4 Sundhedsmæssig vurdering

Sundhedsmæssig vurdering af PCB-holdige bygningsfuger

4.1 Læsevejledning til den sundhedsmæssige vurdering

Den sundhedsmæssige vurdering henvender sig til alle med interesse for de toksikologiske effekter ved eksponering for PCB i bygninger og bygningsnære omgivelser. De enkelte kapitler kan læses uafhængigt af hinanden. For at opnå et overordnet overblik kan kapitlerne med fordel læses sammenhængende.

4.1.1 Toksikologiske egenskaber af PCB

I afsnittet om de toksikologiske egenskaber for PCB gives et sammendrag af de vigtigste toksikologiske effekter af PCB. Her med fokus på de toksikologiske konsekvenser som følge af gentagne eksponeringer over lang tid, der kan udgøre en sundhedsmæssig risiko. Underafsnittet toksikokinetik indeholder en beskrivelse af optagelse, omsætning, fordeling, ophobning og udskillelse af PCB i organismen. Det fremhæves samtidig at længerevarende ophold i boliger med PCB-holdige fugemasser kan give signifikant forhøjede PCB-niveau i blodet, hovedsageligt som følge af de mest flygtige PCB-forbindelser. Efterfølgende gives en vurdering af de aktuelle effekter ved eksponering for PCB. Her kan de nævnes, at de toksikologiske effekter som er observeret i forsøgsdyr, eksponeret for individuelle ikke-dioxinlignende PCB, omfatter effekter på lever, skjoldbruskkirtel og immunsystem, hormonforstyrrende effekter, og effekter på reproduktionsevnen og på udvikling af reproduktionsorganer og nervesystemet, specielt i afkom af forsøgsdyr eksponeret under graviditeten (in utero). Disse toksikologiske effekter er imidlertid ikke specifikke for de ikke-dioxinlignende PCB, men ses også efter eksponering for dioxinlignende PCB.

For en mere detaljeret gennemgang af de toksikologiske egenskaber for PCB, herunder med angivelse af litteraturreferencer, henvises til Bilag B, der samtidig indeholder en mere fyldig gennemgang af videngrundlaget for opstilling af sundhedsskadelige effekter ved udsættelse for PCB.

4.1.2 Vurdering af baggrundsniveauet af PCB

I dette afsnit gives en vurdering af baggrundsniveauet for PCB, og der fokuseres her primært på de fødevarerelaterede eksponeringer, da de vurderes at udgøre op til 90 % af menneskers eksponering for PCB. Det er her relevant at se på, hvordan denne baggrundsbelastning vurderes i sundhedsmæssig henseende, idet eventuel yderligere eksponering fra PCB-holdig fugemasse kommer oven i denne eksponering.

Der gives samtidig en nærmere gennemgang af sundhedsrisici forbundet med eksponering for de ikke-dioxinlignende PCB, her med redegørelse for både ekstern og intern ophobet dosis. Det antages her, at en vurdering af intern ophobet dosis (body burden) vil være et mere velegnet ekponeringsmål end den daglige eksponering ved vurderingen af de ikke-dioxinlignende PCB, idet de toksiske effekter primært anses at være knyttet til den samlede PCB ophobning i kroppen.

4.1.3 Vurdering af PCB i indeluft, husstøv og forurenet jord.

Til slut gives en vurdering af de sundhedsmæssige effekter ved eksponering for PCB i henholdsvis indeluft, husstøv og forurenet jord. Det vurderes samlet her, at ikke-dioxinlignende PCB i indeluften vil kunne bidrage signifikant til menneskers eksponering for de lavere chlorerede PCB. Selv om de fundne niveauer ikke umiddelbart vurderes som værende sundhedsmæssigt betænkelige, vil de medføre en uønsket, forøget kropsbelastning med ikke-dioxinlignende PCB. Luftkoncentrationen i den mest forurenede bygning medfører således en forholdsvis lav sikkerhedsmargin, idet eksponeringen er ca. 70 gange under et nul-effekt-niveau i dyreforsøg (sædvanligvis anvendes en sikkerhedsmargin på 100). Det bør her understreges, at de udvalgte bygninger formentlig ikke er blandt de mest kontaminerede i Danmark. Det kan derfor på baggrund af det begrænsede grundlag i denne undersøgelse ikke afvises, at der findes bygninger i Danmark, hvor indeluften er væsentligt mere forurenet med PCB, og at længerevarende ophold her kan udgøre en sundhedsfare for beboerne.

De sundhedsmæssige risici ved indtagelse gennem munden af PCB fra støv og jord er betydeligt mindre end ved indånding af PCB fra indeluften. I sundhedsmæssig henseende er bidraget fra jord omkring bygningerne med PCB i fugerne mindre end bidraget fra støvet i boligerne.

4.2 Baggrund for den sundhedsmæssige vurdering

De fleste lavere chlorerede PCB-congenere omsættes (metaboliseres) relativt hurtigt i dyr og mennesker, mens de højere chlorerede congenere er meget stabile og bioakkumulerer op gennem fødekæderne. Sammensætningen af de PCB-blandinger, som mennesker udsættes for gennem forskellige medier, såsom fødevarer, arbejdsmiljø, indeklima og jordforurening, er derfor vidt forskellige.

Fra et toksikologisk synspunkt kan PCB inddeles i to grupper. Den ene gruppe består af 12 congenere, såkaldte non-ortho og mono-orthosubstituerede "coplanare" PCB, som har samme toksikologiske egenskaber som de polychlorerede dibenzo-p-dioxiner (PCDD) og dibenzofuraner (PCDF), og som er blevet tildelt dioxin-toksicitets-ækvivalence-faktorer (TEF værdier) af WHO (van den Berg et al., 1998, 2006). De kaldes derfor dioxinlignende PCB. De resterende PCB har ikke dioxinlignende egenskaber, men kan have andre toksikologiske profiler. Denne gruppe PCB kaldes ikke-dioxinlignende PCB.

De ikke-dioxinlignende PCB udgør mængdemæssigt hovedparten af de tekniske produkter, mens de dioxinlignende PCB kun forekommer i lave koncentrationer, der imidlertid, sammen med forurening med PCDF, der forekommer som forurening i PCB, har signifikant toksikologisk betydning. Da de dioxinlignende PCB og PCDF er langt mere toksiske end de ikke-dioxinlignende PCB, har disse stoffer ofte været den primære årsag til mange af de effekter, som er beskrevet i forsøgsdyr og mennesker efter eksponering for PCB-holdige blandinger, selv om effekterne ofte kun beskrives som PCB-effekter.

I nedenstående tabel 5.1 er data fra de mest centrale dyreksperimentelle undrsøgelser gengivet. De angivne NOAEL –værdier (no observed adverse effect level) og LOAEL-værdier (lowest observed adverse effect level) danner grundlag for denne undersøgelses sundhedsmæssige vurderning af PCB afgivet fra fugemasser.

Tabel 5.1: Sammenfatning af dyreforsøgsresultater.

PCB testet	Dyreart	Forsøgstype	NOAEL*	LOAEL*	Mest følsomme organ eller parameter
Aroclor*** 1254	Abe	72 måneders fodringforsøg		0,08	Øget levervægt
Aroclor 1254	Abe	72 måneders fodringforsøg	0,08		Skjoldbruskkirtel, binyrebarkhormoner, hæmatologi
Aroclor 1254	Abe	20 ugers fodringsforsøg		0,08	Immunsystem
Aroclor 1254	Abe	20 ugers fodringsforsøg	0,8		Neurotransmittere i hjernen
Aroclor 1254	Abe	66 måneders fodringsforsøg, incl. Reproduktionsfase	0,005	0,02	Reproduktionseffekter
Aroclor 1254	Abe	66 måneders fodringsforsøg, incl. Reproduktionsfase		0,005	Indlæring og udvikling af immunsystem hos unger
PCB 28	Rotte	3 måneders fodringsforsøg	0,036	0,360	Lever og skjoldbruskkirtel
PCB 128	Rotte	3 måneders fodringsforsøg	0.042	0,420	Lever og skjoldbruskkirtel
PCB 153	Rotte	3 måneders fodringsforsøg	0,034	0,340	Lever og skjoldbruskkirtel
PCB 77**	Rotte	3 måneders fodringsforsøg		0,017	Lever og skjoldbruskkirtel
PCB 105**	Rotte	3 måneders fodringsforsøg		0,039	Lever og skjoldbruskkirtel
PCB 118**	Rotte	3 måneders fodringsforsøg		0,170	Lever og skjoldbruskkirtel
PCB 126**	Rotte	3 måneders fodringsforsøg		0,0008	Lever og skjoldbruskkirtel

* mg/kg legemsvægt/dag
**Dioxinlignende PCB. I EU er den tolerable ugentlige indtagelse af dioxiner og dioxinlignende PCB fastsat til 14 pg WHO TEQ/kg legemsvægt per uge.
***Araclor 1254: betegnelse for én kommerciel PCB-blanding

4.3 Toksikologiske egenskaber af PCB

I det følgende gives et sammendrag af de vigtigste toksikologiske effekter af PCB. En mere detaljeret gennemgang med angivelse af litteraturreferencer er foretaget i Bilag B.

4.3.1 Toksikokinetik

PCB absorberes i udstrakt grad hos mennesker og forsøgsdyr efter peroral indtagelse, og optages efter inhalation. Molekylvægt og fedtopløselighed er de bestemmende faktorer for absorption fra mave-tarm kanalen. Hovedparten af congenere med 4-6 kloratomer absorbers (90-50 %), mens hepta- og octa-chlorerede congenere absorberes i mindre omfang.

PCB fordeles først til blod, lever og muskelvæv og fordeles derpå til fedtvævet. På grund af den høje fedtopløselighed og modstandsdygtighed over for metabolisering (omsætning) i kroppen, især for de højt chlorerede PCB, ophobes stofferne især i fedtvævet.

PCB omdannes i leveren til vandopløselige metabolitter. De PCB, der metaboliseres lettest, har to sidestillede, usubstituerede kulstofatomer i yderstillingerne (3,4 eller 4,5). Den vigtigste udskillelsesvej for de højt chlorerede, uomdannede PCB er med galde til fæces og for lavt chlorerede PCB og metabolitterne med urinen. PCB kan passere placenta i gravide dyr og mennesker og hos diegivende dyr/ ammende mødre kan PCB udskilles med modermælk.

Estimater af eliminationshalveringstiderne for PCB i mennesker, baseret på gentagne målinger af kropsbelastningen, varierer fra 0,02 år til uendeligt for individuelle congenere. Ifølge ATSDR (2000) anses halveringstider på mellem 2,5 og 5 år for at være de bedste estimater, mens andre estimater angiver længere halveringstider for de højt chlorerede PCB. Halveringtider for dioxiner og nogle dioxinlignende PCB angives af SCF (2001) til at være 5 – 11 år (7½ år for 2,3,7,8-TCDD).

De PCB, som formodes at være af størst toksikologisk betydning, er de PCB, der ophobes i kroppen og herved opnår høj intern dosis. Baseret på analyserne af modermælk fra 18 europæiske lande drejer det sig om de følgende ikke-dioxinlignende PCB: PCB18, 28, 33, 37, , 52, 60, 66, 74, 99, 101, 110, 128, 138, 141, 153, 170, 180, 183, 187, 194, 206 og 209, og de dioxin-lignende PCB: 77, 81, 105, 114, 118, 123, 126, 156, 157, 169 og 189. Den dominerende congener er PCB 153, efterfulgt af PCB 138 og PCB 180. Disse 3 di-ortho congenere udgør op mod 65% af PCB i modermælk.

At frigivelse af PCB fra fugemasse kan optages i mennesker er fundet i en svensk undersøgelse, idet beboere i boliger med PCB-holdige fugemasser havde signifikant forhøjede PCB-niuveauer i blodet, hovedsageligt som følge af de mest flygtige PCB-forbindelser, sammenlignet med beboere i boliger uden PCB-holdige fugemasser.

4.3.2 Akut toksicitet

Den akutte toksicitet af PCB i forsøgsdyr varierer for de forskellige kommercielle blandinger, men er generelt lav med LD₅₀ værdier mellem 1000 and 4000 mg/kg legemsvægt i rotter. Med de PCB-koncentrationer, der forekommer i stort set alle eksponeringsscenarier, er de akutte doser uden toksikologiske konsekvenser, mens det er de koncentrationer, som ophobes i kroppen som følge af gentagne eksponeringer over lang tid, der potentielt kan udgøre en sundhedsmæssig risiko.

4.3.3 Toksiske effekter efter gentagen eksponering

Viden om de sundhedsskadelige effekter af PCB i mennesker stammer primært fra undersøgelser af folk i Japan (Yusho-episoden) og Taiwan (Yu-Cheng-episoden) eksponeret gennem indtagelse af risolie kontamineret med varme-degraderet Kanechlor. Man fandt ændringer i levervævet sandsynligvis som følge af enzyminduktion, øget serumtriglycerid, og leverporphyri hos eksponerede personer. Endvidere sås en sammenhæng mellem PCB eksponering og forandringer i skjoldbruskkirtlen. Chloracne og andre hudforandringer såvel som synsforstyrrelser er også blevet rapporteret. Immunologiske forandringer omfattede øget følsomhed for infektioner hos voksne og børn. Forandringer i de sensoriske og motoriske nerver er også blevet observeret hos højt eksponerede Yusho- og Yu-Cheng-patienter.

De toksikologiske effekter af peroral indtagelse af PCB er undersøgt i en række dyreforsøg. De fleste undersøgelser er blevet foretaget med de kommercielle PCB-blandinger.

De PCB-inducerede levereffekter i rotter omfatter mikrosomal enzyminduktion (specielt målt som EROD aktivitet, som skyldes indholdet af dioxinlignende PCB og PCDF), øget serumniveauer af leverrelaterede enzymer og fedtstoffer, leverforstørrelse, ændret porphyrin og vitamin A metabolisme, og histopathologiske forandringer, som efter højere doser eller længerevarende eksponeringer kan udvikles til degenerative forandringer og/eller tumorer. Induktion af de mikrosomale enzymer (EROD) er den effekt af dioxin i rotter, der ses ved laveste dosis, og den er set efter daglig peroral administration af Aroclor 1242, 1248, 1254, eller 1260 i 4 uger med dosisniveauer fra 0,03 mg/kg legemsvægt/dag (den laveste dosis testet).

I nyere 2-års fodringsforsøg med rotter sås effekter på lever (hepatocellulær hypertrofi og vacuolisering) efter daglig administration af Aroclor 1016, 1242, 1254, eller 1260 svarende til dosisniveauer på 1-2 mg/kg legemsvægt/dag. Levereffekterne var mere alvorlige i hunrotterne end i hanrotterne og udviste følgende toksicitetsrækkefølge: Aroclor 1254 > 1260 » 1242 > 1016. I rhesusaber er der set effekter på leveren (leverforstørrelse, fedtophobning, levernekrose og forandringer i galdegangene), øget serumtriglycerider og nedsat serumbilirubin og cholesterol. Laveste effekt niveau (LOAEL) for effekter af de kommercielle PCB-blandinger på leveren var 0,08 mg/kg legemsvægt/dag for Aroclor 1254 i aber efter 72 måneders indtagelse med foderet. Den mest følsomme effekt var øget levervægt.

I rotter sås effekt på skjoldbruskkirtlen i form af nedsat serum koncentration af thyroideahormonerne T4 og T3 efter indtagelse af 0,09 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag (laveste dosisniveau testet) med foderet igennem 5 måneder. Histologiske forandringer er set i rotter efter 0,25 mg Aroclor 1254 /kg legemsvægt/dag i foderet i 5 uger, men ikke efter 0,025 mg/kg legemsvægt/dag. I rhesusaber blev der ikke set effekter på skjoldbruskkirtlen eller hormonerne efter eksponering for Aroclor 1254 i dosisniveauer på op til 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i op til 72 måneder (NOAEL).

I rotter og aber er der konstateret ændringer i niveauerne af binyrebarkhormoner efter daglig indtagelse af Aroclor 1254. Der er ikke set histologiske forandringer i binyrerne. NOAEL var 0,08 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag til aber i 72 måneder. NOAEL for hæmatologiske effekter (anæmi) af Aroclor 1254 var ligeledes 0,08 mg/kg legemsvægt/dag til aber i 72 måneder.

Morfologiske og funktionelle ændringer af immunsystemet efter dosering med PCB er set i mus, rotter, marsvin, kaniner og aber og omfatter atrofi af thymus og milt, nedsat antistofproduktion rettet mod fremmede antigener, øget følsomhed for infektioner med virus og andre mikroorganismer, nedsat hudreaktion mod tuberculin og øget proliferation af lymfocytter i milten som respons på mitogen-stimulering. LOAEL for Aroclor 1254 var 0,005 mg/kg legemsvægt/dag i aber.

Ændringer i niveauerne af neurotransmittere, hyppigst i form af nedsat dopaminkoncentration i forskellige hjerneområder, er set i aber, rotter og mus. LOEL for Aroclor 1016 og 1260 var 0,8 mg/kg legemsvægt/dag til aber i 20 uger.

Undersøgelser af individuelle renfremstillede PCB-congener er foretaget i en række sammenlignelige 13-uger perorale toksicitetsstudier i rotter med 3 ikke-dioxinlignende PCB (28, 128, 153) og 4 dioxinlignende PCB (77, 105, 118, 126). Et bredt spektrum af toksikologiske effekter er blevet observeret. De mest følsomme organer var lever (specielt i hunner) og skjoldbruskkirtel (ATSDR 2000). Der sås øget levervægt, biokemiske forandringer (forhøjede serumenzymer og cholesterol, forhøjet leverporphyrinniveau og nedsat lever-vitamin A), samt histopathologiske forandringer i leveren (cytoplasmisk vakuolisering og øget fedtophobning). Effekterne på thyroidea bestod i histopatologiske forandringer af varierende grad for de individuelle congenere. Den mest toksiske congener var PCB 126 (dioxinlignende PCB) med et LOAEL på 0,0008 mg/kg legemsvægt/dag. De næst mest toksiske var PCB 105 (dioxinlignende PCB) med LOAEL på 0,039 mg/kg legemsvægt/dag. De dioxinlignende PCB 77 og 118 havde LOAEL på henholdsvis 0,087 og 0,170 mg/kg legemsvægt/dag, mens de ikke-dioxinlignende PCB 153, 28 og 128 var de mindst toksiske med ensartede LOAEL-værdier på henholdsvis 0,34, 0,36 og 0,42 mg/kg legemsvægt/dag. NOAEL for de ikke-dioxinlignende PCB var 0,036 mg/kg legemsvægt/dag for PCB 28, 0,042 mg/kg legemsvægt/dag for PCB 128 og 0,034 mg/kg legemsvægt/dag for PCB 153.

4.3.4 Genotoksicitet

Både dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB har generelt været inaktive i in vitro- og in vivo-test for genotoksicitet.

4.3.5 Cancer

Den kræftfremkaldende effekt af PCB i mennesker er undersøgt i arbejdsmiljøet og i case-control-undersøgelser af miljøeksponering. Nogle af mortalitetsstudierne antyder, at arbejdsmiljømæssig udsættelse for PCB kan være associeret med øget risiko for kræft i forskellige væv.

En række perorale cancerstudier er udført i dyreforsøg med kommercielle PCB-blandinger. Den mest omfattende undersøgelse, publiceret i 1998, sammenlignede de fire mest anvendte kommercielle Aroclor blandinger (1016, 1242, 1254 og 1260). Øget tumorforekomst blev fundet i lever og skjoldbruskkirtel, mens der sås nedsat forekomst af brysttumorer. Effekten i leveren sås primært i hunrotter, ikke i hannerne. Aroclor 1254 var den mest potente PCB-blanding.

Resultaterne fra de kroniske carcinogenicitetsstudier i rotter med forskellige tekniske PCB-blandinger indikerer imidlertid samlet, at forekomsten af levertumorer og skjoldbruskkirteltumorer ikke afhænger af dosis af total PCB, men af den totale dioxinaktivitet i disse tekniske blandinger (Mayes et al., 1998). Undersøgelser viser, at i rotter spiller tilstedeværelsen af de ikke-dioxinlignende PCB sammen med dioxinlignende PCB i tekniske blandinger en ubetydelig rolle som carcinogener, hvis overhovedet nogen (EFSA, 2005).

4.3.6 Reproduktionstoksicitet

Menstruationsforstyrrelser blev set hos kvinder under Yusho-episoden. Kønsmodning og udvikling af kønsorganer var ikke ændret hos drenge født af Yu-Cheng-mødre. For børn af Yusho- og Yu-Cheng-kvinder sås der lavere fødselsvægt og nedsat vækst tidligt i livet, og der er rapporteret om adfærds- og indlæringsmæssige ændringer hos disse børn.

Epidemiologiske studier af befolkningsgrupper med højt konsum af kontamineret fisk antyder, at udsættelse for PCB i fostertilstanden (perinatalt) kan have effekter på udviklingen af nervesystemet med bl.a. motoriske, adfærdsmæssige og indlæringsmæssige forstyrrelser til følge. Disse effekter tilskrives primært eksponeringen i fostertilstanden. Det er uklart, om effekterne er reelle, da resultaterne af de forskellige undersøgelser er svage og varierer meget og i visse tilfælde er modstridige.

Hos forsøgsdyr er reproduktions- og udviklingseffekter derimod veldokumenteret ved eksponering med kommercielle PCB-blandinger og enkelte congenere.

Reproduktionseffekter i hunner eksponeret for kommercielle PCB-blandinger er set i en række forskellige dyrearter, såsom rotter (forlænget oestrus, nedsat seksuel modtagelighed, nedsat implantationsrate i voksne og/eller deres unger eksponeret under graviditeten og laktationsperioden), mus (nedsat befrugtning), og aber (forlænget menstruation, nedsat fertilitet). Aber forekommer at være særligt følsomme for reproduktionseffekterne af PCB. NOAEL for reproduktionseffekter af Aroclor 1254 i aber var 0,005 mg/kg legemsvægt/dag i 37 måneder før parring og i de efterfølgende 29 måneder. LOAEL var 0,02 mg/kg legemsvægt/dag. Oplysninger om reproduktionseffekter i hanner er begrænsede.

I forsøgsdyr er de mest følsomme effekter af dioxiner og dioxinlignende PCB påvirkning af reproduktions-, nerve- og immun-systemernes udvikling i fostertilstanden. En enkeltdosis på 50 – 200 ng TCDD/kg legemsvægt til hunrotter på dag 15 i drægtighedsperioden bevirker feminisering, nedsat sædkvalitet og nedsat immunforsvar hos det hanlige afkom.

Udviklingsmæssige effekter af de kommercielle PCB-blandinger er set i ungerne fra doserede forsøgsdyr inkluderende rotter (nedsat vækst, forandringer i skjoldbruskkirtlen og hormoner, adfærds- og indlæringsmæssige forandringer, og forandringer i reproduktionssystemerne), mus (adfærds- og indlæringsmæssige ændringer), og aber (nedsat vækst, adfærds- og indlæringsmæssige ændringer, og forandringer i immunsystemet). LOAEL for udviklingsmæssige effekter af kommercielle PCB-blandinger (Aroclor 1254) i abeunger var 0,005 mg/kg legemsvægt/dag til mødrene i 37 måneder før parring og de efterfølgende 29 måneder gennem drægtighed, fødsel og ungernes opvækst. Effekterne var relaterede til hud, negle og immunsystemet og vurderes overvejende at skyldes dioxinlignende påvirkning.

For de individuelle ikke-dioxinlignende PCB, som er testet for reproduktionseffekter i gnavere, omfattende østrogene effekter og effekter hos unger på skjoldbruskkirtlen og på udviklingen af reproduktionsorganer og nervesystemet (PCB 18, 28, 47, 52, 101, 110, 153), varierede NOAEL fra >1 mg til > 50 mg/kg legemsvægt.

I undersøgelser foretaget i det samme laboratorium, under anvendelse af det samme forsøgsdesign (dosering fra dag 10 – 16 i drægtighedsperioden) var LOAEL for PCB 126 <0,001 ug/kg legemsvægt/dag og 4 mg/kg legemsvægt/dag for PCB 118. For PCB 77 var NOAEL 2 mg/kg legemsvægt/dag, mens de ikke-dioxinlignende PCB 28, 153 og 95 havde NOAEL på henholdsvis 8, 16 og 32 mg/kg legemsvægt/dag.

Grupper af abeunger (Rhesus og Cynomolgus) indtog en veldefineret PCB-blanding (hovedsagelig mono- og di-ortho-substituerede congenere) fra fødsel til de var 20 uger gamle. Blandingen havde en PCB-sammensætning, der var analog til den, der forekommer i modermælk i Canada. Den daglige indtagelse af blandingen var 0,0075 mg/kg legemsvægt. Aberne blev fulgt, indtil de var 66 uger gamle. Doseringen havde ingen effekt på ungernes tilvækst og gav ikke anledning til signifikante forandringer i biokemiske parametre inkluderende leverenzymer, bilirubin, triglycerider og cholesterol. Med hensyn til immunologiske parametre var den eneste statistisk signifikante effekt en reduktion i niveauet af IgM- og IgG-antistoffer mod røde blodlegemer fra får og en reduktion i niveauet af HLA-DR celleoverflade-markør (Arnold et al., 1999).

I abeunger (Cynomolgus), som indtog ovennævnte veldefinerede PCB-blanding fra fødsel til de var 20 uger gamle, blev der observeret nedsat indlæringsevne i nogle parametre og stædig adfærd i de doserede unger i en alder af 2½ til 5 år, hvor testene blev foretaget (Rice, 1999).

4.4 Vurdering af baggrundsniveauet af PCB

Da hovedkilden til PCB-eksponering stammer fra PCB i fødevarer, er det relevant først at se på, hvordan denne baggrundsbelastning vurderes i sundhedsmæssig henseende, idet eventuel yderligere eksponering fra PCB-holdig fugemasse kommer oven i denne eksponering. Det er dog vigtigt ved den sundhedsmæssige vurdering af de forskellige typer af potentielle yderligere PCB-eksponeringer at tage hensyn til de forskellige PCB-sammensætninger, som findes i de pågældende medier.

Det er blevet estimeret, at mere end 90 % af menneskers eksponering for PCB sker med fødevarerne, primært fra fødevarer af animalsk oprindelse (kød, mælkeprodukter, fjerkræ, æg, fisk) (EFSA, 2005). Den gennemsnitlige (livslange) daglige indtagelse hos voksne af ikke-dioxinlignende PCB med kosten er blevet estimeret til mellem 10 og 50 ng/kg legemsvægt/dag. Det er de højt chlorerede og persistente PCB, såsom PCB153, 138 og 180, der dominerer kvantitativt. Samtidig indtages i gennemsnit 1-2 pg WHO-TEQ/kg legemsvægt/dag af persistente dioxiner og dioxinlignende PCB med kosten (SCF, 2000, 2001). Sammensætningerne af PCB i fødevarer er markant forskellige fra sammensætningerne af de kommercielle PCB, hvorfor resultaterne fra de toksikologiske undersøgelser af de kommercielle PCB-blandinger ikke er egnede til risikovurdering af PCB i fødevarer. Derfor vurderes dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB her separat.

De dioxinlignende PCB er blevet vurderet sammen med PCDD og PCDF af EU's Videnskabelige Komite for Fødevarer (SCF, 2000; 2001), som har fastsat en tolerabel ugentlig indtagelse (TWI) på 14 pg WHO TEQ/kg legemsvægt. Påvirkning af de hanlige kønsorganer i rotteunger, hvis mødre blev doseret med dioxin, blev vurderet som den kritiske effekt. Som tidligere omtalt anvendte denne vurdering den interne dosis (kropsbelastningen) som mål for eksponeringen. En toksikologisk vurdering af dioxiner og dioxinlignende PCB er også foretaget for Miljøstyrelsen i forbindelse med fastsættelse af jordkvalitetskriterier for disse stoffer (Nørhede og Larsen, 2003).

4.4.1 Ikke-dioxinlignende PCB

De ikke-dioxinlignende PCB, som må formodes at være af størst sundhedsmæssig betydning, er de PCB, der ophobes længe i kroppen og herved opnår høj intern dosis. Baseret på analyserne af modermælk (Annex 1, tabel 4.1) drejer det sig om de følgende ikke-dioxinlignende PCB: PCB18, 28 (markør), 33, 37, 47, 52 (markør), 60, 66, 74, 99, 101 (markør), 110, 128, 138 (markør), 141, 153 (markør), 170, 180 (markør), 183, 187, 194, 206, og 209.

4.4.2 Vurdering af ikke-dioxinlignende PCB, baseret på ekstern dosis (daglig indtagelse)

De toksikologiske effekter, som er observeret i forsøgsdyr, eksponeret for individuelle ikke-dioxinlignende PCB, omfatter effekter på lever og skjoldbruskkirtel, immunotoksicitet, østrogeneffekt, og effekter på reproduktionsevnen og på udvikling af reproduktionsorganer og nervesystemet, specielt i afkom af forsøgsdyr eksponeret under graviditeten (in utero). Disse toksikologiske effekter er imidlertid ikke specifikke for de ikke-dioxinlignende PCB, men ses også efter eksponering for dioxinlignende PCB. Specielle studier indikerer, at hydroxylerede metaboliter eller methylsulfon metaboliter også kan have bidraget til nogle effekter, specielt østrogeneffekt og effekter på skjoldbruskkirtlen.

I akutte og subakutte undersøgelser (få dages dosering) vedrørende disse effekter er NOAEL for individuelle ikke-dioxinlignende PCB generelt større end 1 mg/kg legemsvægt/dag. For de ikke-dioxinlignende PCB som er testet for reproduktionseffekter og for udviklingseffekter i gnavere, omfattende østrøgene effekter, effekter på skjoldbruskkirtlen og på nervesystemets udvikling i rotter (PCB18, 28, 47, 52, 101, 110, 153), varierede NOAEL fra >1 mg til > 50 mg/kg legemsvægt. I de fleste undersøgelser blev rotter eksponeret fra dag 10 – 16 i drægtighedsperioden, enten ved sondefodring eller indsprøjtning i bughulen. Disse NOAEL værdier er mere end titusinde gange højere end den estimerede gennemsnitlige, daglige indtagelse af ikke-dioxinlignende PCB hos mennesker. Derfor forekommer det usandsynligt, at eksponering for ikke-dioxinlignende PCB med fødevarer har akutte, toksiske effekter i mennesker.

Potensen af forskellige PCB vedrørende effekter på reproduktionsevnen i rotter og med hensyn til ungernes udvikling kan også sammenlignes ud fra undersøgelser foretaget i det samme laboratorium, under anvendelse af det samme forsøgsdesign (dosering fra dag 10 – 16 i drægtighedsperioden). LOAEL for PCB126 var <0,001 ug/kg legemsvægt/dag og for PCB118 var LOAEL 4 mg/kg legemsvægt/dag. For PCB77 var NOAEL 2 mg/kg legemsvægt/dag, for PCB28 8 mg/kg legemsvægt/dag, for PCB153 16 mg/kg legemsvægt/dag og for PCB95 (forekommer ikke i modermælk) 32 mg/kg legemsvægt/dag.

Signifikant lavere NOAEL-værdier for ikke-dioxinlignende PCB er rapporteret for effekter på lever og skjoldbruskkirtel i nogle få undersøgelser af individuelle PCB (PCB 28, 128 og 153), som er blevet testet i 90 dages subkroniske rotteforsøg. Her var NOAEL 30 – 40 ug/kg legemsvægt/dag (PCB 28: 36 ug/kg legemsvægt/dag; PCB 128: 43 ug/kg legemsvægt/dag og PCB 153: 34 ug/kg legemsvægt/dag). De tilsvarende LOAEL-værdier var 10 gange højere.

Indtil nu er der ikke blevet offentliggjort langtids- og karcinogenicitetsundersøgelser af ikke-dioxinlignende PCB-congenere. En endnu ikke offentliggjort 2 års undersøgelse af PCB 153 for langtidseffekter, herunder kræftfremkaldende effekt i rotter, indikerer et NOAEL på ca. 70 ug/kg legemsvægt/dag for effekter på lever og skjoldbruskkirtlen. Der sås ingen tydelig kræftfremkaldende effekt. Som tidligere nævnt viser de tilgængelige data fra dyreforsøg med de kommercielle PCB-blandinger, at disses evne til at inducere tumorer i lever og skjoldbruskkirtlen overvejende, hvis ikke fuldstændigt, kan skyldes deres indhold af dioxinlignende forbindelser. Endvidere udviser PCB ikke genotoksiske egenskaber, hvorfor en risikovurdering kan gennemføres under antagelse af, at der eksisterer en tærskelværdi for effekt.

Der foreligger ikke internationalt accepterede vurderinger af ikke-dioxinlignende PCB. Som en konservativ vurdering kan det antages, at alle ikke-dioxinlignende PCB har toksikologiske potenser tilsvarende PCB28, 128, 153 med et NOAEL på 30 ug/kg legemsvægt/dag for effekter på lever og skjoldbruskkirtel. Dette NOAEL giver en sikkerhedsmargen på ca. 1000 i forhold til den estimerede daglige indtagelse af PCB hos mennesker (10-50 ng/kg legemsvægt/dag). Sundhedsmæssigt må en sikkerhedsmargin af denne størrelse anses for tilstrækkelig. Endvidere anses denne vurdering for at være konservativ, da størstedelen af effekterne set i studier med ikke-dioxinlignende PCB sandsynligvis er relateret til dioxineffekter, da forurening med dioxinlignende PCB i disse blandinger var hyppige.

4.4.3 Vurdering af ikke-dioxinlignende PCB, baseret på intern dosis (kropsbelastning (body burden))

De lavere NOAEL-værdier, som er set for 3 individuelle ikke-dioxinlignende PCB i subkroniske studier, sammenlignet med de højere NOAEL-værdier, der ses i meget korterevarende doseringsforsøg, understreger betydningen af at tage hensyn til disse stoffers akkumulering i kroppen. Med analogi til risikovurderingerne af PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB foretaget af EU's Videnskabelige Komite for Fødevarer (SCF) i 2000 og 2001 antages det, at kropsbelastningen (body burden, BB) i forsøgsdyr og mennesker vil være et mere velegnet dosismål end den daglige eksponering ved vurderingen af de ikke-dioxinlignende PCB.

Som tidligere nævnt anses de PCB, som ophobes i kroppen, for at være af størst toksikologisk betydning for mennesker. Det drejer sig om følgende ikke-dioxinlignende PCB: PCB 18, 28 (markør), 33, 37, 47, 52 (markør), 60, 66, 74, 99, 101 (markør), 110, 128, 138 (markør), 141, 153 (markør), 170, 180 (markør), 183, 187, 194, 206, og 209. Den samlede koncentration (medianværdi) af disse er i alt 240 ng/g fedt. (EFSA, 2005). Hvis det antages, at mennesker indeholder 20% fedt, svarer dette til en kropsbelastning på 48 ug/kg legemsvægt. For at opnå denne kropsbelastning kræves en daglig indtagelse af 24 ng/kg legemsvægt, under antagelse af at den biologiske halveringstid (T½) er 7.5 år, og biotilgængeligheden fra fødevarer 50 %, ligesom for dioxiner. For de dioxin-lignende PCB: 77, 81, 105, 114, 118, 123, 126, 156, 157, 169 og 189 er koncentrationen 24 ng/g fedt, svarende til en kropsbelastning på 4,8 ug/kg legemsvægt. Denne kropsbelastning vil opnås ved daglig indtagelse af 2,4 ng/kg legemsvægt, igen under antagelse af T½ på 7,5 år og biotilgængelighed på 50 %. Omregnet til dioxin TEQ svarer det til en koncentration på 0,0176 ng TEQ/g fedt og kropsbelastning på 3,5 ng TEQ/kg legemsvægt, svarende til en daglig indtagelse af 1,76 pg TEQ/kg legemsvægt (T½ = 7.5 år).

For de ikke-dioxinlignende PCB, som er undersøgt for effekter på reproduktion og udvikling, herunder østrogene effekter (PCB18, 28, 47, 52, 95, 101, 110, 128, 132, 149, 153, 170, 180, 206, 209) varierer NOAEL- kropsbelastningsniveauerne generelt fra >1 - >50 mg/kg legemsvægt (se Tabel 6.1 i Bilag B) og de tilsvarende MOBB (Margin of body burden) varierer fra >5000 – 1000000, hvilket må anses for at udgøre en tilstrækkelig sikkerhedsmargen.

I undersøgelser i rotter med en rekonstitueret PCB-blanding, med sammensætning som i modermælk (og indeholdt derfor også dioxinlignende PCB) var NOAEL for reproduktions- og udviklingsmæssige effekter 0,5 mg og LOAEL 2 mg/kg legemsvægt/dag. Dette svarede til koncentrationer af total PCB i fedtvæv på henholdsvis 27 og 156 ug/g fedt. Dette ville igen svare til kropsbelastninger på 2700 og 15500 ug PCB/kg legemsvægt under antagelse af 10% fedt i disse rotter. NOAEL-kropsbelastningen er ca. 55 gange højere end ovennævnte humane kropsbelastning på omkring 50 ug total PCB/kg legemsvægt (4,8 + 48 ug/kg legemsvægt for sum af dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB). En MOBB på 55 anses at være sundhedsmæssigt tilstrækkeligt, idet man ved at anvende body burden princippet har elimineret en væsentlig usikkerhed ved ekstrapolation fra dyr til mennesker, og således kan reducere den normale dyr-til-menneske usikkersfaktor på 10 betragteligt.

NOAEL for effekter på lever og skjoldbruskkirtel i 90-dages fodringsforsøgene i rotter med PCB 28, 128 og 153 var henholdsvis 36, 43 og 34 ug/kg legemsvægt/dag. Ud fra de målte PCB-koncentrationer i fedtvævet fra forsøgsdyrene efter de 90 dages dosering kan kropsbelastningerne på NOAEL-niveau estimeres til 0,4, 0,8 og 1,2 mg/kg legemsvægt for PCB 28, 128 og 153. En sammenligning med kropsbelastningerne hos mennesker med disse PCB, udtrykt som MOBB, giver følgende resultat: MOBB for PCB 28 er 900, for PCB 128 er den 6300 og for PCB 153 kun 85. Skønt disse PCB viste stort set samme potens i dyreforsøgene, så har PCB 153 langt den mindste MOBB på grund af den høje koncentration i menneskers fedtvæv. MOBB værdier af denne størrelse må anses som sundhedsmæssigt tilstrækkelige, idet man, ved at anvende body burden princippet har elimineret en væsentlig usikkerhedhed ved ekstrapolation fra dyr til mennesker, og således kan reducere den normale dyr-til-menneske usikkersfaktor på 10 betragteligt.

Tilsvarende effekter på leveren og skjoldbruskkirtlen hos rotter ses efter eksponering for PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB. Med alle 3 PCB sås en signifikant induktion af EROD aktivitet i leveren, og med høje doser PCB 128 og 153, men ikke med PCB 28, sås reduktion af vitamin A koncentrationen i leveren. Sammen med det forhold, at hunrotterne var mere følsomme end hanrotterne for effekterne på leveren, indikerer dette, at testpræparationerne kan have været kontamineret med dioxinlignende aktivitet, især for PCB 128 og 153 (EFSA, 2005). Derfor kan effekterne på lever og skjoldbruskkirtlen delvist, eller måske endda overvejende, skyldes dioxineffekt. For de dioxinlignende PCB, som er undersøgt i tilsvarende 90 dages rotteforsøg, var de mest følsomme effekter på lever og skjoldbruskkirtel og de rapporterede NOAEL var 8,7, 3,9, 17 og 0,01 ug/kg legemsvægt/dag for henholdsvis PCB 77, 105, 118 og 126. De tilsvarende kropsbelastninger kan estimeres til 5, 110, 425 og 0,125 ug/kg legemsvægt, hvilket leder til beregnede MOBB på 2500, 260, 190 og 15 for henholdsvis PCB 77, 105, 118 og 126, hvilket umiddelbart må anses som sundhedsmæssigt tilstrækkeligt, da MOBB sammenligningen ikke kræver tilsvarende numerisk sikerhedsmargin, som hvis effektniveauerne sammenlignes på basis af ekstern dosis.

4.4.4 Kommercielle PCB-blandinger

Baseret på en lang række toksikologiske undersøgelser af de kommercielle PCB-blandinger er det mest følsomme LOAEL i aber for effekter på reproduktion, indlæringsevne og immunotoksicitet 0,005 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag. Dette LOAEL giver en eksponeringsmargen på 100 - 500 i forhold til den estimerede daglige indtagelse af PCB med fødevarer (10-50 ng/kg legemsvægt/dag). Denne margin bør ikke være meget lavere, idet en tilstrækkelig sikkerhedsmargin er nødvendig for at tage hensyn til de usikkerheder, der ligger i ekstrapolation fra dyr til mennesker og befolkningen indbyrdes.

4.5 Vurdering af PCB i indeluft, husstøv og forurenet jord

I tilfældet luft, husstøv og jord adskiller sammensætningerne sig indbyrdes og markant fra den sammensætning, der kendes fra fødevarer.

De PCB, som er fundet i indeluften, er primært ikke-dioxinlignende, flygtige og lavt chlorerede PCB, såsom PCB 28, 31, 44, 49 og 52. Disse congenere metaboliseres hurtigere og akkumuleres i langt mindre omfang end de fleste af de congenere, som forekommer i fødevarer. Her er det heller ikke relevant at anvende resultaterne fra de toksikologiske undersøgelser med de kommercielle PCB-blandinger, fordi effekterne, der er set, domineres af de dioxinlignende PCB og muligvis til en vis grad også af højt chlorerede, ikke-dioxinlignende PCB.

Når det drejer sig om eksponering for PCB via direkte kontakt med fugemasser og forurenet jord, så er det mere relevant at anvende resultaterne fra de toksikologiske undersøgelser af de kommercielle blandinger, da PCB sammensætningerne her er mere sammenlignelige. Husstøv forekommer at indtage en mellemstilling med hensyn til PCB sammensætning, og sammenligning med de kommercielle blandinger må anses for at give en forsigtig, men brugbar vurdering.

4.5.1 Indeluft

De største PCB-koncentrationer på 344 og 1153 ng/m³ er fundet i prøverne fra bygning 6. (gymnasium). Ud over ovennævnte lavt chlorerede PCB blev der her også påvist lave koncentrationer af de ikke-dioxinlignende PCB99, 101, 110, 138 og 153 plus de dioxinlignende PCB 105 og 118. Den samlede koncentration af PCB var i størrelsesordenen 1 µg/m³. Idet der tages udgangspunkt i Miljøstyrelsens vejledning (Miljøstyrelsen, 2006b), så antages det, at en person (et barn på 1-5 år) indånder 0,5 m³ luft/kg legemsvægt/dag. I dette tilfælde vil der opnås en eksponering på 0,5 µg/kg legemsvægt/dag, hvilket såldes medfører en markant højere eksponering end med fødevarer (0,01-0,05 µg/kg legemsvægt/dag). Dvs. vurderingen er baseret på de højest fundne koncentrationer i denne undersøgelse, og under antagelse af at sådanne koncentrationer også kan findes i boliger, hvor man kan opholde sig op til 24 timer i døgnet.

I forhold til til NOAEL-niveauet for PCB28 på 36 µg/kg legemsvægt/dag for effekter på lever og skjoldbruskkirtel opnås en sikkerhedsmargin på omkring 70. For det konkrete scenarie medfører det en lettere reduceret sikkerhedsmargin i forhold til en sikkerhedsmargin på 100, hvilket man ofte tilstræber for dels at tage hensyn til, at NOAEL-værdien er baseret på effekter i forsøgsdyr, og dels at tage hensyn at følsomheden overfor effekter kan variere i befolkningen.

Såfremt risikovurderingen for de ikke-dioxinlignende PCB baseres på kropsbeslastningen med PCB, svarer NOAEL på 36 µg/kg legemsvægt/dag for PCB28 for effekt på lever og skjoldbruskkirtel i et 13 ugers fodringsforsøg med rotter til en estimeret kropsbelastning på 0,4 mg/kg legemsvægt. Af de PCB, der blev påvist i indeluften, kan kun PCB28, 52, 99 og 101 påvises i fedtvæv hos mennesker, hvor mediankoncentrationen er omkring 10 ng/g fedt (EFSA, 2005), modsvarende en kropsbelastning på 2 ug/kg legemsvægt, hvilket er 200 gange mindre end NOAEL-kropsbelastningen i forsøgsdyrene. Hvis det antages, at ekstremt høje PCB-niveauer kan føre til en 30 gange højere kropsbelastning med PCB28, som set i svenske undersøgelser, vil der kun være en sikkerhedsfaktor i form af en margin of body burden på en værdi på 200 : 30 eller 6,6 mellem den potentielle kropsbelastning i mennesker og NOAEL-kropsbelastningen i forsøgsdyr. Sådanne niveauer vil således medføre en utilstrækkelig sundhedsmæssig sikkerhedsmargin.

Det vurderes samlet, at ikke-dioxinlignende PCB i indeluften vil kunne bidrage signifikant til menneskers eksponering for de lavt chlorerede PCB. Selv om de fundne niveauer ikke umiddelbart vurderes at medføre sundhedsmæssigt betænkelige effekter, vil de kunne medføre en uønsket, forøget kropsbelastning med ikke-dioxinlignende PCB. Såfremt der forekommer væsentligt højere niveauer af ikke-dioxinlignende PCB, kan dette ikke udelukkes at påvirke beboerne sundhedsmæssigt.

De dioxinlignende PCB 105 og 118, som kun er påvist i prøverne fra bygning 6, er mængdemæssigt de dominerende dioxinlignende PCB i de fleste kommercielle PCB-produkter. Den samlede koncentration af disse to PCB var 6,6 ng/m³, svarende til daglig eksponering på ca. 3,3 ng/ kg legemsvægt/dag for et 1-5 årigt barn, der dagligt indånder 0,5 m³ luft/kg /legemsvægt. Omsat til indtagelse af TCDD-toksicitetsækvivalenter (begge congenere har en WHO-TEF-værdi på 0,0001) svarer dette til en eksponering for 0,33 pg /kg legemesvægt/dag eller 2,3 pg/kg legemsvægt/uge. Dette svarer til ca. 16 % af den tolerable ugentlige indtagelse på 14 pg WHO-TEQ/kg legemsvægt fastsat af SCF (2001, 2002). Selv om dette ikke isoleret set anses for at være sundhedsmæssigt betænkeligt, skal det ses i sammenhæng med den højere eksponering, der allerede forekommer gennem føden, hvorfor denne eksponering må anses for at være et unødigt ekstrabidrag. I visse mere ekstreme tilfælde med forhøjede PCB-niveauer kan sundhedsmæssige konsekvenser fra de dioxinlignende PCB således heller ikke udelukkes.

4.5.2 Husstøv

I denne undersøgelse blev der fundet PCB-koncentrationer på ca. 2 µg sum-PCB/g i husstøv fra bygning 7. Hvis det forudsættes, at PCB profilen i husstøv ligner den i de kommercielle blandinger, opnås en forsigtig vurdering. Af Miljøstyrelsen (2006b) anføres børns gennemsnitlige eksponering for jord at ligge på 100 mg for 1-3 årige børn. Andre kilder angiver hustøveksponeringen til at udgøre ca 55 % i forhold til jordindtaget svarende til 55 mg eller ca. 4 mg støv/kg legemsvægt/dag for et 1-3 årigt barn på 13 kg. Med den ovennævnte PCB-koncentration på ca. 2 µg sum-PCB/g i husstøv vil dette således medføre en eksponerimg på 8 ng PCB/ kg legemsvægt/dag.

Da PCB sammensætningen i støv kan antages at være mest sammenlignelig med PCB-sammensætningen i de kommercielle PCB-blandinger, synes det mest relevant at vurdere eksponeringen i forhold til toksikologiske data foretaget med PCB-blandinger. Her er der fundet en LOAEL på 0,005 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag for effekter på reproduktion, indlæringsevne og immuntoksikologiske parametre i aber. Der vil således være en sikkerhedsmargin på ca. 600 op til dette niveau, hvorfor støvbelastningen må anses for mindre kritisk end eksponeringen gennem luften. Hvis det videre antages, at en voksen person på 60 kg dagligt indtager 50 mg støv, vil eksponeringen blive 0,1 µg PCB/person, eller ca. 2 ng PCB/kg legemsvægt/dag. Hvis det antages, at 100% absorberes via inhalation eller fra mave-tarm-kanalen, vil der i dette tilfælde være en margin of exposure (MOE) på omkring 3.500 til LOAEL, og eksponeringen vil kun udgøre et beskedent bidrag til kropsbelastningen med PCB.

4.5.3 Jord

Det antages, at PCB-profilen i jorden ligner den i de kommercielle blandinger. Der blev i denne undersøgelse fundet op til ca. 350 ng sum-PCB/g jord fra bygning 2. Dersom et barn på 13 kg indtager 0,1 g jord per dag, bliver den daglige indtagelse af sum-PCB 2,7 ng/kg legemsvægt, hvilket giver en sikkerhedsmargin på ca. 1.800 i forhold til et LOAEL-niveau på 0,005 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag for effekter på reproduktion, indlæringsevne og immuntoksikologiske parametre i aber.

Ud fra de foretagede målinger må bidraget fra jord i sundhedsmæssig henseende således betragtes at være væsentligt mindre betydeligt end bidraget fra luft og også mindre betydeligt end bidraget fra indestøv.