| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Olie i jord

5 Vurdering af forureningernes giftighed

• 5.1 Giftighed fra jord
  • 5.1.1 TD – Akut toksicitet
  • 5.1.2 TDI – Toksicitet ved gentagen påvirkning
  • 5.1.3 Beregning af sundhedsbaseret screeningskriterium (SK)
• 5.2 Giftighed fra grundvand
  • 5.2.1 Beregning af sundhedsbaseret screeningskriterium for drikkevand (SK_drikkevand)
  • 5.2.2 Screening for udenlandske kriterier
  • 5.2.3 Intervaller for SK og grundvandskvalitetskriterier
• 5.3 Giftighed af fundne koncentrationer af NSO forbindelser
• 5.4 Lugt
  • 5.4.1 Beregning af lugtbaseret screeningskriterium (SK_Luft)
  • 5.4.2 Lugtvurdering for jordprøver

Jordkvalitetskriterier (KK_jord) fastlægges normalt på baggrund af toksikologiske egenskaber af enkeltstoffer og er et udtryk for det niveau, hvor der forventes ikke at optræde sundhedsskadelige effekter af stoffet ved eksponering over en livstid eller, hvis der er tale om et stof uden tærskelværdi (f.eks. kræftfremkaldende stoffer), hvor eksponering vil medføre effekter for én ud af hver million eksponerede /38/. En nyere gennemgang af toksicitet af fyringsolie i jord /37/ viste lille akut toksicitet, undtagen for NSO forbindelser og 1,3,5-trimethylbenzen. Gennemgangen omfattede paraffiner, olefiner, napthener, aromater, kvælstof og svovlforbindelser og var baseret på en gennemgang af offentliggjorte toksikologiske data. På baggrund af den nævnte gennemgang er i denne undersøgelse fokuseret på disse forbindelser, mens f.eks. giftigheden af enkeltstoffer med jordkvalitetskriterier dækkes af disse.

Der er ikke offentliggjort jordkvalitetskriterier for 1,3,5-trimethylbenzen og NSO forbindelserne. Det har ikke været muligt indenfor rammerne af dette projekt at fastsætte egentlige kvalitetskriterier for disse forbindelser, da dette kræver omfattende litteraturgennemgang og vurdering. Derfor er kravet om ikke akut giftige indholdsstoffer belyst med udgangspunkt i sundhedsbaserede screeningskriterier (SK) beregnet som krævet ved fastsættelse af kvalitetskriterier i jord /38/ med udgangspunkt i den tidligere gennemførte gennemgang /37/ og resultaterne af NSO analyser af jordprøver i projektet. Et screeningskriterium kan ikke anvendes som et generelt accepteret jordkvalitetskriterium, men screeningskriterier benyttes i dette projekt som retningsgivende for en sundhedsmæssigt acceptabel værdi.

De benyttede toksikologiske data er opsummerede i Bilag E.

For 1,3,5-trimethylbenzen er mobilitet dækket i form af grundvands- og luftkvalitetskriterier for alkylbenzener, der også omfatter 1,3,5-trimethylbenzen.

5.1 Giftighed fra jord

Der foreligger sjældent data for effekter i mennesker, hvorfor de teoretiske udregninger typisk baseres på undersøgelser med dyr. For at korrigere for usikkerheder mellem data fra dyreforsøg og de forventede effekter i mennesker benyttes en række usikkerhedsfaktorer. Usikkerhedsfaktorerne afhænger af kvaliteten af data fra dyreforsøgene, ekstrapolation fra forsøgsdyr til mennesker og følsomme grupper i befolkningen. Den samlede værdi af usikkerhedsfaktorerne ligger typisk mellem 10 og 10.000.

Den dosis, der ideelt anvendes til beregning af TD (Tolerabel enkelt Dosis) og TDI (Tolerabel Daglig Indtagelse), er den højeste forsøgsdosis uden observerede effekter hos dyrene. Denne værdi kaldes NO(A)EL (No Observed (Adverse) Effect Level). Alternativt kan den laveste dosis med effekter anvendes. Denne værdi kaldes LO(A)EL (Lowest Observed (Adverse) Effect Level). Den effekt, der observeres ved den laveste forsøgsdosis, betegnes som stoffets kritiske effekt, idet det er den effekt, der anvendes ved beregning af TD og TDI.

5.1.1 TD – Akut toksicitet

For stoffer med akut toksicitet anvendes TD til udregning af jordkvalitetskriterier /38/:

Den første usikkerhedsfaktor, UF_I, tager højde for ekstrapoleringen, der sker, når resultater fra undersøgelser med dyr skal anvendes til risikovurdering i mennesker, og UF_I er typisk 10. UF_II tager højde for følsomme grupper i befolkningen, og UF_II er typisk 10. UF_III anvendes for at kunne tage højde for manglende kvalitet og relevans af de tilgængelige data og afhænger endvidere af, hvorvidt NOAEL eller LOAEL anvendes. UF_III er normalt 1-100 /38/.

Akut toksicitet er effekter ved en enkelt påvirkning. Når den kritiske effekt er en akut toksisk virkning, beregnes kvalitetskriteriet som følger:

TD er den tolerable enkeltdosis, det vil sige det laveste effekt- eller højeste ingen-effekt niveau, LO(A)EL_akut eller NO(A)EL_akut, observeret ved akutte toksicitetsforsøg pålagt usikkerhedsfaktorer som beskrevet ovenfor /38/.

V       Legemsvægt for et 1-3-årigt barn (13 kg)

E_I         Maksimum enkeltindtagelse af jord (0,010 kg)

E_H        Maksimal hudkontakt med jord (0,010 kg). Anvendes for særligt hudgennemtrængende stoffer.

Det er sjældent, at der foreligger litteratur, som angiver doser, der ikke forårsager akut toksicitet svarende til NOAEL værdier for korttidseksponering. F.eks. er irritationsdata sjældent rapporteret som No Effekt-niveauer, og for mange stoffer foreligger der heller ikke NOAEL værdier for systemiske virkninger i kroppen ved korttidseksponering. Ligeledes er der sjældent angivet LOAEL værdier, svarende til den laveste dosis, som medfører toksiske effekter, for korttidseksponering.

Mange stoffer medfører de samme virkninger i kroppen ved kort eksponering og ved længerevarende, gentagen eksponering; blot med den forskel, at virkningerne for det meste optræder ved lavere dosis i længerevarende studier. En fremgangsmåde ved manglende NO(A)EL/LO(A)EL værdier for akutte virkninger kan således være at benytte NO(A)EL/LO(A)EL værdier fra længerevarende forsøg, ved udregning af TD. Dette vil derfor som regel medføre en mere konservativ bestemmelse af KK_jord.

En anden fremgangsmåde er at forsøge at korrelere LD₅₀/LC₅₀ værdier^[22], der ikke umiddelbart er egnet i forbindelse med kvantitativ risikovurdering, med LOAEL eller NOAEL. Metoden har ikke tidligere været anvendt til fastsættelse af et kvalitetskriterium. Nedenfor er opstillet en regressionsligning for korrelation af LD₅₀–værdier med LOAEL.

16 almindelige opløsningsmidler, der anvendes i lægemiddelproduktion, er undersøgt for dødelighed (LD₅₀) og laveste orale dosis, der medførte observerbare symptomer i unge rotter (LOAEL) /49/. Der er pæn lineær sammenhæng, Figur 5.1, og kun ét stof falder udenfor: hexan. Den forcerede regressionslinie gennem nulpunktet (y,x = 0,0) er testet med Least Trimmed Square robust regression, og ligningen for denne regressionslinie er:

LOAEL (g/kg lgv^[23]) = 0,6167*LD₅₀ (g/kg lgv); R² = 0,9334.

Denne regressionsligning kan benyttes til estimering af en LOAEL værdi ud fra en kendt LD₅₀ værdi. Metoden bør dog kun anvendes for LD₅₀ værdier baseret på oral dosering af rotter. Der vil selvfølgelig være en række forbehold, men som et første estimat kan metoden være anvendelig. For de stoffer, som indgår i denne rapport, foreligger kun både LOAEL for korttidseksponering og LD₅₀ værdier for anilin (LOAEL = 1.000 mg/kg lgv^[24] og LD₅₀ = 444 mg/kg lgv). Når regressionsligningen benyttes til estimering af LOAEL for anilin ud fra LD₅₀ værdien, fås LOAEL = 274 mg/kg lgv, hvilket er 3,6 gange lavere end den eksperimentelt bestemte værdi. På dette spinkle grundlag kan man sige, at den fundne sammenhæng mellem LOAEL og LD₅₀ kan benyttes til en første estimering af en LOAEL værdi ud fra en eksisterende LD₅₀ værdi (rotte, oral), og at den estimerede LOAEL værdi er konservativ.

Figur 5.1
Sammenhæng mellem LD₅₀ og LOAEL for 16 opløsningsmidler.

I Tabel 5.1 er et sundhedsbaseret screeningskriterium for korttidseksponering (SK_akut) angivet som udregnet på baggrund af ovenstående regressionsligning, og formlen for beregning KK_jord SK_akut er kun udregnet for de stoffer, hvor det var muligt at finde orale LD₅₀ værdier for rotter.

5.1.2 TDI – Toksicitet ved gentagen påvirkning

Tolerabel Daglig Indtagelse (TDI) er et udtryk for den mængde af et givet stof, der kan indtages hver dag gennem et helt liv uden sundhedsmæssige konsekvenser.

Beregning af TDI kan gøres som følger:

UF, UF_II og UF_III antager samme værdier som nævnt i Afsnit 5.1.1 for beregning af TD.

Genotoksiske, kræftfremkaldende stoffer antages almindeligvis ikke at have en tærskelværdi, hvorunder kræft ikke vil opstå. Til beregning af kvalitetskriterier for denne type stoffer anvendes en TDI værdi svarende til en 10^-6 livstidsrisiko direkte til fastsættelse af kvalitetskriteriet /50/. Det vil sige, at det accepteres, at én ud af en million eksponerede vil få kræft af stoffet. Den foretrukne metode til fastsættelse af TDI er i dette tilfælde T25-metoden, som anvendes i EU. Metoden baserer sig på lineær ekstrapolation fra det laveste eksperimentelle dosisniveau, hvor der optræder et signifikant antal svulster, til det som regel meget lavere dosisniveau, som svarer til en forekomst hos én ud af en million (10^-6). T25-dosis defineres som den dosis, der ved gentagen eksponering over hele dyrets levetid (enhed: mg/kg legemsvægt pr. dag) vil give 25% af forsøgsdyrene svulster i et specifikt væv efter korrektion for den spontane hyppighed indenfor den standardiserede levetid for den pågældende dyreart. Med udgangspunkt i T25-dosis foretages lineær ekstrapolation til en dosis, der svarer til det tolerable risikoniveau. T25-dosis beregnes ved at gange dosis (D), hvor signifikant forøgede antal svulster forekommer med faktoren 0,25/p, hvor p er den aktuelle hyppighed af svulster: T25 = D x 0,25/p. En gennemsnitlig daglig dosis svarende til en øget livstidsrisiko på 10^-6 kan beregnes på følgende måde /38/:

Data fra langtidsundersøgelser med dyr er de mest almindeligt anvendte til fastsættelsen af kvalitetskriterier. Når de(n) kritiske effekt(er) er en følge af gentagen udsættelse, udregnes kvalitetskriteriet som følger /38/:

  hvor

TDI er den Tolerable Daglige Indtagelse, se eventuelt ovenfor.

V             Legemsvægt for et 1-3-årigt barn (13 kg)

ƒ            Allokeringsfaktor^[25]

E_I,jord                Daglige eksponering via indtagelse

1)         0,0002 kg jord/dag (svarende til 95% percentilen). Værdien anvendes i tilfælde, hvor hele TDI værdien eller hovedparten af denne anvendes til beregning af kvalitetskriteriet.

2)         0,0001 kg jord/dag (svarende til medianudsættelse). Værdien anvendes i tilfælde, hvor TDI er en 10^-6 livstidsrisikodosis for et kræftfremkaldende stof eller i tilfælde, hvor der anvendes en mindre del af TDI til jordkvalitetskriteriet.

E_H,jord        Daglige eksponering via hudkontakt for jord. Standardværdien 0,001 kg jord/dag for børn. Værdien anvendes i forbindelse med særligt hudgennemtrængende stoffer, hvor systemisk bidrag fra hudoptag summeres med det orale bidrag. Hvis den kritiske effekt er relateret direkte til hudpåvirkning, anvendes E_H,jord separat.

I Tabel 5.1 er et sundhedsbaseret screeningskriterium for længerevarende eksponering (SK_kronisk) angivet. SK_kronisk er udregnet på baggrund af ovenstående formel for KK_jord SK_kronisk er kun udregnet for de stoffer, hvor det var muligt at finde anvendelige data for langtidseffekter.

5.1.3 Beregning af sundhedsbaseret screeningskriterium (SK)

Datagrundlaget for at udregne TD har kun været LD₅₀ og LC₅₀ værdier, se Afsnit 5.1.1 og Bilag E for grundlag og yderligere detaljer vedrørende udregninger.

Tabel 5.1
Sundhedsbaserede screeningskriterier (SK) beregnet for 1,3,5-trimethylbenzen og NSO forbindelser.

5.2 Giftighed fra grundvand

Der foreligger ikke danske grundvands- eller drikkevandskvalitetskriterier for NSO forbindelser, hvorfor der er ønsket en indledende vurdering af det koncentrationsniveau, som må forventes at være betænkeligt.

Den indledende vurdering indeholder dels en udregning af sundhedsbaseret screeningskriterium i drikkevand (SK_drikkevand) baseret på de toksikologiske vurderinger i Afsnit 5.1, dels en screening for udenlandske kriterier for NSO forbindelser i grundvand og drikkevand.

5.2.1 Beregning af sundhedsbaseret screeningskriterium for drikkevand (SK_drikkevand)

Ifølge /38/ er grundlaget for at foretage en sundhedsmæssig beregning af et kvalitetskriterium det samme, hvad enten mediet er jord, luft eller vand. Kvalitetskriterierne udregnes ved at dividere TDI med den daglige eksponering for det relevante medie som beskrevet i Afsnit 5.1. I /38/ er der ikke angivet et grundlag for udregning af kvalitetskriterier i grundvand. Derfor anvendes her metoden til udregning af kvalitetskriterier for drikkevand, som er nærmere beskrevet nedenfor.

Den daglige indtagelse af drikkevand er forskellig for en voksen og et barn og varierer med de klimatiske forhold, som personen lever under. Værdien benyttet i beregninger af kvalitetskriterier varierer endvidere afhængigt af, om der anvendes en gennemsnitsværdi for drikkevandsindtagelse, eller om der benyttes 95% percentil for at tage højde for individer med en høj drikkevandsindtagelse. Følgende formel er her anvendt ved beregning af et sundhedsbaseret screeningskriterium i drikkevand (SK_drikkevand ):

TDI                 Tolerabel daglig indtagelse (mg/kg lgv/d).

f                      Den procentdel af TDI, der allokeres til indtagelse af drikkevand, her en valgt værdi på 10%.

E_drikkevand                 Daglig eksponering for drikkevand, standardværdi:

1)    0,08 L/ kg lgv/d (svarende til 95% percentilen for 1-10 årige børn). Anvendes i forbindelse med akutvirkende stoffer eller når hovedparten af TDI-værdien benyttes til beregning af drikkevandskvalitetskriteriet.

2)           0,03 L/ kg lgv/d (svarende til medianværdi for 1-10 årige børn). Anvendes i tilfælde, hvor TDI er en 10^-6 livstidsrisikodosis for et kræftfremkaldende stof, eller i tilfælde, hvor kun en mindre andel af TDI-værdien benyttes til beregning af drikkevandskvalitetskriteriet.

WHO har i relation til fastsættelse af guidelines for drikkevand anført, at eksponering for kemiske stoffer via drikkevand ofte er lav i forhold til andre kilder, som f.eks. levnedsmidler og luft. I de tilfælde, hvor det er muligt, skal der ved fastsættelse af kvalitetskriterier tages udgangspunkt i data vedrørende indtagelse af det givne stof fra forskellige kilder. I tilfælde hvor indtagelsen fra andre kilder ikke er kendt, anvendes en arbitrær faktor på 10% for indtagelse via drikkevandet. Denne faktor vurderes i de fleste tilfælde som værende tilstrækkelig til at tage højde for indtagelse af det givne stof fra andre kilder.

Der er i beregningerne i Tabel 5.2 anvendt en drikkevandsindtagelse på 0,08 L/kg lgv/dag svarende til 95% percentilen for stoffer, hvor den kritiske effekt ikke er kræft, mens en drikkevandsindtagelse på 0,03 L/kg lgv/dag er anvendt for kræftfremkaldende stoffer, svarende til medianen /38/. I /50/ er 95% percentilen for børn (1-10 år) imidlertid angivet som 1,5 L pr. dag (svarende til 0,15 L/kg/dag for et barn på 10 kg), mens medianen er angivet som 0,8 L pr. dag (svarende til 0,08 L/kg/dag for et barn på 10 kg). Der kan således være tale om en overestimering af KK_drikkevand, hvis der ønskes at tage hensyn til den del af befolkningen, som har en drikkevandsindtagelse, der er over det gennemsnitlige niveau. Til sammenligning anvender WHO en standardværdi for daglig indtagelse af drikkevand for voksne (vægt 60 kg) på 2 L/dag, for børn (vægt 10 kg) på 1 L/dag og for spædbørn (vægt 5 kg) på 0,75 L/dag.

For yderligere detaljer vedrørende udregning af TDI, se Bilag E. Bemærk, at der i projektet kun blev fundet toksikologiske data til beregning af TDI for 12 NSO forbindelser. Bemærk endvidere, at lugt og smag ikke er inddraget her.

Tabel 5.2
Sundhedsbaserede screeningskriterier i drikkevand (SK_Drikkevand).

5.2.2 Screening for udenlandske kriterier

Der blev gennemført en screening for udenlandske kriterier for NSO forbindelser i grundvand og drikkevand dels ved direkte henvendelse til en række europæiske miljømyndigheder (UK, NL, S, AU, N, B), dels ved søgning i toksikologiske referencebaser og generel internet søgning.

Baser omfattet af søgningen, uden resultat, var:

• www.google.dk: søgeprofil: ”ground water/sub soil water” + ”det kemiske stofnavn/cas nr.” + “limit/threshold/criteria”
• WHO: World Health Organisation: http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/GDWQ2004web.pdf og http://www.who.int/water_sanitation_health/gdwqrevision/en/index.html
• JRC: European Commision - Joint Reseach Centre: http://ies.jrc.cec.eu.int/waterinfo.html
• EU: Proposal for a Directive Of The European Parliament And Of The Council on the protection of groundwater against pollution: http://europa.eu.int/eur-lex/en/com/pdf/
  2003/com2003_0550en01.pdf
• UBA: Umveltsbundesamt:http://www.umweltbundesamt.de/wasser-und-gewaesserschutz-e/index.htm
• US EPA: United States Environmental protection Agency: http://www.epa.gov/safewater/contaminants/index.html#listmcl og http://www.epa.gov/safewater/drink/basicinformation.htm
• US SDWA (Safe drinking water act) – Health advisories
• United Kingdom Pollution Inventory
• MST: Miljøstyrelsen: http://www.mst.dk/Common/soeg.htm
• Vattenprotalen: http://www.vattenportalen.se
• LOLI: http://csi.micromedex.com, indeholder diverse links til miljø og sundhedsmæssige grænseværdier

Fundne værdier fremgår af Tabel 5.3 og fodnoter hertil, hvor også oplysninger opnået fra de europæiske miljømyndigheder er indført.

Den tyske koncentration for ubetydelig koncentration af NSO forbindelser i grundvand er givet til 0,01-0,1 µg/L.

Tabel 5.3
Søgning for drikkevands- og grundvandskvalitetskriterier (µg/L).

5.2.3 Intervaller for SK og grundvandskvalitetskriterier

Intervallerne for SK_Drikkevand og grundvandskvalitetskriterier er sammenfattet i Tabel 5.4, idet de kinesiske værdier for overfladevand ikke er medtaget. Der er kun givet intervaller for stoffer, hvor der har kunnet findes toksikologiske data eller grundvands-/drikkevandskvalitetskriterier.

Det skal bemærkes, at der er tale om en indledende vurdering baseret på en screening, men også at der i litteraturen konstateres en mangel på toksikologiske data for disse stoffer. De relativt store variationer – også imellem toksikologisk baserede kriterier – afspejler formodentlig først og fremmest mangel på toksikologiske data.

Tabel 5.4
Intervaller for SK_Drikkevand og grundvandskvalitetskriterier (µg/L).

5.3 Giftighed af fundne koncentrationer af NSO forbindelser

I Tabel 5.5 er vist indholdet af NSO og 1,3,5-trimethylbenzen i de 23+21 jordprøver sammen med forslag til sundhedsbaseret screeningskriterium, SK. Med henblik på at anvende konservative værdier for SK er benyttet den mindste af de to værdier for akut og kronisk effekt, Tabel 5.1, se også diskussionen i Afsnit 5.1.1.

For 11 af NSO forbindelserne kunne de ikke påvises i de analyserede prøver. Det skal bemærkes, at flere NSO forbindelser er påvist i eluater, uden at kunne påvises i jordprøverne. Dette skyldes formodentlig de relativt set lavere analysedetektionsgrænser for vandprøver sammenholdt med jordprøver. Analysedetektionsgrænserne for jord har i alle tilfælde været under de SK værdier, der ønskedes kontrolleret.

Resultaterne viste udbredt forekomst af fem NSO forbindelser og 1,3,5-trimethylbenzen, men på et niveau mindst en faktor 10 under SK værdierne. Dibenzofuran blev fundet i omkring halvdelen af prøverne, hovedsagelig i lave koncentrationer, men her har der ikke været toksikologiske data til rådighed til estimering af en SK værdi.

Der er ikke en klar sammenhæng imellem sum af NSO forbindelser og jordprøvernes forureningsgrad målt som koncentration af sum af kulbrinter, Figur 5.2.

Samlet vurderes ingen af prøverne at indeholde NSO forbindelser og 1,3,5-trimethylbenzen i koncentrationer med risiko for akut giftighed. Der har dog ikke været toksikologiske data til rådighed for alle stoffer.

I Tabel 4.15 er vist indholdet af NSO forbindelser i eluater fra udvaskningsforsøg. Sammenholdes de fundne koncentrationer med de sundhedsbaserede screeningskriterier i drikkevand, SK_Drikkevand, fra Tabel 5.2 ses, at kun for anilin optræder en koncentration (2,9 µg/L) over SK værdien (0,6 µg/L). Denne prøve indeholder over jordkvalitetskriteriet benzo(a)pyren (0,72 mg/kg TS imod 0,3 mg/kg TS) og sum af syv PAH (4,6 mg/kg TS imod 4 mg/kg TS), samt 1.900 mg sum af kulbrinter/kg TS (VKI metoden) imod forslag til afskæringskriterium på 450-1.000 mg/kg TS (3-10 gange jordkvalitetskriteriet). Prøven ville altså under alle omstændigheder blive betragtet som forurenet.

Tabel 5.5
Indhold af NSO og 1,3,5-trimethylbenzen i jord fundet ved analyse af 23+21 jordprøver.

Figur 5.2
Sum af NSO i jordprøverne imod sum af kulbrinter i jordprøverne.

Sammenholdes de fundne koncentrationer, Tabel 4.15, med foreslåede drikkevands- og grundvandskvalitetskriterier, Tabel 5.3, overskrider de fundne koncentrationer de foreslåede kriterier for quinolin (toksikologisk baserede og forsigtighedsbaseret generel), 4-methylquinolin (forsigtighedsbaseret generel), carbazol (toksikologisk baseret og forsigtighedsbaseret generel), benzothiophen (forsigtighedsbaseret generel), og dibenzofuran (toksikologisk baseret og forsigtighedsbaseret generel).

Tabel 5.6 viser, at udvaskning af NSO til over de foreslåede kriterier er fundet for et bredt udsnit af prøver (18 af 44 jordprøver), samt at disse ikke generelt overskrider hverken et jordkvalitetskriterium eller et afskæringskriterium.

Tabel 5.6
Indhold af forureninger i jordprøver med udvaskede koncentrationer af én eller flere NSO forbindelser til over foreslåede drikkevands- og grundvandskvalitetskriterier.

Det skal bemærkes, at for en række NSO forbindelser har denne undersøgelses analysedetektionsgrænser ikke været tilstrækkeligt lave i forhold til de foreslåede drikkevands- og grundvandskvalitetskriterier.

Samlet vurderes det, at der ikke udvaskes NSO forbindelser til over sundhedsmæssige screeningskriterier fra prøver uden stærk forurening med andre stoffer, baseret på denne undersøgelses toksikologiske metode. Dog er der behov for en nærmere vurdering og forbedring af det toksikologiske grundlag, særligt for stofferne quinolin, carbazol og dibenzofuran, hvor der ligger udenlandske forslag til toksikologisk baserede, lave kriterier.

5.4 Lugt

I en toksikologisk vurdering af risikoaspekter ved restforurening af oliespild fra villaolietanke /37/ angives det, at kvælstof- og svovlforbindelser fra fyringsolie kan være kritiske med hensyn til lugt, idet der dog gøres opmærksom på manglende viden om indholdet at disse forbindelser i fyringsolie.

En ikke offentliggjort undersøgelse /46/ af sammenhæng imellem lugt og indhold af kulbrinter i afdampning fra benzin, diesel og fyringsolie har vist, at jord forurenet med diesel og fyringsolie afgiver målelig lugt, efter at der i luft fra jorden på grund af forceret fordampning kun kan måles kulbrinter (C₁₀-C₂₀) i relativt lav koncentration (op til godt 10 gange luftkvalitetskriterierne, 1,1-2,5 mg/m³). Målingen af lugt kunne på grund af lugtmålemetodens detektionsgrænse ikke foretages ned til det niveau, som ligger bag luftkvalitetskriterier formulerede med henblik på kontrol af lugt. Mindre end 50% af lugten fra jorden kunne forklares med målte, fordampede kulbrinter for frisk forurening og mindre end 2% efter forceret fordampning, svarende til forurening forvitret i uspecificeret grad. Der blev ikke foretaget analyser af jordens indhold af restforurening med kulbrinter efter forceret fordampning. I rapporten foreslås restindhold af organiske svovlforbindelser som forklaring på, at forvitret olie lugtede forholdsvis mere end frisk olie.

5.4.1 Beregning af lugtbaseret screeningskriterium (SK_Luft)

Ved fastsættelse af KK_jord tages eventuelle lugtgener fra de kemiske stoffer i betragtning baseret på en 50%-lugtgrænse defineret som den koncentration, hvor 50% af et lugtpanel med frivillige forsøgspersoner netop kan registrere lugten. Idet denne værdi antages at kunne medføre lugtgener hos en væsentlig del af befolkningen, ganges den med 1/3 svarende til et niveau, hvor det forventes, at maksimalt 1-5% af den samlede befolkning kan fornemme lugten. Denne værdi benyttes som lugtbaseret luftkvalitetskriterium /38/.

Flere svovl- og nitrogenholdige stoffer har en ubehagelig og gennemtrængende lugt. I Tabel 5.7 er angivet lugtgrænser for forbindelserne fra analyseprogrammet, samt for enkelte andre relevante forbindelser. Lugtværdierne er aflæst fra responskurver i /55/. Lugtbaseret screeningskriterium (SK_Luft) er derefter beregnet som beskrevet ovenfor. For stoffer uden SK_Luft værdier i tabellen er ikke fundet data for lugtværdier. Værdierne er beregnet som µg/L i luft, således at de kan sammenholdes med beregnede koncentrationer i poreluft og indeklima.

I Tabel 5.7 er anført, om stofferne i denne undersøgelse er fundet i jordprøver og/eller i eluatprøver.

Tabel 5.7
Lugtbaserede screeningskriterier (SK_Luft) for kemiske stoffer fra analyseprogrammet samt andre relevante svovlforbindelser.

5.4.2 Lugtvurdering for jordprøver

I Tabel 5.8 er SK_Luft værdierne samlet for de NSO forbindelser, der er fundet i jord og/eller eluat i denne undersøgelse. Som eksempel på en aromatisk kulbrinte er medtaget 1,3,5-trimethylbenzen. Det skal bemærkes, at der for en række stoffer ikke er fundet lugtværdier, samt at en lille gruppe af svovlforbindelser med lave lugtgrænser ikke har været analyseret i denne undersøgelse, fordi gennemgangen af lugtværdier ikke var gennemført ved fastlæggelsen af analyseprogrammet for jordprøver.

Det skal endvidere bemærkes, at for NSO forbindelser påvist i eluat, men ikke i jord, er jordkoncentrationen beregningsmæssigt sat til værdier for sammensætningen af olieprodukter, se Bilag F.

I Tabel 5.8 er indført denne undersøgelses beregnede poreluftkoncentrationer af NSO forbindelser og 1,3,5-trimethylbenzen (se Tabel 4.18 for enkeltværdier) for de 23 jordprøver med analyseresultater for kulbrinter, PAH og NSO.

For anilin og dimethyldisulphid er der med de beregnede poreluftkoncentrationer ikke overskridelser af SK_Luft værdierne. For quinolin og 4-methylanilin ses kun få og begrænsede overskridelser. Der fandtes altså ikke væsentlige overskridelser af de lugtbaserede kriterier for enkeltstoffer i NSO gruppen.

Tabel 5.8
SK_Luft værdier for stoffer fundet i denne undersøgelse for 23 jordprøver med analyser for kulbrinter, PAH og NSO, samt beregnede poreluftkoncentrationer.

Stoffet 1,3,5-trimethylbenzen ikke er en NSO forbindelse, se ovenfor, men er inddraget som et eksempel på en flygtig kulbrinte. Stoffet bidrager til sum af kulbrinter, men er desuden en alkylbenzen omfattet af luftkvalitetskriteriet for disse stoffer (0,03 mg/m³ for summen). En vurdering af stoffet i forhold til lugt viser overskridelser i poreluft af SK_Luft for flere prøver (10 af 23 prøver, 43%) og for nogle betydelige overskridelser (op til godt 500 gange). Dog viser det sig, at af de 10 prøver med overskridelser for 1,3,5-trimethylbenzen viser de syv samtidig koncentrationer i jorden, der overskrider jordkvalitetskriterier for fraktionerne C₆-C₁₀ og/eller >C₁₀-C₂₅. Samlet vil altså tre prøver ud af 23 overskride SK_Luft uden at overskride jordkvalitetskriterierne for fraktionerne C₆-C₁₀ og/eller >C₁₀-C₂₅, men denne prøve vil overskride luftkvalitetskriteriet for stoffet selv (inklusive andre stoffer i gruppen alkylbenzener), der er lavere end SK_Luft.

Inddrages koncentrationsreduktionen ved transport til indeklima, mindst faktor 750 under denne undersøgelses forudsætninger, se Tabel 4.19, for den flygtige kulbrintefraktion, C₆-C₁₀, vil påvirkningen af indeklima for alle stofferne være under SK_Luft værdierne.

Det vurderes ud fra de gennemførte undersøgelser og det begrænsede materiale om lugtbærende stoffer i olieprodukter, at de analyserede prøver ikke ville give anledning til lugtgener i bygninger ud fra denne undersøgelse. Lugt ved selve jorden (dvs. lugtgener i udendørs luft) vil ikke være væsentlig for jordprøver, der overholder jordkvalitetskriterier for flygtige og lette kulbrinter, samt luftkvalitetskriterier for 1,3,5-trimethylbenzen.

Der skal dog bemærkes, at vurderingerne er baseret på beregninger med en væsentlig usikkerhed, som det kan ses af den betydelige variabilitet imellem beregnede porevandskoncentrationer og udvaskede koncentrationer for kulbrintesammensætning med blandede fraktioner og kulbrintefraktioner op til C₂₅, samt for PAH og NSO i alle jordprøver. Desuden skal bemærkes, at en række organiske svovlforbindelser med lav lugtgrænse ikke har været inddraget i undersøgelserne. Usikkerhederne betragtes dog ikke som afgørende i forhold til de foretagne vurderinger.

Fodnoter

^[22] LD₅₀/LC₅₀ værdier = den dosis/luftkoncentration, som slår 50% af en gruppe forsøgsdyr ihjel.

^[23] lgv: legemsvægt.

^[24] LOAEL for anilin er angivet som TD_Lo, svarende til den laveste dosis, der giver toksiske effekter.

^[25] Ved væsentlig eksponering for et givet kemisk stof fra andre medier end det medie, for hvilket der skal fastsættes et kvalitetskriterium, tildeles (allokeres) kun en vis procentdel af TDI til det pågældende medie, således at bidragene fra de forskellige medier samlet ikke overskrider TDI. Ved udregning af jordkvalitetskriterierne anvendes en allokeringsfaktor på 50%, der vurderes både at omfatte den orale indtagelse og den fraktion, der eventuelt inhaleres ved fordampning fra jorden.

^[26] Baseret på analogislutning fra 2-methylpyridin.

^[27] Baseret på analogislutning fra 2-methylpyridin.

^[28] TDI₍₁₀^-6 _{livstidsrisiko)} er udregnet på baggrund af en TD₅₀ = 164 mg/kg lgv/dag (svarende til den mængde af et stof, som inducerer tumorer i halvdelen af populationen).

^[29] TDI₍₁₀^-6 _{livstidsrisiko)} er udregnet på baggrund af en TD₅₀ = 424 mg/kg lgv/dag (svarende til den mængde af et stof, som inducerer tumorer i halvdelen af populationen).

^[30] US EPA Integrated Risk Information System

^[31] Toksikologisk baseret

^[32] Primært forsigtighedsbaseret generel

^[33] Højest tilladelig koncentration i overfladevand til brug for fremstilling af drikkevand.

^[34] 6 µg anilin/L drikkevand giver en øget kræftrisiko for én ud af 1.000.000.

^[35] 0,1 µg/L for 2-methylanilin.

^[36] 0,01 µg quinolin/L drikkevand giver en øget kræftrisiko for én ud af 1.000.000.

^[37] i.a.: ikke analyseret.

^[38] Indgår ikke i analyseprogrammet, men forventes at give lugtgener, hvis de er til stede over de anførte koncentrationer.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 April 2008, © Miljøstyrelsen.