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

Kortlægning og Sundhedsmæssig vurdering af kemiske stoffer i smykker

6 Sundhedsvurdering af bly, cadmium, kobber og nikkel

Udvælgelsen af metaller til sundhedsvurdering blev baseret på resultaterne fra migrationsanalysen. Således blev kun de 4 metaller, som migrerede i koncentrationer over detektionsgrænsen, udvalgt til eksponerings- og sundhedsvurdering.

De udvalgte metaller er præsenteret i følgende tabel:

Tabel 6-1: Udvalgte metaller til eksponerings- og sundhedsvurdering.

I de følgende sundhedsvurderinger antages, at det primært er metalchlorider, der dannes i sved, der har kontakt med metal. Dvs. TDI værdier, dermale og orale optagelsesrater baseres så vidt muligt på information relateret til metalchlorider (eller metallet selv) – eller alternativt studier vedrørende uorganiske metalforbindelser.

Baggrunden for denne antagelse findes til dels i en artikel af Menné (1994) citeret fra ATSDR (2005a), der hævder, at nikkellegeringer, der er i kontakt med huden, danner nikkelchlorider og til dels i Miljøstyrelsens risikovurdering af nikkel fra 2005 (Andersen et al., 2005a). Ifølge risikovurderingen vil metaloverflader, der har tæt kontakt med hud/sved ”ruste” pga. indholdsstofferne i sved. De primære indholdsstoffer i sved er chlorider (gennemsnitværdi: 0,44-1,44 g/L), natrium (0,33-1,28 g/L), kalium (0,29-0,39 g/L), urinstof (0,26-1,22 g/L), ammoniak (0,06-0,11 g/L), aminosyrer (0,48-1,4 g/L) og mælkesyre (0,4-3,6 g/L). Ifølge risikovurderingen er korrosion af metal i sved primært afhængig af chlorid- og oxygenindholdet, hvilket til dels understøtter antagelsen om, at der primært dannes metalchlorider i sveden.

Den opløsning, der anvendes til at simulere spyt, indeholder udover det der også findes i sved, tillige natriumsulfat. Imidlertid vil natriumsulfat ikke kunne danne organiske forbindelser, hvorfor det antages at den primære metalforbindelse af interesse, som vil dannes i spyt, der er i kontakt med metalsmykker, også er metalchlorid.

Det kan imidlertid ikke med sikkerhed udelukkes, at der kan dannes andre metalforbindelser i sved (eller spyt) som kan have betydning for den samlede optagelse af metalforbindelser i kroppen. Det er dog ikke muligt indenfor rammerne af dette projekt, at afklare præcis hvilke metalforbindelser, der kan dannes (udover metalchlorider), idet litteraturen på dette område er begrænset. Optimalt set burde der gennemføres studier (inkl. laboratorietest), der afdækker præcis hvilke forbindelser, der dannes.

For alle fire metaller gælder, at der foreligger en massiv mængde information vedrørende deres sundhedsskadelige effekter, og det skal påpeges, at de nedenfor udarbejdede sundhedsvurderinger er baseret på udtræk af den (for dette projekt) mest relevante information tilgængelig.

Det primære mål med sundhedsvurderingerne her, er at finde frem til enten en NOAEL (No Observed Adverse Effect Level) eller en TDI (Tolerable Daily Intake) værdi for den kritiske sundhedsskadelige effekt af metallet. Med den kritiske effekt menes her den sundhedsskadelige effekt, der opstår ved den laveste eksponering af stoffet. NOAEL eller TDI værdierne relateret til denne kritiske værdi anvendes efterfølgende sammen med en eksponeringsberegning, for at afklare hvorvidt den mængde metal, som man udsættes for ved at bære/sutte på smykker udgør en sundhedsrisiko. Under eksponeringsberegningen anvendes de fundne værdier for dermal og oral optagelse af de fire metaller. Det skal her nævnes, at det antages, at metal optaget via huden udviser de samme toksiske egenskaber i kroppen, som metal indtaget oralt.

6.1 Bly

6.1.1 Forekomst og anvendelse

Bly er et tungt og blødt metal, der findes naturligt i jordens overflade, dog primært i form af blyforbindelser. Bly er korrosionsbestandigt, nemt at bearbejde, syre-resistent, kemisk stabilt i vand, luft og jord, og kan kombineres med andre metaller i form af legeringer. På grund af disse egenskaber bruges bly og blylegeringer på verdensplan bl.a. til rør, batterier, ammunition, kabler og plader til beskyttelse mod røntgenstråling. Det primære brug af bly i dag findes i batterier til biler og andre køretøjer (ATSDR, 2005).

Herudover anvendes bly også i produktionen af smykker. Årsagen hertil er formentlig, at bly er et forholdsvist billigt metal, der er korrosionsbestandigt, samt let at smelte og forme. Derudover kan et indhold af bly gøre smykket tungere og dermed øge ligheden med ægte metaller på grund af blyets vægt. Bly vejer stort set det samme som guld. Der kan også være tale om, at blyet påvirker overfladen, så den får karakter af ædelmetal.

Inden den danske blybekendtgørelse trådte i kraft blev blyforbruget opgjort. I Danmark var det samlede forbrug af bly (i færdigvarer) i 2000 anslået til at ligge mellem 14.900 og 19.000 tons. Forbruget var fordelt på metallisk bly (91%), kemiske forbindelser (9%), og følgestof i andre varer (0,06%) (Lassen et al., 2004). På verdensplan produceres ca. 7 mio. tons bly om året, hvoraf ca. halvdelen stammer fra genanvendt metalaffald^[1]. Ifølge WHO (2003) stammer mere end 80% af det daglige indtag af bly fra indtag af føde, jord og støv.

6.1.2 Identifikation

6.1.3 Fysisk kemiske egenskaber

6.1.4 Oral optagelse

Bly optaget via mad eller drikkevarer optages forskelligt alt efter, hvornår man sidst har indtaget føde. Eksperimenter har vist, at voksne, der lige havde spist, kun optog 6% af den indtagne mængde bly, mens voksne, der ikke havde spist et døgn forinden, optog mellem 60 og 80% af den indtagne blymængde. Børn optager dog generelt mere bly end voksne. Typisk optager børn 50% af den indtagne blymængde (ATSDR, 2005).

Til brug i dette projekt antages oral optagelse af blyforbindelser at være 50% (baseret på værdien målt for børn). Denne værdi antages ligeledes at være en repræsentativ værdi for oral optagelse i voksne, idet denne værdi ligger mellem værdien for blyoptagelse med fødeindtagelse (6%) og blyoptagelse uden fødeindtagelse (60-80%) hos voksne.

6.1.5 Dermal optagelse

Dermal optagelse af uorganiske blyforbindelser antages generelt at være meget lavere end optagelse via indånding eller via føden. Forsøg med påsmøring af kosmetiske produkter indeholdende ²⁰³Pb-mærket blyacetat (0,12 mg Pb i 0,1 ml eller 0,18 mg Pb i 0,1 g creme) hos 8 voksne i 12 timer ledte til en absorption på = 0,3%, baseret på ²⁰³Pb målinger i urin og blod i hele kroppen. Det blev antaget, at ved normal brug (af cremerne) ville 0,06% optages (Moore et al., 1980 i ATSDR, 2005).

Andre forsøg (3 ikke-specificerede personer over 24 timer) med dermal eksponering af 5 mg Pb som blynitrat eller blyacetat resulterede i mindre end 1% optagelse. Samme studie viste ingen optagelse af blycarbonat (ATSDR, 2005).

Resultater fra dyreforsøg har vist tilsvarende lave optagelsesrater (bly naphthenat: 0.17%; blynitrat: 0.03%; blystearat: 0,006%; blysulfat: 0,0006%, blyoxid: 0,005% og bly-pulver: 0,002%) (Bress and Bidanset, 1991 i ATSDR, 2005).

Baseret på ovenstående informationer anvendes i dette projekt en dermal optagelse af bly i sved på 0,06%.

6.1.6 Distribution

Efter oral optagelse transporteres bly fra tarmene til de forskellige organer via de røde blodlegemer, hvor blyet bindes til hæmaglobin (WHO, 2003). I første omgang ender blyet i organer som lever, nyrer, lunger, hjerne, milt, muskler og hjerte. Efter adskillige uger ender det meste af blyet dog i knogler og tænder (ATSDR, 2005). Halveringstiden af bly i blod og ”blødt væv” er i voksne 20-30 dage (IARC, 2006), mens den i knogler er ca. 30 år (Baars, et al., 2001).

Hos voksne ender omkring 94% af den totale mængde bly, der akkumuleres i kroppen, i knogler og tænder, mens 73% af blyet hos børn ender i deres knogler (ATSDR, 2005). Bly kan dog frigives igen fra knoglerne i tilfælde af f.eks. calcium mangel eller knogleskørhed (WHO, 2000). Bly overføres let til fostre under graviditet (Baars et al., 2001). Uorganisk bly omdannes ikke i kroppen. Uabsorberet bly, der er optaget via føde, udskilles via afføringen, mens absorberet bly, som ikke tilbageholdes, udskilles via nyrerne (WHO, 2003).

Hos børn vil et indtag af bly på over 5 µg/kg lgv/dag medføre en netto tilbageholdelse på 32% af indtaget, mens der udskilles mere, end der indtages, hvis indtaget er mindre end 4 µg/kg lgv/dag (WHO, 2003).

6.1.7 Akut toksicitet

Bly påvirker stort set alle organer i kroppen, og alvorlig blyforgiftning kan medføre døden. Dette blev bekræftet af et dødsfald af en 4-årig dreng, som ved et uheld havde slugt et hjerteformet metalsmykke (som fulgte gratis med ved køb af et par sko). Smykket viste sig at indeholde 99% bly. På dødstidspunktet havde drengen en koncentration af bly i blodet (forkortet PbB) på 180 µg/dL (Berg et al., 2006).

Tydelige tegn på akut blyforgiftning er sløvhed, rastløshed, irritation, dårlig koncentrationsevne, hovedpine, rystelser i muskler, mavekramper, nyreskade, hallucinationer og hukommelsestab. Disse effekter kan opstå ved en PbB på 100-120 µg/dL i voksne og 80-100 µg/dL i børn (WHO, 2003).

Sundhedsskadelige virkninger er dog generelt ikke observeret efter enkelt doser, og der findes ingen LD₅₀ værdi for bly og blyforbindelser relateret til mennesker i litteraturen (WHO, 2000).

De lavest observerede værdier i relation til akut dødelig oral dosis findes i dyreforsøg med blyacetat, blychlorat, blynitrat, blyoleate, blyoxid og blysulfat. Resultatet varierede fra 300 til 4000 mg/kg legemsvægt. Det store spænd i resultatet skyldtes varierende absorption af de forskellige blysalte, samt forskelle i eksponeringen (WHO, 2000).

6.1.8 Lokal irritation og allergi

Der er ifølge IUCLID (2000) ingen data tilgængelig vedrørende blys egenskaber i form af potentiel lokal irritation. Imidlertid vides bly(II)oxid (PbO) at være moderat hudirriterende ved en eksponering på 100 mg over 24 timer (IUCLID, 2000a).

Der er ifølge IUCLID (2000) ingen umiddelbart tilgængelig data vedrørende allergiske egenskaber i relation til bly.

6.1.9 Længerevarende, gentagen påvirkning og effekter på arveanlæg

Bly er en kronisk akkumulativ gift. Tegn på kronisk blyforgiftning inkluderer bl.a. træthed, søvnløshed, irritation, hovedpine, ledsmerter og problemer i mavetarmsystemet. Disse effekter kan opstå i voksne med en PbB på 50-80 µg/dL (WHO, 2003). Blyforgiftning hos børn kan desuden medføre nedsat vækst samt forsinket seksuel modning (ATSDR, 2005).

Der findes en lang række studier relateret til sundhedsskadelige effekter af bly og blyforbindelser. En række af disse er beskrevet i ATSDR (2005) og WHO (2003). Nedenfor er et udsnit af disse præsenteret med fokus på de studier, som har påvist sundhedsskadelige effekter ved den lavest målte koncentration af bly i kroppen.

Hos arbejdere med en PbB på 40-80 µg/dL har der været rapporteret neurologiske effekter, som bl.a. inkluderer utilpashed, glemsomhed, irritation, sløvhed, hovedpine, træthed, impotens, mindsket libido, svimmelhed og svaghed (ATSDR, 2005).

Nyrefunktionen ser ud til at være den biologiske funktion, der i følge ATSDR (2005) påvirkes ved den lavest målte PbB. To studier har påvist effekter relateret til denne funktion ved PbB <10 µg/dL. Et andet typisk symptom på kronisk blyforgiftning er blodmangel. Ved et blyindhold i blodet på <10 µg/dL er set en hæmning af et enzym involveret i syntesen af røde blodlegemer. For børn og ældre mennesker med en PbB på < 10 µg/dL er desuden rapporteret nedsat neurologisk aktivitet (ATSDR, 2005), og ifølge WHO (2003) har et studie (fra 1987) med 500 skolebørn i alderen 6-9 år vist en lille, men signifikant sammenhæng mellem PbB og nedsat intelligensscore, læse- og taleevner. Dose-response forholdet lå fra 5,6 – 22,1 µg/dL. Et andet lignende forsøg har imidlertid ikke kunne genskabe resultatet (WHO, 2003).

I relation til reproduktive effekter har der været påvist en sammenhæng mellem PbB > 20 µg/dL og øget risiko for aborter og dødfødte børn (WHO, 2000). EPA (1986a) refereret i ATSDR (2005) har desuden identificeret en LOAEL værdi på 60-100 µg/dL for tilfælde af kolik i børn som følge af blyforgiftning.

Generelt er uorganiske blyforbindelser iflg. IARC (2006) ”muligt kræftfremkaldende hos mennesker” (Gruppe 2A), mens organiske blyforbindelser ikke er klassificeret i relation til deres kræftfremkaldende egenskaber hos mennesker.

6.1.10 Tolerabelt daglig indtag - TDI

Baars et al. (2001) har ved et review af ny litteratur siden 1991 ikke fundet argumenter for at ændre den TDI værdi på 25 µg/kg lgv/uge (baseret på en effekt ved en PbB på 10 µg/dL), som i 1995 blev bekræftet af WHO(1995) som stadig gældende – både for børn og voksne. Baars et al. (2001) har på baggrund af denne værdi beregnet en tolerabel daglig dosis (TDI) ved indtagelse af bly på 3,6 µg/kg lgv/dag.

ENHIS (European Environment and Health Information system) præsenterer på deres hjemmeside^[2] (opdateret 14. januar 2008), også en TDI værdi for bly på 25 µg/kg lgv/uge.

Imidlertid er der i WHO (2003) beskrevet en række forsøg, der indikerer en mulig sammenhæng mellem nedsat IQ og en PbB på under 10 µg/dL (5,6 µg/dL). Det er dog ikke muligt på baggrund af disse studier at beregne en ny NOAEL værdi, idet der ikke er tilstrækkelig information tilgængelig, men for at tage højde for disse nye resultater, der indikerer at TDI værdien på 3,6 µg/kg/dag (som er baseret på effekter ved en PbB på 10 µg/dL), måske er for høj, vælges at dividere den valgte TDI værdi med to. Således fås en TDI værdi på 1,8 µg/kg/dag. Til brug i dette projekt vurderes denne værdi at være gældende som TDI.

Korrigering af TDI pga. hensyntagen til baggrundseksponering

TDI værdier skal opfattes som den totale mængde stof et menneske kan tåle at indtage dagligt gennem et helt liv, uden at der opstår sundhedsskadelige effekter, jf.². Når man taler om tolerabelt dagligt indtag af bly, er det væsentlig at tage højde for den mængde bly, som befolkningen i forvejen er udsat for (f.eks. bly fra vand, mad og luft).

Baggrundseksponering af bly via føde og drikkevarer i Danmark

Ifølge en rapport udgivet af Fødevarestyrelsen (Fromberg, et al. 2005) er baggrundseksponeringen fra fødevarer o.l. i Danmark i gennemsnit 19 µg/dag. Tallene i rapporten er baseret på studier af indhold af metaller i 96 fødevarer i Danmark i perioden 1998-2003 (Fromberg, et al. 2005), samt tal for gennemsnitlig fødeindtag i Danmark i perioden 2000-2002 (Andersen, et al. 2002). Tallene opgivet af Fromberg et al. (2005) inkluderer eksponering via læskedrikke og postevand.

Omregnes gennemsnitsværdien på 19 µg/dag til indtag per kilo legemsvægt (ved brug af TGD’s referencevægt på 60 kg for en kvinde, idet kvinder antages at være dem, der oftest bærer smykker) fås et gennemsnitligt dagligt indtag af bly for voksne på (19/60) 0,317 µg/kg lgv/dag. Fromberg et al. (2005) opgiver også tal for det gennemsnitlige indtag af bly hos børn i alderen 4-6 år. Ifølge disse tal indtager et barn på 4-6 år i gennemsnit 9,7 µg bly/dag. Ifølge netdoktor.dk^[3] vejer et barn på 5 år 19 kg (ens for drenge og piger). Imidlertid oplyser netdoktor.dk, at børn, siden undersøgelsen, der ligger til grund for tallene blev lavet, er blevet tungere. Det antages derfor, at børn i alderen 5 år i Danmark vejer 20 kg, idet dette også svarer til den referencevægt, der iflg. TGD’en skal anvendes for børn. Med baggrund i disse data er den gennemsnitlige baggrundseksponering for bly via føden hos børn i Danmark (9,7/20) 0,485 µg/kg lgv/dag.

Fromberg et al. (2005) opgiver også baggrundseksponeringen i 95-percentiler (dvs. en værdi for hvad 95% af befolkningen maksimalt udsættes for). Anvendes disse værdier fås en baggrundseksponering for voksne på (31/60) 0,517 µg/kg lgv/dag og for børn på (15,4/20) 0,77 µg/kg lgv/dag.

Baggrundseksponering af bly via luft i Danmark

Iflg. rapporten ”The Danish Air Quality Monitoring Programme” fra 2006 (udarbejdet af National Environmental Research Institute) (Kemp et al., 2007) var den højest målte gennemsnitlige værdi for indhold af bly i luften i Danmark 9,1 ng/m³ (værdien blev målt i København, på gaden H.C. Andersens Boulevard). For at vælge en konservativ tilgang anvendes denne værdi til at estimere hvilken mængde bly mennesker i Danmark antages at indtage via luften.

I flg. TDG inhalerer et voksent menneske 18 m³ luft i døgnet, mens et barn på 20 kg (5 år) inhalerer 11 m³ i døgnet. Dvs. et voksent menneske (60 kg) indtager (18m³×9,1ng/m³/1000) 0,1638 µg bly per dag. Omregnet til per kilo legemsvægt (60 kg) giver det 0,003 µg/kg lgv/dag. For børn (20 kg) gælder, at de indtager (11m³×9,1ng/m³/1000) 0,1001 µg bly per dag, hvilket omregnet til per kilo legemsvægt giver et indtag af bly via luften på 0,005 µg/kg lgv/dag for børn.

Total baggrundseksponering

Da TDI værdien, som tidligere nævnt, repræsenterer den mængde stof, som man maksimalt må få per dag (hele livet) uden, at der opstår sundhedsskadelige effekter, fratrækkes TDI værdien de ovennævnte tal for baggrundseksponering. Derved fås et tal (”Margen til TDI værdien”) for den ”ekstra tilførsel” af bly, som et menneske må få dagligt (udover det de er eksponeret for via mad, drikke og luft) uden, at der opstår sundhedsskadelige effekter. Denne værdi sammenlignes i risikovurderingen med, hvad mennesker udsættes for ved at bære eller sutte på de smykker, der er undersøgt i dette projekt. Såfremt eksponeringen overskrider denne ”margen til TDI værdi”, vil der være en sundhedsmæssig risiko ved at bære og/eller sutte på smykkerne.

Tabel 1-6-2: Baggrundseksponering af bly i Danmark, samt margen til TDI værdi (µg/kg lgv/dag).

NB: 95-percentilen relaterer sig til tallene for baggrundseksponering via føde og drikke. * Værdien hørende til luft er en gennemsnitlig værdi fra den målestation i Danmark, der har vist det højeste gennemsnit i 2006.

Hvis personer lever i omgivelser, hvor de udsættes for en højere baggrundseksponering end den ovenfor beskrevne, vil sundhedsrisikoen ved at bruge de undersøgte smykker i dette projekt være undervurderet.

6.2 Cadmium

6.2.1 Forekomst og anvendelse

Cadmium er et blødt sølv-hvidt metal, der findes naturligt i jordens overflade. Det findes ofte i form af cadmiumoxid, cadmiumsulfid og cadmiumcarbonat i zink-, bly- og kobbermineralårer. Derudover findes cadmium som cadmiumchlorid og cadmiumsulfat forbindelser. De to sidstnævnte er letopløselige i vand (ATSDR, 1999).

Cadmium, cadmiumlegeringer samt cadmiumforbindelser bruges på verdensplan i en lang række produkter. De fem hovedkategorier er nikkel-cadmium batterier, pigmenter primært til brug i plastik, keramik og glas, stabilisatorer i PVC, overfladebelægning på stål, enkelte ikke-jern metaller, samt komponenter i diverse legeringer (ATSDR, 1999). Herudover anvendes cadmium ofte til loddemetaller, idet indhold af cadmium fremmer loddeegenskaberne – loddemetallet flyder godt og let ind i mindre sprækker, når der er cadmium i. Derudover kan cadmium være et naturligt medfølgende metal ved udvinding af sølv, hvorfor det traditionelt/historisk forekommer i sølvlegeringer fra visse egne i verden. Således har smykker af såkaldt ”indisk sølv” ofte et højt indhold af cadmium. Cadmium er desuden billigere end ædle metaller.

Forbruget af cadmium i Danmark i 1996 blev anslået til 43–71 tons (Miljøprojekt nr. 557, 2000).

6.2.2 Identifikation

6.2.3 Fysisk kemiske egenskaber

6.2.4 Oral optagelse

Et forsøg med optagelse af cadmium via mad (formentlig enkel dosis) viste et optag på 6% efter 20 dage. Forsøget blev udført på 5 voksne (Rahola et al., 1973 i ATSDR, 1999). Lignende resultater blev opnået ved et forsøg med 14 voksne, som optog i gennemsnit 4,6% cadmium fra en cadmiumchloridopløsning givet sammen med mad efter 1-2 uger, hvor en fækal markør var udskilt (McLellan et al., 1978 i ATSDR, 1999). Ifølge WHO (2004) er der rapporteret et forsøg (fra 1987), hvor 3-7% cadmium er blevet optaget i sunde voksne, mens 15-20% blev optaget i mennesker, der led af jernmangel.

Som forsøget ovenfor indikerede, påvirker kroppens indhold af jern optagelsen af cadmium. Forsøg med mennesker med lave jerndepoter har vist en optagelse på 8,9%, mens mennesker med tilstrækkelige jerndepoter havde en optagelse på 2,3% (Flanagen et al., 1978 i ATSDR, 1999).

EU's risikovurdering af cadmium fra 2007 konkluderer, at den orale absorption af CdO/Cd metal generelt er lavere end 5%, men kun gældende, når jerndepoter er tilstrækkelige. Når jerndepoter er lave (gælder typisk for kvinder, herunder gravide kvinder), kan den orale optagelse stige til 5-10%.

På baggrund af ovenstående oplysninger vælges en oral optagelse af cadmium at ligge på 8,9%. Denne værdi er valgt, idet det ikke kan udelukkes, at en del af den danske befolkning lider af jernmangel, her især kvinder (som jo ofte er dem, der bærer smykker). Værdien på 8,9% er valgt i modsætning til de 10% der nævnes som maksimal optagelse i EU risikovurderingen, idet forsøgene, der ligger til grund for de 10% ikke er beskrevet nærmere. Hertil kommer, at værdien på de 8,9% repræsenterer et forsøg udført med cadmiumchlorid, som vurderes relevant for dette projekt.

6.2.5 Dermal optagelse

Et studie (Wester et al., 1992) undersøgte dermal absorption af cadmium ved brug af in vitro hudceller fra mennesker. Radioaktivt cadmium (¹⁰⁹CdCl₂) blev overhældt huden i 16 timer, hvilket resulterede i at 0,1-0,6% blev optaget i plasmaet.

Forsøg med dermal cadmiumoptag på dyr viste et optag af cadmium (målt i lever og nyrer) på 0,4 – 0,61% to uger efter endt behandling. Forsøget involverede en kanin, der blev doseret med CdCl₂ på huden med en 1% vandig opløsning (6,1 mg Cd) eller 2% salve (12,2 mg Cd) over et 10 cm² barberet område. Kaninen blev behandlet 5 gange over en periode på 3 uger. Kun indholdet i nyrer og lever blev målt, hvilket betyder, at den samlede hudoptagelse kan have været større (ATSDR, 1999).

Et tilsvarende forsøg med en hårløs mus, som blev behandlet med CdCl₂ på huden med en 2% salve (indeholdende 0,61 mg Cd), viste et optag af cadmium i nyrer og lever på mellem 0,2 og 0,87% (ATSDR, 1999).

Et studie beskrevet i EU's risikovurdering af cadmium fra 2007, viser et dermalt optag af cadmium gennem hud fra mennesker på 0,6% (optag i plasma). Dette studie beskriver den umiddelbart højest målte værdi for dermalt optag gennem menneskehud og vælges derfor som gældende for dermalt optag af cadmium i dette projekt.

6.2.6 Distribution

Det meste af det cadmium, som optages, ender i lever og nyrer og forbliver der i flere år. En lille mængde af det cadmium, som optages, vil dog forlade kroppen langsomt via urinen og afføringen (ATSDR, 1999). Måden cadmium optages på har ikke nævneværdig betydning i forhold til, hvordan det distribueres i kroppen.

Absorberet cadmium bliver via blodet transporteret til andre dele af kroppen. Cadmium bliver i kroppen bundet til metallothionein, hvorefter det via nyrerne bliver udskilt til urinen, hvorfra det bliver re-absorberet. Efter re-absorbtionen brydes bindingen til metallothionein, og den frigivne cadmium stimulerer derefter produktionen af metallothionein, som igen binder cadmium i nyrecellerne – og derved forhindrer den toksiske effekt af den frie cadmium-ion. Hvis produktionen af methallothionein ikke kan følge med, sker der skade på nyrecellerne, hvilket kan ses ved en øget udskillelse i urinen af proteiner med lav molekylevægt (Friberg et al., 1986 i WHO, 2004).

I mennesker er den gennemsnitlige cadmiumkoncentration i lever og nyrer lig nul ved fødslen, men stiger jævnt til omkring 40-50 mg/kg (w/w) i nyrerne ved alderen 50-60 år, og 1-2 mg/kg (w/w) i leveren ved 20-25 års alderen (Baars et al., 2001). Efter ”normal” eksponering af cadmium fra baggrundsniveauer vil ca. 50% af kroppens totale mængde cadmium befinde sig i nyrerne, ca. 15% i leveren og omkring 20% i musklerne. Halveringstider for cadmium i nyrer og lever er estimeret til hhv. 6-38 år og 4-19 år (Baars et al., 2001).

6.2.7 Akut toksicitet

Cadmiumforbindelser har en moderat akut giftvirkning, men oralt indtag af store mængder cadmium fører til massivt væsketab, væskeansamlinger, omfattende organdestruktion og endelig død (Buckler et al., 1986; Wisniewska-Knypl et al., 1971 i ATSDR, 1999). Ifølge et studie af Buckler et al. (1986) døde en 17 årig pige (ukendt vægt) 30 timer efter at have indtaget 150 gram cadmium chlorid.

Orale LD₅₀ værdier for mus og rotter ligger mellem 60 og 5000 mg/kg lgv. De mest betydningsfulde effekter er afskalning af dækvævet i mavetarmkanalen, ødelæggelse af slimhinden i mavetarmkanalen samt næringsstofforstyrrelser i lever, hjerte og nyrer (Krajnc et al., 1987 i WHO, 2004). Den laveste akutte orale LD₅₀ værdi, der medførte død (hos 2 rotter) i et studie med 20 rotter, var 15,3 mg/kg (Borzelleca et al., 1989 i ATSDR, 1999).

6.2.8 Lokal irritation og allergi

Cadmiumchlorid kan give svie og førstegradsforbrændinger på huden ved korttidseksponering (HSDB).

Ifølge ATSDR (1999) ser dermal eksponering af cadmium ikke ud til at have nogen effekt på immunsystemet. Rutine ”plaster-tests” blandt dermatitis og eksempatienter viste hudirritation ved eksponering med 3% cadmiumchlorid opløsninger, men ingen tegn på allergiske reaktioner blev fundet ved eksponering af 1% opløsninger hos mennesker, der ikke tidligere havde været udsat for cadmiumeksponering (Rudzki et al., 1988; Wahlberg, 1977 i ATSDR, 1999).

Et studie med marsvin viste ingen tegn på allergiske reaktioner efter intradermal eller topisk eksponering af cadmiumchlorid i koncentrationer på op til 0,5% (ATSDR, 1999).

6.2.9 Længerevarende, gentagen påvirkning og genskadende effekter

Eksponering af cadmium/cadmiumforbindelser inkluderer en lang række sundhedsskadelige effekter som beskrevet i ATSDR (1999). Flere studier har indikeret, at oral indtagelse af cadmium i høje koncentrationer medfører alvorlig irritation af fordøjelsessystemet. De typiske symptomer inkluderer kvalme, opkastning, spytafsondring, mavesmerter, kramper og diarre. Der foreligger ikke præcise værdier for doseringen, men et indhold på 16 mg/L cadmium i saftevand har vist sig at give maveproblemer hos børn. Hvis man antager et indtag på 0,15 liter og en kropsvægt på 35 kg, vil en dosis, der fremkalder opkastning, ligge på 0,07 mg/kg (ATSDR, 1999).

Adskillige studier har indikeret, at nyrerne er det organ, der er mest følsomt over for længerevarende oral eksponering af cadmium. Den kritiske (irreversible) effekt er nyreskader, karakteriseret ved øget udskillelse af proteiner med lav molekylevægt i urinen. Et studie har påvist effekter ved en cadmiumkoncentration på 50 µg/g våd vægt i nyrebark. Studiet indikerede ligeledes, at den kritiske koncentration kan være lavere i den generelle befolkning end hos arbejdere (der arbejder med cadmium) (Buchet et al., 1990 i ATSDR, 1999).

I følge Baars et al. (2001) indikerer nyere forsøg, at den laveste cadmiumkoncentration i nyrerne, som forårsager nyreskader hos ca. 4% af den generelle population, er ca. 50 mg/kg, et niveau, som kan antages at nås efter 40-50 års indtagelse af 50 µg cadmium pr dag (korresponderende til 1 µg/kg lgv/dag.). Denne værdi blev af bl.a. WHO etableret i 1991 som en oral human-toksikologisk MPR værdi (maksimal tilladelig risiko) for cadmium, baseret på nyre-skader som den mest sensitive effekt efter oral indtagelse af cadmium.

Baars et al. (2001) hævdede imidlertid, at da denne orale indtagelse på 1 µg/kg lgv/dag resulterer i effekter hos 4% af befolkningen, så skulle en TDI værdi sættes lavere. De anvendte således en ekstra sikkerhedsfaktor på 2 og nåede frem til en TDI værdi på 0,5 µg/kg lgv/dag (Baars et al., 2001).

Imidlertid har ATSDR (1999) rapporteret en endnu lavere TDI værdi på 0,2 µg/kg/dag relateret til kroniske effekter på nyrerne (abnormal koncentration i urinen af ß₂-microglobulin). Studiet, der ligger til grund for denne værdi, er et studie af Nogawa et al. (1989), som omfatter 1850 cadmium-eksponerede mennesker og 294 ikke-eksponerede mennesker. Studiet påviste en NOAEL værdi på 0,0021 mg/kg/dag. ATSDR (1999) anvendte en sikkerhedsfaktor på 10 for variation mellem mennesker og kom frem til en TDI værdi på 0,2 µg/kg lgv/dag.

Ifølge IARC (1997a) er cadmium og cadmiumforbindelser kræftfremkaldende for mennesker.

6.2.10 Tolerabelt daglig indtag

ATSDR (1999) angiver en TDI værdi på 0,2 µg/kg lgv/dag, hvilket er den laveste værdi rapporteret i ATSDR.

FAO/ WHO´s fødevarekomité JECFA har imidlertid senest i 2005 revurderet cadmium og fastsat en PTWI (provisorisk tolerabelt ugentligt indtag) til 0,007 mg/kg lgv hvilket omregnet til dagligt indtag svarer til 1 µg/kg lgv/dag. Denne værdi opgives også på ENHIS’s (European Environment and Health Information system) hjemmeside^[4] (opdateret 14. januar 2008).

Værdien anvendes også af Fødevareinstituttet i Danmark. Kemikaliestyrelsen ”Kemi” i Sverige anvender også denne PTWI-værdi, men anfører at værdien repræsenterer et effektniveau og vurderer, at det bør overvejes at nedsætte værdien v.h.a. af en yderligere sikkerhedsfaktor.

På den baggrund anvendes i denne rapport en yderligere faktor 2 således, at TDI værdien sættes til 0,5 µg/kg lgv/dag.

Korrigering af TDI pga. hensyntagen til baggrundseksponering

TDI værdier skal som tidligere nævnt opfattes som den mængde stof et menneske kan tåle at indtage dagligt gennem et helt liv, uden at der opstår sundhedsskadelige effekter. Det er her vigtigt at tage højde for den mængde cadmium, som hvert individ i forvejen indtager via luft, rygning, mad og vand.

Baggrundseksponering af cadmium via føde og drikke i Danmark

Ifølge Fromberg et al. (2005) er baggrundseksponeringen af cadmium fra føde- og drikkevarer i Danmark i gennemsnit 10 µg/dag for voksne. Omregnes denne værdi til indtag per kilo legemsvægt (baseret på kvinders vægt iflg. TGD (60kg)) fås et gennemsnitligt indtag af cadmium hos voksne på (10/60) 0,167 µg/kg lgv/dag. Børn udsættes ifølge Fromberg et al. (2005) i gennemsnit for 7,7 µg cadmium per dag, hvilket omregnet giver en baggrundseksponering på (7,7/20) 0,385 µg/kg lgv/dag.

Fromberg et al. (2005) opgiver også baggrundseksponeringen i 95-percentiler (dvs. en værdi for hvad 95% af befolkningen maksimalt udsættes for). Anvendes disse værdier fås en baggrundseksponering for voksne på (17/60) 0,283 µg/kg lgv/dag og for børn på (11,9/20) 0,595 µg/kg lgv/dag.

Baggrundseksponering af cadmium via luft i Danmark

Iflg. rapporten ”The Danish Air Quality Monitoring Programme” fra 2006 (udarbejdet af National Environmental Research Institute) (Kemp et al., 2007) var den højest målte gennemsnitlige værdi for indhold af cadmium i luften i Danmark <2,4 ng/m³ (værdien målt på Banegårdsgade i Århus). For at vælge en konservativ tilgang anvendes denne værdi til at estimere hvilken mængde cadmium et voksent menneske i Danmark antages at indtage via luften.

I flg. TDG inhalerer et voksent menneske 18 m³ luft i døgnet, mens et barn på 20 kg (5 år) inhalerer 11 m³ i døgnet. Dvs. et voksent menneske (60 kg) indtager (18m³×2,4ng/m³/1000) 0,0432 µg cadmium per dag. Omregnet til per kilo legemsvægt (60 kg) giver det 0,001 µg/kg lgv/dag. For børn (20 kg) gælder, at de indtager (11 m³×2,4ng/m³/1000) 0,0264 µg cadmium per dag, hvilket omregnet til per kilo legemsvægt giver et indtag af cadmium via luften på 0,001 µg/kg lgv/dag for børn.

Baggrundseksponering af cadmium via rygning

Ifølge Baars et al. (2001) indtager et menneske, der ryger 20 cigaretter om dagen, 1-2 µg cadmium om dagen. Omregnet til indtag per kilo legemsvægt svarer det til (2/60) 0,033 µg cadmium/kg lgv/dag. Tallene stammer fra 1992, men antages stadig at være gældende, idet indholdet af cadmium i cigaretter ikke antages at være ændret væsentligt siden 1992. Børn på 4-6 år forventes ikke at ryge.

Total baggrundseksponering

Da TDI værdien som tidligere nævnt repræsenterer den mængde stof, som man maksimalt må få per dag (hele livet) uden, at der opstår sundhedsskadelige effekter, fratrækkes TDI værdien de ovennævnte tal for baggrundseksponering. Derved fås et tal (”Margen til TDI værdien”) for den ”ekstra tilførsel” af cadmium som et menneske må få dagligt (udover det de er eksponeret for via mad, drikke, luft og rygning) uden, at der opstår sundhedsskadelige effekter. Denne værdi sammenlignes i risikovurderingen med hvad mennesker udsættes for ved at bære eller sutte på de smykker, der er undersøgt i dette projekt.

Tabel 1-6-3: Baggrundseksponering af cadmium i Danmark, samt margen til TDI værdi (µg/kg lgv/dag).

NB: 95-percentilen relaterer sig til tallene for baggrundseksponering via føde og drikke. * Værdien hørende til luft er en gennemsnitlig værdi fra den målestation i Danmark, der har vist det højeste gennemsnit. For rygere skal den totale baggrundseksponering tillægges en værdi på 0,033 (baseret på et forbrug af 20 cigaretter om dagen).

Som det ses i tabellen, lader det til at de 5% af de danske børn, der udsættes for den højeste eksponering, dagligt får en mængde cadmium, der er højere end den tolerable daglige dosis.

Tillige skal nævnes, at voksne rygere indtager 0,033 µg cadmium ekstra per kilo legemsvægt per dag. Da dette er en selvvalgt eksponering, tages der ikke højde for denne i eksponeringsberegningerne.

Hvis personer lever i omgivelser hvor de udsættes for en højere baggrundseksponering end de ovenfor beskrevne, vil sundhedsrisikoen ved at bruge de undersøgte smykker i dette projekt være undervurderet.

6.3 Kobber

6.3.1 Forekomst og anvendelse

Kobber er et rødligt metal, der findes naturligt i sten, jord, vand, sediment og (i lave koncentrationer) i luften. Kobber findes desuden i en række forskellige mineraler som bl.a. chalcocite (Cu₂S), malachite (CuCO₃*Cu(OH)₂) og chalcopyrite (CuFeS₂). Kobber findes naturligt i alle planter og dyr og er et essentielt element (i lave koncentrationer) for alle levende væsner (ATSDR, 2004).

Kobber er et meget anvendt metal, primært pga. dets egenskaber som et holdbart, smidigt, letbearbejdeligt metal, der kan lede elektricitet og varme. Det er primært brugt som metal i legeringer (som bronze og messing). En lille del af kobberproduktionen indgår i produktionen af kobberforbindelser, primært kobbersulfat (ATSDR, 2004).

Brugen af kobber fordeler sig gennem industrisektoren som følgende: konstruktion (39%), elektriske produkter (28%), transportudstyr (11%), industrielt maskineri og udstyr (11%) og forbrugerprodukter (11%). De 10 vigtigste markeder for kobber og kobber-legeringer i 1986 var rørarbejde, byggekabler, telekommunikation, kraftværker, udstyr til brug i fabrikker, air-condition, elektrisk og ikke-elektrisk udstyr til bilindustrien, elektronik til industrien og industrielle ventiler og beslag (ATSDR, 2004).

Kobberforbindelser bruges i landbruget som fungicider, algicider, insecticider og bekæmpelsesmidler. Kobbersulfat bruges desuden i industrien under produktion af azofarvestoffer og tekstilfarver samt under raffinering af petroleum (ATSDR, 2004).

Endelig har kobber gennem mange tusinde af år været brugt til produktion af smykker. En af årsagerne til, at kobber bruges i smykker er, at kobber er det eneste andet metal bortset fra guld, der naturligt giver en rød eller gul farve i legeringer. Andre årsager er, at det er meget korrosionsbestandigt og let at bearbejde til plader, tråde og lignende, samt at det er rimelig let tilgængeligt og relativt ufarligt at arbejde med.

6.3.2 Identifikation

6.3.3 Fysisk kemiske egenskaber

6.3.4 Oral optagelse

Kobber absorption har været undersøgt i 11 unge mænd, som fik tildelt kobber via maden i forskellige koncentrationer. Den tilsyneladende absorption varierede omvendt med indtaget via føden (rangerende fra 67% ved 0,38 mg/dag til 12% ved 7,53 mg/dag). Et studie af Turnland et al. (1998) viste imidlertid en reel absorption på helt op til 77% (WHO, 2004a). Reel absorption skal opfattes som den del af kobberet, som optages i organerne, dvs. den indtagne mængde fratrukket den mængde, der udskilles via afføring/urin. Turnland et al. udførte igen i 2005 studier vedrørende oral absorption af kobber. Dette studie er beskrevet i KobberIndustriens udkast til risikovurdering af kobber i 2006, men viste ikke højere værdier end 77%.

Adskillige faktorer kan imidlertid påvirke absorptionen af kobber. Disse faktorer inkluderer mængden af kobber i føden, indhold af andre metaller (bl.a. zink, jern og cadmium) og alder (ATSDR, 2004). Mængden af ophobet kobber lader ikke til at have indflydelse på optagelse af yderligere kobber mængder for mennesker. Ligesom der ikke ser ud til at være forskelle på optagelsen hos mænd og kvinder (ATSDR, 2004).

Baseret på ovenstående information antages den orale optagelse af kobber i dette projekt at være 77%.

6.3.5 Dermal optagelse

Ifølge Kobberindustriens udkast til risikovurdering af kobber fra 2006 (Cross et al., 2006) viser de tilgængelige data, at metallet kobber og kobberforbindelser kan absorberes gennem huden.

To ikke-offentliggjorte studier af Roper (2003) og Cage (2003) giver ifølge risikovurderingen (Cross, et al. 2006) de bedste data vedrørende dermal absorption af kobber hos mennesker. På baggrund af disse studier vurderer risikovurderingen, at en dermal absorptionsfaktor på 0,3% gælder for uopløselige kobberforbindelser (dvs. heriblandt kobberchlorid). Denne værdi er hentet fra den højest værdi målt for kobber i receptor fluid lagt sammen med en værdi for kobber tilbageholdt i huden, og rundet op for at følge en konservativ tilgang. I disse tal inkluderer de således kobber absorberet i huden, idet OECD foreskriver, at dette skal inkluderes. Ifølge risikovurderingen er der ingen beviser for, at dermal optag af kobber er større for opløselige end uopløselige forbindelser, så de anbefaler at anvende værdien på 0.3% for begge typer forbindelser.

På baggrund af disse oplysninger antages den dermale optagelse af kobber i dette projekt at være 0,3%.

Ifølge Baars et al. (2001) kan kobber gennemtrænge huden, når det tilføres i forbindelse med salicylsyre eller phenylbutazon. Imidlertid er raten og omfanget af den dermale absorption i disse tilfælde ikke kendt, hvorfor den dermale optagelsesrate på 0,3% fastholdes. Salicylsyre vides dog at findes i mange hudplejeprodukter^[5], mens phenylbutazon primært bruges til behandling af smerter (i bl.a. heste)^[6].

6.3.6 Distribution

Kobber er et essentielt element. Ifølge WHO (1996) refereret i Baars et al. (2001) er et dagligt indtag på 20 til 80 µg/kg lgv nødvendig.

Ved oral indtagelse af kobber vil absorptionen af kobber primært ske fra maven og tyndtarmen. Dog vil forskellige kobberforbindelse optages fra forskellige steder (ATSDR, 2004). Umiddelbart efter indtagelse af kobber sker der en stigning i koncentrationen af kobber i blodet. Derefter transporteres kobberet til (og ender i) lever og nyrer. Fra leveren kan kobberet transporteres til andre væv (ATSDR, 2004).

Halveringstiden for kobber i de forskellige organer er hhv. 3,9 og 21 dage (lever), 5,4 og 35 dage (nyrer) og 23 og 662 dage (hjertet). Den første værdi repræsenterer ceruloplasmin bundet til kobber (ATSDR, 2004), mens identiteten af den anden ikke oplyses.

Kobber udskilles primært via galden. Normalt vil mellem 0,5 og 3% af det daglige indtag af kobber udskilles via urinen (ATSDR, 2004).

6.3.7 Allergi og lokal irritation

Kobber og kobbersalte kan frembringe allergiske reaktioner ved kontakt med huden hos følsomme individer. Symptomer inkluderer kløen, rødme, hævelse og blæredannelse. Studier har identificeret en følsomhedsreaktion ved eksponering af 0,5 – 5% kobbersulfat i vand eller petroleum over 24-48 timer (WHO, 1998).

I enkelte individer har eksponering for kobber vist sig at forårsage pruritus dermatitis, som er hudkløe uden synlige hudforandringer (ATSDR, 2004). Et studie har rapporteret et tilfælde, hvor en kvinde havde pruritus på hendes ringfinger og håndled som følge af kobberindholdet i hendes ring og armbåndsur (Saltzer og Wilson, 1968 i ATSDR, 2004). Desuden har allergiske reaktioner været observeret i individer efter en test med en kobbermønt og/eller en kobbersulfat opløsning (Barranco, 1972; Saltzer og Wilson, 1968 i ATSDR, 2004).

6.3.8 Akut toksicitet

Akut toksicitet som følge af kobberindtagelse er sjælden hos mennesker, dog kan det ske ved indtagelse af kobberholdigt drikkevand eller bevidst/ubevidst indtagelse af store mængder kobbersalte.

Studier har vist, at 13 ud af 53 mennesker døde efter at have indtaget mellem 6 og 637 mg/kg kobber (kobbersulfat). Død, formentlig som følge af bl.a. svigt i det centrale nervesystem og nyreskader, har også været rapporteret i mennesker, som havde indtaget vand indeholdende > 100 mg kobbersulfat per liter (Akintonwa et al., 1989 i ATSDR, 2004).

6.3.9 Længerevarende, gentagen påvirkning og genskadende effekter

Generelt opstår den toksikologiske effekt ved en strukturel ændring/svækkelse af de sites, hvorpå metaller binder sig eller ved, at kobber binder sig til makro-molekyler og enzymer. Derudover kan kobber reagere med peroxid og danne radikaler, som kan forårsage celleskader. Toksiske skader kan også opstå ved, at metallothionein bliver mættet med kobber (Baars et. al., 2001). Mangel på kobber leder til effekter, der er ligeså kritiske som de toksiske virkninger ved indtagelse af for meget kobber.

Adskillige studier har undersøgt eventuelle leverskader i nyfødte som følge af kobbereksponering i drikkevand. En NOAEL værdi på 0,315 mg Cu/kg/dag blev identificeret for indtagelse af kobbersulfat i drikkevand over 9 måneder (Olivares et al., 1998 i ATSDR, 2004).

En LOAEL værdi på 4,2 mg Cu/kg lgv/dag er ligeledes blevet rapporteret i forbindelse med nedsat kropsvægt hos mus efter kronisk oral eksponering af kobber gluconat (ATSDR, 1990 i Baars et al. (2001)).

6.3.10 Tolerabelt daglig indtag

En TDI værdi på 10 µg/kg/dag, foreslået af ATSDR (2004), ligger betydeligt under hvad, der er anbefalet daglig dosis for indtag af kobber (20-80 µg/kg/dag), hvorfor denne værdi ikke anvendes.

Vermeire et al. (1991) derimod foreslår en TDI værdi for kobber på 140 µg/kg lgv/dag. Data fra en RIVM rapport^[7] bekræfter et tolerabelt daglig indtag på 140 µg/kg lgv/dag. Baars et. al. (2001) har for at evaluere, om værdien opgivet af Vermeire et al. (1991) stadig er gældende, gennemgået litteratur publiceret siden 1991 (bl.a. ATSDR, 1990; IPCS, 1998; WHO, 1996; WHO, 1998). De fandt bl.a. frem til den ovennævnte LOAEL værdi på 4,2 mg Cu/kg lgv/dag. Baars et al. (2001) omregnede denne værdi til en TDI værdi på 4 µg/kg lgv/dag. De brugte her en usikkerhedsfaktor på 1000 (10 for at gå fra LOAEL til NOAEL; 10 for at ekstrapolere eksperimentelle dyreforsøg til mennesker og 10 for variation mellem mennesker). Imidlertid viste denne TDI værdi sig at ligge langt under minimumskravet for daglig indtag af kobber (20 – 80 µg/kg lgv/dag). Baars et. al, 2001 anbefaler derfor at anvende TDI værdien foreslået af Vermeire et al. (1991) på 140 µg/kg lgv/dag.

Baseret på ovenstående oplysninger antages, til brug i dette projekt, en TDI værdi for kobber på 140 µg/kg lgv/dag.

Korrigering af TDI pga. hensyntagen til baggrundseksponering

TDI værdier skal som tidligere nævnt opfattes som den mængde stof et menneske kan tåle at indtage dagligt gennem et helt liv, uden at der opstår sundhedsskadelige effekter. Det er derfor her vigtigt at tage højde for den mængde kobber, som hvert individ i forvejen indtager via luft, mad og vand.

Baggrundseksponering af kobber via føde og drikke i Danmark

Den danske normale indtagelse af kobber blandt voksne er ifølge en rapport fra Miljøstyrelsen (2000) ^[8] 2,9 mg/dag, svarende til 48,3 µg/kg/dag v. 60 kg. Ifølge Fromberg et al. (2005) indtager 2-årige børn (15 kg) 59% af voksnes fødekonsumering, hvilket omregnet svarer til at de udsættes for en baggrundseksponering på (0,59×2,9/15) 114,1 µg/kg/dag. Her er antaget, at værdien opgivet i rapporten fra Miljøstyrelsen⁸ omhandler eksponering fra såvel føde som vand.

Baggrundseksponering af kobber via luft i Danmark

Iflg. rapporten ”The Danish Air Quality Monitoring Programme” fra 2006 (udarbejdet af National Environmental Research Institute) (Kemp et al., 2007) var den højest målte gennemsnitlige værdi for indhold af kobber i luften i Danmark 50,5 ng/m³ (værdien målt på Jagtvej i København). For at vælge en konservativ tilgang anvendes denne værdi til at estimere hvilken mængde kobber et voksent menneske i Danmark antages at indtage via luften.

I flg. TDG inhalerer et voksent menneske 18 m³ luft i døgnet, mens et barn på 20 kg (5 år) inhalerer 11 m³ i døgnet. Dvs. et voksent menneske (60 kg) indtager (18m³×50,5ng/m³/1000) 0,909 µg kobber per dag. Omregnet til per kilo legemsvægt (60 kg) giver det 0,015 µg/kg lgv/dag. For børn (20 kg) gælder at de indtager (11 m³×50,5ng/m³/1000) 0,556 µg kobber per dag, hvilket omregnet til per kilo legemsvægt giver et indtag af kobber via luften på 0,028 µg/kg lgv/dag for børn.

Total baggrundseksponering

Da TDI værdien som tidligere nævnt repræsenterer den mængde stof, som man maksimalt må få per dag (hele livet) uden at der opstår sundhedsskadelige effekter, fratrækkes TDI værdien de ovennævnte tal for baggrundseksponering. Derved fås et tal (”Margen til TDI værdien”) for den ”ekstra tilførsel” af kobber som et menneske må få dagligt (udover det de er eksponeret for via mad, drikke og luft) uden, at der opstår sundhedsskadelige effekter. Denne værdi sammenlignes i risikovurderingen med hvad mennesker udsættes for ved at bære eller sutte på de smykker, der er undersøgt i dette projekt.

Tabel 1-6-4: Baggrundseksponering af kobber i Danmark, samt margen til TDI værdi (µg/kg lgv/dag).

NB: * Værdien hørende til luft er en gennemsnitlig værdi fra den målestation i Danmark, der har vist det højeste gennemsnit. ** Værdien for kobberindtagelse fra føde og drikke hos børn, er baseret på hvad 2-årige (15 kg) indtager.

Hvis personer lever i omgivelser, hvor de udsættes for en højere baggrundseksponering end de ovenfor beskrevne, vil sundhedsrisikoen ved at bruge de undersøgte smykker i dette projekt være undervurderet.

6.4 Nikkel

6.4.1 Forekomst og anvendelse

I naturen findes nikkel primært som oxid eller sulfidforbindelser. Jordens kerne består af 6% nikkel, men nikkel findes også i meteoritter og på havbunden i form af mineraler (ATSDR, 2005a).

Rent nikkel er et hårdt, sølv-hvidt metal, der er nemt at bearbejde. Derudover er det ferromagnetisk og en god leder af varme og elektricitet. Nikkel anvendes ofte i legeringer med jern, kobber, chrom eller zink. Her anvendes nikkel tit for at øge bl.a. hårdheden og styrken af metallet (ATSDR, 2005a).

De forskellige legeringer bruges i forskellige sammenhænge. Bl.a. bruges kobber/nikkellegeringer til mønter, rørlægning, marint udstyr, petrokemisk udstyr, varmevekslere, pumper og elektroder for svejsning, mens nikkel/chromlegeringer typisk anvendes til varmeelementer. Derudover bruges store mængder nikkel/jernlegeringer til at producere stållegeringer, rustfrit stål og støbejern (ATSDR, 2005a).

Andre nikkelforbindelser inkluderer klor, svovl og oxygen. Mange af disse nikkelforbindelser er vandopløselige og bruges bl.a. til nikkelbelægning, farvning af keramik og til batterier (ATSDR, 2005a).

Endelig anvendes nikkel også i smykker. Nikkel anvendes i denne forbindelse hyppigt som underbelægning til guldoverflader, idet dette medfører mere skinnende guldbelægninger. Nikkel danner også såkaldte diffusionsbarrierer, som forhindrer at metaller fra grundmaterialet diffunderer op til overfladebelægningen og derved forringer udseendet af smykket.

6.4.2 Identifikation

6.4.3 Fysisk-kemiske egenskaber

6.4.4 Oral optagelse

Miljøstyrelsen har i 2006 lavet en EU-risikovurdering af nikkel og nikkelforbindelser (Andersen, et al., 2006), hvori de konkluderer på baggrund af en lang række studier, at til brug i risikovurdering burde en værdi for oral optagelse på 30% anvendes. Denne værdi refererer til oral optagelse af følgende nikkelforbindelser: nikkelsulfat, nikkelchlorid, nikkelnitrat og nikkelcarbonat i fastende mennesker. For ikke-fastende mennesker anbefaler de en værdi på 5%.

Et studie har vist, at biotilgængeligheden af nikkel nedsættes, når nikkel gives sammen med sødmælk, kaffe, the eller appelsinjuice (ATSDR, 2005a). Andre studier har vist et maksimalt nikkeloptag på mellem 11,07 og 37,42%. Her var nikkel (12 µg Ni/kg) tildelt 4 timer efter indtagelse af røræg. De laveste absorptionsværdier (2,83-5,27%) blev målt hos personer, der fik tildelt nikkel samtidig med måltidet (Nielsen et al., 1999 i ATSDR, 2005a) (det var ikke specificeret hvilken nikkelforbindelse, der var tale om). Et andet studie indikerer, at nikkeloptagelse falder med alderen (Hindsen et al., 1994 i ATSDR, 2005a).

Dyreforsøg har vist, at de forskellige nikkelforbindelser optages forskelligt. Følgende absorptionsværdier blev målt i et forsøg med rotter: nikkeloxid (0,01%), metallisk nikkel (0,09%), sort nikkeloxid (0,04%), nikkelsulfid (0,47%), nikkelsulfat (11,12%), nikkelchlorid (9,8%) og nikkelnitrat (33,8%). Generelt var absorptionen højere for opløselige nikkelforbindelser (ATSDR, 2005a).

Det antages i dette projekt, at den orale optagelse for nikkel er 30%. Argumentationen herfor er, at den kilde, der angiver denne værdi, er en omfattende rapport fra 2006, der har lavet en gennemgang af en lang række studier, hvorfor den kan antages at repræsentere den nyeste viden på området. Derudover refererer værdien til nikkelforbindelser, der er relevante i dette projekt (bl.a. nikkelchlorid). Værdien er dog gældende for fastende mennesker, men for at antage worst case anvendes den alligevel.

6.4.5 Dermal optagelse

Risikovurderingen af nikkel fra 2005 (Andersen et al., 2005a - draft) konkluderer, at absorption af nikkel gennem huden kan finde sted, men at en stor del af den tilførte dosis forbliver på huden. De hævder, at der er begrænset data tilgængelig vedrørende præcis hvilken fraktion, der absorberes, men anvender en værdi på 0,2% for dermal optagelse af nikkel i relation til risikovurdering. Værdien er baseret på et in vivo studie i mennesker (Hostýnek et al. 2001 i Andersen et al., 2005a - draft).

Andersen et al. (2006) konkluderer imidlertid, at til brug for risikovurdering anvendes en værdi for dermalt optag på 2% for absorption af nikkel som følge af eksponering af nikkelchlorid. For eksponering af nikkelmetal anbefaler de en værdi på 0,2% (baseret på et studie af Hostýnek et al. 2001).

Til brug i dette projekt anvendes en værdi på 2% for dermal optagelse af nikkelchlorid, idet denne metalforbindelse findes i sved, der har kontakt med smykker.

6.4.6 Distribution

Nikkel bindes i blodet til serumproteiner og transporteres rundt i kroppen. Nikkel koncentreres derefter i nyrer, lever og lunger samt lymfeknuder (Baars et al., 2001).

En undersøgelse af individer, som ikke til daglig var udsat for nikkel gennem deres arbejde, viste, at den højeste nikkelkoncentration fandtes i lungerne, fulgt af skjoldbruskkirtlen, binyrerne, nyrerne, hjertet, leveren, hjernen, milten og bugspytkirtlen (ATSDR, 2005a). Et studie har desuden vist, at nikkel kan krydse placenta, hvilket bekræftes af stigende nikkelkoncentrationer i musefostre, hvor moderen var udsat for nikkel under svangerskabet (ATSDR, 2005a).

6.4.7 Allergi og lokal irritation

Nikkel kan forårsage hudallergi, og opfylder kriterierne for at klassificeres med risikosætningen R43: kan give overfølsomhed ved kontakt ved hud. Ifølge Andersen et al. (2006) er Ni²⁺ ionen ansvarlig for de immunologiske effekter af nikkel.

Tilgængelige data viser at sålænge en migrationsrate på 0,5 µg Ni/cm²/uge ikke overskrides, så er der ingen fare for hudallergi hos ikke-følsomme individer i en stor del af populationen (som udsættes for kontakt gennem længere tid med nikkel og nikkellegeringer) (Andersen, et al. 2005a - draft).

Ifølge risikovurderingen af nikkel fra 2005 (Andersen, et al. 2005a - draft) er der ingen simpel sammenhæng mellem indhold af nikkel og frigivelse af nikkel (relateret til studier af mønter). Ligeledes nævner de, at når man skal vurdere risikoen for sensibilisering af nikkel, så er det koncentrationen af nikkelioner pr. cm² hud, der er interessant og ikke den totale nikkeldosis på huden.

Kontaktdermatitis som følge af nikkelallergi er velkendt. Kontaktdermatitis blev fundet i 15,5% af 75.000 individer, som undergik en test med nikkelsulfat (Uter et al., 2003 i ATSDR, 2005a), hvilket indikerer, at det er en hyppig reaktion (ATSDR, 2005a). De fleste tilfælde af nikkelallergi skyldes hudkontakt med metalliske produkter som øreringe, smykker og knapper (European Environmental Contact Dermatitis Group, 1990 i Andersen et al., 2006).

Et studie af skolebørn i alderen 7-12 år viste, at blandt børn med huller i ørerne havde 30,8% nikkelallergi, mens der blandt de børn, der ikke havde huller i ørerne, kun var 16.3% med nikkelallergi (Dotterud and Falk, 1994 i ATSDR, 2005a).

De fleste nikkeltests laves med nikkelsulfat, fordi dette er mindre irriterende end nikkelchlorid. Nikkellegeringer, der har kontakt med sved, danner imidlertid nikkelchlorid, hvorfor det er mere relevant at udføre nikkeltest med nikkelchlorid (Menné, 1994 i ATSDR, 2005a). Menne and Calvin (1993) refereret fra ATSDR (2005a) undersøgte hudreaktioner over for forskellige nikkelchloridkoncentrationer hos 51 følsomme og 16 ikke-følsomme mennesker. Ved en koncentration på 0,01% sås ingen reaktion. Ved 0,1% sås reaktioner hos 4 ud af de 51 personer.

Alt i alt konkluderes i EU-risikovurderingen af nikkel og nikkelforbindelser fra 2006 (Andersen et al, 2006), at der ikke er nok data tilgængelig vedrørende dermal eksponering af nikkelchlorid til at fastsætte hvilken dosis, der udløser en reaktion.

6.4.8 Akut toksicitet

Der er ingen indikationer af, at nikkel er et essentielt element (som f.eks. kobber), dvs. kroppen har ikke behov for nikkel.

I relation til akut nikkelforgiftning er nikkelcarbonyl, en flygtig væske af Ni(CO)₄, den mest kritiske. Effekterne af akut nikkelcarbonylforgiftning inkluderer hovedpine, svimmelhed, kvalme, opkastning, søvnløshed og irritation fulgt af symptomer, som minder om lungebetændelse (WHO, 1991).

Et studie (Daldrup et al., 1983 i ATSDR, 2005a) har rapporteret et dødsfald hos et 2-årigt barn efter indtagelse af 570 mg Ni/kg (groft estimat) i form af nikkelsulfatkrystaller. Fire timer efter indtagelse indtræf hjertesvigt, og barnet døde 8 timer efter indtagelsen.

Studier har indikeret, at opløselige nikkelforbindelser er mere toksiske end mindre-opløselige nikkelforbindelser. Orale LD₅₀værdier for nikkelsulfat på henholdsvis 46 mg Ni/kg (hunrotter) og 39 mg Ni/kg (hanrotter) er rapporteret (Mastromatteo, 1986 i ATSDR, 2005a). Ligeledes er orale LD₅₀ værdier for nikkelacetat på henholdsvis 116 (hunrotter) og 136 mg Ni/kg (hanrotter) rapporteret (Haro et al., 1968 i ATSDR, 2005a).

Orale LD₅₀værdier for mindre-opløselige nikkeloxider og -subsulfider er rapporteret til at ligge omkring henholdsvis >3,930 og > 3,665 mg Ni/kg (Mastromatteo, 1986 i ATSDR, 2005a).

Ifølge ATSDR (2005a) er den laveste LD₅₀værdi (relateret til oral indtagelse) rapporteret til 39 mg/kg/dag. Denne værdi blev fundet for en hanrotte efter indtagelse af nikkelsulfat (Mastromatteo, 1986 i ATSDR, 2005a). Den laveste værdi rapporteret i relation til systemiske effekter som følge af akut eksponering er en NOAEL værdi på 0,014 mg/kg/dag. Denne værdi er rapporteret i forbindelse med dermatitis hos nikkel-sensitive mennesker. Nikkel blev administreret i form af nikkelsulfat (ATSDR, 2005a).

6.4.9 Længerevarende, gentagen påvirkning og genskadende effekter

Kroniske effekter som følge af nikkeleksponering inkluderer bl.a. bihulebetændelse og astma. Meget høje risici for lungekræft har desuden været rapporteret blandt arbejdere på nikkelraffinaderier. Arbejderne var udsat for nikkelsubsulfider, nikkeloxid og muligvis nikkelsulfat (WHO, 1991).

De laveste NOAEL værdier rapporteret for mellemlang og lang eksponering af nikkel hos mennesker er ifølge ATSDR (2005a) 20 µg/kg/dag. Denne værdi er rapporteret i forbindelse med et forsøg, hvor 8 nikkelfølsomme mennesker gradvist havde indtaget stigende doser af nikkelsulfat i drikkevand over 91-178 dage. Ved den rapporterede værdi viste ingen individer sundhedsskadelige effekter på huden (Santucci et al., 1994 i ATSDR, 2005a).

Den laveste NOAEL værdi, relateret til kronisk eksponering, er i følge IRIS (1996) relateret til et studie af Ambrose et al. (1976), hvor en NOAEL værdi på 5000 µg/kg/dag for reduktion i kropsvægt hos rotter blev rapporteret (studiet blev gennemført over 2 år). Nikkel blev tilført som nikkelsulfat.

Nikkel forbindelser er ifølge IARC (1997) kræftfremkaldende for mennesker, mens metallisk nikkel er muligvis kræftfremkaldende for mennesker.

Baars et al. (2001) kunne ikke finde nye relevante data vedrørende toksicitet som følge af oral eksponering af nikkel eller nikkelforbindelser hos mennesker eller dyr efter 1990. De konkluderede derfor, at den TDI værdi på 50 µg/kg lgv/dag foreslået af Vermerie et al. (1991) (samt CEPA (1993), WHO (1996) og ATSDR (1997) i Baars et. al, 2001) stadig er gældende.

Studiet, der ligger til grund for TDI’en på 50µg/kg lgv/dag, er et studie foretaget af Ambrose et al. i 1976. Dette studie fandt, som beskrevet ovenfor, en NOAEL værdi på 5000 µg Ni/kg lgv. Forsøget var baseret på et 2-års studie af rotter, og effekterne undersøgt var nedsat kropsvægt og højere hjerte/krops vægt ratio. Et senere studie af American Biogenics Corp. (1988) fandt ligeledes en NOAEL værdi på 5000 µg/kg/dag.

Miljøstyrelsens EU-risikovurdering af nikkel sulfat fra 2005 (Andersen et al., 2005b - draft) når frem til to NOAEL værdier til brug i risikovurderingen. Den ene er en NOAEL værdi på 2200 µg/kg lgv/dag for oral administration af nikkel i et kronisk cancerforsøg. Effekt ved højere eksponeringsniveau var nedsat overlevelse hos hunrotter og nedsat kropsvægt hos begge køn. Den anden NOAEL værdi er baseret på et to-generations studie af rotter (udsat for nikkelsulfat) og er relateret til effekter (øget perinatal dødelighed hos afkommet) under udviklingsprocessen. NOAEL værdien for moderdyrene var på 1100 µg Ni/kg lgv/dag. For afkommet doseret efter den perinatale periode blev der identificeret et NOAEL på 2200 Ni/kg lgv/dag (Larsen og Tyle, 2008 – Draft), idet der ikke blev fundet effekter på afkommet.

WHO (2007) anvender en TDI værdi på 11 µg/kg/dag, beregnet ud fra en NOAEL værdi på 1100 µg/kg lgv/dag, og med brug af en sikkerhedsfaktor på 100 (10 for variation mellem specier og 10 for variation indenfor specier).

Baseret på ovenstående information antages en NOAEL værdi på 1100 µg/kg lgv/dag, for at være gældende i dette projekt.

6.4.10 Tolerabelt daglig indtag

Mht. fremkaldelse af nikkelallergi er dette allerede reguleret idet nikkelafgivelsen fra produkter, der er beregnet til at komme i længerevarende kontakt med huden (herunder smykker) ikke må overstige 0,5 µg /cm² /uge^[9] ligesom piercingsmykker ikke må afgive mere end 0,2 µg/cm² /uge^[10] Denne værdi er sat så lavt at nikkel gennem hudoptag ikke skal kunne forårsage udvikling af hudallergi.

Risikovurderingen af nikkelsulfat fra 2005 (Andersen et al., 2005b) opgiver en NOAEL værdi på 1100 µg/kg/dag relateret til fosterbeskadigende effekter. Denne NOAEL værdi omregnes til en TDI værdi på 4,4 µg/kg lgv/dag ved brug af en sikkerhedsfaktor på 250, idet risikovurderingen angiver en samlet sikkerhedsfaktor på 200-300, idet der anvendes en faktor 10 for ekstrapolering fra dyreforsøg til mennesker og 10 for variation mellem mennesker samt en faktor 2-3 for at tage hensyn for de alvorlige effekter, der er tale om (fosterdød).

Til brug i dette projekt anvendes således en TDI værdi for nikkel på 4,4 µg/kg lgv/dag for kvinder.

For børn har et supplement til EU-risikovurderingen fra 2008 vurderet, at det bedste grundlag til fastsættelse af en tilladelig dosis for børn er et NOAEL på 2200 µg/kg/dag baseret på en to-generationsundersøgelse og dosering af afkommet. Ved anvendelse af en sikkerhedsfaktor på 100 opnås herved en TDI værdi på 22 µg/kg lgv/dag for børn (Larsen og Tyle, 2008 – Draft). Værdien for børn er derfor højere, dvs. de er mindre følsomme, end gravide kvinder, som er mere følsomme end børn.

Korrigering af TDI pga. hensyntagen til baggrundseksponering

Som for de andre metaller udsættes mennesker også for nikkel via andre kilder, såsom mad, vand og luft. Det er derfor nødvendigt at tage hensyn baggrundseksponeringen, for at finde frem til den mængde af nikkel, som mennesker i Danmark kan tåle at få ”ekstra” per dag, uden at der opstår sundhedsskadelige effekter.

Baggrundseksponering af nikkel via føde og drikke i Danmark

Ifølge rapporten fra Fødevarestyrelsen (Fromberg et al., 2005) er baggrundseksponeringen i relation til nikkel fra fødevarer i Danmark i gennemsnit 109 µg/dag, hvilket omregnet svarer til (109/60) 1,817 µg/kg lgv/dag. Fromberg et al. (2005) opgiver ikke tal for nikkeleksponering fra føden hos 4-6 årige. Imidlertid hævder Fromberg et al. (2005), at 2 årige børn (15 kg) indtager 59% af fødevarekonsumeringen hos voksne. Baseret på disse tal fås en gennemsnitlig baggrundseksponering af nikkel via føde og drikke hos børn på ((0,59x109)/15) 4,288 µg/kg lgv/dag.

Fromberg et al. (2005) opgiver også baggrundseksponeringen i 95-percentiler (dvs. en værdi for hvad 95% af befolkningen maksimalt udsættes for). Anvendes disse værdier fås en baggrundseksponering for voksne på (197/60) 3,283 µg/kg lgv/dag og for børn på ((0,59x197)/15) 7,749 µg/kg lgv/dag.

Baggrundseksponering af nikkel via luft i Danmark

Iflg. rapporten ”The Danish Air Quality Monitoring Programme” fra 2006 (udarbejdet af National Environmental Research Institute) (Kemp et al., 2007) var den højest målte gennemsnitlige værdi for indhold af nikkel i luften i Danmark 5 ng/m³ (værdien målt i Århus, på gaden Banegårdsgade). For at vælge en konservativ tilgang anvendes denne værdi til at estimere hvilken mængde nikkel et voksent menneske i Danmark antages at indtage via luften.

I flg. TGD inhalerer et voksent menneske 18 m³ luft i døgnet, mens et barn på 20 kg (5 år) inhalerer 11 m³ i døgnet. Dvs. et voksent menneske (60 kg) indtager (18m³x5ng/m³/1000) 0,09 µg nikkel per dag. Omregnet til per kilo legemsvægt (60 kg) giver det 0,002 µg/kg lgv/dag. For børn (20 kg) gælder at de indtager (11 m³x5ng/m³/1000) 0,055 µg nikkel per dag, hvilket omregnet til per kilo legemsvægt giver et indtag af cadmium via luften på 0,003 µg/kg lgv/dag for børn.

Total baggrundseksponering

Da TDI værdien som tidligere nævnt repræsenterer den mængde stof som man maksimalt må få per dag (hele livet) uden at der opstår sundhedsskadelige effekter, fratrækkes TDI værdien de ovennævnte tal for baggrundseksponering. Derved fås et tal for den ”ekstra tilførsel” af nikkel som et menneske må få dagligt (udover det de er eksponeret for via mad, drikke og luft) uden at der opstår sundhedsskadelige effekter. Denne værdi sammenlignes i eksponeringsberegningerne med hvad mennesker udsættes for ved at bære eller sutte på de smykker, der er undersøgt i dette projekt.

Tabel 1-6-5: Baggrundseksponering af nikkel, samt margen til TDI værdi (µg/kg lgv/dag).

NB: 95-percentilen relaterer sig til tallene for baggrundseksponering via føde og drikke. Værdien hørende til luft er en gennemsnitlig værdi fra den målestation i Danmark, der har vist det højeste gennemsnit i 2006. ** Værdien for baggrundseksponering via føden er baseret på 2 årige (15 kg).

Hvis personer lever i omgivelser hvor de udsættes for en højere baggrundseksponering end de ovenfor beskrevne, vil sundhedsrisikoen ved at bruge de undersøgte smykker i dette projekt vil være undervurderet.

Fodnoter

^[1] Kilde: (http://www.ldaint.org/-information.htm#Info)

^[2] http://www.enhis.org/object_document/o4736n27387.html

^[3] http://www.netdoktor.dk/sunderaad/fakta/pigevaekstTabel.htm

^[4] http://www.enhis.org/object_document/o4736n27387.html

^[5] http://da.wikipedia.org/wiki/Organisk_syre

^[6] http://en.wikipedia.org/wiki/Phenylbutazone

^[7] Informationer fra IOM (2001) bekræfter ligeledes at det tolerable daglige indtag af kobber er 10 mg per dag.

^[8] http://glwww.mst.dk/udgiv/publikationer/2000/87-7944-304-4/html/kap13.htm

^[9] Bekendtgørelse nr. 24 af 14. januar 2000 om forbud mod import og salg af visse nikkelholdige produkter.

^[10] Bekendtgørelse nr 789 af 12. august 2005 on ændring af bekendtgørelse om forbud mod import og salg af visse nikkelholdige produkter.

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

Version 1.0 Juli 2008, © Miljøstyrelsen.