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

Kortlægning samt sundhedsmæssig vurdering af kemiske stoffer i skoletasker, legetasker, penalhuse og viskelædere

5 Sundhedsvurdering

• 5.1 Vurdering af sundhedsrisikoen ved brug af skoletasker, legetasker, viskelædere og penalhuse
  • 5.1.1 Eksponering via indånding
  • 5.1.2 Eksponering via huden
  • 5.1.3 Eksponering via indtagelse
  • 5.1.4 Margin of Safety
  • 5.1.5 Total eksponering
• 5.2 Vurdering af enkeltstoffer
  • 5.2.1 Isophoron
  • 5.2.2 BHT
  • 5.2.3 Cyclohexanon
  • 5.2.4 Phenol
  • 5.2.5 Toluen
  • 5.2.6 DIBP
  • 5.2.7 DEHP
  • 5.2.8 2-Heptanon
  • 5.2.9 tert-Butylalkohol
  • 5.2.10 Methylpropionat
  • 5.2.11 p-xylen
• 5.3 Samlet vurdering

Til vurdering af sundhedsrisikoen ved daglig brug af skoletasker, legetasker, viskelædere og penalhuse vurderes udvalgte af de fundne stoffers effektniveauer i forhold til den relevante eksponeringstid og eksponeringsvej.

Beregningerne foretages med baggrund i EU’s Technical Guidance Document (TGD) (European Commission, 2003).

I undersøgelsen er, i samarbejde med Miljøstyrelsen, udvalgt 11 specifikke stoffer til en vurdering. Udvælgelsen er baseret på et samspil mellem stoffernes klassificering, de fundne koncentrationer samt antallet af produkter, de er fundet i.

Generelt foretages først en vurdering af de udvalgte stoffers sundhedsmæssige egenskaber, hvorefter der foretages eksponeringsberegninger baseret på worst case betragtninger, der anvendes til at vurdere sundhedsrisikoen for de udvalgte stoffer i de analyserede produkter.

5.1 Vurdering af sundhedsrisikoen ved brug af skoletasker, legetasker, viskelædere og penalhuse

Eksponering fra skoletasker, legetasker, viskelædere og penalhuse sker dels ved indånding af flygtige stoffer som produkterne afgiver (målt via ”headspace” analyserne) og dels ved dermal absorption af stoffer ved hudkontakt med produkterne (målt via afgivelse til kunstig sved analyserne).

Herudover er der for viskelædere en yderligere eksponeringsmulighed via oralt indtag, idet det kan forventes at nogle børn bider eller sutter på viskelæderne og måske endda sluger noget af dem. Nogle af viskelæderne, der indgår i denne kortlægning, dufter og har en udformning, der gør, at det kan være tillokkende at putte dem i munden. I kortlægningen indgår viskelædere med udformning som en læbestift, en burger, vindruer og lignende.

Der er ikke foretaget analyser med det formål at kvantificere de totale mængder af indholdsstofferne i viskelædere – med undtagelse af enkelte ftalater.

Der er som hovedregel heller ikke foretaget migrationsanalyser af viskelæderne i forhold til kunstigt spyt, men derimod migrationsanalyser i forhold til kunstig sved. Disse analyseresultater vil blive anvendt i en risikovurdering af oralt indtag af indholdsstoffer i viskelæderne, da forskellen på væskerne kunstigt spyt og kunstig sved ikke er stor (for begge former for migrationsanalyser kan anvendes vand i stedet). Det betyder dog, at der kan være visse forbehold ved konklusionerne, men det vurderes, at der er større usikkerheder på koncentrationerne for de semi-kvantitative analyser end i at antage, at resultaterne fra kunstig sved analyserne kan overføres direkte som kunstigt spyt resultater. Ftalatanalyserne viste dog forholdsvis høje koncentrationer af visse ftalater (bl.a. DEHP), og risikovurderingen viste, at koncentrationerne kan være problematiske. På denne baggrund er der derfor efterfølgende foretaget en enkelt migrationsanalyse til kunstigt spyt for det viskelæder med højest indhold af DEHP.

De grundlæggende beregninger for de tre typer eksponeringer er angivet i det følgende.

5.1.1 Eksponering via indånding

Eksponering via indånding (inhalation) kan teoretisk set strække sig fra indkøbet af produktet til det ikke længere anvendes (kasseres). De stoffer, forbrugeren udsættes for ved evt. udpakning af produktet og i starten af brugsperioden, kan tilnærmelsesvis antages at være de stoffer, der er fundet via ”headspace” analyserne (analyse af stoffer, der afdamper fra produkterne).

Det skal dog bemærkes, at pga. problemer med analyseudstyret er resultaterne fra ”headspace” analyserne ikke eksakte, men blot indikative. Det vurderes, at fejlprocenten er mellem 10 og 50%.

Eksponering via indånding er udtrykt som koncentrationen af det kemiske stof i luften i indåndingszonen, og eksponeringen udtrykkes som en gennemsnitskoncentration over en referenceperiode på eks. én dag. For eksponering via indånding udregnes både et korttidsscenarium for den akutte toksicitet og et langtidsscenarium for den kroniske toksicitet ifølge TGD, hvis de tilhørende NOAEL-værdier er fundet.

Til estimering af eksponeringen via indånding skal man kende koncentrationen i luften, inhalationsraten og luftvolumen (indåndingszonen eller rummets størrelse).

Inhalationsraten for børn ved moderat aktivitet er 1,2 m³/time ifølge TGD.

Luftvolumen kan ved korttidseksponering sættes til 2 m³ ifølge TGD for at repræsentere det luftrum, der er umiddelbart omkring personen. Denne værdi er sandsynligvis gældende for en voksen, og der anvendes derfor 1 m³ i stedet for at repræsentere et barns indåndingszone.

Ved langtidseksponering regnes med et luftvolumen på 20 m³ (8 m² rum med 2,5 m til loftet) som standard. Det kan diskuteres hvilken værdi, der skal anvendes. Børnene udsættes i teorien både for stofferne, der afdamper fra produkterne hjemme (og så kun fra deres egne produkter) og i skolen, men så fra mange flere (ens?) produkter i et langt større lokale. Det tages der ikke hensyn til i eksponeringsberegningen, men som worst case regnes med et forholdsvist lille rum på 20 m³.

Koncentrationen i lukkede rum kan antages at være større end i ventilerede rum. Til beregningen af koncentrationen i rummet antages, at stoffet frigives med det samme til hele rummet og er homogent fordelt. Der tages ikke højde for, at afdampningen og dermed koncentrationen af stofferne bliver mindre over tid.

Da selv små børn kan antages at være i kontakt med produkterne eller være i samme rum, som produkterne anvendes/står i, er der ud fra en worst case betragtning valgt et langtidsscenarium med langtidseksponering, hvor der er anvendt en respirationsrate på 8,3 m³/dag for et barn på 3-5 år (ifølge TGD).

I TGD er der ikke angivet en standardvægt for et barn. Af hensyn til realistisk ”worst case” anvendes børns vægt i den laveste alder, hvor de forventes at lege med legetasker, dvs. 3 år. Børn er generelt noget ældre (tæt på skolealderen) før de bruger skoletasker, viskelædere og penalhuse, men kan stadig blive udsat via inhalation ved at være i samme rum som produkterne. Børns vægt for en bestemt alder kan findes via officielle vækstkurver. Netdoktor.dk har en tabel over piger og drenges vægt, der stammer fra en ældre skandinavisk undersøgelse. De påpeger, at det er en ældre undersøgelse, og at børnene siden generelt er blevet lidt højere og tungere (Netdoktor, 2006). Ifølge disse tabeller vejer 3-årige drenge 12,7 kg (lav vægt) og 3-årige piger 12,0 kg (lav vægt). Der anvendes derfor 12 kg som et barns vægt som worst case.

Det antages, at børn kan være eksponeret for stofferne, der afdamper fra produkterne i op til 6 timer på en dag. I en skolesituation vil børn have både skoletaske, penalhus og viskelæder tæt på sig under hele skoledagen.

Der er for vægten af produkterne brugt produktets totale vægt, selvom nogle stoffer eksempelvis kun er fundet i håndtag eller yderside af en skoletaske.

Ifølge EU’s Technical Guidance Document on Risk Assessment beregnes ekponeringen via indånding via følgende formel (European Commission, 2003):

hvor

Hvor koncentrationen i luften C_inh beregnes efter følgende formel (European Commission, 2003):

hvor

Ligningen, der bruges til beregningerne er således:

Det skal bemærkes, at analyseværdierne brugt til risikoberegningerne for eksponering via indånding er for høje – måske mellem en faktor 100 til 500 for høje. Det hænger sammen med, at prøverne har stået til afdampning – først natten over ved 40 °C, hvorefter det var meningen, at prøverne skulle analyseres. Men pga. problemer med analyseudstyret har alle prøver herefter stået i ca. tre uger ved stuetemperatur før de er blevet analyseret. Det betyder, at resultaterne ikke repræsenterer, hvad der afdamper i løbet af de 6 timer, som er brugt som daglig eksponering, men tværtimod hvad der afdamper i løbet af tre uger.

Afdampningen vil være helt klart størst i starten, og på et tidspunkt vil der indstille sig en form for ligevægt, hvorfor afdampningen klinger af. Herudover spiller temperaturen en rolle. Afdampningen er væsentlig større i starten ved den højere temperatur end ved stuetemperatur. Det er således svært at skønne, hvilken faktor analyseresultaterne skal divideres med for at illustrere afdampningen per dag, men anvendes de analyserede værdier, som de er, vil beregnede MoS (Margin of Safety) således være væsentlig mindre end den reelle værdi. Når de beregnede MoS ligger over 100 er det sikkert, at eksponeringen således ikke vil udgøre nogen sundhedsrisiko.

5.1.2 Eksponering via huden

I scenariet for hudeksponering antages, at produkterne anvendes i hånden, som derved primært er eksponeret. For viskelædere og penalhuse er dette oplagt, mens hudeksponering for legetasker og skoletasker også kan forekomme, når tasken er taget på ryggen. Det antages dog, at børnene har tøj på, hvorved hudeksponeringen er minimal. Derfor regnes der udelukkende med hudeksponering via hånden.

Før hudoptagelse skal det kemiske stof overføres fra produktet til huden. Når det er på huden, kan stoffet absorberes via huden og derfra til blodet og spredes i resten af kroppen.

Der er foretaget migrationsanalyser, der simulerer sved. Dvs. analyserne viser, hvor store mængder af stofferne, der kan migrere (overføres), når man rører ved produktet med sine hænder. De stoffer, der er fundet i ekstraktionsvæsken, er de stoffer, der potentielt kan optages via huden ved kontakt med produkterne.

Det potentielle optag (eksponeringen) kan udtrykkes ved følgende ligning (European Commission, 2003):

hvor

Dvs. der tages udgangspunkt i hvor stor en mængde stof, der migrerer per cm² af produktet, og denne værdi sammenholdes med hvor stort et areal af produktet, der berører huden i hvor lang tid.

Det antages, at det kun er arealet af et barns håndflader (på begge hænder), der er i berøring med produktet. Denne værdi findes ikke i TGD, men til gengæld findes en oversigt for mænd og kvinders hænders overfladeareal i forhold til kroppens samlede overfaldeareal (for kvinder 731 cm² for både for og bag på begge hænder i forhold til et samlet kropsareal på 16.900 cm²). Dette forhold sammenholdes med oplysningen fra TGD om, at en barnekrops samlede kropsareal er 6.030 cm² for et barn i 2-3 års alderen, dvs. samme alder som kropsvægten er defineret ud fra. Herved fås, at et 3-årigt barns hænder har et overfladeareal på 131 cm², når der også er divideret med 2, fordi det antages at produkterne kun berøres med indersiden af hænderne.

Overfladen af et barns hænder er kun en tilnærmelse, da det er antaget, at størrelsesforhold mellem en voksen kvindes hænder og krop er det samme for et barn.

Som udgangspunkt for beregningerne er valgt, at et barn har sin skoletaske/legetaske og sit penalhus i hænderne i maksimalt 1 time dagligt i alt. Migrationsanalyserne til kunstig sved er foretaget ved, at et stykke af produktet er ekstraheret i kunstig sved i 4 timer. Migrationsmængderne skal således divideres med 4, da prøverne har trukket 4 timer i kunstig sved og således repræsenterer migrationsmængden per 4 timer.

Produkterne er til analyserne klippet i små stykker (kuber) af 2-3 mm i bredden. Det betyder, at overfladen bliver væsentlig større end den overflade produkterne normalt har. Desuden vil berøring af produkterne normalt kun ske på den ene overflade. De målte koncentrationer kan således være overvurderet med minimum en faktor 3.

For et skolebarn kan hudeksponeringen for et viskelæder være væsentlig længere, da børnene bruger det ofte og kan sidde og lege med det. For viskelædere regnes derfor med en eksponeringstid på 4 timer som worst case. Barnets vægt er sat til 12 kg i alle tilfælde.

Efter eksponering af huden skal det kemiske stof passere huden, før der kan tales om en egentlig absorption. Den dermale absorption af stofferne er generelt estimeret pga. manglende data. Er ingen andre oplysninger fundet, er der som standard brugt en dermal absorption på 100%, og en dermal absorption på 10% for stoffer med en molvægt større end 500 g/mol, der samtidigt har en log K_OW mindre end -1 eller større end 4 (som angivet i TGD). Store molekyler har nemlig sværere ved at trænge igennem huden ligesom meget lipofile stoffer.

Faktoren for den dermale absorption (1 eller 0,1) ganges med den potentielle optagelse for at få den aktuelle optagelse (worst case).

5.1.3 Eksponering via indtagelse

For viskelæderne gælder, at der er mulighed for en eksponering via munden, eksempelvis ved at børnene tygger eller sutter på viskelæderne. Ved oral eksponering sker absorptionen efter afgivelse (migration) af stofferne fra viskelæderne og opblanding i spyt. Optagelse antages at kunne ske over slimhinder i mundhule eller mave-tarmkanalen.

Som beskrevet tidligere er der som hovedregel ikke foretaget migrationsanalyser af viskelæderne i forhold til kunstigt spyt, men derimod migrationsanalyser i forhold til kunstig sved. På baggrund af forholdsvis høje koncentrationer af visse ftalater (bl.a. DEHP) er der dog efterfølgende foretaget en enkelt migrationsanalyse til kunstigt spyt for det viskelæder med højest indhold af DEHP. Resultaterne fra migrationsanalyserne til kunstig sved anvendes som en rimelig tilnærmelse for resten af produkterne

Som udgangspunkt for det orale indtag er anvendt ligningen for migration af stoffer fra et produkt over til fødevarer/drikkevarer, som så indtages (European Commission, 2003). Det er dog ikke præcis denne situation, der forekommer, når der suttes/tygges på et viskelæder, hvorfor ligningen er tilpasset. Viskelæderne er alle så små, at der kan suttes, slikkes, tygges på hele overfladen af viskelæderet. Det antages således som worst case, at den målte migration fra hele viskelæderet indtages – uanset størrelsen af viskelæderet.

Det orale indtag kan således beregnes ud fra nedenstående formel:

hvor

Som udgangspunkt er der til beregningen valgt, at et barn slikker, tygger eller sutter på viskelæderet flere gange dagligt. Den samlede eksponering antages at være maksimalt 1 time daglig. Barnets vægt er som før sat til 12 kg, (dog er der for enkelte beregninger anvendt en vægt på 20 kg for at illustrere et skolebarns vægt).

Migrationsanalyserne til kunstig sved og kunstigt spyt er foretaget ved, at et stykke af produktet er ekstraheret i kunstig sved/spyt i 4 timer, hvorfor der skal divideres med en faktor 4 for, at de målte værdier svarer til eksponeringstiden. Viskelæderne er til analyserne klippet i små stykker (kuber) af 2-3 mm i bredden. Det betyder, at overfladen bliver væsentlig større end den overflade et viskelæder normalt har, men tygges der i viskelæderet er der også adgang til en større overflade af viskelæderet. De målte koncentrationer kan være overvurderet med en faktor 3 eller mere.

Det skal bemærkes, at oral indtagelse også kan ske ved hånd-til-mund, dvs. at hånd eller fingre, der har rørt ved produktet, derefter puttes i munden. Der kan derved ske en overførsel af stof fra fingre til mund. I litteraturen angives, at hånd-til-mund i gennemsnit udgør 3-10 minutter, hvorfor denne del er antaget inkluderet i den valgte eksponeringstid på 1 time (Bremmer og van Veen, 2002; Green, 2002; Kiss, 2001).

Efter eksponering af mundhulen skal det kemiske stof passere slimhinderne, før der kan være tale om en egentlig absorption. Den orale absorption af stofferne er generelt estimeret pga. manglende data. Som standard er derfor antaget en oral absorption på 100%.

For ftalaterne (især DEHP), hvor der er foretaget en totalbestemmelse af ftalatindholdet har Miljøstyrelsen ønsket beregnet et scenarium, hvor det antages, at børnene kommer til at sluge en del af viskelæderet, når de tygger i det. Det antages, at der sluges mellem 0,008 og 0,1 g viskelæder, hvilket svarer til mellem omkring 0,01 og 0,08 cm³ for de relevante viskelædere – dvs. kuber på omkring 1,9 til 4,3 mm i højde, bredde og længde - en mængde, der ikke er helt urealistisk at sluge.

Det orale indtag kan beregnes ud fra nedenstående formel:

hvor

5.1.4 Margin of Safety

Til en vurdering af risikoen for de enkelte kemiske stoffer beregnes den såkaldte Margin of Safety (MoS). Her sættes den beregnede daglige eksponering (I_inh eller U_der eller I_oral) i forhold til nul-effektniveauet (NOAEL – No Observed Adverse Effect Level) efter følgende formel:

Det er generelt accepteret, at MoS skal være mindst 100 for, at et stof kan erklæres for sikkert at bruge. Herved tages der højde for en sikkerhedsfaktor på 10 for ekstrapolering af data fra dyr til mennesker og en sikkerhedsfaktor på 10 for at tage højde for særligt følsomme menneskelige individer.

5.1.5 Total eksponering

Hvis barnet eksponeres for et stof fra det samme produkt via forskellige eksponeringsveje, kan den totale optagelse lægges sammen.

Der kan desuden være andre kilder til de samme kemiske stoffer i barnets omgivelser, som vil bidrage til den totale eksponering.

5.2 Vurdering af enkeltstoffer

5.2.1 Isophoron

Anvendelse

Isophoron har en bred anvendelse som opløsningsmiddel for forskellige syntetiske harpikser og polymerer samt for voks, fedtstoffer og olie. Isophoron bruges i nogle trykfarver, malinger, lakker og lime. Desuden bruges det som kemisk mellemstof og i nogle bekæmpelsesmiddelpræparater. (ATSDR, 1989; HSDB; IUCLID, 2000d; IPCS, 1995; Jensen AA, 1997a).

Isophoron forekommer naturligt i tranebær (Jensen AA, 1997a).

Identifikation

Kemisk navn	3,5,5-Trimethyl-2-cyclohexen-1-on
CAS-Nr.	78-59-1
EINECS Nr.	201-126-0
Bruttoformel	C9H14O
Molekylstruktur
Molekylvægt	138,21 g/mol
Synonymer	Isophoron Trimethylcyclohex-2-enon 3,5,5-Trimethyl-2-Cyclohexenon 1,1,3-trimethyl-3-cyclohexen-5-on

Fysisk-kemiske data

Klassificering

Biotilgængelighed

Isophoron optages let i kroppen via lunger, hud eller mave-tarm kanal (Jensen AA, 1997a). ¹⁴C-mærket isophoron viser, at 93% af den indtagne orale mængde isophoron hovedsageligt findes i urinen og i udåndingsluften efter 24 timer. (IPCS, 1995; HSDB; ATSDR, 1989). Der forudsættes således 100% optagelse i beregningerne.

Effekter på sundhed

Isophoron er sundhedsskadeligt ved indtagelse og ved hudkontakt. I akutte og 90-dages forsøg med mus og rotter er der ved høje doser set skader på lever og centralnervesystemet samt dødsfald. I langtidsstudier med mus og rotter er der konstateret nyreskader (IPCS, 1995; ATSDR, 1989).

LD₅₀-værdier (oralt indtag for rotter) for isophoron ligger mellem 1000 og 3450 mg/kg lgv (HSDB; IUCLID, 2000d).

Isophoron er irriterende for både øjne og åndedrætsorganerne (HSDB; ATSDR, 1989; IPCS, 1995; IUCLID, 2000d). I arbejdsmiljøet er der set eksempler på klager over irritationseffekter ved luftniveauer af isophoron fra 0,7 til 14 ppm (Jensen AA, 1997a).

Der er ikke rapporteret om sensibiliserende egenskaber af isophoron (IUCLID, 2000d; IPCS, 1995; HSDB).

NOAEL hos rotter fodret med isophoron i 90 dage blev bestemt til 102,5 – 163,8 mg/kg lgv. Ved forsøget blev der set signifikante reduktioner i legemsvægt ved høje doser. I et 90-dages forsøg med hunde (oral indtagelse) blev en NOAEL på over 150 mg/kg lgv observeret (højeste dosis testet, og ingen effekter observeret), (IUCLID, 2000d).

NOAEL hos rotter og marsvin, der havde inhaleret isophoron i seks uger var 0,144 mg/l luft baseret på nyreeffekter. Der er ikke angivet, hvor meget luft, og dermed hvor stor en dosis, dyrene har indtaget per kg legemsvægt (IUCLID, 2000d). NOAEL hos rotter og kaniner, der havde inhaleret isophoron i seks måneder, var 250 ppm (250 mg/kg) baseret på dødelighed (ATSDR, 1989).

Nogle ugers eksponering for isophorondampe på mere end 100 ppm har givet alvorlige nyre- og lungeskader i forsøgsdyr. Ved 2-3 gange større eksponering er der også set effekter på leveren (Jensen AA, 1997a).

Isophoron er klassificeret som kræftfremkaldende kategori 3 (Carc3) med R40 ”Mulighed for kræftfremkaldende effekt”. Stoffer i denne kræftfremkaldende gruppe er stoffer, der giver anledning til betænkelighed, da de muligvis kan fremkalde kræft hos mennesket, men for hvilke der ikke foreligger tilstrækkelige oplysninger til at foretage en tilfredsstillende vurdering (BEK 329, 2002). En undersøgelse, der ligger bag denne vurdering, er fra et to-års studie af isophorons kræftfremkaldende egenskaber i mus og rotter. Resultatet af studiet er, at der var nogen indikation af kræftfremkaldende effekt i hanrotter, men ingen indikation af kræftfremkaldende effekt i hverken hunrotter eller hunmus. I hanmus var der tvetydig indikation af kræftfremkaldende effekt. (NTP, 1986a).

Nogle dyreforsøg med mus og rotter indikerer, at isophoron ikke er reproduktionsskadende (HSDB; ATSDR, 1989), der er dog også fundet forsøg med drægtige rotter og mus udsat for lidt over 100 ppm, der antyder muligheden for fosterskader (Jensen AA, 1997a).

Isophoron udviser ikke mutagene egenskaber (HSDB; IPCS, 1995).

Grænseværdier

Grænseværdien i arbejdsmiljøet for isophoron er 5 ppm eller 25 mg/m³ med anmærkningerne L og K, dvs. at grænseværdien er en loftsværdi (L), der ikke må overskrides, og at stoffet er optaget på listen over stoffer, der anses for at være kræftfremkaldende (AT, 2005).

Vurdering

Isophoron er ved analyse identificeret i følgende 12 produkter. Isophoron er primært identificeret ved migration til kunstig sved, men også ved afdampning fra to produkter. Der er flere analyseværdier end dem angivet i tabellen nedenfor (se tabel 3.9A og 3.9B). Flere dele fra samme produkt har været analyseret. I tabellen nedenfor er angivet den højest målte værdi, når der findes flere værdier fra samme produkt.

Følgende eksponering for isophoron fås ved hudkontakt. De målte koncentrationer er korrigeret med en faktor 0,25 (divideret med 4), da de målte migrationskoncentrationer er for 4 timer:

Følgende eksponering for isophoron fås ved oralt indtag, når der suttes eller tygges på et viskelæder. De målte koncentrationer er korrigeret med en faktor 0,25 (divideret med 4), da de målte migrationskoncentrationer er for 4 timer:

Som worst case kan de højeste af ovenstående eksponeringsværdier lægges sammen, da det er muligt, at et barn udsættes over længere tid for isophoron både via indånding fra en skoletaske og et penalhus samtidigt med, at der forekommer en eksponering via huden fra en skoletaske, en legetaske, et penalhus og et viskelæder samt oral eksponering, når der suttes eller tygges i et viskelæder.

Dette scenarium giver en samlet eksponering på 81,42 µg/kg lgv/dag, og når denne værdi sammenholdes med en NOAEL på 150 mg/kg lgv/dag fås en Margin of Safety på 1842.

Det er generelt accepteret, at MoS skal være mindst 100 for, at et stof kan erklæres for sikkert at bruge. Alle de beregnede MoS for de enkelte produkter ligger væsentlig over 100 og vurderes derfor ikke at udgøre nogen sundhedsmæssig risiko mht. isophoron. Udsættelse for isophoron ved både indånding og hudoptag fra flere produkter samtidigt vurderes heller ikke at udgøre nogen sundhedsmæssig risiko for de undersøgte produkter.

5.2.2 BHT

Anvendelse

BHT anvendes som antioxidant i fødevarer (E321), dyrefoder, petroliumsprodukter, kunstgummi, plastmaterialer samt vegetabilske olier og sæber. BHT er også udbredt anvendt i kosmetiske produkter. Herudover fungerer det som anti-skindmiddel i maling og blæk (Merck, 1983; OECD SIDS, 2002).

Identifikation

Kemisk navn	2,6-Di-tert-butyl-p-cresol
CAS-Nr.	128-37-0
EINECS Nr.	204-881-4
Bruttoformel	C15-H24-O
Molekylstruktur
Molekylvægt	220.35 g/mol
Synonymer	Butyleret hydroxytoluen (BHT) 2,6-Bis(1,1-dimethylethyl)-4-methylphenol

Fysisk-kemiske data

Klassificering

Biotilgængelighed

BHT optages let gennem mave-tarmkanalen og til en vis grad også gennem intakt hud. Rotter fodret med en enkelt dosis BHT udskilte 80-90% af dosis via urinen efter fire dage, det meste i løbet af 24 timer. For mennesker udskilles 66% i løbet af 11 dage via urinen (OECD SIDS, 2002).

I et forsøg blev rottehud påsmurt med ¹⁴C-mærket BHT. Her var hudoptagelsen på 13% af den påsmurte dosis (Nordisk Ministerråd, 1997). Denne værdi anvendes derfor i beregningerne med dermal optagelse.

Effekter på sundhed

BHT har en lav akut giftighed. Forsøg med rotter, der oralt indtog BHT, resulterede i en LD₅₀ værdi på mere end 2930 mg/kg lgv (OECD SIDS, 2002).

BHT er lettere irriterende for både hud og øjne (på baggrund af forsøg med kaniner), men viser ikke tegn på sensibiliserende egenskaber ved dyreforsøg (OECD SIDS, 2002; IUCLID, 2000e). Der er rapporteret få tilfælde af allergiske reaktioner overfor BHT hos mennesker og det på trods af BHT’s brede anvendelse som antioxidant i både fødevarer og kosmetiske produkter (OECD SIDS, 2002).

Længerevarende eksponering for BHT har i dyreforsøg vist effekter på lunger, lever, nyrer og skjoldbruskkirtel. Høje subkroniske doser af BHT kan resultere i dødsfald hos mus og rotter enten pga. alvorlige lungeskader eller massive blødninger. Ved kronisk oral eksponering sker der først og fremmest effekter på lever og skjoldbruskkirtel. Doser på over 25 mg BHT/kg lgv/dag resulterer i hyperaktivitet af skjoldbruskkirtlen og forstørrelse af leveren fra 7 dages daglig eksponering. NOAEL er derfor på 25 mg/kg lgv/dag (OECD SIDS, 2002).

IARC vurderer, at BHT ikke er klassificerbar i forhold til stoffets kræftfremkaldende egenskaber i mennesker. Der er begrænsede indikationer af BHTs kræftfremkaldende egenskaber i dyr, og en vurdering for mennesker kan derfor ikke foretages (IARC, 1986).

BHT udviser ikke mutagene egenskaber – Ames test er negativ (OECD SIDS, 2002; IUCLID, 2000e).

Reproduktionsstudier med mus og rotter viste en effekt (færre unger per kuld) ved doser over 100 mg/kg lgv/dag. NOAEL for dette studie var 25 mg/kg lgv/dag for rotter (OECD SIDS, 2002).

Grænseværdier

Grænseværdien i arbejdsmiljøet for BHT er 10 mg/m³ (AT, 2005).

Vurdering

BHT er identificeret i følgende 6 produkter ved analyser. BHT er primært identificeret ved migration til kunstig sved, men også ved afdampning fra tre viskelædere. Der er flere analyseværdier end dem angivet i tabellen nedenfor (se tabel 3.9A og 3.9B). Flere dele fra samme produkt har været analyseret. I tabellen nedenfor er angivet den højest målte værdi, når der findes flere værdier fra samme produkt.

Den fundne NOAEL-værdi for BHT er for kroniske effekter, hvorfor der udelukkende beregnes et langtidsscenarium for eksponering for BHT via indånding fra viskelædere, penalhuse og legetasker. Herved fås følgende eksponering for BHT:

Følgende eksponering for BHT fås ved hudkontakt. De målte koncentrationer er korrigeret med en faktor 0,25 (divideret med 4), da de målte migrationskoncentrationer er for 4 timer:

Følgende eksponering for BHT fås ved oralt indtag, når der suttes eller tygges på et viskelæder. De målte koncentrationer er korrigeret med en faktor 0,25 (divideret med 4), da de målte migrationskoncentrationer er for 4 timer:

Som worst case kan de højeste af ovenstående eksponeringsværdier lægges sammen, da det er muligt, at et barn udsættes for BHT både via indånding fra et viskelæder samtidigt med, at der forekommer en eksponering via huden fra en legetaske, et penalhus og et viskelæder samt oral eksponering, når der suttes eller tygges i et viskelæder.

Dette scenarium giver en samlet eksponering på 221 µg/kg lgv/dag, og, når denne værdi sammenholdes med en NOAEL på 25 mg/kg lgv/dag, fås en Margin of Safety på 113.

Alle de beregnede MoS for de enkelte produkter ligger over 100 og vurderes derfor ikke at udgøre nogen sundhedsmæssig risiko mht. deres indhold af BHT. Udsættelse for BHT ved både indånding, hudoptag og oral indtagelse fra flere produkter samtidigt vurderes heller ikke at udgøre nogen sundhedsmæssig risiko for de undersøgte produkter – men MoS er tæt på 100.

Det skal dog bemærkes, at den mest kritiske af ovenstående eksponeringsniveauer (laveste MoS) er for oral indtagelse af et viskelæder (Produkt ID 10). I disse beregningerne er værdierne fra kunstig sved antaget at være de samme som for kunstigt spyt (da kunstigt spyt analyser ikke er foretaget med analyse for BHT). Der er desuden antaget, at der suttes og tygges på hele viskelæderet, der i dette tilfælde er et temmelig stort viskelæder på 4 x 1,3 x 11 cm, hvilket højst sandsynligt giver et for højt estimat.

Desuden er viskelæderne til analyserne klippet i små stykker (kuber) af 2-3 mm i bredden. Det betyder, at overfladen bliver væsentlig større end den overflade et viskelæder normalt har.

For at illustrere dette beregnes her overfladen på viskelæderet, hvis hele viskelæderet klippes i kuber af 0,3 x 0,3 x 0,3 mm. Det giver således ca. 13 x 4 x 36 = 1872 stykker viskelæder hver med en overflade på 0,3 x 0,3 x 6 = 0,54 cm², dvs. en samlet overflade på 1010 cm². Til sammenligning har viskelæderet i hel stand en overflade på ((4 x 1,3) + (4 x 11) + (1,3 x 11)) x 2 = 127 cm², dvs. næsten en faktor 8 til forskel. De målte koncentrationer af BHT er derfor sandsynligvis overvurderet med en faktor 8, hvorved MoS i stedet for således bliver ca. 1.300, for produkt nr. 10 ved oralt indtag. MoS for samlet eksponering fra flere produkter ad flere eksponeringsveje bliver således ca. 287 i stedet for.

Alt i alt betyder disse forhold, at udsættelse for BHT fra flere produkter samtidigt og via flere eksponeringsveje, sandsynligvis ikke vil udgøre nogen risiko for de undersøgte produkter. Det er imidlertid ikke til at vide, om andre produkter kan have et større indhold af BHT og dermed udgøre et sundhedsmæssigt problem, hvis et barn udsættes for flere produkter med et højt indhold af BHT. Da BHT er meget anvendt som antioxidant i fødevarer, er der mulighed for eksponering via andre kilder. Den samlede eksponering er ikke vurderet i dette projekt.

5.2.3 Cyclohexanon

Anvendelse

Cyclohexanon er en syntetisk organisk væske, der primært bruges som mellemstof i produktionen af nylon. Herudover anvendes det også som mellemstof, tilsætningsmiddel og opløsningsmiddel i en række produkter (IARC, 1989).

Identifikation

Kemisk navn	Cyclohexanon
CAS-Nr.	108-94-1
EINECS Nr.	203-631-1
Bruttoformel	C6H10O
Molekylstruktur
Molekylvægt	98.14 g/mol
Synonymer	Cyclohexyl keton Hexanon Ketohexamethylen Pimelic keton

Fysisk-kemiske data

Klassificering

Biotilgængelighed

Der er ikke fundet oplysninger om biotilgængeligheden af cyclohexanon, men ifølge den danske grænseværdiliste kan stoffet optages gennem huden, hvorfor der regnes med 100% optagelse i beregningerne.

Effekter på sundhed

Test af cyclohexanons akutte toksicitet på dyr har vist en lav akut oral toksicitet. Orale LD₅₀-værdier for rotter ligger på mellem 1296 og 3460 mg/kg lgv/dag, og LC₅₀-værdier (indånding, 4 timer) for rotter ligger mellem 10,7 og 32,5 mg/l (IUCLID, 2000h).

Forsøg med kaniner viser, at cyclohexanon er irriterende for huden og for øjne. Cyclohexanondampe kan irritere slimhinder og kontakt med væsken kan fremkalde dermatitis hos sensitive individer. (IUCLID, 2000h; HSDB). Få minutters udsættelse for dampe på 25 ppm forekommer ubehagelige, hvorimod der ved 75 ppm observeres kraftig irritation af næse, svælg og øjne (Jensen AA, 2003c).

Cyclohexanon ser ikke ud til at være sensibiliserende ifølge flere dyreforsøg, hvorimod lappeprøver på mennesker har vist, at cyclohexanonharpikser giver allergisk kontaktdermatitis. (IUCLID, 2000h; HSDB).

Eksponering for 3.000 ppm cyclohexanon i få timer er dødeligt for forsøgsdyr. Eksponering for 200-500 ppm pårvirker nervesystemet, idet det kan give en forlænget reaktionstid (Jensen AA, 2003c).

IARC vurderer, at cyclohexanon ikke er klassificerbar i forhold til stoffets kræftfremkaldende egenskaber i mennesker. Der er utilstrækkelig indikation af cyclohexanons kræftfremkaldende egenskaber i dyr (IARC, 1989).

Størstedelen af de eksperimentelle data indikerer, at cyclohexanon ikke er genotoxisk. Langtidsforsøg med mus og rotter tyder på, at cyclohexanon ikke er kræftfremkaldende (OECD SIDS).

I et to-generationsstudie med rotter blev der påvist effekter på forplantningsevnen ved 1400 ppm, men ikke ved 500 ppm. Det viste sig imidlertid, at effekten var reversibel ved en efterfølgende bedringsperiode efter endt eksponering (OECD SIDS).

NOAEL for de kroniske effekter (vægtstigning) af cyclohexanon er beregnet til 462 mg/kg lgv/dag for rotter (Nilsson et al, 2006).

Grænseværdier

Grænseværdien i arbejdsmiljøet for cyclohexanon er 10 ppm eller 40 mg/m³ med anmærkningen H, dvs. at stoffet kan optages gennem huden (AT, 2005).

Vurdering

Cyclohexanon er identificeret i følgende 7 produkter ved analyser. Cyclohexanon er primært identificeret ved migration til kunstig sved, men også ved afdampning fra to produkter. Der er flere analyseværdier end dem angivet i tabellen nedenfor (se tabel 3.9A og 3.9B). Flere dele fra samme produkt har været analyseret. I tabellen nedenfor er angivet den højest målte værdi, når der findes flere værdier fra samme produkt.

Der er ikke identificeret nogen akut NOAEL for cyclohexanon, hvorfor et langtidsscenarium for eksponering for cyclohexanon via penalhuse, legetasker og skoletasker via indånding er foretaget.

Ved langtidseksponering fås følgende eksponering for cyclohexanon ved indånding:

Følgende eksponering for cyclohexanon fås ved hudkontakt. De målte koncentrationer er korrigeret med en faktor 0,25 (divideret med 4), da de målte migrationskoncentrationer er for 4 timer:

Som worst case kan de højeste af ovenstående eksponeringsværdier lægges sammen, da det er muligt, at et barn udsættes for cyclohexanon både via indånding fra en skoletaske og et penalhus samtidigt med, at der forekommer en eksponering via huden fra en skoletaske, et penalhus og en legetaske.

Dette scenarium giver en samlet eksponering på 3,41 µg/kg lgv/dag, og når denne værdi sammenholdes med en NOAEL på 462 mg/kg lgv/dag, fås en Margin of Safety på 135.484.

Alle de beregnede MoS for de enkelte produkter ligger væsentlig over 100 og vurderes derfor ikke at udgøre nogen sundhedsmæssig risiko mht. cyclohexanon. Udsættelse for cyclohexanon ved både indånding og hudoptag fra flere produkter samtidigt vurderes heller ikke at udgøre nogen sundhedsmæssig risiko for de undersøgte produkter.

5.2.4 Phenol

Anvendelse

Phenol anvendes primært som mellemstof i organiske synteser og indgår som råmateriale i produktionen af bl.a. bisphenol A, phenolharpikser, alkylphenoler, caprolactam, salicylsyre, nitrophenoler, diphenylæter og halogenphenoler. Herudover anvendes en mindre mængde som komponent i kosmetik, medicinske præparater, bindemidler, imprægneringsmidler, maling, lakker og opløsningsmidler (EU ECB, 2006a).

Identifikation

Kemisk navn	Phenol
CAS-Nr.	108-95-2
EINECS Nr.	203-632-7
Bruttoformel	C6H6O
Molekylstruktur
Molekylvægt	94.11 g/mol
Synonymer	Benzenol Hydroxybenzen Karbolsyre Oxybenzen

Fysisk-kemiske data

Klassificering

Biotilgængelighed

Phenol optages hurtigt og næsten fuldstændigt via lunger, mave-tarmkanal og hud. Hudoptageligheden er så stor, at nogle få timers kontakt med 2% phenolopløsning kan resultere i akut forgiftning med chok, kramper, koma og dødsfald. Af det optagne udskilles 90% indenfor et døgn (Jensen AA, 1997b).

I EU's Risk Assessment Report for phenol regnes med 100% absorption ved oral indtagelse og indånding, men kun med 80% absorption ved dermal eksponering (EU ECB, 2006a). Samme værdier anvendes i beregningerne i dette projekt.

Effekter på sundhed

Tegn på akut giftighed hos mennesker og dyr er ens uanset eksponeringsvejen. Absorption af phenol er hurtig, da der ved udsættelse for phenol ses tegn på forgiftninger allerede efter nogle minutter. Der er rapporteret dødsfald hos mennesker ved udsættelse for phenolkoncentrationer på 140-290 mg/kg lgv (EU ECB, 2006a).

LD₅₀-værdier for rotter ved oralt indtag er opgivet til 340 mg/kg lgv (EU ECB, 2006a). Mennesker synes dog at være mere modtagelige overfor phenols akutte giftighed end dyr, idet indtagelse af 1 g phenol kan være dødeligt for et voksent menneske, hvorimod den dødelige koncentration i dyr kun svarer til, hvad der gælder for et sundhedsfarligt stof (Jensen AA, 1997b).

Både ved akutte og kroniske forgiftninger ved større mængder phenol ved indånding eller indtagelse ses alvorlige skader på lunger, hjerte, lever og nyrer. Phenol er desuden giftigt overfor de hvide bloglegemer (Jensen AA, 1997b).

Phenol kan give alvorlige hudskader ved hudkontakt, og er således også klassificeret som ætsende (EU ECB, 2006a; BEK 923, 2005). Der er ikke undersøgelser, der tyder på, at phenol er allergifremkaldende (Jensen AA, 1997b; EU ECB, 2006a).

Human data indikerer, at phenol har en alvorlig effekt på nervesystemet efter længerevarende eksponering hvad enten den er oral, dermal eller via indånding. Ved oral indtagelse er LOAEL angivet til 1,8 mg/kg lgv/dag (ingen NOAEL). Ved hudkontakt er NOAEL angivet til 130 mg/kg lgv/dag (EU ECB, 2006a).

Phenol synes ikke at være hverken fosterskadende eller kræftfremkaldende. I et to-generationsforsøg med rotter er der fundet en NOAEL på 93 mg/kg lgv/dag. Effekterne ved højere koncentrationer var reduceret kropsvægt (EU ECB, 2006a).

Der er både positive og negative resultater i forskellige test for phenols mutagene egenskaber, hvorfor EU klassificerer phenol som mutagent i kategori 3, dvs. mulighed for varig skade på helbred. (EU ECB, 2006a; BEK 923, 2005).

Grænseværdier

Grænseværdien i arbejdsmiljøet for phenol er 1 ppm eller 4 mg/m³ med anmærkningen H, dvs. at stoffet kan optages gennem huden (AT, 2005).

Vurdering

Phenol er identificeret i følgende fire produkter ved analyser og udelukkende ved migration til kunstig sved.

Data indikerer, at phenols effekt afhænger af eksponeringsvejen. En højere NOAEL værdi er angivet for hudeksponering end for oralt indtag. Den primære eksponering for phenol vil være ved indånding og ved hudkontakt af phenoldampe. Ved brug af NOAEL værdien for hudkontakt (baseret på forsøgsdyr) fås følgende dermale eksponering for phenol ved hudkontakt. De målte koncentrationer er korrigeret med en faktor 0,25 (divideret med 4), da de målte migrationskoncentrationer er for 4 timer. Desuden er der anvendt en absorbtionsfaktor på 100%, da det er antaget, at den listede NOAEL for dermal eksponering tager hensyn til den dermale absorption.

Alle de beregnede MoS for de enkelte produkter ligger væsentlig over 100, og det vurderes derfor ikke, at de undersøgte produkter udgør nogen sundhedsmæssig risiko med hensyn til migration af phenol, selvom der er forsøg, der indikerer, at mennesker er mere følsomme overfor phenol end dyr.

5.2.5 Toluen

Anvendelse

Toluen anvendes under produktionen af benzin samt i visse typer maling, fortyndere, blæk, bindemidler, medicinalvarer og kosmetiske produkter. Herudover anvendes det i nogle former for lak, neglelak, gummi-produkter og læder-farvningsprocesser (IPCS, 1985; ATSDR, 2000).

Identifikation

Kemisk navn	Methylbenzen
CAS-Nr.	108-88-3
EINECS Nr.	203-625-9
Bruttoformel	C7H8
Molekylstruktur
Molekylvægt	92,14 g/mol
Synonymer	Toluen Methylbenzol Monomethyl benzen Phenyl methan

Fysisk-kemiske data

Klassificering

Biotilgængelighed

Toluen optages let i kroppen. Toluen kan optages gennem huden, og omkring halvdelen af den mængde toluen, der indåndes, optages i kroppen. Toluen ophobes efter optagelse i kroppen i fedtholdigt væv (nervesystem og fedtdepoter). Halveringstiden af toluen i mennesker kan være helt op til tre dage. Toluen overføres let til livmoderen, og ca. 75% af den toluenkoncentration, der findes i blodet hos moderen, kan findes i fosteret (Jensen AA, 1997c; EU ECB, 2003).

Effekter på sundhed

Den akutte giftighed af toluen er lav. LD₅₀-værdier for rotter ligger på mellem 5.500 og 7.500 mg/kg lgv. Tegn på akutte forgiftninger er hovedpine, svimmelhed, følelse af beruselse og ved høje koncentrationer også bevidstløshed. Toluen er således også klassificeret med R67 ”Dampe kan give sløvhed og svimmelhed” (EU ECB, 2003; Jensen AA, 1997c).

Toluen er klassificeret som hudirriterende og har en affedtende virkning på huden. Toluen virker desuden irriterende på øjne og luftvejene. Der er ingen tegn på, at toluen er allergifremkaldende ved hudkontakt eller ved indånding, men der foreligger begrænsede data (EU ECB, 2003).

I et to-års inhalationsstudie med rotter blev der fundet en NOAEC-værdi på 1.125 mg/m³ (svarende til ca. 300 ppm). Der var ingen tydelige tegn på forgiftninger ved de højeste doser. Et 13-ugers studie med både rotter og mus viste en NOAEL på 625 mg/kg lgv. I rotterne blev der fundet nerveskader i hjernen ved doser over NOAEL (1.250 mg/kg lgv), og der var et enkelt dødsfald hos musene ved samme dosis (1.250 mg/kg lgv) (EU ECB, 2003). Længere tids indånding af toluen i høje koncentrationer kan således give nerve- og hjerneskader (Jensen AA, 1997c), og toluen er således også klassificeret med ”alvorlig sundhedsfare ved længere tids påvirkning ved indånding”.

Baseret på erfaringer med arbejdsrelaterede eksponeringer vurderes det, at der skal mere end 10 års ekponering for toluen ved lavere koncentrationer til, før der opnås skader på hjernen såsom malersyndromet (EU ECB, 2003).

Toluen er hverken mutagent eller kræftfremkaldende (EU ECB, 2003). IARC vurderer, at toluen ikke er klassificerbar i forhold til stoffets kræftfremkaldende egenskaber i mennesker. Der er utilstrækkelig indikation af toluens kræftfremkaldende egenskaber i mennesker og indikationer af manglende kræftfremkaldende effekt i dyr (IARC, 1999).

Toluen betragtes som reproduktionsskadende, og klassificeres også som reproduktionsskadende kategori 3. Begrænsede human data indikerer, at der er en øget risiko for spontan abort ved doser på omkring 88 ppm (Jensen AA, 1997c; EU ECB, 2003).

Grænseværdier

Grænseværdien i arbejdsmiljøet for toluen er 25 ppm eller 94 mg/m³ med anmærkningen H, dvs. at stoffet kan optages gennem huden (AT, 2005).

Vurdering

Toluen er identificeret i følgende tre produkter ved analyser og udelukkende ved afdampning.

Der er ikke identificeret nogen akut NOAEL for toluen, hvorfor langtidsscenarium for eksponering for toluen via viskelædere og penalhuse via indånding er foretaget.

Ved langtidseksponering fås følgende eksponering for toluen ved indånding:

Alle de beregnede MoS for de enkelte produkter ligger langt over 100, og det vurderes derfor ikke, at toluenafdampningen fra de undersøgte produkter udgør nogen sundhedsmæssig risiko. Dette gælder også, hvis de 88 ppm (øget risiko for spontan abort) anvendes i beregningerne.

5.2.6 DIBP

Anvendelse

DIBP anvendes bl.a. i maling, lak, papir og pap. Herudover anvendes det som blødgørings- og bindemiddel i især plastprodukter samt til at regulere viskositeten i visse produkter (IUCLID, 2000f).

Identifikation

Kemisk navn	Diisobutylftalat
CAS-Nr.	84-69-5
EINECS Nr.	201-553-2
Bruttoformel	C16H22O4
Molekylstruktur
Molekylvægt	278.35 g/mol
Synonymer	1,2-Benzendicarboxylsyre, bis(2-methylpropyl) ester Ftalatsyre, diisobutyl ester Isobutyl ftalat Palatinol IC

Fysisk-kemiske data

Klassificering

Biotilgængelighed

Ftalater generelt – og dermed også DIBP – optages let i kroppen via enten lunger, mave-tarmkanal eller hud (Jensen AA, 1997d). Der regnes således med 100% optagelse i beregningerne.

Effekter på sundhed

Den akutte giftighed af ftalater er generelt lav. LD₅₀-værdier for rotter for DIPB ligger på mellem 10.400 og 15.000 mg/kg lgv (IUCLID, 2000f).

Forsøg med kaniner viser, at DIBP ikke er irriterende for hverken hud eller øjne (IUCLID, 2000f). Der foreligger kun meget begrænsede data om stoffets sensibiliserende egenskaber. HSDB rapporterer, at der er set flere eksempler på allergiske reaktioner ved kontakt med plastprodukter indeholdende DIBP.

Et forsøg med rotter, der blev fodret oralt med DIBP i 14 dage, gav en NOAEL på 50 mg/kg lgv/dag. Den højeste dosis (2000 mg/kg) resulterede i forhøjet levervægt, samt et fald i triglycerid- og cholesterolniveauer. I de mellemste doser (på 100 og 200 mg/kg) sås kun mindre effekter, såsom et fald i tryglyceridniveauet. DEHP blev givet til positiv kontrolgruppe, og der var de samme effekter ved høj dosis af DIBP som ved DEHP (IUCLID, 2000f).

Generelt er ftalater sjældent aktive i genetiske korttidstest. Nogle ftalater er ikke mutagene (Ames test) og det gælder også DIBP (IUCLID, 2000f; Jensen AA, 1997d).

Der er ingen data om DIBP’s kræftfremkaldende egenskaber, men generelt vurderes ftalater ikke til at udgøre en stor kræftrisiko. (Jensen AA, 1997d).

Der er generelt begrænsede data om DIBP’s reproduktionsskadende egenskaber, men et enkelt forsøg med rotter, der fik doser af DIBP (henholdsvis 390, 780 og 1300 mg/kg lgv) på henholdsvis 5., 10. og 15. svangerskabsdag, viser, at DIBP har reproduktionsskadende effekter. For alle doser var den gennemsnitlige fostervægt reduceret kraftigt, og der blev fundet anormaliteter på fostrenes skeletter (dosis-afhængige). Ved midterste dosis blev der fundet to døde fostre uden øjne (IUCLID, 2000f).

I et reproduktionsstudie med blev rotter fodret med 0 eller 600 mg DIBP/kg lgv/dag fra 7. til 19. eller 20/21. svangerskabsdag. Resultatet af forsøget var, at DIBP har tilsvarende effekter på testikler og udvikling som DBP og DEHP. Der konkluderes, at der er brug for flere studier til at identificere DIBP’s reproduktionsskadende effekter, men resultaterne viser, at der er grund til bekymring med hensyn til at anvende DIBP som substitut for DBP (Borch J et al, 2005).

Grænseværdier

Grænseværdien i arbejdsmiljøet for DIBP er 3 mg/m³ (AT, 2005).

Vurdering

DIBP er identificeret i følgende 10 produkter ved analyser. DIBP er udelukkende identificeret ved migration til kunstig sved. Der er flere analyseværdier end dem angivet i tabellen nedenfor (se tabel 3.9B). Flere dele fra samme produkt har været analyseret. I tabellen nedenfor er angivet den højest målte værdi, når der findes flere værdier fra samme produkt.

Følgende eksponering for DIBP fås ved hudkontakt. De målte koncentrationer er korrigeret med en faktor 0,25 (divideret med 4), da de målte migrationskoncentrationer er for 4 timer:

Følgende eksponering for DIBP fås ved oralt indtag, når der suttes eller tygges på et viskelæder. De målte koncentrationer er korrigeret med en faktor 0,25 (divideret med 4), da de målte migrationskoncentrationer er for 4 timer. Her er der som tidligere nævnt antaget, at resultaterne fra migration til kunstig sved direkte kan overføres til kunstigt spyt.

Som absolut worst case kan de højeste af ovenstående eksponeringsværdier lægges sammen, da det er muligt, at et barn udsættes for DIBP både via huden fra en skoletaske, en legetaske, et penalhus og et viskelæder samt oral eksponering, når der suttes eller tygges i et viskelæder.

Dette scenarium giver en samlet eksponering på 40,99 µg/kg lgv/dag, og når denne værdi sammenholdes med en NOAEL på 50 mg/kg lgv/dag, fås en Margin of Safety på 1219.

Alle de beregnede MoS for de enkelte produkter ligger væsentlig over 100 og vurderes derfor ikke at udgøre nogen sundhedsmæssig risiko mht. DIBP for de undersøgte produkter. Udsættelse for DIBP ved både indånding og hudoptag fra flere produkter samtidigt vurderes heller ikke at udgøre nogen sundhedsmæssig risiko for de undersøgte produkter.

5.2.7 DEHP

Anvendelse

DEHP bliver primært anvendt som blødgører, da den har en evne til at blødgøre plast uden at reagere kemisk med det. DEHP bliver især brugt i PVC produkter som rør, slanger og dele til medicinsk udstyr. Yderligere bliver det brugt som blødgører i cellulose ester plastmaterialer og syntetiske elastomerer (IPCS, 1992).

Identifikation

Kemisk navn	1,2-Benzendicarboxylsyre, bis(2-ethylhexyl)ester
CAS-Nr.	117-81-7
EINECS Nr.	204-211-0
Bruttoformel	C24H38O4
Molekylstruktur
Molekylvægt	390.56 g/mol
Synonymer	Bis(2-Ethylhexyl)Phtalat (DEHP) Ethylhexylftalat Dioctylftalat Bisoflex 81

Fysisk-kemiske data

Klassificering

Biotilgængelighed

DEHP optages let i kroppen via enten lunger eller mave-tarmkanalen. Hudgennemtrængeligheden af DEHP er ikke stor og er målt til mellem 6,5 og 26% afhængig af dyrearten. DEHP er en af de langkædede ftalater, hvor hudgennemtrængeligheden er mindst. EU’s Draft Risk Assessment Report om DEHP anvender følgende relevante biotilgængelighedsprocenter, som derfor også anvendes i beregningerne: Oral eksponering – 50%, men 100% for børn. Dermal – 5% for både voksne og børn (EU ECB, 2006b).

Effekter på sundhed

Den akutte giftighed af DEHP er meget lav. LD₅₀-værdien for rotter ligger på over 20.000 mg/kg lgv – i nogle forsøg endda over 30.000 mg/kg lgv (IUCLID, 2000g). Der er en enkelt undersøgelse af den akutte giftighed af DEHP i mennesker. Her medførte oralt indtag af 5 g ingen symptomer, og indtag af 10 g medførte kun milde symptomer såsom mavebesvær. Det var kun mænd, der indtog DEHP som enkelt dosis (EU ECB, 2000b; Jensen AA, 1997d).

DEHP er let irriterende for både hud og øjne. Dyreforsøg indikerer, at DEHP ikke har sensibiliserende egenskaber. (EU ECB, 2006b).

Ved dyreforsøg med rotter er der bestemt en NOAEL for DEHP’s akutte effekt på hjertefrekvensen 28,5 mg/kg lgv/dag (EU ECB, 2006b).

DEHP’s mutagene egenskaber (genmutationer, DNA skader og kromoson effekter) er testet i flere studier, og resultaterne er overvejende negative (EU ECB, 2006b; IUCLID, 2000g).

IARC vurderer DEHP som værende ikke klassificerbar i forhold til stoffets kræftfremkaldende egenskaber i mennesker. Der er utilstrækkelige oplysninger om DEHP’s kræftfremkaldende egenskaber i mennesker, og der er tilstrækkelige indikationer af DEHP’s kræftfremkaldende egenskaber i dyr (IARC, 2000). Men mekanismen bag DEHP’s kræftfremkaldende effekt i gnavere er meget speciel og synes ikke at være relevant for mennesker (Jensen AA, 1997d; EU ECB, 2000b).

Et to-generationsstudie med rotter fastsætter en NOAEL-værdi på 8 mg/kg lgv/dag for testikeltoksicitet. Effekterne var en reduktion i testikelvægt. Samme forsøg fastsætter en NOAEL-værdi på 77 mg/kg lgv/dag for reproduktionsskader. I et andet to-generationsstudie med rotter fastsættes en NOAEL-værdi på 4,8 mg/kg lgv/dag for testikeltoksicitet og en NOAEL på 46 mg/kg for reproduktionsskader. DEHP anses derfor for at være reproduktionsskadende og klassificeres også som reproduktionsskadende kategori 2, dvs. at det kan skade forplantningsevnen og kan skade barnet under graviditeten (BEK 923, 2005).

Grænseværdier

Grænseværdien i arbejdsmiljøet for DEHP er 3 mg/m³ (AT, 2005).

Vurdering

DEHP er identificeret i fire produkter ved migration til kunstig sved. Der er flere analyseværdier end dem angivet i tabellen nedenfor (se tabel 3.9A og 3.9B). Flere dele fra samme produkt har været analyseret. I tabellen nedenfor er angivet den højest målte værdi, når der findes flere værdier fra samme produkt.

Herudover er DEHP identificeret ved totalbestemmelse i fire viskelædere i en maximum koncentration på 44%. På baggrund af disse tal beregnes et scenarium, hvor det antages, at et barn kommer til at sluge mellem 0,008 og 0,1 g viskelæder, hvilket svarer til omkring 0,01 og 0,08 cm³ for de relevante viskelædere – dvs. kuber på omkring 1,9 til 4,3 mm i højde, bredde og længde – en mængde, der ikke er helt urealistisk at sluge. Værdien 0,008 g viskelæder er valgt, da det er den øvre grænse for indtagelse af legetøjsmateriale, som anvendes i DS/EN 71-3 ”Legetøj. Sikkerhedskrav. Del 3: Migration af særlige stoffer”.

Endelig er der foretaget migrationsanalyse til kunstigt spyt for et enkelt viskelæder – det viskelæder med højest DEHP koncentration. På baggrund af denne værdi beregnes et scenarium for et barn, der sutter 1 time dagligt på dette viskelæder.

Følgende eksponering for DEHP fås ved hudkontakt. De målte koncentrationer er korrigeret med en faktor 0,25 (divideret med 4), da de målte migrationskoncentrationer er for 4 timer:

Som worst case kan de højeste af ovenstående eksponeringsværdier lægges sammen, da det er muligt, at et barn udsættes for DEHP både via huden fra en skoletaske, en legetaske og et penalhus.

Dette scenarium giver en samlet eksponering på 0,04 µg/kg lgv/dag, og når denne værdi sammenholdes med en NOAEL på 4,8 mg/kg lgv/dag, fås en Margin of Safety på 120.000.

Alle de beregnede MoS for de enkelte produkter ligger væsentlig over 100 og vurderes derfor ikke at udgøre nogen sundhedsmæssig risiko mht. hudoptag af DEHP. Udsættelse for DEHP ved hudoptag fra flere produkter samtidigt vurderes heller ikke at udgøre nogen sundhedsmæssig risiko.

Indtagelse af små mængder viskelæder

Ved indtagelse af små stykker viskelæder på henholdsvis 0,008, 0,5 og 0,1 g viskelæder, svarende til kuber á henholdsvis 1,9 mm, 3,5 mm og 4,3 mm fås følgende eksponering for DEHP. Der regnes med 100% optagelse fra mave-tarmkanalen for børn. Beregningerne er baseret på en kropsvægt på både 12 og 20 kg. De 20 kg er anvendt for at illustrere børns vægt i det første skoleår.

I beregningerne er her anvendt en NOAEL for reproduktionsskadende effekter – dvs. langtidseffekter. Dvs. at det klart udgør en sundhedsmæssig risiko at spise viskelæder dagligt, selv i små mængder. Det må dog antages, at det at sluge et stykke viskelæder generelt er en engangshændelse.

Sutte på viskelæder

For viskeklæder 22 er der foretaget migrationsanalyse til kunstigt spyt, da dette er det viskelæder med det højeste indhold af DEHP. Analysen er foretaget ved 37 grader i 1 time for at imitere et barn, der sutter på viskelæderet i 1 time dagligt. Resultatet af migrationsanalysen er, at der afgives 0,1% (w/w) DEHP, dvs. 1 mg/g viskelæder til kunstigt spyt. Usikkerhed er 50%. Berengningerne er baseret på en kropsvægt på 20 kg for at illustrere børns vægt i det første skoleår.

Følgende eksponering for DEHP fås ved oralt indtag, når der suttes eller tygges på viskelæder 22. Varigheden af eksponeringen antages at være én time daglig. Da migrationsanalysen er udført med en varighed på én time for et gram viskelæder, vil den mængde DEHP, der indtages, når der suttes på viskelæderet én time, kunne beregnes som migrationen (1 mg/g viskelæder) multipliceret med den mængde viskelæder, der suttes på (her 14,4 g).

MoS ligger således væsentlig under 100, og det udgør således et sundhedsmæssigt problem, hvis et barn på 20 kg sutter på dette viskelæder én time dagligt i en længere periode (NOAEL er for reproduktionsskadende effekter – langtidseffekter).

I beregningerne er antaget, at der suttes og tygges på hele viskelæderet, der i dette tilfælde er et viskelæder på 3,8 x 3,1 x 1 cm, dvs. et større viskelæder. Beregningen giver derfor højst sandsynligt et for højt estimat, da det ikke er realistisk, at et barn sutter eller tygger på hele viskelæderet på en gang.

Antages det, at et barn blot vil have den ene ende af viskelæderet i munden, dvs. den første cm af viskelæderet, så er det kun 1 x 3,1 x 1 cm = 3,1 cm³ af viskelæderets samlede 11,78 cm³, der suttes på. Der suttes således på 3,79 g af viskelæderets samlede vægt på 14,4 g. MoS kan således beregnes til 25 i stedet. Det ændrer dog ikke på det faktum, at MoS stadig ligger væsentligt under 100.

Ved migrationsanalysen til kunstigt spyt er viskelæderet klippet i små stykker (kuber) af 2-3 mm i bredden. Det betyder, at overfladen bliver væsentlig større end den overflade et viskelæder normalt har. For at illustrere dette beregnes her overfladen på viskelæderet, hvis hele viskelæderet klippes i kuber af 0,3 x 0,3 x 0,3 mm. Det giver således ca. 13 x 10 x 3 = 390 stykker viskelæder, hver med en overflade på 0,3 x 0,3 x 6 = 0,54 cm², dvs. en samlet overflade på 211 cm². Til sammenligning har viskelæderet i hel stand en overflade på ((3,8 x 3,1) + (3,1 x 1) + (3,8 x 1)) x 2 = 37,4 cm², dvs. næsten en faktor 6 til forskel. De målte koncentrationer af DEHP er derfor sandsynligvis overvurderet med en faktor 6. Hvis dette tages i betragtning vil MoS være på 150, dvs. over 100 og uden for sundhedsfare, men det gælder formentlig kun, hvis der udelukkende suttes på den yderste cm af viskelæderet. Hvis der også tygges i viskelæderet eller suttes på et større areal, bliver overfladearealet hvorfra, der kan migrere DEHP, større, og dermed kan MoS ryge under 100.

Inddrages analyseusikkerheden – dvs. at den målte værdi rent faktisk kan være halveret – ændrer det heller ikke væsentligt på MoS. Der sker en fordobling af MoS ved halvering af eksponeringen.

Alt i alt betyder disse forhold, at det således må antages at være sundhedsskadeligt for et barn på 20 kg at sutte eller tygge på dette viskelæder én time dagligt i en længere periode.

5.2.8 2-Heptanon

Anvendelse

2-heptanon bliver brugt som industrielt opløsningsmiddel bl.a. for harpikser og lakker og er også anvendt som smagsstof i fødevarer (HSDB).

Identifikation

Kemisk navn	2-heptanon
CAS-Nr.	110-43-0
EINECS Nr.	203-767-1
Bruttoformel	C7H14O
Molekylstruktur
Molekylvægt	114.19 g/mol
Synonymer	Amyl methylketon Butylacetone Methyl amyl keton Pentyl methyl keton

Fysisk-kemiske data

Klassificering

Biotilgængelighed

Der er ikke fundet oplysninger om biotilgængeligheden af 2-heptanon, men ifølge den danske grænseværdiliste kan stoffet optages gennem huden, hvorfor der antages 100% optagelse i beregningerne.

Effekter på sundhed

Der er kun fundet få oplysninger om de sundhedsmæssige effekter af 2-heptanon. Hvis ikke andet er angivet, er data fundet via TOXNET’s HSDB database.

2-heptanon klassificeres som sundhedsskadelig ved indånding og ved indtagelse LD₅₀ (oral, rotte) er 1.670 mg/kg (HSDB, TOXNET ChemIDplus).

2-heptanon er irriterende for både hud og øjne, og dampe af stoffet er ligeledes irriterende for slimhinderne.

Hudsensibilisering af 2-heptanon på mennesker har været undersøgt på 26 frivillige. Ved en koncentration på 4% i vaseline var der ingen positive reaktioner.

Over 13 uger blev rotter fodret med 0 (kontrol), 20, 100 og 500 mg 2-heptanon/kg lgv. Ved dosis på 500 mg sås en forøgelse af vægt af lever og nyre. Ved 100 mg sås tilsvarende effekter blot knap så udtalte. Ingen alvorlige effekter blev set ved 20 mg/kg lgv.

I et reproduktionsstudie blev rotter udsat for op til 1000 ppm 2-hetpanon. Der var effekter såsom reduktioner i fødeindtaget og ændringer i kropsvægten, men ingen reproduktive og udviklingstoksiske effekter.

2-heptanon har vist negative resultater i Ames test, og andre test for mutagene egenskaber har ligeledes været negative.

Der er meget få data om 2-heptanons kræftfremkaldende egenskaber, men de få resultater tyder på, at 2-heptanon ikke er kræftfremkaldende.

Grænseværdier

Grænseværdien i arbejdsmiljøet for 2-heptanon er 50 ppm eller 238 mg/m³ med anmærkningen H, dvs. at stoffet kan optages gennem huden (AT, 2005).

Vurdering

2-heptanon er identificeret i ét produkt ved migration til kunstig sved.

Ved antagelse om en NOAEL-værdi baseret på de få data, der findes for 2-heptanon, på 20 mg/kg lgv/dag fås følgende eksponering for 2-heptanon ved hudkontakt, hvor T_contact (varigheden af eksponeringen) er divideret med en faktor 4, da de målte migrationskoncentrationer er for 4 timer:

Den beregnede MoS for det undersøgte produkt ligger langt over 100, og det vurderes derfor ikke, at eksponeringen via hudkontakt med 2-heptanon fra det undersøgte produkt udgør nogen sundhedsmæssig risiko.

5.2.9 tert-Butylalkohol

Anvendelse

tert-Butylakohol er specielt vigtig pga. dets egenskaber som opløsningsmiddel. Det bruges til at fjerne vand fra stoffer i fremstilling af parfume (specielt kunstig musk), til rekrystallisering af kemikalier og som denatureringsmiddel i sprit. Herudover anvendes tert-butylalkohol som mellemprodukt til fremstilling af andre kemikalier såsom MTBE (methyl-tert-butylether) (IPCS, 1987; Jensen AA, 2003a).

Identifikation

Kemisk navn	tert-Butanol
CAS-Nr.	75-65-0
EINECS Nr.	200-889-7
Bruttoformel	C4H10O
Molekylstruktur
Molekylvægt	74.12 g/mol
Synonymer	1,1-Dimethylethanol 2-Methyl-2-propanol 2-methylpropan-2-ol t-Butylhydroxid t-Butylalkohol

Fysisk-kemiske data

Klassificering

Biotilgængelighed

tert-Butylalkohol optages let gennem hud, lunger og mavetarm-kanal. De nedbrydes hurtigt i kroppen til carbondioxid og vand, som derefter udåndes indenfor et døgn (Jensen AA, 2003a).

Effekter på sundhed

Den akutte giftighed af tert-butylalkohol er lille. Orale LD₅₀-værdier for rotter er fundet til mellem 2733 og 3500 mg/kg lgv (IUCLID, 2000i; IPCS, 1987). tert-Butylalkohol har en narkotisk virkning (ca. 1½ gang større end ethanols). Forgiftningssymptomer er hovedpine, svimmelhed, kvalme, søvnighed og døsighed (Jensen AA, 2003a; IPCS, 2003).

tert-Butylalkohol virker affedtende på huden og kan forårsage kontakteksem. Hudpræparater baseret på tert-butylalkohol har forårsaget kontaktallergi (Jensen AA, 2003a).

Der er ikke mange oplysninger om effektværdier for tert-butylalkohol i litteraturen. IUCLID refererer til et forsøg med mus, der fik doser af tert-butylalkhol via drikkevandet i 90 dage. Effekterne ved de høje doser var bl.a. ataksi (tab af fuld kontrol over kropsbevægelser), afmagring og hyperaktivitet. NOEL for de direkte kemiske effekter blev sat til 1566 mg/kg lgv/dag for hanmus og 4363 mg/kg lgv/dag for hunmus (IUCLID, 2000i).

tert-Butylalkohol er fundet inaktiv i Ames test samt i flere andre korttidstest, og har således ikke mutagene egenskaber (Jensen AA, 2003a; IUCLID, 2000i).

Der foreligger få undersøgelser vedrørende de reproduktionsskadende egenskaber af stoffet. Indånding af høje koncentrationer, der er giftige for moderdyret, resulterede i fosterskader (Jensen AA, 2003a).

De kræftfremkaldende egenskaber er undersøgt i et langtidsstudium med mus og rotter eksponeret for tert-butylalkohol via drikkevandet i 2 år. Der var nogen indikation af kræftfremkaldende effekt i hanrotter ved 420 mg/kg lgv og hunmus ved 2110 mg/kg lgv, men ingen indikationer i hunrotter. I hanmus var der tvetydig indikation af kræftfremkaldende effekt (NTP, 1995).

Grænseværdier

Grænseværdien i arbejdsmiljøet for tert-Butylalkohol er 50 ppm eller 150 mg/m³ med anmærkningerne L og H, dvs. at grænseværdien er en loftsværdi (L), der ikke må overskrides, og at stoffet kan optages gennem huden (AT, 2005).

Vurdering

tert-Butylalkohol er identificeret i ét produkt udelukkende ved headspace.

Der er ikke identificeret nogen akut NOAEL for tert-butylalkohol, hvorfor udelukkende et langtidsscenarium for eksponering for stoffet via indånding via skoletasker og penalhuse er foretaget. Der er fundet en NOAEL-værdi på 1566 mg/kg lgv/dag baseret på et 90 dages studie, men samtidigt er der fundet indikationer på kræftfremkaldende effekt i hanrotter ved 420 mg/kg lgv i et to-års studie. Der er dog ikke fastsat en NOAEL på baggrund af dette langtidsstudium. I beregningerne anvendes de 420 mg/kg lgv/dag vel vidende, at det ikke er en fastsat NOAEL-værdi.

Den beregnede MoS for det undersøgte produkt ligger langt over 100, og det vurderes derfor ikke, at eksponeringen via hudkontakt med tert-butylalkohol fra det undersøgte produkt udgør nogen sundhedsmæssig risiko, selvom det ikke er en egentlig NOAEL-værdi, der er anvendt til beregning af MoS.

5.2.10 Methylpropionat

Anvendelse

Propionater er tilladt som tilsætningsstof i fødevarer og anvendes som aromastof (f.eks. i bagværk, slik og is). Stoffet findes naturligt i nogle frugter, såsom kiwi og nogle jordbær samt i skaldyr (muslinger). Herudover anvendes methylpropionat som opløsningsmiddel i f.eks. malinger og lakker (HSDB).

Identifikation

Kemisk navn	Propansyre, methyl ester
CAS-Nr.	554-12-1
EINECS Nr.	209-060-4
Bruttoformel	C4H8O2
Molekylstruktur
Molekylvægt	88.11 g/mol
Synonymer	Methyl propionat Methyl propylat

Fysisk-kemiske data

Klassificering

Biotilgængelighed

Der er ikke fundet nogen oplysninger om methylpropionats biotilgængelighed.

Effekter på sundhed

Der er kun fundet få oplysninger om de sundhedsmæssige effekter af methylpropionat. Hvis ikke andet er angivet, er data fundet via TOXNET’s HSDB database.

Methylpropionat har en lav giftighed ved indtagelse. LD₅₀-værdi for rotter ved oral indtagelse er 5.000 mg/kg lgv. Effekter såsom ataksi (tab af fuld kontrol over kropsbevægelser), gispende vejrtrækning og hypotermi (nedkøling af kroppen) er set ved dødelige niveauer. Den dermale giftighed af stoffet er lav. Stoffet er sundhedsskadeligt ved indånding.

Der er ikke rapporteret om nogen toksiske effekter af methylpropionat hos mennesker.

Methylpropionat er en meget brandfarlig væske, der er hudirriterende.

Der er ikke fundet nogen oplysninger om eventuelle kræftfremkaldende, reproduktionsskadende eller mutagene effekter af stoffet.

Grænseværdier

Arbejdstilsynet har ikke sat nogen grænseværdi for stoffet (AT, 2005).

Vurdering

Methylpropionat er identificeret i ét produkt udelukkende ved headspace.

Der er ikke fundet oplysninger om forsøg, der har identificeret en NOAEL-værdi for methylpropionat, hvorfor der ikke foretages nogen eksponeringsberegninger for stoffet.

5.2.11 p-xylen

Anvendelse

p-Xylen (blanding af ortho-, meta- og para-xylen) er et af de vigtigste opløsningsmidler. p-Xylen bruges til at fremstille bl.a. dimethyletherftalat (IPCS, 1997). I Danmark anvendes xylen primært som opløsningsmiddel og fortynder i maling, lak, malingsfjerner, pletfjerner, lime, trykfarver, blæk, afløbsrens, neglelak m.v. (Jensen AA, 2003b).

Identifikation

Kemisk navn	p-xylene
CAS-Nr.	106-42-3
EINECS Nr.	203-396-5
Bruttoformel	C8H10
Molekylstruktur
Molekylvægt	106.12
Synonymer	1,4-Dimethylbenzen 1,4-Xylen Benzen, 1,4-dimethyl- Chromar

Fysisk-kemiske data

Klassificering

Biotilgængelighed

Dampe af p-Xylen optages i høj grad (60-70%) gennem lungerne. I flydende form optages stoffet hurtigt fra mave-tarmkanalen, og det trænger let gennem huden (ATSDR, 1995; Jensen AA, 2003b).

Det optagne p-Xylen fordeles hurtigt i kroppen med blodet, især til knoglemarv, hjerne, milt og fedtvæv. Hovedparten af det optagne p-Xylen udskilles i løbet af få timer med urinen. En mindre del, ca. 5%, elimineres uomdannet med udåndingsluften. Den del af det optagne xylen, der fordeles til fedtdepoterne, elimineres langsommere (halveringstid 2-4 dage) (Jensen AA, 2003b).

Effekter på sundhed

Den akutte giftighed for p-Xylen er lav. LD₅₀-værdier for rotter ved oralt indtag ligger på mellem > 3400 og 4779 mg/kg lgv (IUCLID, 2000j). Der er set eksempler på alvorlige akutte forgiftninger med dødsfald efter eksponering for meget høje koncentrationer (10.000 ppm) i luften ved arbejde med rensning af tanke med rester af p-Xylen (Jensen AA, 2003b).

Symptomerne på en akut forgiftning er træthed, fråde om munden, synsforstyrrelser, ukoordinerede bevægelser, muskelkrampe, lammelser, bevidstløshed og koma. Skader på hjerte, lever og nyrer kan forekomme. Alkohol forstærker p-Xylens giftighed (Jensen AA, 2003b).

Ved direkte kontakt med huden virker p-Xylen affedtende og irriterende (IUCLID, 2000j). Ved direkte udsættelser for øjnene er der set alvorlige forbrændinger på hornhinden. Få minutters udsættelse for p-Xylen i koncentration på 200 ppm resulterer i irritation af øjne, næse og svælg (Jensen AA, 2003b).

Eksponering gennem lang tid for p-Xylen kan medføre det såkaldte malersyndrom, hvor effekterne er unaturlig træthed om dagen, søvnproblemer om natten, hovedpine, hukommelsessvigt, irritabilitet og andre personlighedsændringer (Jensen AA, 2003b)

Arbejdsmiljøinstituttet vurderer, at p-Xylen medfører stor risiko for varige og alvorlige skader på nervesystemet selv ved normalt arbejde med stofferne. En række dyreforsøg indikerer, at p-Xylen og dets isomerer har en neurotoksisk effekt ved eksponering via indånding. Der er bl.a. observeret effekter på dyrene såsom skælven, muskelkramper, anstrengt vejrtrækning, høretab m.m. efter indånding af p-Xylen (ATSDR, 2005).

Der er ingen sikker viden om reproduktionseffekterne af p-Xylen i mennesker, men en række befolkningsundersøgelser peger på, at udsættelse for opløsningsmidler kan forårsage fosterskader og et øget antal spontane aborter. p-Xylen transporteres let med blodet fra moder til foster via moderkagen. Udsættelse for p-Xylen i en koncentration, der påvirkede moderdyret, fremkaldte i forsøg med drægtige mus og rotter, en øget fosterdødelighed, en hæmmet vækst og udvikling af fosteret samt muligvis fostermisdannelser (ATSDR, 2005; Jensen AA, 2003b).

p-Xylen er testet negativ i Ames test samt en række andre korttidstest for mutagene effekter (IUCLID, 2000j; Jensen AA, 2003b).

IARC vurderer, at p-Xylener ikke er klassificerbare i forhold til stoffets kræftfremkaldende egenskaber i mennesker. Der er utilstrækkelige indikationer af p-Xyleners kræftfremkaldende egenskaber i både mennesker og dyr (IARC, 1999). Langtidsforsøg med mus og rotter, hvor dyrene fik teknisk p-Xylen i doser op til 1 mg/kg lgv/dag oralt i to år, har ikke vist kræftfremkaldende effekter (NTP, 1986b; Jensen AA, 2003b).

En NOAEL-værdi på 500 mg/kg lgv/dag er fundet for p-Xylener for både reproduktive, neurologiske og andre systemiske effekter i rotter i et forsøg på varighed af to år (ATSDR, 2005; NTP, 1986b).

Grænseværdier

Grænseværdien i arbejdsmiljøet for p-Xylen er 25 ppm eller 109 mg/m³ med anmærkningen H, dvs. at stoffet kan optages gennem huden (AT, 2005).

Vurdering

p-Xylen er identificeret i ét produkt udelukkende ved headspace.

Den identificerede NOAEL-værdi er baseret på langtidseffkter, hvorfor et langtidsscenarium for eksponering for stoffet via indånding via viskelæderet er foretaget. Der fås følgende eksponering for p-Xylen via indånding.

Den beregnede MoS for det undersøgte produkt ligger langt over 100, og det vurderes derfor ikke, at eksponeringen via indånding af p-Xylen fra det undersøgte produkt udgør nogen sundhedsmæssig risiko.

5.3 Samlet vurdering

Der er foretaget risikovurdering for indholdet af de følgende 11 stoffer, der er identificeret via headspace (dvs. afdamper fra produkterne) og/eller via migration til kunstig sved eller kunstigt spyt (for et enkelt viskelæder):

• Isophoron
• BHT
• Cyclohexanon
• Phenol
• Toluen
• DIBP
• DEHP
• 2-Heptanon
• tert-Butylakohol
• Methylpropionat
• p-Xylen

Generelt udgør indholdet af ovennævnte stoffer i de undersøgte produkter ikke nogen sundhedsmæssig risiko. Hverken i de enkelte produkter eller hvis børn udsættes for flere produkter på én gang – eksempelvis via brug af både penalhus, viskelæder og skoletaske og ved eksponering via både indånding og migration til kunstig sved.

For BHT gælder dog, at Margin of Safety for et enkelt scenarium og et enkelt produkt – et viskelæder – ligger rimelig tæt på 100 (på 163). Det drejer sig i dette tilfælde om et temmelig stort viskelæder på 4 x 1,3 x 11 cm, og der er i beregningerne antaget, at der suttes og tygges på hele viskelæderet. Desuden er viskelæderne til analyserne klippet i små stykker (kuber) af 2-3 mm i bredden. Det betyder, at overfladen bliver væsentlig større end den overflade et viskelæder normalt har. De målte koncentrationer kan således være overvurderet med en faktor 8.

Alt i alt betyder disse forhold, at udsættelse for BHT fra flere produkter samtidigt og via flere eksponeringsveje sandsynligvis ikke vil udgøre nogen risiko for de undersøgte produkter. Det er imidlertid ikke til at vide, om andre produkter kan have et større indhold af BHT og dermed udgøre et sundhedsmæssigt problem, hvis et barn udsættes for flere produkter med et højt indhold af BHT. Da BHT er meget anvendt som antioxidant i fødevarer, er der mulighed for eksponering via andre kilder. Den samlede eksponering er ikke vurderet i dette projekt.

For DEHP er der analyseret de totale mængder i udvalgte viskelædere. På baggrund af disse resultater er der beregnet et scenarium, hvori det antages, at der sluges et lille stykke af et viskelæder på mellem 0,008 og 0,1 g. Til beregningerne er antaget, at der indtages et lille stykke viskelæder på mellem ca. 1,9 x 1,9 x 1,9 mm og 4,3 x 4,3 x 4,3 mm. I dette scenarium ligger Margin of Safety væsentligt under 100 (baseret på NOAEL-værdi for reproduktionsskadende effekter). Det er således klart, at gentagen spisning af viskelæder kan medføre alvorlige sundhedseffekter.

Herudover er der vurderet et scenarium, hvor et skolebarn sutter på et viskelæder i 1 time dagligt. Beregningerne er foretaget for det viskelæder med det højeste indhold af DEHP. Beregningerne viser, at det kan udgøre en sundhedsmæssig risiko dagligt at sutte på et viskelæder med et højt indhold af DEHP over en længere periode.

Generelt er beregningerne baseret på de analyserede værdier for enkelte udvalgte skoletasker, legetasker, penalhuse og viskelædere. Det kan ikke afvises, at der findes produkter med et større indhold, end der er fundet i de undersøgte produkter i dette projekt. Der kan desuden være andre kilder til de samme kemiske stoffer i barnets omgivelser, som vi bidrage til den totale eksponering.

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

Version 1.0 August 2007, © Miljøstyrelsen.