxicology Programme, http://www.niehs.nih.gov/

US: Environmental Protection Agency (EPA), Office for Research and Development, National Center for Environmental Assessment
http://www.epa.gov/ORD/

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html

US: OEHHA. Office of environmental health hazard assessment http://www.oehha.ca.gov/prop65.html

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_
34365_2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

Litteraturhenvisninger

1.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

2.  Listen over uønskede stoffer : en signalliste over kemikalier, hvor brugen på længere sigt bør reduceres eller stoppes. København: Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen; 2000. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2000:9

3.  Clayton GD, Clayton FE, editors. Patty's Industrial Hygiene and Toxicology. - 2: Toxicology. - Part F. 4 ed. New York, N.Y. : Wiley:  1994. 4311p .

4.  Synoptic Document. Provisional Lists of monomers and additives notified to European Commission as substances which may be used in the manufacture of plastics intended to come into contact with foodstuffs.
http://cpf.jrc.it/webpack/downloads/
SYNOPTIC%20DOCUMENT(2003.04.15).pdf EUROPEAN COMMISSIONHEALTH & CONSUMER PROTECTION DIRECTORATE-GENERAL; 2003 May 13

5.  Stevens GC, Mann AH. Risks and Benefits in the Use of Flame Retardants in Consumer Products : Technical and Commerical Annexes : Annexes to the Report for the Department of Trade and Industry. Guildford: University of Surrey, School of Physical Sciences, Polymer Research Centre; 1999.

6.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). Antimony trioxide. (Reviewed by SRP on 9/18/1997). http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2002 Jan 14. Available from: http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS436E.htm.

7.  Clayton GD, Clayton FE, editors. Patty's Industrial Hygiene and Toxicology. - 2: Toxicology. - Part C. 4 ed. New York, N.Y : Wiley:  1994. 1677p .

8.  Grundstofferne i 2. geled - et miljøproblem nu eller fremover? Miljøstyrelsen 2002;Miljøprojekt nr. 700. Available from: www.mst.dk.

9.  International Agency for Research on Cancer. IARC Monograph on antimony trioxide and antimony trisulfide (CAS No. 1309-64-4). Summary of Data reported and Evaluation. IARC Monographs Programme on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans 1989. Available from: http://www.cie.iarc.fr/htdocs/monographs/vol47/47-11.htm.

10.  USEPA/ORD/NHEERL. ECOTOX: Ecotoxicology Database. Antimony trioxide. ECOTOX:Mid-Continent Ecology Division. 2003. Available from:
http://www.epa.gov/cgi-bin/ecotox.

11.  B-værdivejledningen : oversigt over B-værdier. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2002. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2002:2

12.  Miljø -og Energiministeriet. Bekendtgørelse Om Vandkvalitet Og Tilsyn Med Vandforsyningsanlæg. nr. 871 ed.  2001.

13.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2002. (Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 439 af 3.juni 2002 om listen over farlige stoffer

14.  The N-CLASS Database on Environmental Hazard Classification version 5.0. Nordic Council of Ministersin collaboration withEuropean Chemicals Bureau 2003

15.  Listen over uønskede stoffer 2004. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2004. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2004:8

16.  Det nationale program for overvågning af vandmiljøet og naturen (NOVANA) 2004-2009. Danmarks Miljøundersøgelser (DMU) 2004. Available from: http://www.dmu.dk/NR/rdonlyres/840211D1-BA78-
4C4D-A330-3DA18BDAB274/0/MFS_stofliste20050530.pdf.

17.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65
_list/files/P65single120205.pdf.

18.  Listen over uønskede stoffer : en signalliste over kemikalier, hvor brugen på længere sigt bør reduceres eller stoppes. København: Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen; 2000. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2000:9

19.  This document has been prepared by the French and UK rapporteurs on behalf of the European Union.The scientific work on the environmental part was prepared by the Building Research Establishment Ltd (BRE) ucttUr. European Union Risk Assessment Report; Bis(pentabromophenyl) ether 2002 Jun.

20.  Lewis Sr. RJ. Sax's Dangerous Properties of Industrial Materials. - 2: A-G. 9.ed. ed. New York, N.Y. : Van Nostrand Reinhold:  1995.

21.  Sheftel VO. Indirect Food Additives and Polymers : Migration and Toxicology. Boca Raton, Fla. : Lewis:  2000.

22.  Documentation of the Threshold Limit Values and Biological Exposure Indices. - [1]: A-D. 7 ed. Cincinnati, Ohio: ACGIH (American Conference of Governmental Industrial Hygenists) Worldwide; 2001.

23.  Schardein JL. Chemically Induced Birth Defects. 3 ed. New York (NY): Marcel Dekker; 2000.

24.  Newton PE, Schroeder RE, Zwick L, et al.  Inhalation developmental toxicity studies in rats with antimony trioxide (Sb2O3). [Abstract] Toxicologist  2004;78(1-S):

Fodnoter

¹. Den dosis, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr ved indtagelse.

². Den luftkoncentration, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr ved indånding.

³. Den dosis, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr ved hudkontakt.

⁴. Undersøgelse i levende dyr.

⁵ Den vandkoncentration, der forårsager en given effekt hos halvdelen af de eksponerede individer over et angivet tidsinterval

⁶ Den vandkoncentration, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede individer over et angivet tidsinterval

Bilag D13 – Stofprofil for Ethylenglycol

Kort Status og Resumé 

Fokus
Ethylenglycol er et af de mest anvendte organiske opløsningsmidler på verdens-plan. Stoffets kritiske sundhedsskadelige effekt er påvirkning af nyrerne, hvilket er set i dyreforsøg ved gentagen indtagelse samt ved akutte forgiftningstilfælde hos mennesker. Nogle studier tyder på, at der kan være effekter på fosterudviklingen hos dyr. Dette er set i doser, som er højere end de doser, der forårsager nyreskader ved gentagen eksponering (1).

Konklusion 
Eksponering for ethylenglycol i arbejdsmiljøet under normale forhold skønnes ikke umiddelbart at indebære en væsentlig sundhedsrisiko, hvis grænseværdierne overholdes og værnemidler anvendes, herunder brug af handsker ved mulighed for kontakt med huden (2).

Der er utilstrækkelige data for eksponering af almenbefolkningen for ethylenglycol via luft, drikkevand, føde og forbrugerprodukter. Tilgængelige data og estimater fra USA indikerer et dagligt eksponeringsniveau, der er væsentligt lavere end det niveau, som udløser den kritiske effekt på nyrerne (1).

Status
Ethylenglycol er ikke prioriteret under EUs program for risikovurdering af eksisterende stoffer.

Ethylenglycol er klassificeret som farlig ved indtagelse (R22) (3).

Anvendelse
Anvendelsen af ethylenglycol udgjorde i 1997 på verdensplan mere end 10 000 kilotons. Stoffet anvendes primært til fremstilling af polyesterfibre og polyethylenterephthalat (PET) men også til fremstilling af resin, film, kemiske intermediater og som opløsningsmiddel ved forarbejdning af plastmaterialer. Ethylenglycol anvendes desuden til frostbeskyttelse af kølevandssystemer (frostvæske) i biler og i industrien (2).

Eksponeringsforhold
Den væsentligste eksponering af mennesker for ethylenglycol forekommer i arbejdsmiljø ved produktion og anvendelse af stoffet. Der findes ingen direkte anvendelige eksponeringsdata i arbejdsmiljøet, som beskriver det aktuelle eksponeringsniveau for ethylenglycol på danske arbejdspladser. Eksponeringen sker hovedsagligt af hud og øjne, men også af luftveje, hvis ethylenglycol opvarmes og danner dampe eller aerosoler ved sprøjtning. Ethylenglycol optages let gennem huden. Indtagelse af ethylenglycol, som indebærer den største risiko for sundhedseffekter, sker udelukkende ved ulykkestilfælde. Luftkoncentrationer af ethylenglycol i åndedrætszonen hos arbejdere, som arbejdede med væsker til afisning (50 % ethylenglycol) var på mindre end 0,05 - 2,33 mg/m³ som aerosol og mindre end 0,05 - 3,37 mg/m³ som damp (1). De højeste koncentrationer svarer til ca. en tiendedel af grænseværdien for stoffet i arbejdsmiljø.

Kilder til ethylenglycol i miljøet er industriel produktion, anvendelse af stoffet og afbrænding af affald. Der er ingen data på ethylenglycol i drikkevand. Almenbefolkningen kan eksponeres for ethylenglycol via indånding af den omgivende luft (i størrelsesordenen mindre end 0,05 - 10,57 mg/m³), ved indtagelse af fødevarer og via forbrugerprodukter. Worst-case indtagelse for personer, som bor i nærheden af industriel produktion (data er begrænsede), og som skal ses som den øverste grænse for eksponering ligger mellem 0,022-0,088 mg/kg lgv¹/dag. Der er få data om ethylenglycol i fødevarer. Forekomsten af ethylenglycol i fødevarer skyldes hovedsagligt vandring af stoffet fra plastmateriale/folie og lignende pakningsmateriale til fødevaren. En worst-case indtagelse af fødevarer forurenet med ethylenglycol via migration fra plastmateriale, hvor tallene er baseret på to undersøgelser, er beregnet til mellem 0,0025 - 0,041 mg/kg lgv/dag
(1).

En beregnet indtagelse for almenbefolkningen er mindre end 0,0025 – 0,041 mg/kg lgv/dag. Optagelse gennem huden ved berøring af forbrugerprodukter er som en worst-case betragtning baseret på 100 % absorption gennem huden, idet huden normalt udgør en betydelig barriere. Højeste estimat for daglig indtagelse hos voksne ved brug af visse forbrugerprodukter (indeholdende 0,03 % - 5 % ethylenglycol) herunder bilvoks, gulvvoks og latexmaling var i størrelsesorden
0,0072 – 0,236 mg/kg lgv/dag (1).

Effekter
Stoffets kritiske sundhedsskadelige effekt er påvirkning af nyrerne. Det er set i dyreforsøg med gentagen indtagelse samt ved akutte forgiftningstilfælde hos mennesker. Det har ikke været muligt at fastlægge den dosis, som giver anledning til nyreskader hos mennesker, herunder akut nyresvigt, vævsdød og ophobning af oxalsyre og blod i urinen. I dyreundersøgelser er der set påvirkning af nyrerne i form af vævsdød, betændelse, aflejringer af oxalsyresalte og bindevævsdannelse med en NOAEL-værdi² på 200 mg/kg lgv/dag.

Ethylenglycol har vist fosterskadende effekt i mus og rotter ved alle eksponeringsveje. Effekterne, som er mest udtalt hos mus, er observeret i doser, som ikke er giftige for mødrene. Den fosterskadende effekt ses i doser højere end den laveste dosis, som forårsager skader på nyrer (NOAEL 200 mg/kg lgv/dag ~ 140 mg pr. person pr. dag) ved gentagen eksponering (1,4).

I høje luftkoncentrationer kan ethylenglycol irritere luftvejene. Stoffet kan virke øjenirriterende ved direkte kontakt (1).

USA EPA³ har på baggrund af dyrestudier fastsat en referencekoncentration for daglig, kontinuerlig og livslang indtagelse (RfD) af ethylenglycol på 2 mg/kg lgv/dag. Ved dette eksponeringsniveau, vurderer man, at der ikke er væsentlig risiko for skadelige effekter over livstid. Referencekoncentration er baseret på en NOAEL-værdi på 200 mg/kg lgv/dag for nyreskader i et 2-års fodringsforsøg med rotter (5).

Ethylenglycol har lav giftighed overfor vandorganismer og ophobes ikke. Stoffet er mobilt i jord. Der er derfor risiko for udvaskning til grundvand og vandmiljøet (6).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen, H = Hudgennemtrængelig * forstøvet

Miljø

B-værdi: 0,3 mg/m³ (7).

Klassificering

Sundhedsskadelig Xn; R22 (farlig ved indtagelse) (3).

Anden regulering

Der er fastsat en specifik migrationsgrænse på 30 mg/kg i fødevarer og en TDI⁴ på 0,5 mg/kg lgv (8).

Ethylenglycol er ikke på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 (9).

Proposition 65 (Californien): Ikke listet (10).

Identifikation

Kemisk navn

Ethylenglycol

Synonymer

1,2-Dihydroxyethan, 1,2-ethanediol, ethan-1,2-diol, 2-hydroxyethanol, glycol, monoethylenglycol

Struktur

CAS nr.

107-21-1

EINECS/ELINCS nr.

203-473-3

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

Klar, farveløs viskøs væske

Smeltepunkt

-13 °C

Kogepunkt

197,56 °C (ved 101,3 hPa)

Flammepunkt

111 °C

Damptryk

0,08 hPa  (ved 20 °C)

Densitet

1,113 g/ml (ved 20°C)

pH

Ikke relevant

Opløselighed

Fuldt blandbar med vand, lavere alifatiske alkoholer, glycerol, eddikesyre, acetone og lignende ketoner, aldehyder og pyridin. Uopløselig i benzen, chlorerede hydrocarboner, petroleumsether og olier.

Log P_ow

-1.93 to -1.36 (25 ºC)

Lugtgrænse  

Uden lugt

Anvendelse og forekomst

Ethylenglycol er et af verdens mest anvendte organiske kemikalier. Stoffet anvendes til fremstilling af polyesterfibre, polyethylenterephthalat (PET), resiner, film, kemiske intermediater og som opløsningsmiddel ved forarbejdning af plastmaterialer. Ethylenglycol anvendes også til frostbeskyttelse af kølevandssystemer (frostvæske) i biler og i industrien. Ethylenglycol anvendes desuden som hydraulikvæske, som tørremiddel til gasser, som tilsætningsstof i malevarer, trykfarver og klæbestoffer (2).

Mennesker eksponeres hovedsagligt for ethylenglycol gennem arbejdsmiljøet, men også som forbruger og indirekte gennem miljøet. I arbejdsmæssig sammenhæng sker eksponeringen ved produktion og anvendelse af stoffet. Den væsentligste eksponering er af hud og øjne, men kan ske ad luftveje, hvis ethylenglycol opvarmes og danner dampe eller aerosoler. Indtagelse af ethylenglycol, som er den mest alvorlige kilde til sundhedsskadelige effekter, sker udelukkende ved ulykkestilfælde (2).

Den væsentligste kilde til ethylenglycol i det ydre miljø er industriel produktion og anvendelse af stoffet. På verdensplan benyttes ca. 2/3 af ethylenglycol som kemiske intermediater, mens 1/3 bruges som frostvæske.

Almenbefolkningen eksponeres for ethylenglycol via indånding af atmosfærisk
luft, drikkevand og ved indtagelse af fødevarer i kontakt med ethylenglycolbaseret plastemballage. Der er få data om ethylenglycol i fødevarer. Forekomsten af ethylenglycol i fødevarer skyldes hovedsagligt vandring af stoffet fra plastmateriale/folie og lignende pakningsmateriale til fødevaren. En worst-case indtagelse af fødevarer forurenet med ethylenglycol via migration fra plastmateriale, hvor tallene er baseret på to undersøgelser, er beregnet til mellem 0,0025 og 0,041 mg/kg lgv/dag (1).

Brand og ophedning

Ethylenglycol kan brænde, men betragtes pga. sit høje flammepunkt og lave damptryk ved stuetemperatur som ikke-brandfarlig. Ethylenglycol kan ved opvarmning til flammepunktet eller derover afgive dampe, der sammen med luft kan danne eksplosive blandinger (2). Ved brand dannes almindelige brandgasser.

Virkning på Sundhed

Optagelse og omsætning

Undersøgelser med dyr har vist, at ethylenglycol optages og fordeles hurtigt i kroppen ved indånding, indtagelse og hudkontakt. Studier i rotter har vist, at 75 - 80% af det inhalerede ethylenglycol (aerosol eller damp) bliver fordelt øjeblikkeligt. Optagelsen gennem mave-tarmkanalen er næsten fuldstændig, 90 - 100 % i rotter og mus. Optagelsen gennem huden varierer. Hos rotter og mus var den hhv. 30 % og 85-100 %. Hudoptagelsen hos mennesker forventes at være mindre end hos gnavere, idet menneskers hud er tykkere og derfor udgør en større barriere. Ethylenglycol omdannes og nedbrydes i lever og nyrer og udskilles via udåndingsluft som kuldioxid (CO₂) og via urin. Omdannelsen af ethylenglycol starter umiddelbart efter optagelsen. Hovedparten af enten uomdannet ethylenglycol eller nedbrydningsprodukter udskilles inden for 12 - 48 timer. Ethylenglycol omdannes i kroppen til bl.a. oxalsyre og glycolsyre. Ethylenglycol vurderes at have lille potentiale for ophobning i dyr og mennesker. Ethylenglycols sundhedsskadelige virkning er omdiskuteret men menes at skyldes dels dannelse af tungtopløselige oxalsyresalte, der kan aflejres som krystaller i nyrer og lever, dels ophobning af glycolsyre i nyrerne (4).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter

Der er fundet flere tilfælde hos mennesker med dødelig udgang efter indtagelse af ethylenglycol enten tilsigtet eller ved ulykkestilfælde; den laveste dødelig dosis for mennesker er estimeret til 1600 mg/kg lgv for en voksen. Det svarer til, at en voksen person indtager ca. 100 ml ren ethylenglycol. De symptomer, som følger efter indtagelse af ethylenglycol, kan opdeles i fire faser: 1) effekter på centralnervesystemet, som sker i løbet af 30 min - 12 timer ved indtagelse af større mængder, 2) effekter på hjertekarsystemet inden for et til tre døgn, 3) skader på nyrerne, som sker indenfor to til tre døgn, samt 4) forsinkede effekter på de store nerver i hovedet, som kan indtræde efter 6 dage eller senere. Sidstnævnte skader er dog sjældne (4).

Ethylenglycol er 2 - 5 gange mere akut giftigt for mennesker end dyr (rotter og hunde). Den laveste dødelige dosis for kat, rotte og hund er hhv. 1000 mg/kg lgv, 3800 mg/kg lgv og 7000 mg/kg lgv, hvilket svarer til moderat akut giftighed for kat og lav giftighed for rotte og hund. Ethylenglycol er i EU klassificeret som farlig ved indtagelse (2,4).

De begrænsede dyredata, som findes på akut giftighed ved indånding og hudkontakt, tyder på, at ethylenglycol er af lav akut giftighed (2,4).

Det vurderes samlet, at ethylenglycol er af moderat til høj akut giftighed ved indtagelse, mens stoffet er af lav akut giftighed ved indånding og hudkontakt.

Irritation/ætsning

Observationer hos mennesker viser, at ethylenglycol ikke er særligt hud- eller øjenirriterende. Stoffet er heller ikke hudirriterende hos kaniner. Dyrestudier viser modstridende resultater med hensyn til øjenirritation men peger samlet på, at stoffet kan være øjenirriterende i kaniner ved direkte drypning i øjet med ren ethylenglycol eller opløsninger af ethylenglycol. Langvarig eksponering af huden kan resultere i affedtning af denne (4).

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt

Gentagen eksponering af rotter gennem mave-tarmkanalen resulterer primært i nyreskader. Hanrotter er mere følsomme end hunrotter, og mus er mindre følsomme end rotter. Laveste NOAEL for effekt på nyrerne hos hanrotter er 200 mg/kg lgv/dag. I hunrotter har man endvidere set effekt på leveren (mild forstyrrelse i leverens fedtomsætning) med en NOAEL på 200 mg/kg lgv/dag. Denne effekt vurderes dog at være mindre alvorlig end effekten på nyrerne (4).

Allergi

Undersøgelser på mennesker tyder samlet set på, at ethylenglycol ikke fremkalder allergi. Der foreligger ingen data fra dyreforsøg (4)

Der er ingen tilgængelige data vedrørende fremkaldelse af allergi ved indånding.

Kræft

Der foreligger ingen undersøgelser om ethylenglycols eventuelle kræftfremkaldende effekt på mennesker.

Det vurderes samlet set som usandsynligt, at ethylenglycol er kræftfremkaldende for mennesker. Dette baseres på, at der ikke blev udviklet kræft i to dyrearter (rotte og mus) ved eksponering for ethylenglycol via foderet, samt at stoffet ikke har forårsaget skader på arveanlæg (1,4).

Arveanlæg

Ud fra begrænsede undersøgelser i cellesystemer og levende dyr vurderes ethylenglycol samlet set ikke at forårsage skadelig effekt på arveanlæg (1,4).

Reproduktion

Ethylenglycol har fremkaldt effekter på fostre i forsøg på mus og rotter ved alle eksponeringsveje, herunder i doser, som ikke er giftige for mødrene. Fosterskaderne sås hos mus og rotter ved indånding af aerosoler i en koncentration på 1000 mg/m³ og hos rotter ved indtagelse af ethylenglycol i doser på ned til 1000 mg/kg lgv/dag og hos mus ned til 500 mg/kg lgv/dag. Fostereffekterne, som var mest udtalte hos mus, var primært forsinket forbening af forskellige skeletdele (skeletale variationer) og misdannelser (1,4).

Der er ingen data på ethylenglycols effekter på den menneskelige reproduktionsevne.

Ethylenglycol påvirker ikke forplantningsevnen i kaniner og rotter, men der har været tegn på en påvirkning af forplantningsevnen i mus. Dette dog i doser som var betragteligt større end de doser, som forårsagede fosterskader i mus og nyreskader i rotter ved gentagen eksponering (1).

Samlet set er ethylenglycols effekt på reproduktionsevnen uafklaret. Nogle studier tyder på, at der kan være effekter på fosterudviklingen hos dyr.

Amning

Der er ikke fundet data, som kan belyse eventuelle effekter hos nyfødte, som eksponeres for ethylenglycol gennem modermælk. Da ethylenglycol er et organisk opløsningsmiddel, forventes det at kunne udskilles via modermælken.

Virkning på miljø

Spredning i miljøet

Udledning af ethylenglycol til miljøet sker hovedsagligt til vandmiljøet. Den største lokale udledning sker til overfladevand ved brug af stoffet som afisningsvæske til fly og flybaner. I overfladevand er koncentrationer generelt målt i størrelsesordenen 10^-3 mg/l. Koncentrationer i urenset spildevand er målt i gennemsnit op til 1300 mg/l. De højest rapporterede koncentrationer på 19 000 mg/l er målt i afstrømningsvand fra lufthavne. Frigivet ethylenglycol til atmosfæren nedbrydes relativt hurtigt med en halveringstid på 0,3 - 3½ dag. Ethylenglycol har ingen eller ringe kapacitet til at bindes til partikler og vil være mobilt i jord. Der er derfor risiko for udvaskning til grundvand og vandmiljøet (6).

Bioakkumulering

Ethylenglycol har et lavt bioakkumuleringspotentiale og forventes derfor ikke at bioakkumulere i levende organismer (log k_ow på –1,93-1,36 og BCF værdier på 190 for grønalger og op til 0,27 i krebs bekræfter dette) (6).

Nedbrydelighed

Ethylenglycol er let biologisk nedbrydeligt. Mange studier viser bionedbrydelighed både under iltholdige og iltfrie forhold. Nogle studier indikerer en vis latenstid/forsinkelse, før nedbrydningen går i gang. Hurtig nedbrydning er observeret i overfladevand (langsommere i saltvand end i ferskvand), grundvand og podejord (6).

Der forventes ikke at ske hydrolyse af ethylenglycol i overfladevand. Nedbrydning af ethylenglycol i atmosfæren foregår primært ved reaktion med hydroxylradikaler dannet via sollys. Den atmosfæriske halveringstid er beregnet til 0,3 - 3½ dag
(11).

Giftighed

Ethylenglycol har generelt lav giftighed overfor vandorganismer. I test med et afiser-produkt indeholdende ethylenglycol så man større giftighed overfor vandorganismer end med rent ethylenglycol. Det indikerer, at andre kemiske stoffer i formuleringen havde en giftig virkning (6).

Andre miljøeffekter

Der er ikke nogen forventning om, at ethylenglycol medvirker til nedbrydning af ozonlaget, til fotokemisk ozondannelse eller næringssaltbelastning eller til den atmosfæriske drivhuseffekt.

Påvirkning af bakterier mv. Organismer, som lever på jorden, eksponeres sandsynligvis mindre for ethylenglycol og udviser generelt mindre følsomhed overfor stoffet; først ved meget høje koncentrationer (over 100 000 mg/l) ses giftvirkning på gær og svampe fra jord (9). Ethylenglycol forventes ikke at skade mikroorganismer på spildevandsrenseanlæg i relevante koncentrationer (12).

Netværk

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dk

DK: Arbejdstilsynet, www.arbejdstilsynet.dk

EU: European Chemicals Bureau (ECB), European Commission,
http://ecb.jrc.it/existing-chemicals

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/
ph_risk/committees/sct/sct_en.htm

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF), European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

World Health Organization (WHO), International Programme on Chemical Safety (IPCS), http://www.who.int/pcs/pcs_act.htm

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_34365
_2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

US: American Conference of Governmental Hygienists (ACGIH), http://www.acgih.org/home.htm

US: National Institute of Environmental Health Sciences (NIEHS), National Toxicology Programme, http://www.niehs.nih.gov/

US: Environmental Protection Agency (EPA), Office for Research and Development, National Center for Environmental Assessment
http://www.epa.gov/ORD/

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html

Plastindustrien i Danmark Stofprofil for Ethylenglycol Side 8 af 9
15.12.05

Stofprofil for Ethylenglycol

Litteraturhenvisninger

1.  WHO. CICAD 45. Ethylene glycol: Human Health Aspects. http://www.inchem.org 2002. Available from: http://www.inchem.org/documents/cicads/cicads/cicad45.htm.

2.  Documentation of the Threshold Limit Values and Biological Exposure Indices. Vol.2. 6 ed. Cincinnati, Ohio: American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH); 1991. 721p .

3.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

4.  Miljøstyrelsen. Working report no. 51, 2003. Appendices 1-18 to: Report on the Health Effects of Selected Pesticide Coformulants (in press). www.mst.dk 2004 Jan 29. Available from:
http://www.mst.dk/homepage/default.asp?Sub=
http://www.mst.dk/udgiv/publications/
2003/87-7614-055-5/html/.

5.  IRIS - Integrated Rsik Information Systeme. Ethylene glycol.
http://www.epa.gov EPA; 1989 Jan 9. Available from: http://www.epa.gov/iris/subst/0238.htm.

6.  WHO. CICAD 22. Ethylene glycol: Environmental Aspects.
http://www.inchem.org 2000. Available from: http://www.inchem.org/documents/cicads/cicads/cicad_22.htm.

7.  B-værdivejledningen : oversigt over B-værdier. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2002. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2002:2

8.  EU-Kommissionen. Synoptic document (revideret 25.juli 2003).
http://europa.eu.int/comm/food/fs/sfp/food
_contact/synoptic_doc_en.pdf 2003 Mar 25

9.  Listen over uønskede stoffer 2004. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2004. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2004:8

10.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65_
list/files/P65single120205.pdf.

11.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). Ethylene glycol.
http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2003 Mar 5. Available from: http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS5012A.htm.

12.  Verschueren K. Handbook of Environmental Data on Organic Chemicals. 3 ed. New York, N.Y. : Van Nostrand Reinhold:  1996.

Fodnoter

¹ lgv =legemsvægt

² NOAEL (No Observed Adverse Effect Level). Det niveau/koncentration hvor der ikke ses nogen skadelig effekt.

³ United States Environmental Protection Agency

⁴ TDI = Tolerabelt dagligt indtag.

Bilag D14 – Stofprofil for p-Benzoquinon

Kort Status og Resumé 

Fokus
p-Benzoquinon er et almindeligt anvendt kemisk stof i industrien, som primært anvendes som syntesestof til fremstilling af hydroquinon. I plastindustrien anvendes stoffet som polymerisationsinhibitor ved fremstilling af umættede polyestere (1,2).

Konklusion
De sundhedsmæssige og miljømæssige effekter af p-benzoquinon er kun delvist belyst, idet datamaterialet er meget begrænset. Med hensyn til sundhed er det hovedsagligt de akutte effekter, som er undersøgt. Stoffet er akut giftigt ved indånding og indtagelse og virker irriterende på øjne, åndedrætsorganer og ved kontakt med huden (3). De akutte effekter betyder, at eksponering for p-benzoquinon i arbejdsmiljøet kan være et problem. Der er meget begrænset viden om evt. langtidseffekter af stoffet, som kan udgøre en potentiel sundhedsrisiko.

De få data for miljø viser, at p-benzoquinon er meget giftigt for vandlevende organismer. Stoffet er mobilt i jord, og derved er der risiko for udvaskning til grundvandet og vandmiljøer. p-Benzoquinon forventes ikke at ophobes i levende organismer i særlig høj grad (2). Der kan ikke konkluderes noget om sundhedsmæssige langtidseffekter og øvrige miljøeffekter.

Status
p-Benzoquinon er ikke prioriteret under EUs program for risikovurdering af eksisterende stoffer.

p-Benzoquinon er klassificeret som giftig ved indånding og ved indtagelse
(T;R23/25), irriterer øjnene, åndedrætsorganerne og huden (Xi;R36/37/38) og meget giftig for organismer, der lever i vand (N;R50) (4).

Anvendelse
 p-Benzoquinon anvendes som syntesestof til fremstilling af farvestoffer, hydro-quinon, lime og harpikser, som reagensmiddel, oxidationsmiddel, ved forarbejdning af gelatine og til fremstilling af fremkaldervæsker til fotografi. I plastindustrien anvendes stoffet som polymerisationsinhibitor ved fremstilling af umættede polyestere (1,2,5).

Eksponeringsforhold  
Mennesker kan eksponeres for p-benzoquinon i arbejdsmiljøet, som forbrugere og indirekte via det ydre miljø. De mest relevante eksponeringsveje er indånding og hudkontakt, men indtagelse kan også forekomme ved ulykkestilfælde.

I arbejdsmiljø sker eksponering for p-benzoquinon ved produktion og anvendelse af stoffet og ved brug og bortskaffelse af produkter, som indeholder stoffet. Der er ingen data, som belyser omfanget af eksponering i industrien.

Der foreligger ingen data om eksponering af forbrugere for p-benzoquinon.

Kilder til p-benzoquinon i miljøet er hovedsagelig industriel produktion og anvendelse af stoffet. Stoffet er blandt andet fundet i overfladevand, i spildevand, i tobaksrøg og i meget lave koncentrationer i atmosfærisk luft (10^-6 mg/m³). Lidt højere luftkoncentrationer er målt i nærheden af stærkt trafikkerede veje (10^-4

mg/m³). p-Benzoquinon forekommer også naturligt i leddyr (2). Almenbefolkningen antages at blive eksponeret for p-benzoquinon indirekte via miljøet, via cigaretrøg og muligvis ved indtagelse af fødevarer i kontakt med plastemballage, som indholder stoffet. Der er ikke fundet data om eksponeringens størrelse.

Effekter
 p-Benzoquinon er akut giftigt ved indånding og indtagelse. LD₅₀¹ for rotte er 130 mg/kg (6).  Stoffet virker irriterende på øjne, åndedrætsorganer og ved kontakt med huden (5). I USA og Danmark er grænseværdien for p-benzoquinon i arbejdsmiljø 0,1 ppm (0,44 mg/m³) i luften. Erhvervsmæssig erfaring har vist, at dampe af p-benzoquinon virker øjenirriterende, når grænseværdien på 0,1 ppm overskrides (5). Data tyder på, at p-benzoquinon kan give anledning til udvikling af allergi.

Hos arbejdere, der havde længerevarende erhvervsmæssig eksponering for dampe af p-benzoquinon, blev der set varige skader på hornhinden og synsforstyrrelser (2,3,7).

p-Benzoquinon har høj akut giftigt over for vandlevende organismer (3). LC₅₀² for fisk og krebsdyr er i standardtest under 1 mg/l (8). Der er meget begrænsede data om nedbrydeligheden af stoffet. p-Benzoquinon forventes ikke at ophobes i levende organismer. Data indikerer, at stoffet er mobilt i jord og derfor vil kunne udvaskes til grundvandet og overfladevand (2).langtidseffekter, herunder udvikling af kræft er datagrundlaget manglende eller utilstrækkeligt til en vurde-ring. På miljøet virker giftigt overfor vandorganismer,

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen

Miljø

B-værdi: Ikke fastsat.

Klassificering

T;R23/R25  Xi;R36/37/38  N;R50 (4).

Anden regulering

Der er ikke fastsat et fast tolerabelt dagligt indtag (TDI) eller en specifik migrationsgrænse i levnedsmidler (SML) for p-benzoquinon. Stoffet er på EU-kommissionens liste over stoffer, der bruges ved fremstilling af plastmateriale, som kan komme i kontakt med fødevarer. Stoffet er placeret på liste 8, hvilket indebærer, at der kun er meget sparsom eller utilstrækkelig viden om stoffets sundhedsskadelige effekter til at kunne vurdere det (9).

p-Benzoquinon er ikke på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 (10).

Proposition 65 (Californien): Ikke listet (11).

Identifikation

Kemisk navn

p-Benzoquinon

Synonymer

1,4-Benzoquine, 1,4-benzoquinon, 1,4-dioxybenzen, 1,4-cyclohexadienedion,
2,5-cyclohexadien-1,4-dion, para-quinon, benzoquinon, chinon, cyclohexadiene-1,4-dion, cyclohexadienedion.

Struktur

CAS nr.

106-51-4

EINECS/ELINCS nr.

203-405-2

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

Lysegult fast stof med en skarp lugt der minder om chlor.

Smeltepunkt

115,7 °C

Kogepunkt

180 °C

Flammepunkt

38,92 °C

Damptryk

0,12 hPa (20 °C)

Densitet

1,318 g/ml (20 °C)

pH

Ikke aktuelt.

Opløselighed

Opløseligt i vand 11,1 g/l ved 18 °C. Opløseligt i >10% ethanol og >10 % diethylether

Log P_ow

0,20

Lugtgrænse

0,4 ppm

Anvendelse og Forekomst

p-Benzoquinon tilhører gruppen af ketoner. Stoffet anvendes som syntesestof til fremstilling af farvestoffer, hydroquinon, lime og harpikser samt som reagensmiddel, oxidationsmiddel, farvning af læder, styrkelse af dyrefibre, forarbejdning af gelatine og til fremstilling af fungicider, lægemidler samt fremkaldervæsker til fotografi. I plastindustrien anvendes stoffet som polymerisationsinhibitor ved fremstilling af umættede polyestere (1,2,12).

Mennesker kan indirekte via det ydre miljø, i arbejdsmiljøet og som forbrugere eksponeres for p-benzoquinon.

Den væsentligste eksponering af mennesker for p-benzoquinon formodes at forekomme i arbejdsmiljøet ved produktion og anvendelse af stoffet og ved brug og bortskaffelse af produkter, som indeholder stoffet. Der er ingen data, som belyser omfanget af eksponering i industrien.

Kilder til p-benzoquinon i det ydre miljø er industriel produktion og anvendelse af stoffet. Stoffet er blandt andet fundet i overfladevand, i spildevand, i tobaksrøg og i meget lave koncentrationer i atmosfærisk luft (10^-6 mg/m³). Lidt højere luftkoncentrationer er målt i nærheden af stærkt trafikkerede veje (10^-4 mg/m³). p-Benzoquinon forekommer også naturligt i leddyr (2).

Der foreligger ingen data på eksponering af forbrugere for p-benzoquinon.

Almenbefolkningen antages at blive eksponeret for p-benzoquinon indirekte via miljøet, cigaretrøg og muligvis ved indtagelse af fødevarer i kontakt plastemballage, som indeholder stoffet. Den primære eksponeringsvej er formentlig indånding, mens der er ikke fundet data, der kan belyse eksponeringens størrelse.

Brand og ophedning

p-Benzoquinon kan ved opvarmning til 38°C og derover danne eksplosive damp/luft blandinger. Støv af stoffet kan danne eksplosive blandinger med luft
(2).

Virkning på Sundhed

Optagelse og omsætning

p-Benzoquinon optages hurtigt over mave-tarmkanalen og ved indånding og hudkontakt. Stoffet udskilles delvist uomdannet i urinen, mens størstedelen udskilles efter konjugering som syreforbindelser. Under nedbrydning af quinon dannes frie radikaler, som er meget reaktive og kan forårsage celleforandringer(3).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter

p-Benzoquinon er klassificeret af EU som giftig ved indånding og indtagelse. LD₅₀ hos rotte ved indtagelse er 130 mg/kg (6). Ved eksponering af luftvejene er de akutte symptomer svie, hoste, åndedrætsbesvær og åndenød. Ved indtagelse ses kramper, mavesmerter og diarré hos mennesker. Hos mus og hos mennesker er der set dannelse af methæmoglobin, som er en hæmoglobinform, der ikke kan binde ilt og derfor ikke kan transportere den livsnødvendige ilt rundt i kroppen (2).

Irritation/ætsning

p-Benzoquinon virker irriterende på huden og kan forårsage misfarvning, rødme, hævelse og dannelse af blister og små væskende sår. Afpigmentering og hudskader kan forekomme. På øjne, næse, svælg og hals virker støv og dampe af stoffet stærkt irriterende (2,3,7).

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt

Hos arbejdere, der havde længerevarende erhvervsmæssig eksponering for dampe af p-benzoquinon, blev der set varige skader på hornhinden og synsforstyrrelser (2,3,7).

Allergi

p-Benzoquinon betragtes som allergifremkaldende, idet stoffet blev testet positivt i marsvin og mus i anerkendte standardtest (3).

Kræft

Det internationale kræftforskningsinstitut (IARC) anser de foreliggende data for utilstrækkelige til at kunne vurdere p-benzoquinon med hensyn til mulig kræftfremkaldende effekt på mennesker. IARC klassificerer p-benzoquinon i gruppe 3, som omfatter gruppen af stoffer, hvor det ikke er muligt at vurdere de kræftfremkaldende egenskaber hos mennesker på det foreliggende datagrundlag (13).

Arveanlæg

Undersøgelser af p-benzoquinons mulige effekter på arveanlæg i bakterie- og pattedyrsceller samt i levende dyr har givet modstridende resultater. Stoffets effekt på arveanlæggene er derfor uafklaret (6).

Reproduktion

Der er ikke fundet data, som kan belyse p-benzoquinons evne til at skade forplantningsevnen eller fosteret.

Amning

Der er ikke fundet oplysninger om, at p-benzoquinon forekommer i modermælk og derved medfører en risiko for spædbørn ved amning.

Virkning på miljø

Spredning i miljøet

Kilder til p-benzoquinon i miljøet er hovedsagligt industriel produktion og anvendelse af stoffet. Stoffet kan spredes til atmosfæren ved fordampning og opvarmning/afbrænding af produkter, som indeholder stoffet. I atmosfæren nedbrydes p-benzoquinon primært ved reaktion med hydroxylradikaler og ozon dannet via sollys. Stoffet forventes i ringe grad at binde sig til partikler i jord og sediment og dermed at have en høj mobilitet. Det indebærer en risiko for udvaskning til grundvand og forurening af overfladevand ved udslip på jordoverfalden. p-Benzoquinon kan endvidere fordampe eller nedbrydes af sollys på jordoverfladen. I vandmiljø kan stoffet sandsynligvis nedbrydes direkte via sollyset (fotolyse). Fordampning fra vandoverfladen forventes ikke at være af betydning (2).

Bioakkumulering

Baseret på en biokoncentreringsværdi på 0,84 og en log P_ow 0,2 forventes pbenzoquinon at have et lavt bioakkumuleringspotentiale og dermed ikke at ophobes i levende organismer (2).

Nedbrydelighed

Der er meget begrænsede data om bionedbrydelighed af p-benzoquinon. I chernozem (sort humus-holdigt) jord blev p-benzoquinon hurtigt nedbrudt til stabile metabolitter (2).

p-Benzoquinon i atmosfæren forventes at nedbrydes ved kemisk reaktion med hydroxylradikaler og ozon (fotooxidation) med en beregnet halveringstid på 3-4 dage. Stoffet kan sandsynligvis også nedbrydes direkte af sollys (2).

I vandmiljøet nedbrydes stoffet sandsynligvis også af sollys (2).

Giftighed

p-Benzoquinon har høj akut giftighed overfor vandlevende organismer. LC₅₀ for fisk (96 timer) og daphnier (48 timer) er under 1 mg/l (8).

Andre miljøeffekter

Der er ikke nogen forventning om, at p-benzoquinon kan medvirke til nedbrydning af ozonlaget, til fotokemisk ozondannelse, til næringssaltbelastning eller til den atmosfæriske drivhuseffekt.

Påvirkning af bakterier

Der foreligger meget sparsomt datamateriale om p-benzoquinon påvirkning af bakterier og andre mikroorganismer. Fjorten forskellige bakterietyper isoleret fra jord, som lever af de phenolforbindelser, kunne ikke gro i et p-benzoquinonholdigt (også en phenol) medie i et 5 dages forsøg. Det indikerer, at disse bakterier ikke er i stand til at nedbryde p-benzoquinon og bruge stoffet som energikilde (2).

Netværk

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dk

EU: European Chemicals Bureau (ECB), European Commission, http://ecb.jrc.it

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_en.htm

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/ph_
risk/committees/sct/sct_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF, European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_
34365_2734144_1_1_1_37407,00.htlm#18965160

International Agency for Research on Cancer (IARC),  
http://www-cie.iarc.fr  

US: Environmental Protection Agency (EPA), Office for Research and Development, National Center for Environmental Assessment,
http://www.epa.gov

US: National Toxicology program (NTP), http://ntp-server.niehs.nih.gov

US: Department of Labor. Occupational Safety & Health Administration, http://www.osha.gov

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html

Litteraturhenvisninger

1.  Sheftel VO. Indirect Food Additives and Polymers : Migration and Toxicology. Boca Raton, Fla. : Lewis: 2000.

2.  Hazardous Substances Data Bank (HSDB). 1,4-Benzoquinone (Reviewed by SRP on 31/1/1996). http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2003 Feb 14. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/HS/HS1111.HTM?Top=Yes.

3.  Clayton GD, Clayton FE, editors. Patty's Industrial Hygiene and Toxicology. - 2: Toxicology. - Part B. 4 ed. New York, N.Y : Wiley:  1994. 947p .

4.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

5.  Documentation of the Threshold Limit Values and Biological Exposure Indices. Vol.3. 6 ed. Cincinnati, Ohio: American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH); 1991. 1333p .

6.  RTECS. Registry of Toxic Effects of Chemical Substances. p-Benzoquinone. http://csi.micromedex.com National Library of Medicine (NLM); 2003 Feb. Available from:
http://csi.micromedex.com/DATA/RT/RTDK2625000.HTM?Top=Yes.

7.  IPCS CN. International Chemical Safety Cards. p-Benzoquinone. http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html 2001. Available from: http://www.cdc.gov/niosh/ipcsneng/neng0779.html.

8.  USEPA/ORD/NHEERL. ECOTOX:Ecotoxicology Database. U.S.Environmental Protection Agency 2003 Feb 26. Available from: http://www.epa.gov/ecotox/.

9.  Synoptic Document. Provisional Lists of monomers and additives notified to European Commission as substances which may be used in the manufacture of plastics intended to come into contact with foodstuffs. http://cpf.jrc.it/webpack/downloads/SYNOPTIC
%20DOCUMENT(2003.04.15).pdf EUROPEAN COMMISSIONHEALTH & CONSUMER PROTECTION DIRECTORATE-GENERAL; 2003 May 13

10.  Listen over uønskede stoffer 2004. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2004. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2004:8

11.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65
_list/files/P65single120205.pdf.

12.  Documentation of the Threshold Limit Values and Biological Exposure Indices. Vol.1. 6 ed. Cincinnati, Ohio: American Conference of Governmental Industrial Hygenists (ACGIH); 1991.

13.  International Agency for Research on Cancer. IARC Monograph on para-quinone. Summary of Data reported and Evaluation. 1999.; vol. 71) Available from:
http://www.cie.iarc.fr/htdocs/monographs/vol15/pquinone.html.

Fodnoter

¹ Den dosis, der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr ved indtagelse.

² Den koncentration, der forårsager død hos halvdelen af de eksponerede dyr ved eksponering via vandfasen over et givent tidsinterval.

Bilag D15 – Stofprofil for dibutyltin-bis
(methyl-maleat)

Kort Status og Resumé 

Der foreligger meget begrænsede data på dibutyltin-bis(methyl-maleat) (fremover kaldet DBTbis). Derfor er mange af de følgende konklusioner baseret på generelle data om organiske tinforbindelser eller andre dibutyltin-forbindelser.

Fokus

Organiske tinforbindelser har flere miljø- og sundhedsskadelige egenskaber. Stofgruppen er primært i fokus, fordi den mistænkes for at forårsage hormonforstyrrende effekter hos mennesker og dyr. De kritiske effekter er virkning på hormonsystem og fosterudvikling. Tributyltinforbindelser kan fremkalde skader på hjerne og nervesystem. Der er dog ikke rapporteret om nerveskadende effekt for dibutyltin-forbindelser (1).

Alle former af tin optages relativt nemt og kan bioakkumuleres i vandlevende organismer (2).

Konklusion

Det er ikke muligt på baggrund af de fundne data at vurdere om anvendelsen af DBTbis i bl.a plastmaterialer udgør en risiko for miljø- og sundhedsskadelige effekter.

Status

DBTbis er ikke prioriteret under EUs program for risikovurdering af eksisterende stoffer.

DBTbis er ikke klassificeret for miljø- og sundhedseffekter (3).

Tributylforbindelser er på EUs liste over stoffer, som anses for at have hormonforstyrrende effekter. Der er ingen dibutylforbindelser på EUs liste over stoffer med dokumenterede eller potentielle hormonforstyrrende effekter (4,5).

DBTbis er ikke på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 (6).

Anvendelse

Der foreligger ikke specifikke oplysninger om anvendelsen af DBTbis. Dibutyltinforbindelser generelt anvendes overvejende som stabilisatorer i PVC-plast (normalt indhold ca. 2 %) (7,8,9). Stofferne fungerer som varme- og UV- stabilisatorer (8). Dibutyltin-forbindelser anvendes endvidere som katalysatorer ved fremstilling af plast, fx. polyuretanplast og silikoner. Almindeligt restindhold i polyuretanplast er 0,05-0,3 vægt-% (8,9) . Tilsætning af 0,001-1 % i maling og lim fremskynder tørkeprocessen eller hærdning (8,9).

Eksponeringsforhold

I arbejdsmiljøet forekommer eksponering for organiske tinforbindelser overvejende ved indånding af dampe ved opvarmning af plast/PVC og ved hudkontakt under fremstilling og anvendelse af stoffet og forarbejdning af plast/PVC. På trods af den udbredte anvendelse af organiske tinforbindelser er der ikke fundet målinger af stofferne i arbejdsmiljøet.

Som forbrugere eksponeres mennesker for organiske tinforbindelser via levnedsmidler, som er forurenet med tin. Forureningen stammer fra udledning af organiske tinforbindelser til vandmiljø eller fra spildevandsslam, som spredes på markerne som gødning. Endvidere sker en eksponering af forbrugere via forbrugerprodukter af plast indeholdende organiske tinforbindelser i opvaskesvampe, bleer, plastfolie, lime og klæbestoffer, gulvbelægninger, legetøj, plasthandsker (1,7).

Dibutyltinforbindelser spredes med stor sandsynlighed i miljøet som et resultat af produktion og anvendelse af stofferne (2).

Effekter

Det er i dyrestudier vist, at dimethyltinchlorid og monomethyltinchlorid kan give skader på nervesystemet. Det højeste dosisniveau, hvor der ikke er observeret nerveskader eller andre skadelige effekter (NOAEL¹) er hos rotter 0,62 mg/kg lgv²/dag. Der er ikke rapporteret om nerveskadende effekt for de øvrige organiske tinforbindelser (der mangler dog oplysninger om monobutyltin)(1).

Flere organiske tinforbindelser er under mistanke for at kunne skade fostre under graviditeten. For dibutyltinacetat er det lavest observerede dosisniveau for fosterskader (LOAEL³) 10 mg/kg lgv/dag og for misdannelser på skelettet 5 mg/kg lgv/dag i undersøgelser med rotter. For dibutyltinchlorid er NOAEL for fosterskader hos rotter 2,5 mg/kg lgv/dag (1).

Der er indikationer for, at tributylforbindelser forårsager skadelige effekter på forplantningsevne og fosterudvikling. Det er dog uklart om årsagen til disse effekter skyldes hormonforstyrrende egenskaber (10).

Alle former for tin, både uorganiske og organiske, optages relativt nemt af vandlevende organismer (2). Der er dokumentation for, at tributylforbindelser forårsager hormonforstyrrende effekter hos snegle, mens der ikke er dokumentation for sådanne effekter af dibutyltinforbindelser (1,10).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen
* Grænseværdien er for tinforbindelser, organiske, beregnet som Sn

Miljø

Der er ikke fastsat en B-værdi for organiske tinforbindelser. B-værdien for uorganiske tinforbindelser er (støv, målt som Sn) 0,02 mg/m³ (11).

Klassificering

DBTbis er ikke klassificeret for miljø- og sundhedseffekter (3).

Anden regulering

Der er ikke fastsat et tolerabelt dagligt indtag (TDI) for DBTbis. DBTbis vil med stor sandsynlighed nedbrydes til dibutyltin i kroppen. EUs videnskabelige komite for toksikologi, økotoksikologi og miljø (CSTEE) har anbefalet en tolerabel daglig indtagelse på 0,1 mg/kg/dag for dibutyltin (1).

Organiske tinforbindelser er ikke optaget på EU-kommissionens liste over stoffer, der bruges ved fremstilling af plastmateriale og som kan komme i kontakt med fødevarer. Der er derfor ikke fastsat en specifik migrationsgrænse i levnedsmidler (SML) for DBTbis (12).

Tributylforbindelser er på EUs liste over stoffer, som anses for at have hormonforstyrrende effekter. Der er ingen dibutylforbindelser på EUs liste over stoffer med dokumenterede eller potentielle hormonforstyrrende effekter (4).

DBTbis er ikke på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 (6).

Dibutyltin-forbindelser er på Listen over miljøfremmede stoffer og tungmetaller, der analyseres for i Danmarks nationale program for overvågning af vandmiljøet og naturen (NOVANA) 2004-2009 (13).

Proposition 65 (Californien): DBT-bis, dibutylforbindelser eller organiske tinforbindelser generelt er ikke listet (14).

Identifikation

Kemisk navn

Dibutyltin-bis(methyl-maleat)

Synonymer

Dibutyltin-methylmaleat, stannan-dibutyl-bis(methyl-maleat), methyl (Z,Z)-8,8-dibutyl-3,6,10-trioxo-2,7,9-trioxa-8-stannatrideca-4,11-dien-13-oat

Struktur

   R = kæde med 5 kulstofatomer.

CAS nr.

15546-11-9

EINECS/ELINCS nr.

239-594-3

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

Ingen data

Smeltepunkt

Ingen data

Kogepunkt

Ingen data

Flammepunkt

Ingen data

Damptryk

Ingen data

Densitet

Ingen data

pH

Ingen data

Opløselighed

Vand: Dibutyltinforbindelser synker i vand under langsom opløsning. Større molekyler har en meget lav opløselighed i vand (8).

Log P_ow

Ingen data

Lugtgrænse

Ingen data

Anvendelse og forekomst

Der foreligger ikke specifikke data om anvendelse og forekomst af DBTbis. Dibutyltin-forbindelser anvendes hovedsagelig som stabilisator i PVC-plast (normalt ca. 2%) (7,8,9). Stofferne forhindrer plasten i at nedbrydes ved opvarmning, som er nødvendig for at forme produkter (108-200°C). Hvis plastmaterialet skal være modstandsdygtig for længere tids udsættelse for varme anvendes i stedet svovlholdige dibutyltinforbindelser. Dibutyltinforbindelser beskytter endvidere PVC mod nedbrydning som følge af udsættelse for sollys (8).

Dibutyltinforbindelser anvendes i farveløs/gennemsigtig plast i koncentrationer på 0,001 til 1 % for at opnå stabiliserende virkning (8).

Dibutyltinforbindelser anvendes endvidere som katalysatorer ved fremstilling af plast, fx. polyuretanplaster og silikoner. Almindeligt restindhold i polyuretanplast er 0,05-0,3 vægt-%. Tilsætning af 0,001-1 % i farve fremskynder tørkeprocessen
(8).

Brand og ophedning

DBTbis er brændbart. Ved ophedning og brand afgiver DBTbis stikkende og irriterende røg og dampe, hvis sammensætning ikke er nærmere specificeret
(15).

Virkning på Sundhed

Nedenstående data er overvejende baseret på data for andre organiske tinforbindelser end DBTbis, fortrinsvis monomethyltin (MMT), dimethyltin (DMT), dibutyltin (DBT), tributyltin (TBT), dioctyltin (DOT) og monooctyltin (MOT). Såfremt der i litteraturen ikke er fundet data vedrørende DBTbis, er effekter af de andre nævnte organiske tinforbindelser beskrevet under det enkelte endpoint. Da DBTbis med stor sandsynlighed omdannes til DBT i kroppen, vil oplysninger om DBT være mest relevante.

Optagelse og omsætning

DBTbis er vurderet som hudoptagelig i Arbejdstilsynets grænseværdiliste (16). Der foreligger kun begrænsede oplysninger om DBTbis optagelse og omsætning. Efter injektion af dibutyl- og diethyltin forbindelser hos mus fandt man den højeste koncentration af stofferne i lever og nyrer. Sandsynligvis udskilles alle organiske tinforbindelser fortrinsvis via urinen. Organiske tinforbindelser er i modsætning til uorganiske tinforbindelser fedtopløselige og fordeles hurtigt til det centrale nervesystem efter optagelse i organismen. Organiske tinforbindelser menes at gennemgå en langsom nedbrydning i kroppen via oxidativ dealkylering (2).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter

DBTbis er i dyrestudier akut giftigt ved indtagelse (LD₅₀⁴ 62 mg/kg lgv) (17). Der foreligger ingen data om akutte effekter ved hudkontakt og indånding.

Irritation/ætsning

Organiske tinforbindelser kan fremkalde reversibel irritation ved hud- og øjenkontakt hos mennesker. Arbejdere, som blev eksponeret for røg og dampe af butyltinforbindelser, oplevede smerter i hals og hoste flere timer efter eksponeringen. Eksponeringens størrelse og varighed er ikke nærmere specificeret (2).

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt
MMT, DMT, DBT, TBT, DOT og MOT resulterer alle i nedsat vægt af thymus og reduceret immunforsvar. Generelt nedsætter butyl- og oktyltinforbindelser immunforsvaret (der mangler dog oplysninger om monobutyltin) (1).

Det er i dyrestudier vist, at dimethyltinchlorid og monomethyltinchlorid kan give skader på nervesystemet. Det højeste dosisniveau, hvor der ikke er observeret nerveskader eller andre skadelige effekter (NOAEL) er hos rotter 0,62 mg/kg lgv/dag. Der er ikke rapporteret om nerveskadende effekt for de øvrige organiske tinforbindelser (der mangler dog oplysninger om monobutyltin) (1).

Der er indikationer for, at tributylforbindelser forårsager skadelige effekter på forplantningsevne og fosterudvikling. Det er dog uklart om årsagen til effekterne skyldes hormonforstyrrende egenskaber (10).

Allergi
Der er ikke fundet data, som kan belyse mulige allergifremkaldende egenskaber af DBTbis eller andre af de ovenfor nævnte organiske tinforbindelser.

Kræft
Der foreligger ingen indikationer for, at tinforbindelser (organiske eller uorganiske) er kræftfremkaldende (2).

Arveanlæg
Der er ikke fundet data, som kan belyse mulige effekter af DBTbis eller andre af de ovenfor nævnte organiske tinforbindelser på arveanlæg.

Reproduktion
For mange af organotinforbindelserne (MMT, DMT, DBT, TBT, DOT og MOT) er der rapporteret om nedsat vægt hos afkommet ved eksponering af moderdyrene via indtagelse i dræftighedsperioden. Det laveste dosisniveauer for disse effekter er rapporteret for DMT. Her er det laveste dosisniveau for reduceret tilvækst og reduceret vægt af thymus hos moderdyrene og nedsat vægt hos afkom (LOAEL⁵)
15 mg/kg lgv/dag (1).

Ligeledes er der i rottestudier observeret et øget antal misdannelser hos fostre ved eksponering af moderdyrene for DBT, TBT eller syresalt af DOT i dræftighedsperioden. For dibutyltinacetat er det lavest observerede dosisniveau for fosterskader (LOAEL) 10 mg/kg lgv/dag og for misdannelser på skelettet 5 mg/kg lgv/dag i undersøgelser med rotter. For dibutyltinchlorid er NOAEL for fosterskader hos rotter 2,5 mg/kg lgv/dag (1).

Amning
Der er ikke fundet oplysninger om, at DBTbis forekommer i modermælk og derved medfører en risiko for spædbørn ved amning.

Virkning på miljø

Spredning i miljøet
Organiske tinforbindelser forekommer ikke naturligt. Dibutyltinforbindelser spredes i miljøet ved produktion og ved anvendelse af stofferne (2,9).

I tilfælde af, at dibutyltinforbindelser slipper ud i jord, vil de bindes til jorden (2).

Udledning til atmosfæren vil ikke være relevant, da flygtigheden af de fleste organiske tinforbindelser er lav (7).

I tilfælde af at DBTbis slipper ud i vandmiljøet indeholder DBTbis estergrupper, der med stor sandsynlighed kan hydrolyseres (2), hvorved der dannes dibutyltin. I ferskvandsmiljøer vil organiske tinforbindelser sandsynligvis binde sig til bundsediment, hvorimod tinforbindelser i marine miljøer, delvist vil forblive opløst
i havvandet (2). Specielt på ionform (som fx. DBTbis), vil tinforbindelserne forblive opløst i vandfasen (7).

Bioakkumulering

Tin og tinforbindelser i alle former kan optages og bioakkumulere i vandlevende organismer (2).

Nedbrydelighed

Organiske tinforbindelser er ikke stabile i miljøet. Deres nedbrydning fremskyndes gennem fotokemiske og biokemiske processer i miljøet. Nedbrydningen kan tage fra få dage til uger (2).

DBTbis indeholder estergrupper, der med stor sandsynlighed hydrolyseres i vandmiljøet (7).

Giftighed

Tributylforbindelser forårsager hormonstyrrende effekter hos snegle (ingen dosisniveauer er angivne) (1,10).

Andre miljøeffekter

Der ikke nogen forventning om, at organiske tinforbindelser kan bidrage til nedbrydning af ozonlaget, til fotokemisk ozondannelse, til næringssaltbelastning eller til den globale drivhuseffekt.

Påvirkning af bakterier

Der er ikke fundet data, som kan belyse mulige effekter på bakterier og andre mikroorganismer af DBTbis eller andre af de ovenfor nævnte organiske tinforbindelser.

Netværk

DK: Miljøstyrelsen, www.mst.dk

DK: Arbejdstilsynet, www.arbejdstilsynet.dk

EU: European Chemicals Bureau (ECB),  European Commission, http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/

EU: Scientific Committee for Toxicity, Ecotoxicity and Environment (CSTEE), European Commission,
http://europa.eu.int/comm/health/ph
_risk/committees/sct/sct_en.htm

EU: Directorate General for Employment and Social Affairs, European Commission,
http://www.europa.eu.int/comm/employment_
social/health_safety/activities_en.htm

EU: Scientific Committee for Food (SCF), European Commission, http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/index_en.html

World Health Organization (WHO), International Programme on Chemical Safety (IPCS), http://www.who.int/pcs/pcs_act.htm

International Agency for Research on Cancer (IARC),
http://www.iarc.fr/

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Chemicals Hazard/Risk Assessment,
http://www.oecd.org/linklist/0,2678,en_2649_34365
_2734144_1_1_1_37407,00.html#18965160

US: American Conference of Governmental Hygienists (ACGIH), http://www.acgih.org/home.htm

US: National Institute of Environmental Health Sciences (NIEHS), National Toxicology Programme, http://www.niehs.nih.gov/

US: Environmental Protection Agency (EPA), Office for Research and Development, National Center for Environmental Assessment
http://www.epa.gov/ORD/

US: National Institute for Occupational Safety and Health, http://www.cdc.gov/niosh/homepage.html

US: OEHHA. Office of environmental health hazard assessment http://www.oehha.ca.gov/prop65.html

Litteraturhenvisninger

1.  Floyd P, et al. Assessment of the Risks to Health and the Enviroment Posed by the Use of Organostannic Compounds (Excluding Use As a Biocide in Antifouling Paints) and a Description of the Economic Profile of the Industry : Final Report. Bruxelles: European Commission - Directorate General Enterprise; 2002.

2.  Hazardous Substance Data Bank (HSDB); Dibutyltin chloride. http://csi.micromedex.com 2004. Available from: http://csi.micromedex.com.

3.  Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. 2005.

4.  EU-Kommissionen. Communication from the commission to the council and the European parliament on the implementation of the Community Strategy for Endocrine Disrupters - a range of substances suspected of interfering with the hormone systems of humans and wildlife

COM (2001)262, Annex 15. http://europa.eu.int/comm/environment/docum/01262_en.htm#bkh 2003

5.  EU-Kommissionen. Communication from the commission to the council and the European parliament on the implementation of the Community Strategy for Endocrine Disrupters - a range of substances suspected of interfering with the hormone systems of humans and wildlife

COM (2001)262, Annex 13. http://europa.eu.int/comm/environment/docum/bkh_annex_13.pdf 2003

6.  Listen over uønskede stoffer 2004. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2004. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2004:8

7.  Bo Jansson IftmISU. Tennorganiska föreningar i svensk miljö - behöver vi ytterligare kunskaper? www.naturvardsverket.se/dokument/mo/modok/export/tennorg.pdf 2000

8.  Kemikaliesinspektionen. KEMI, Teknisk Beskrivining av ämnet: Dibutyltennföreningar.
www.kemi.se/kemamne/dibutyltennforeningar.htm 2004

9.  Miljøstyrelsen. Massestrømsanalyse for tin med særlig fokus på organotinforbindelser, Arbejdsrapport Nr.
7. Miljøstyrelsen 1997

10.  EU-Kommissionen. Communication from the commission to the council and the European parliament on the implementation of the Community Strategy for Endocrine Disrupters - a range of substances suspected of interfering with the hormone systems of humans and wildlife

COM (2001)262, Annex 12. http://europa.eu.int/comm/environment/
docum/01262_en.htm#bkh 2003

11.  B-værdivejledningen : oversigt over B-værdier. København: Miljøministeriet, Miljøstyrelsen; 2002. (Orientering fra Miljøstyrelsen; 2002:2

12.  EU-Kommissionen. Synoptic document (revideret 25.juli 2003).
http://europa.eu.int/comm/food/fs/sfp/food_
contact/synoptic_doc_en.pdf 2003 Mar 25

13.  Det nationale program for overvågning af vandmiljøet og naturen (NOVANA) 2004-2009. Danmarks Miljøundersøgelser (DMU) 2004. Available from: http://www.dmu.dk/NR/rdonlyres/840211D1-BA78-
4C4D-A330-3DA18BDAB274/0/MFS_stofliste20050530.pdf.

14.  Chemicals known to the state to cause cancer or reproductive toxicity, December 2, 2005. (Proposition 65). Office of Environmental Health Hazard Assessment,California 2005. Available from:
http://www.oehha.ca.gov/prop65/prop65
_list/files/P65single120205.pdf.

15.  Lewis Sr. RJ. Sax's Dangerous Properties of Industrial Materials. - 2: A-G. 9.ed. ed. New York, N.Y. : Van Nostrand Reinhold:  1995.

16.  Arbejdstilsynet. Grænseværdier for stoffer og materialer, At-vejledning C.0.1. Arbejdstilsynet 2002;Atvejledning C.0.1.:

17.  National Institute for Occupational Safety and Health (NIOSH).Registry of Toxic Effects of Chemical Substances (RTECS) (Sidst revideret februar 2003). http://csi.micromedex.com/data/rt/rtnq930000.htm 2003

Fodnoter

¹ No observed adverse effect level

² legemsvægt

³ Lowest observed adverse effect level

⁴ Den dosis der forårsager dødsfald hos halvdelen af de eksponerede dyr ved indtagelse.

⁵ Lowest observed adverse effect level

Bilag D16 – Stofprofil for methylmethacrylat

Kort Status og Resumé 

Fokus
Methylmethacrylat (MMA) er et højtonnagestof i plastindustrien. Stoffet har flere sundhedsskadelige effekter. Kritiske effekter af stoffet er allergi ved hudkontakt, akut hud- og luftvejsirritation og vævsforandringer i næsen, slimhinde og lugteceller ved gentagen indånding (1).

Konklusion
Eksponering for MMA udgør primært en risiko for sundhedsskadelige effekter i arbejdsmiljø, hvor stoffet kan medføre akut luftvejsirritation og allergi ved hudkontakt. På baggrund af dyreforsøg kan stoffet ved gentagen og længerevarende indånding af koncentrationer ned til 4 gange grænseværdien (GV) for stoffet i arbejdsmiljø medføre vævsskader i de øvre luftveje og ved gentagen indånding af væsentligt højere koncentrationer påvirke en række organer. Det er dog til diskussion, hvorvidt der kan drages paralleller til mennesker i forhold til de observerede effekter i de øvre luftveje hos dyr ved gentagen indånding. Anvendelse af punktudsugning i industrien reducerer risikoen for skadelige effekter ved indånding væsentligt.

MMA vurderes ikke at udgøre en generel risiko for skadelige effekter i miljøet.

Status
Der er foreligger en risikovurdering af MMA i EU fra 2002. Her konkluderer man, at der i arbejdsmiljø er en risiko for akut luftvejsirritation og for skadelige effekter i de øvre luftveje og i organer generelt ved gentagen indånding. Dette gælder særligt, når der ikke anvendes punktudsugning. Der er desuden en risiko for allergi ved hudkontakt (1).

Man vurderer, at eksponering af forbrugere via forbrugerprodukter, tandlægematerialer og via medicinsk behandling (eks. knoglecement) ikke indebærer en risiko for sundhedsskadelige effekter. Tilsvarende udgør den diffuse eksponering af almenbefolkningen for MMA via miljø og fødevarer ikke en risiko for sundhedsskadelige effekter (1).

Man vurderer, at produktion og anvendelse af MMA generelt ikke indebærer en risiko for skadelige effekter i miljøet. Dog kan der lokalt ved vådpolymerisering af MMA i større skala være en risiko for skadelige effekter på vandlevende organismer (1).

MMA er klassificeret F;R11  Xi;R37/38 R43 (Meget brandfarlig, irriterer åndedrætsorganerne og huden, kan give overfølsomhed ved kontakt med huden)
(2).

MMA er ikke på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 (3).

Anvendelse
Den væsentligste anvendelse af MMA er som monomer ved fremstilling af acrylplast (PMMA) til plexiglas og til sprøjtestøbning og termoformning. Stoffet indgår også som monomer ved fremstilling af polymerer og copolymerer til maling og lak og til fremstilling af reaktive resiner til lime, støbemasser mv. Endelig videresyntetiseres MMA til andre methacrylater (1).

Eksponeringsforhold
Eksponering for MMA forekommer i arbejdsmiljø ved produktion af stoffet og produktion og videreforarbejdning af polymerer, hvor stoffet indgår. Videreforarbejdning af polymerer og anvendelse af acrylbaserede lime og støbemasser vurderes at være de mest relevante scenarier i forhold til dansk plastindustri. Der er ikke fundet målinger fra Danmark. I den tyske plastindustri er der ved sprøjtestøbning af acrylplast målt gennemsnits-koncentrationer af MMA i luften på en fjerdedel af GV. Andre målinger fra Tyskland indikerer, at luftkoncentrationer af MMA i industrien ved anvendelse af acrylatbaserede lime er væsentlig lavere end GV både med og uden punktudsugning. Alle de angivne målinger er fra midt i 90’erne (1).

Forbrugere eksponeres for MMA (som monomer og restmonomer) via lime, støbemasser, maling, lak og andre polymerer, bl.a. fødevareemballage. Få målinger af migrationen af MMA fra emballage til fødevaresimulanter indikerer, at migrationen er så lav i vandbaserede og syreholdige fødevarer, at den ikke er målbar, mens migrationen var målelig i 20 % ethanol. Den samlede eksponering af forbrugere er beregnet til 0,001 – 0,01 mg/kg lgv¹/dag (1).

Den diffuse eksponering af almenbefolkningen for MMA via atmosfærisk luft, drikkevand og fødevarer vurderes at være op til 1,7 x 10^-5 mg/kg lgv/dag (1).

Effekter
MMA forårsager akut hud- og luftvejsirritation. Ældre data angiver luftvejsirritation og andre symptomer hos mennesker ved 20 til 90 minutters indånding af 48 – 480 ppm svarende til 2 gange GV til knap 20 gange GV (1).

Erfaringer fra arbejdsmiljø og dyreundersøgelser viser, at MMA er moderat til stærkt allergifremkaldende ved hudkontakt (1).

Der er observeret svag påvirkning af næseslimhinden og lugteceller hos rotter ved ca. 4 gange GV. Ved gentagen påvirkning af rotter via indånding for koncentrationer > 1.000 ppm svarende til ca. 40 gange GV er der observeret nedsat kropsvægt, og vævsforandringer i lever, nyre, hjerne, milt og knoglemarv. Hos mennesker er der ikke set symptomer på alvorlige helbredseffekter ved gentagen og længerevarende indånding ved en luftkoncentration på op til 50 ppm (8-timers tidsvægtet gennemsnit). Koncentrationen svarer til ca. 2 gange GV. Udeblivelsen af symptomer udelukker dog ikke, at der kan være vævsforandringer i de øvre luftveje, idet det ikke er undersøgt (1).

Det laveste dosisniveau, hvor der ikke er observeret skadelige effekter hos rotter ved gentagen indtagelse er 200 mg/kg lgv/dag (1).

US EPA² har på baggrund af undersøgelserne i rotter beregnet en referencekoncentration (RfC) for daglig, kontinuerlig og livslang indånding af methylmethacrylat på 0,7 mg/m³ svarende til 0,17 ppm. Ved dette eksponeringsniveau, vurderer man, at der ikke er væsentlig risiko for skadelige effekter over livstid (4).

Tilsvarende har US EPA på baggrund af dyrestudier fastsat en referencedosis ved indtagelse (RfD) på 1,4 mg/kg lgv/dag (4).

MMA er moderat akut giftigt overfor krebsdyr, mens den akutte giftighed overfor fisk og alger er lavere. Stoffet er biologisk letnedbrydeligt under iltholdige forhold og forventes ikke at have potentiale for at ophobes i levende organismer (1).

Regulering

Arbejdsmiljø

TEF = Tal Efter Bindestregen H = Hudgennemtrængelig

Miljø

B-værdi: 0,03 mg/m³ (2).

Klassificering

F;R11  Xi;R37/38 R43 (3)

Meget brandfarlig (R11); Irriterer åndedrætsorganerne og huden (R37/38); Kan give overfølsomhed ved kontakt med huden (R43).

Anden regulering

Der er ikke fastsat en specifik migrationsgrænse (SML) for methylmethacrylat i levnedsmidler. Der er fastsat en midlertidig TDI (Tolerabel Daglig Indtagelse) for methylmethacrylat på 0,1 mg/kg lgv (som methacrylsyre) (4).

MMA er ikke på Miljøstyrelsens Listen over uønskede stoffer 2004 (3).

Proposition 65 (Californien): Ikke listet (5).

Identifikation

Kemisk navn

Methylmethacrylat

Synonymer

2-Methylacrylsyremethylester, methyl-2-methyl-2-propenoat, methyl-2-methylpropenoat, metyl-a-methylacrylat, MMA, MME

Struktur

CAS nr.

80-62-6

EINECS/ELINCS nr.

201-297-1

Fysisk/Kemiske egenskaber

Tilstandsform

Farveløs væske med en skarp, frugtlignende lugt

Smeltepunkt

Ca. –48°C

Kogepunkt

100-101°C

Flammepunkt

10°C

Damptryk

36-47 hPa ved 20°C

Densitet

0,9440 g/cm³

pH

Ikke anvendeligt

Opløselighed

Vand: 16 g/l ved 20°C. Opløseligt i methylethylketon, tetrahydrofuran, estere og aromatiske og chlorerede opløsningsmidler.

Log P_ow  

1,38

Lugtgrænse

0,05-0,34 ppm

Anvendelse og Forekomst

MMA indgår først og fremmest som monomer ved fremstilling af polymerer.  Stoffet anvendes i store mængder til fremstilling af acrylplast (polymethylmethacrylat (PMMA)) til plexiglasplader og til sprøjtestøbning og termoformning. MMA indgår som monomer ved fremstilling af polymerer og copolymerer til maling og lakker og som syntesestof ved fremstilling af andre methacrylater (1).

Mindre mængder af MMA sælges og anvendes som monomer i eksempelvis reaktive resiner. Stoffet er dog ofte delvist polymeriseret også i reaktive resiner, idet den endelige polymerisation foregår under anvendelsen af produktet. Reaktive resiner indgår ved fremstilling af lime, gulvbelægning og andre støbematerialer herunder tandlægematerialer og medicinske materialer (1).

I arbejdsmiljø kan eksponering for MMA forekomme ved produktion af stoffet og ved produktion og anvendelse af polymerer, hvor MMA indgår. De relevante eksponeringsveje er indånding og hudkontakt. I den danske plastindustri vil de mest relevante eksponeringsscenarier være forarbejdning af polymerer, hvor MMA indgår og anvendelse acrylbaserede lime og støbemasser. Ved sprøjtestøbning af PMMA-granulater er der i den tyske plastindustri midt i 90’erne målt luftkoncentrationer af MMA på gennemsnitlig 25,4 mg/m³ ₍₈-timers tidsvægtet gennemsnit). Niveauet svarer til en fjerdedel af grænseværdien (GV) for stoffet i arbejdsmiljø. Ved anvendelse acrylbaserede lime er der bla. i den tyske plastindustri midt i 90’erne målt luftkoncentrationer af MMA på < 3 mg/m³

(punktudsugning) til < 11 mg/m³ (uden punktudsugning). Målingerne er væsentlig under GV for MMA på 102 mg/m³. Hudeksponering for MMA ved sprøjtestøbning og termoformning af acrylatplast vurderes at være meget lille, mens hudeksponering ved anvendelse af acrylbaserede lime er beregnet til 12,6 til 126 mg/person/dag ved anvendendelse af EASE-modellen (1).

MMA på monomer form anvendes helt overvejende i industriel produktion. Kun en meget lille del af det den samlede produktion af MMA sælges og anvendes som monomer i forbrugerprodukter i form af reaktive lime og støbemasser. Forbrugere kan eksponeres for MMA via lime og støbemasser, tandlægematerialer og medicinske materialer foruden via forbrugerprodukter, hvor MMA findes som restmonomer, eksempelvis i maling, lak og plastprodukter som kontaktlinser og fødevareemballage. De relevante eksponeringsvejene er indtagelse, indånding og hudkontakt. I en enkelt undersøgelse af migrationen af MMA fra fødevareemballage til fødevaresimulanter, var migration af MMA ikke målbar i vand og eddikesyre, mens MMA kunne måles i en koncentration på 1 ppm i 20 % ethanol efter en dag. Den samlede eksponering af forbrugere vurderes at være
0,001 – 0,01 mg/kg lgv/dag (1).

MMA forekommet ikke naturligt i miljøet. Stoffet udledes til miljøet via industri og anvendelse af produkter, som indeholder stoffet. Der er ikke fundet målinger af MMA i det ydre miljø. På baggrund af modelberegninger vurderes den regionale koncentration af MMA i atmosfærisk luft at være op til 5,0 x 10^-5 mg/m³ og i overfladevand op til 1,4 x 10^-4 mg/l (1).

Diffus miljøeksponering af almenbefolkningen regionalt via fødevarer, drikkevand og luft vurderes at være op til 1,7 x 10^-5 mg/kg lgv/dag. Lokalt i nærheden af industri, hvor der forekommer vådpolymerisation af MMA kan den diffuse eksponering være væsentlig højere (1).

Brand og ophedning

Methylmethacrylat er meget brandfarligt. Dampe danner spontant eksplosive blandinger med luft (6). Ved brand dannes almindelige brandgasser (7).

Virkning på Sundhed

Optagelse og omsætning MMA optages og fordeles hurtigt i kroppen ved indånding og indtagelse. På baggrund af reagensglas-undersøgelser (in vitro-undersøgelser) kan MMA også optages over huden, omend hudoptagelsen er begrænset (0,56 % af den tilførte dosis). Ved eksponering af rotter for MMA via indånding blev 10 til 20 % af stoffet optaget og omsat i de øvre luftveje (1).

Dyreforsøg viser, at størstedelen af MMA, som optages i kroppen via indtagelse eller injektion i blodåre udskilles som kuldioxid via luftvejene. I en undersøgelse med rotter, som blev eksponeret for radioaktivt mærket MMA ved indtagelse, kunne 65 % af den indgivne dosis måles som kuldioxid i udåndingsluften 2 timer senere. Efter 10 dage kunne 76 – 88 % af den indgivne dosis måles som kuldioxid i udåndingsluften, mens 4,7 – 7,2 % kunne måles i urinen og 1,7 – 3,0 % i fæces. Den resterende stofmængde fandtes i lever og fedtvæv. Der er observeret en tilsvarende udskillelse ved eksponering af rotter ved intravenøs injektion. Undersøgelser af patienter, som har fået foretaget kirurgiske indgreb med anvendelse af acrylbaseret knoglecement, viser at optagelse, omdannelse og udskillelse af MMA er meget lignende det som observeres hos forsøgsdyr (1).

Kortvarig påvirkning

Akutte effekter
Dyreforsøg viser, at den akutte giftighed af MMA ved indånding, indtagelse og hudkontakt er lav. LD₅₀ ved indtagelse var hos mus, rotter og kaniner > 5.000 mg/kg lgv. LD₅₀ ved hudkontakt var hos kaniner > 5.000 mg/kg lgv, mens LC50 hos mus og rotter ved indånding var > 25 mg/l/4 timer (svarende til > 6.000 ppm)
(1).

Irritation/ætsning
MMA rapporteres at forårsage hud- og luftvejsirritation hos mennesker ved eksponering i arbejdsmiljø. Ældre data angiver luftvejsirritation samt mathed, feber, svimmelhed, kvalme, hovedpine og træthed ved 20 til 90 minutters indånding af MMA i dampkoncentrationer på 48 – 480 ppm svarende til fra ca. 2 gange GV til knap 20 gange GV (1).

I undersøgelser med dyr forårsager MMA alvorlig hudirritation og luftvejsirritation, mens stoffet kun er svagt øjenirriterende. Akut luftvejsirritation observeres hos rotter ved ca. 100 ppm. MMA er ikke ætsende ved hud- og øjenkontakt (1).

MMA er klassificeret som luftvejs- og hudirriterende (Xi;R37/38).

Længerevarende/gentagen påvirkning

Generelt
Baseret på undersøgelser i dyrer den kritiske effekt af MMA degenerative vævsforandringer og vævsdød i næsens slimhinde og lugteceller ved gentagen
og længerevarende indånding. I et to-årigt studie, hvor rotter blev eksponeret for
0, 25, 100  eller 400 ppm MMA i indåndingsluften, var det højeste koncentrationsniveau (NOAEC³), hvor der ikke kunne observeres påvirkning af næseslimhinden og lugteceller, 25 ppm svarende til grænseværdien for MMA i arbejdsmiljø. Ved 100 ppm svarende til 4 gange GV for stoffet blev der observeret minimal til svag beskadigelse af næsens slimhinde og lugteceller, mens der kunne observeres moderat beskadigelse ved 400 ppm svarende til 16 gange GV .

Ved gentagen og længerevarende indånding af høje koncentrationer af MMA (>
1.000 ppm) ses hos rotter nedsat kropsvægt, og vævsforandringer i lever, nyre, hjerne, milt og knoglemarv (1).

I et to-årigt studie med rotter, som blev eksponeret for MMA via drikkevandet, var det laveste dosisniveau, hvor der ikke blev observeret skadelige effekter (NOAEL) 200 mg/kg lgv/dag (1).

Der er ikke indikationer om symptomer på alvorlige helbredseffekter hos mennesker ved gentagen og længerevarende indånding ved en luftkoncentration på 50 ppm (8-timers tidsvægtet gennemsnit) svarende til 2 gange grænseværdien for stoffet i arbejdsmiljø. Det er dog ikke undersøgt for vævsforandringer i næsens slimhinde og lugteceller ved dette koncentrationsniveau (1).

Allergi
Erfaring fra arbejdsmiljøet viser, at MMA er allergifremkaldende ved gentagen og længerevarende hudkontakt. Der er også rapporteret om tilfælde af allergi i forbindelse med medicinsk behandling med acrylbaseret knoglecement og i forbindelse med anvendelse af høreapparater og kunstige negle (1).

MMA er moderat til stærkt allergifremkaldende i undersøgelser med dyr (1).

Der er ikke indikationer på, at MMA forårsager allergi ved indånding (1).

MMA er klassificeret som allergifremkaldende ved hudkontakt (R43).

Kræft
Der er ikke fundet data, som indikerer, at MMA kan forårsage kræft hos mennesker eller dyr (1).

Det internationale kræftforskningsinstitut (IARC) vurderer, at der ikke er muligt at vurdere MMAs kræftfremkaldende egenskaber hos mennesker på baggrund af de foreliggende data. Data fra undersøgelser med dyr indikerer, at MMA ikke er kræftfremkaldende hos forsøgsdyr. IARC placerer MMA i gruppe 3, som omfatter stoffer, der ikke kan klassificeres i forhold til kræftfremkaldende egenskaber hos mennesker (6).

Arveanlæg
I reagensglas-undersøgelser (in vitro-undersøgelser) forårsager MMA ændringer i arveanlæg, specielt klastogene ændringer (brud på kromosomer). Denne effekt af MMA synes dog at være begrænset til høje doser med stærk giftvirkning. I undersøgelser med levende dyr (in vivo-undersøgelser) er der ikke indikation for, at MMA forårsager ændringer i arveanlæg (1).

Samlet vurderes det, at MMA ikke har potentiale for at forårsage ændringer i arveanlæg.

Reproduktion
Der er ikke fundet valide data om effekter af MMA på forplantningsevnen hos mennesker (1).

Der er begrænsede data fra dyreforsøg om MMAs mulige effekter på forplantningsevnen. Stoffet forårsagede ikke observerbare effekter på den hanlige forplantningsevne hos mus ved gentagen eksponering via indånding i en periode på 5 dage før parring og i koncentrationer op til 9.000 ppm (svarende til 360 gange GV for stoffet i arbejdsmiljø) (1).

Der er ikke observeret skadelige effekter af MMA på fostre i standardundersøgelser med rotter og kaniner ved eksponeringsniveauer op til
2.028 ppm svarende til ca. 20 gange GV for stoffet i arbejdsmiljø (1).

Baseret på et begrænset antal data fra dyreforsøg er der indikationer for, at MMA ikke er skadelig for forplantningsevnen eller fostre.

Amning
Der er ikke fundet oplysninger om, at MMA forekommer i modermælk og derved medfører en risiko for spædbørn ved amning.

Virkning på miljø

Spredning i miljøet
MMA forekommer ikke naturligt i miljøet. Udledning af MMA til det ydre miljø forekommer via spildevand og luftafkast ved produktion og bearbejdning af stoffet og acrylpolymerer foruden ved brug af vandige polymeremulsioner, f.eks. maling og lak (1,7).

I miljøet spredes MMA primært via atmosfæren, hvor stoffet forekommer udelukkende på dampform. Der er en forventning om, at MMA i vandmiljø og på jordoverflader i høj grad fordamper til atmosfæren. Undersøgelser af MMAs evne til at adsorberes til jordpartikler indikerer, at stoffet har en høj mobilitet i jord. Det indebærer en risiko for udvaskning af stoffet til grundvand og overfladevand ved forurening af jordoverfladen (1,7).

Bioakkumulering
Der er ikke fundet eksperimentelle data af MMAs evne til at ophobes i levende organismer. På baggrund af stoffets fysisk/kemiske egenskaber forventes potentialet for at bioakkumulere at være meget lavt (1,7).

Nedbrydelighed
MMA er biologisk letnedbrydeligt under iltholdige forhold. I aktiveret slam nedbrydes stoffet fuldstændigt på mindre end et døgn. Der er ikke data om stoffets bionedbrydelighed under iltfattige forhold (1,7).

I atmosfæren nedbrydes MMA via hydroxylradikaler dannet via sollys. Halveringstiden for stoffet ved denne reaktion er ca. 7 timer. MMA forventes ikke at blive nedbrudt direkte via sollyset ved fotolyse (1,7).

Giftighed
Der er kun fundet få relevante data af MMAs giftighed overfor vandlevende organismer. De indikerer moderat til lav akut giftighed af stoffet overfor fisk, krebsdyr og alger (1). EC₅₀⁴ for krebsdyr (Daphnia magna, 48 timer) var 69 mg/l, mens LC₅₀⁵ for fisk (96 timer) og EC50 for alger (72 timer) var > 100 mg/l.  På baggrund af de fundne data skal stoffet ikke klassificeres som akut giftigt overfor vandlevende organismer.

Andre miljøeffekter
Der er ingen forventning om, at MMA medvirker til nedbrydning af ozonlaget, bidrager til fotokemisk ozondannelse, til næringssaltbelastning eller til den atmosfæriske drivhuseffekt.

Påvirkning af bakterier
Data indikerer, at MMA har lav akut giftighed overfor bakterier og andre mikroorganismer. Der er dermed ingen forventning om, at MMA forårsager skader i spildevandsrensningsanlæg ved forventede koncentrationer i spildevandet (1,8).