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

Sundhedsmæssig vurdering af PCB-holdige bygningsfuger

Bilag B Sundhedsmæssig vurdering af polychlorerede biphenyler (PCB) fra byggematerialer

1 Indledning

Skønt fremstilling og anvendelse af PCB har været forbudt i næsten alle industrielle lande siden sidst i 1980erne kan deres fortsatte udledning til miljøet ikke undgås, især på grund af utilstrækkelige bortskaffelsesmetoder, læk i transformere og hydrauliske systemer, som fortsat er i anvendelse, og , af særlig relevans for denne vurdering, som følge af PCB indholdet i tidligere anvendte byggematerialer. PCB cirkulerer globalt ved ætmosfærisk transport og er derfor til stede i alle miljømedier. Når de først er frigivet til miljøet kan de individuelle PCB undergå  bio- og foto-degradering, som resulterer i, at sammensætningen af de PCB blandinger, som findes i miljøet, er forskellige fra de oprindelige kommercielle tekniske produkter. Disse forandringer er endnu mere udtalte, når PCB blandingerne optages af pattedyr og mennesker. Mens de fleste lavere chlorinerede PCB congenere metaboliseres relativt hurtigt, så er de højere chlorinerede congenere meget stabile og bioakkumulerer op gennem fødekæderne.

Afhængigt af chlorindholdet og produktionsprocessen varierede sammensætningen af individuelle PCB congenere i de tekniske blandinger, som blev udbudt under handelsnavne såsom Aroclor, Clophen, Phenochlor, Kanechlor, Pyralene, Fenclor og Delor. Således har blandinger med det samme totale chlorindhold fra forskellige producenter (f.eks. Aroclor 1260 og Clophen A60) forskellig sammensætning. Selv om der teoretisk set eksisterer 209 forskellige PCB congenere, skønnes det, at de tekniske blandinger indeholder omkring 100-140 individuelle forbindelser.

Ved den sundhedsmæssige vurdering af PCB er det vigtigt at skelne mellem de dioxinlignende PCB og de ikke-dioxinlignende PCB. I denne vurdering defineres de dioxinlignende PCB, som de 12 non-ortho og mono-ortho substituerede "coplanare" PCB congener, som er blevet tildelt toksicitets-ækvivalent-faktorer (TEF værdier) af WHO (van den Berg et al., 1998) fordi de har samme toksikologiske egenskaber som de polychlorede dibenzo-p-dioxiner (PCDD) og dibenzofuraner (PCDF) (”dioxiner”). De ikke-dioxinlignende PCB udgør mængdemæssigt hovedparten af de tekniske produkter, mens de dioxinlignende PCB kun forekommer i lave koncentrationer. De tekniske produkter indeholder også andre chlorerede forbindelser som forureninger, såsom polychlorerede naphthalener (PCN) og polychlorerede dibenzofuraner (PCDF). 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 blandinger, selvom effekterne ofte kun beskrives som PCB effekter. De 12 dioxinlignende PCB indgår som en vigtig del af de nyeste internationale risikovurderinger af ”dioxiner”. Der er givet et kort sammendrag af forekomst, indtagelse og toksikologisk vurdering af dioxiner og dioxinlignende PCB i afsnit 5.1.

De PCB congenere, der ophobes i kroppen, findes langt overvejende i fedtvævet. Afhængigt af den enkelte congeners struktur varierer den biologiske halveringstid betydeligt. Mange PCB congenere er persistente i kroppen hos dyr og mennesker og bibeholder sine biologiske aktiviteter i lang tid efter at eksponeringen er stoppet. Mens halveringstiderne for forskellige lav-chlorede congenere i mennesker er rapporteret at være fra få dage og op til 6 år, så er eliminations-halveringstiderne for totalindholdet af højere chlorede PCB congenere (> 4 chloratomer) estimeret til 8-24 år (Wolff et al. 1992).

2 Forsøg på at estimere total-PCB koncentrationer

Med det formål at kunne sammenligne og foretage toksikologiske vurderinger af resultaterne fra kemiske analyser af PCB er der gjort mange forsøg på at estimere den totale PCB koncentration ud fra bestemmelse af individuelle congenere. Principielt er det muligt at bestemme alle 209 congenere ved gaskromatografisk analyse. Men da dette er uforholdsmæssigt tidsrøvende er forskellige andre metoder blevet foreslået.

Schulte and Malisch (1984) fandt, at summen af PCB 138, 153 og 180 i gennemsnit udgjorde 61% af den human kropsbelastning med PCB, og foreslog at multiplicere summen af deres koncentrationer i humane prøver med 1,64 for at estimere den totale PCB koncentration. Denne faktor på 1,64 bekræftes af resultaterne af de seneste analyser af PCB i modermælk, og må anses for at være rimeligt præcis at anvende ved estimering af menneskers totale kropsbelastning med PCB.

For fødevarer af animalsk oprindelse anses denne faktor på 1,64 for at være for usikker. Beck and Mathar (1985) foreslog at fokusere på analyse af de følgende 6 PCB congenere:

PCB 28  (2,4,4’ – trichlorobiphenyl)
PCB 52  (2,2’,5,5’ – tetrachlorobiphenyl)
PCB 101(2,2’,4,5,5’ – pentachlorobiphenyl)
PCB 138(2,2’,3,4,4’,5’ – hexachlorobiphenyl)
PCB 153(2,2’,4,4’,5,5’ – hexachlorobiphenyl)
PCB 180(2,2’,3,4,4’,5,5’ – heptachlorobiphenyl)

Den stenografiske nomenklatur refererer til det systematiske nummereringssystem foreslået af Ballschmiter og Zell i 1980 og modificeret af Ballschmiter et al. i 1987 og 1992. Dette system er nu generelt accepteret.

Disse 6 individuelle congenere (ofte betegnet ”markør-PCB” eller ”indikator-PCB”) blev ikke udvalgt ud fra en toksikologisk synsvinkel, men blev anset for indikatorer for de forskellige PCB mønstre i de varierende typer af prøver, såsom dem hvor de tekniske blandinger var kilden til forurening, såvel som miljøprøver og humane prøver, hvor PCB mønstrene er signifikant påvirket af bio- og foto-degradering, metabolisme og bioakkumulation. I mange tilfælde medtages også PCB 118, som er en dioxinlignende PCB, som en syvende congener i gruppen af indikator-PCB. Hollandske undersøgelser har indikeret, at der opnås et rimeligt estimat af total-PCB indholdet i fedtholdige fødevarer ved at multiplicere summen af disse 6-7 PCB congenere med en faktor 2 (Liem and Thelen.

Situationen bliver mere kompliceret, når der ses på forskellige matricer med det formål at udrede kilder til forurening eller for at undersøge eksponeringsveje for mennesker. For eksempel er det almindelig praksis ved analyse af indeluft at måle de førnævnte 6 indikator-PCB, adderede deres koncentrationer og multiplicere med en faktor på 5 for at estimere den totale PCB koncentration (VDI 1997). Afhængigt af chlorindholdet i den PCB-holdige fugemasse, som anses for den mest sandsynlige forureningskilde, kan resultaterne af luftmålinger i de respektive bygninger føre til enten under- eller overvurdering at den virkelige PCB koncentration. Dette er specielt vigtigt fordi luftprøver domineres af de mest flygtige lavere chlorerede PCB congenere 28 og 52 mens de mere stabile PCB 138, 153 og 180 er af mindre betydning på grund af deres mindre flygtighed. I modsætning hertil bioakkumuleres de sidstnævnte PCB i fødekæderne og er dominerende i humane prøver, mens  PCB 28 og 52 normalt kun findes nær detektionsgrænsen.

3 Kilder til human eksponering for PCB

Mennesker eksponeres for PCB på 4 forskellige måder. (i) indtagelse af fødevarer; (ii) indtagelse af jord; (iii) absorption gennem huden; (iv) inhalation. Med undtagelse af specielle ulykkestilfælde og arbejdsmiljømæssige eksponeringer, så er fødevarer, specielt fisk og animalske produkter, den vigtigste eksponeringsvej for menneskers udsættelse for PCB. Det anslås, at fødevarerne bidrager med mere end 90% til menneskers kropsbelastning med PCB.

3.1 Fødevarer

Selvom der er en vis skepsis vedrørende analyseresultater fra undersøgelser tidligere end 1990erne, er der set et klart og markant fald i PCB niveauerne i miljøet og fødekæderne på ca 90% gennem de sidste 2 årtier og som følge heraf også i menneskers indtagelse af PCB med fødevarer.

Den seneste og mest omfattende undersøgelse af PCB forekomsten i fødevarer og den deraf følgende indtagelse hos mennesker er en Hollandsk undersøgelse fra 2003 (Baars et al., 2004). Den estimerede gennemsnitlige daglige (livslange) indtagelse af de 7 indikator PCB (28, 52, 101, 118, 138, 153 og 180) blev estimeret til at være 5.6 ng per kg legemsvægt. 95-percentilen for PCB indtagelsen i befolkningen blev estimeret til 11.9 ng per kg legemsvægt og dag. Indtagelsen hos småbørn var højere per kg legemsvægt end hos voksne, op til 25 ng per kg legemsvægt per dag. Til sammenligning blev den gennemsnitlige daglige indtagelse i Holland af de 7 PCBer i 1978, 1984/1985 og 1994 estimeret til henholdsvis 83 ng per kg legemsvægt i 1978 til 39 ng/kg legemsvægt i 1984/1985 og til 10 ng/kg legemsvægt i 1994. I disse undersøgelser blev i alt 29 PCB målt, og de 7 indikator PCB udgjorde henholdsvis 56, 53 og 50% heraf (Liem and Theelen).

PCB indtagelsen med fødevarer er også blevet estimeret i 3 undersøgelser i Tyskland i slutningen af 1990erne med resultater, der er sammenlignelige med de Hollandske. Her blev forekomsten af PCB i fødevarer dog kun estimeret på grundlag af bestemmelse af 3 PCB congenere (138, 153, 180).

I Danmark blev den gennemsnitlige daglige indtagelse (1993-1997) hos voksne af PCB-sum (10 congenere: 28, 52, 101, 105, 118, 138, 153, 156, 170 og 180) og af total PCB estimeret til henholdsvis 2.2 og 4.0 µg/dag, og 95 percentilen til 3.6 and 6.0 µg/dag (FDIR 2000).

Samlet indikerer de seneste undersøgelser, at den gennemsnitlige indtagelse af de 7 indikator PCB hos voksne og småbørn nu sandsynligvis er i området 5 – 25 ng/kg legemsvægt og dag.

3.2 Indeluft

PCB congenere har generelt lave damptryk, men der er signifikante forskelle mellem de forskellige congenere. De højere chlorerede congenere har significant lavere damptryk end de lavere chlorerede congenere. Således er damptrykket for PCB 153 på 0.00012 Pa mens damptrykket for PCB 18, 28 og 66 er rapporteret til henholdsvis 0.14, 0.026 og 0.001 Pa (Hansen, 1999). Typisk udviser congener sammensætningen i luft forhøjede niveauer af de lavere chlorerede congenere som PCB 18, 28, 52, 66 og 74. Sådanne PCB sammensætninger vil primært findes i luft tæt ved kilder, hvor tekniske PCB blandinger kommer i direkte kontakt med luften. Sådanne eksponeringer er typiske for erhvervsmæssig udsættelse, men er også blevet fundet i bygninger, som indeholder PCB i fugematerialer og andre byggematerialer. I disse tilfælde kan der findes forhøjede niveauer af lavere chlorerede PCB i indeluften.

PCB blev anvendt i mange lande fra 1950erne op til de tidlige 1970ere i forskellige slags byggematerialer. Det mest betydende af disse var formentligt i fugemasser anvendt mellem cement blokke og omkring vinduer og døre, hovedsagelig på bygningens udvendige side. Andre anvendelser var i gulvmalinger, hovedsageligt til industriel anvendelse, som brandhæmmere i blandt andet akustiske plader og i lim i isolations-vinduer. PCB koncentrationerne i tilbageblevne fugemasser er i dag fundet til at være fra få procent til omkring 30%. I andre tilfælde skyldes fund af lavere koncentrationer formentligt kontaminering.

Man antog i lang tid at PCB ville forblive i fugemassen og bygningerne med mindre det blev fjernet fysisk. Senere undersøgelser har imidlertid vist, at PCB kan trænge ud fra bygningerne og påvises i indeluften (Balfanz et al., 1993; Benthe et al., 1992; Jansson et al., 1997; Zweiner, 1994).

Indendørs koncentrationerne af PCB i bygninger, som indeholder PCB holdige fugemasser eller andre typer byggematerialer, kan være adskillige størrelsesordener højere end i tilsvarende bygninger uden sådanne fugemasser. PCB niveauerne i bygninger, hvor der ikke har være anvendt PCB-holdige materialer, er generelt ikke forskellige fra udeluften i tilsvarende områder.

I flere tyske skoler er der fundet PCB niveauer over 10 µg/m³  (Ewers et al., 1998; Neisel et al., 1999; Gabrio et al., 2000). Det står klart, at eksponering til forhøjede niveauer af PCB i indeluften udgør en anderledes eksponering til PCB sammenlignet med den, der fås via kosten. De er også klart, at PCB i indeluften kun indeholder meget små mængder af dioxinlignende PCB.

4 Menneskers kropsbelastning med PCB

Menneskers kropsbelastning med PCB er blevet undersøgt i mange studier. Da nogle af de mest følsomme effekter af PCB er relateret til fostrets påvirkning under graviditeten og muligvis i ammeperioden anses de nyeste undersøgelser af modermælk som de mest relevante i forbindelse med en toksikologisk vurdering af PCB, da disse afspejler den nuværende kropsbelastning hos den gravide kvinde.

I 2001/2002 blev 58 poolede prøver af modermælk fra 18 Europæiske lande analyseret for for både PCDD/PCDF og PCB i forbindelse med det tredje.” WHO human milk field study”. Der blev analyseret for følgene 37 PCB congener:

non-ortho PCB:
37, 77, 81, 126, 169
mono-ortho-PCB:
28, 33, 55, 60, 66, 74, 105, 110, 114, 118, 122, 123, 124, 156, 157, 167, 189
di-ortho PCB:
18, 47, 52, 99, 101, 128, 138, 141, 153, 170, 180, 183, 187, 194, 206, 209

Middelværdi, median, minimum og maksimumværdier for 34 PCB er angivet i Tabel 4.1. PCB 55, 122, 123 og 124 kunne kun påvises lejlighedsvis i koncentrationer nær detektionsgrænsen og er ikke medtaget i tabellen. Niveauerne af non-ortho congenerne er angivet som pg/g fedt, mens niveauerne af mono-ortho og di-ortho PCB er angivet som ng/g fat. Som det fremgår var den dominerende congener i alle tilfælde PCB 153, efterfulgt af PCB 138 og PCB 180. Disse 3 di-ortho congenere udgør op mod 65% af PCB i modermælk.

Tabel 4.1. PCB i 58 poolede modermælksprøver fra 18 Europæiske lande (Resultater fra “3. WHO human milk field study”, Malisch and van Leeuwen, 2004)

60*: PCB 60 blev kun analyseret i 27 prøver
∑ 6 ind. PCBs**: sum af indikator PCB 28. 52. 101. 138. 153 og 180
∑ 7 ind. PCBs***: sum af indikator PCB 28. 52. 101. 118. 138. 153 og 180

4.1 Bidrag fra indeluft til PCB niveauer i blod

Indeluft kan i visse tilfælde bidrage signifikant til den generelle PCB eksponering, som overvejende stammer fra fødevarer. Det understøttes af resultater fra en Svensk undersøgelse, hvor blodprøver blev udtaget fra personer som boede i to områder med henholdsvis høje og lave PCB koncentrationer i bygningernes fugemasser (Johansson et al., 2001; 2003). Som eksempel er nogle af resultaterne opsummeret i Tabel 1. Niveauerne af PCB 28 i blodet var betydeligt højere i denne undersøgelse end i mange andre studier. Dette skyldes formentlig en relativt højere koncentration af denne congener i indeluften sammenholdt med det forhold, at personerne her opholdt sig i meget længere tid indendørs end i de tilsvarende tyske undersøgelser af skolelærere fra PCB forurenede skoler.

Tabel 4.1.1. Middel PCB koncentrationer af de seks indikator PCB og summen af 30 PCB congenere i blod fra personer boende i huse med og uden PCB-holdige fugemasser (Johansson et al., 2001).

På trods af en stor inter-individual variation blev middelkoncentrationen fundet forhøjet for alle de PCB congenere som forekom i størst koncentration i blodet fra personer som havde boet i “PCB huse”. Det kan bemærkes, at signifikant forskel mellem de to grupper ikke kun blev observeret for PCB 28, 74, 66 og 99 men også for sum-PCB baseret på 30 kvantificerede congenere.

Flere tyske undersøgelser har vist mindre udtalte forskelle i PCB niveauerne i blodet hos skolelærere, på trods af, at der har været målt meget højere PCB koncentrationer i skolernes indeluft. Ewers et al. (1998) kunne således ikke identificere nogle af de lav-chlorerede PCB i blodprøver fra skolelærere, men ligesom i den svenske undersøgelse blev der observeret svagt forøgede niveauer af PCB 153 og 138. På den anden side rapporterede Gabrio et al. (2000) om forhøjede niveauer af PCB 28 i blod fra skolelærere, men uden informationer om de andre lav-chlorerede congenere. Schwenk et al. (2002) har rapporteret resultater som er mere sammenlignelige med de svenske resultater, inkluderende en 8-fold forøgelse for PCB 28 og 2.3-fold for PCB 52 og 101 i blod fra skolelærere. Forskellen for de højere chlorerede congenere 138, 153 og 180 var mindre udtalt.

Samlet er konklusionen, at der kan være situationer hvor segmenter af befollkningen eksponeres for signifikant forhøjede niveauer af primært lavere-chlorerede, ikke-dioxinlignende PCB i indeluften. Da eksponeringen foregår indendørs, har den en kronisk karakter, når det drejer sig om boliger, hvor man opholder sig permanent. Selvom disse lavere-chlorerede PCB generelt bliver metaboliseret hurtigere end de højere-chlorerede PCB (inklusive de dioxinlignende PCB) vil den kontinuerte eksponering kunne vedligeholde en vis kropsbelastning på et forhøjet niveau.

5 Toksikologisk vurdering af PCB

Den toksikologiske vurdering af PCB eksponeringer kompliceres ved, at der er tale om blandinger af congenere med forskellige toksikologiske egenskaber, og at sammensætningen af de PCB blandinger, som mennesker udsættes for gennem forskellige medier, såsom fødevarer, arbejdsmiljø, indeluft og jordforurening, er vidt forskellige. Fra et toksikologisk synspunkt kan PCB inddeles i to grupper. Den ene gruppe består af 12 congenere, såkaldte non-ortho og mono-ortho substituerede "coplanare" PCB, som har samme toksikologiske egenskaber som de polychlorede dibenzo-p-dioxiner (PCDD) og dibenzofuraner (PCDF) (”dioxiner”) og kaldes derfor dioxinlignende PCB. De resterende PCB har ikke dioxinlignende egenskaber og har andre toksikologiske profiler. Denne gruppe PCB kaldes i denne rapport for de ikke-dioxinlignende PCB.

De dioxinlignende PCB er for nyligt blevet vurderet sammen med PCDD og PCDF i internationale ekspertgrupper, såsom EU's Videnskabelige Komite for Fødevarer (SCF 2000; 2001) og FAO/WHO Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives (JECFA). En toksikologisk vurdering af dioxinerne og de dioxinlignende PCB er nyligt foretaget for Miljøstyrelsen i forbindelse med fastsættelse af jordkvalitetskriterier for PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB og er indeholdt i Nørhede og Larsen (2003).

Et andet vigtig forhold er, at med de PCB koncentrationer, der forekommer i stort set alle scenarier, så 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 kan udgøre en sundhedsmæssig risiko.

Gentagen peroral eksponering for kommercielle PCB blandinger har i forsøgsdyr givet effekter på lever, mavesæk, skjoldbruskkirtel, binyrer, hud og øjne, samt effekter på det bloddannende system, immunsystemet og nervesystemet. Endvidere er der påvist kræftfremkaldende effekter og effekter på reproduktionsevnen og på afkommets udvikling. Sådanne effekter ses også efter indtagelse af PCDD og PCDF, og det antages at indholdet af dioxinlignende PCB og PCDF i blandingerne har haft afgørende betydning for effekterne.

Informationer vedrørende 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. Problemet med at vurdere de ikke-dioxinlignende PCBs betydning for disse episoder er, at PCB i den opvarmede kontaminerede risolie havde dannet kraftigt forøgede mængder af polychlorede dibenzofuraner (PCDF), der har dioxinlignende effekter, og som generelt anses for at være den primære årsag til de observerede effekter. I andre undersøgelser, hvor befolkningsgrupper har været eksponeret gennem miljøet, for eksempel ved højt konsum af PCB kontaminerede fisk, vil eksponeringen ud over PCB også omfatte PCDD og PCDF. Samlet kan de effekter, der er set i mennesker ikke tilskrives PCB alene, hvilket forringer deres anvendelighed i risikokarakteriseringen.

De toksikologiske effekter af peroral indtagelse af PCB er også undersøgt i en række dyreforsøg. De fleste undersøgelser er blevet foretaget med de kommercielle PCB blandinger produceret i USA (Aroclor),  Japan (Kanechlor) og Tyskland (Clophen). Disse kommercielle PCB blandinger er forskellige med hensyn til procentandele af individuelle PCB congenere, produktionsmetoder, og niveau af forureninger (især PCDF).De fleste undersøgelser er foretaget i rotter, mens undersøgelser i aber indikerer, at denne dyreart er den mest følsomme over for effekterne af PCB. Visse effekter (effekter på mavesæk, hud, øjne, som er typiske dioxin effekter i aber) er kun set i aber. Aroclor 1254 er blevet anvendt i de fleste undersøgelser og sammenlignelige 2-år studier i rotter med Aroclor 1016, 1242, 1254, eller 1260 indikerer at Aroclor 1254 er den mest toksiske af disse PCB blandinger.

Ligesom for undersøgelserne i mennesker vanskeliggøres tolkningen af de ikke-dioxinlignende PCBs betydning i disse dyreforsøg ved, at de kommercielle PCB blandinger også indeholder dioxinlignende PCB og PCDF. Således er variationen i sammensætningen af congenere og mængden af urenheder blevet bestemt i to Aroclor 1254 lots (Kodavanti et al. 2001). Mængderne af non-ortho og mono-ortho PCBs var signifikant forskellige. Det samme gjaldt mængderne af PCN og PCDF, der dannes som uønskede biprodukter. Når disse data blev omsat til ”dioxin” toksicitetsækvivalenter under anvendelse af TEF værdierne foreslået af WHO i 1997, sås det, at Aroclor 1254 (renhed > 99%) med lot nummer 6024 indeholdt 38,3 µg TEQ/g og Aroclor 1254 (renhed > 99%) med lot nummer 124-191 indeholdt 395,1 µg TEQ/g. Aroclor 1254 med lot nummer 6024 er af den type, som blev anvendt kommercielt i mange år, mens typen med lot nummer 124-191 blev fremstillet (1974 – 1976) med en ny metode kort før  nye anvendelser ophørte, og udgør ca. 1% af den totale produktion af Aroclor 1254. Det er imidlertid denne type som primært har været anvendt til de toksikologiske undersøgelser gennem de seneste 30 år. Denne op til 10-fold forskel i TEQ indholdet mellem den kommercielt dominerende tekniske blanding og den blanding der er hyppigst testet, må tages i betragtning ved tolkningen af betydningen af de toksikologiske studier for vurdering af PCB, da hovedparten af effekterne der ses, formentlig skyldes de dioxinlignende aktiviteter.

Herudover er der foretaget undersøgelser af rekonstituerede PCB blandinger, der skulle simulere sammensætningen af PCB i modermælk (og hermed også humant fedtvæv) i aber (0.0075 mg/kg legemsvægt/dag fra fødsel og 20 uger frem) og rotter (i reproduktions og udviklingsundersøgelser). Disse blandinger har også indeholdt dioxinlignende PCB, som muligvis er af større betydning for effekterne end indholdet af de kvantitativt dominerende ikke-dioxinlignende PCB.

Oplysninger om individuelle PCB congenere er tilgængelige fra sammenlignelige 13 ugers fodringsforsøg i rotter med 4 dioxinlignende PCB congenere (77, 105, 118, 126) og 3 ikke-dioxinlignende congenere (28, 128, 153). Igen kan der være problemer med forureninger i disse ”rene” PCB kongenere. Således vides teststoffet PCB 153 (den ikke-dioxinlignende PCB, der er ophobet i størst mængde i mennesker) at indeholde 2,3,7,8-PCDF, som formentlig er hovedårsagen til de effekter der er set. Ligeledes vil PCB 118 (svagt dioxinlignende) kunne indeholde den mest potente dioxinlignende PCB 126 som en betydningsfuld forurening.

5.1 Dioxiner og dioxinlignende PCB

"Dioxiner" (polychlorerede dibenzo-para-dioxiner og – dibenzofuraner; PCDD og PCDF) er en gruppe af nærtbeslægtede chlorholdige stoffer, som dannes i små mængder ved forbrændingsprocesser (f.eks. affaldsforbrænding) og forskellige industrielle processer. De kan også forekomme som forurening i forskellige chlorholdige kemikalier. Dioxinerne forekommer overalt i miljøet.

Nogle af dioxinerne opkoncentreres i fødekæderne og forekommer i fedtholdige animalske produkter og fisk, og ophobes i menneskers fedtvæv. De væsentligste kilder til dioxiner i danskernes kost er fede fisk, mejeriprodukter og kød.

Visse PCB-forbindelser har samme toksiske effekter som dioxin. Eksponeringen for dioxin-lignende PCB medtages derfor, når den humane belastning med dioxin bliver vurderes. Kilderne til PCB er som tidligere nævnt andre end for dioxinerne, men når først PCB optræder som miljøforurening eller som forurening i foderstoffer, så følges de samme eksponeringsveje som for dioxinerne.

5.1.1 Toksikologiske egenskaber af dioxiner og dioxinlignende PCB

Den mest giftige og bedst undersøgte dioxin er 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD). TCDD har et bredt spektrum af toksiske virkninger, hvor de mest kritiske i forsøgsdyr omfatter kræftfremkaldende effekt, påvirkning af immunforsvaret, nedsat reproduktionsevne og påvirkning af fostre og ungernes udvikling og adfærd. Endvidere påvirkes forskellige hormonsystemer. De 16 andre dioxiner og 12 dioxinlignende PCB er langt mindre grundigt undersøgt, men da de virker på samme måde som TCDD, blot med mindre og varierende styrke, har WHO fastsat TCDD toksicitetsækvivalensfaktorer (TEFs) for disse stoffer. Ved at multiplicere koncentrationerne af de enkelte dioxiner og dioxinlignende PCB med deres respektive TEF, kan bidraget til den samlede virkning beregnes som TCDD toksicitetsækvivalenter (WHO-TEQ).

Dioxiner med op til 6 chloratomer absorberes godt fra mave-tarmkanalen (50-90%) mens op-tagelse ved indånding anses for at være betydeligt mere begrænset. Biotilgængeligheden af PCDD og PCDF efter hudkontakt er sandsynligvis mindre end 1%. PCDD, PCDF og PCB metaboliseres meget langsomt og ophobes derfor i kroppen, hovedsageligt i fedtvæv og lever. For TCDD er halveringstiden i mennesker mellem 5,5 og 11 år.

De biokemiske og toksiske effekter af dioxiner og dioxinlignende PCB medieres gennem binding til et intracellulært protein, den såkaldte aryl hydrocarbon receptor (AhR). Som konsekvens af denne binding til AhR ses blandt andet en følsom, tidlig og specifik induktion af leverens mikrosomale mono-oxygenaser (cytokrom P450) hørende til CYP1 A familien. Denne type enzyminduktion kan for eksempels måles som forøget ethoxyresorufin deethylase aktivitet (EROD aktivitet). I modsætning til dioxinerne og de dioxinlignende PCB bindes de ikke-dioxinlignende PCB ikke til AhR og inducerer ikke øget EROD aktivitet. De ikke-dioxinlignende PCB inducerer istedet CYP 2B1, 2B2 og 3A, uafhængigt af AhR.

Tabel 5.1.1. WHO toksicitetsækvivalensfaktorer (TEF) for dioxiner og dioxin-lignende PCB (Van den Berg et al., 1998)

Hudsygdommen chloracne er den bedst beskrevne effekt af dioxiner og dioxin-lignende PCB i mennesker efter industrielle ulykker eller forureningsepisoder. Andre beskrevne effekter er neurologiske symptomer, øget forekomst af hjerte-kar lidelser, øget risiko for sukkersyge, øget dødelighed af kroniske lever-skader, immunologiske forandringer, kronisk bronchitis og luftvejs infektioner, såvel som æn-dringer i niveauer af skjoldbruskkirtel-hormoner og kønshormoner. I børn født af mødre eksponeret for høje niveauer er der set forsinket fysisk udvikling og adfærdsforstyrrelser.

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

PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB er negative i forskellige in vitro og in vivo testsystemer for gen-skadende (mutagen og genotoksisk) effekt. TCDD øger forekomst af tumorer, især levertumorer og tumorer i skjoldbruskkirtlen, hos mus og rotter. NOAEL for levertumorer i hunrotter er 1 ng/kg legemsvægt/dag. I epidemiologiske studier af mennesker udsat for dioxiner i arbejdsmiljøet er der rapporteret svagt øget dosisafhængig forekomst af kræft dog uden at specielle kræftformer dominerede.

I 2001 fastsatte EUs Videnskabelige Komité for Levnedsmidler (SCF) en ugentlig tolerabel indtagelse (TWI) for dioxin og dioxinlignede PCB på 14 pg WHO-TEQ/kg legemsvægt. Vurderingen var baseret på undersøgelser af TCDD, men blev udvidet til at omfatte alle 17 chlorerede dioxiner/dibenzofuraner og 12 dioxinlignende PCB, som WHO har fastsat toksicitetsækvivalenter (TEF) for. De mest følsomme, kritiske effekter i forsøgsdyr var relateret til påvirkning af kønsorganernes udvikling hos hanrotter, hvis mødre var blevet doseret med TCDD i drægtighedsperioden. Mange undersøgelser har vist, at det ikke er den daglige indtagelse af små mængder dioxiner, der har betydning for toksiciteten, men den koncentration, der efter en vis tid opnås i kroppens målorganer (dette gælder generelt for de fleste stoffer, som opkoncentreres i kroppen). For dioxinerne er det vist, at den totale kropsbelastning (body burden) er det mest velegnede mål til at udtrykke “dosis” med. Kropsbelastningen i de rotte mødre, hvor ovennævnte følsomme effekter (LOAEL) blev set i det hanlige afkom, var mellem 40 og 100 ng TCDD/kg legemsvægt. I en enkelt undersøgelse sås et NOAEL ved kropsbelastning på 20 ng TCDD/kg legemsvægt. Det er relativt simpelt at beregne den daglige indtagelse af TCDD, der skal til for at opnå en tilsvarende kropsbelastning (i ligevægt - steady-state) hos mennesker, nemlig fra 20 pg/kg legemsvægt/dag til 50 pg/kg legemsvægt/dag  i mere end 30 år for LOAEL og 10 pg/kg legemsvægt/dag for NOAEL (peroral biotilgængelighed for TCDD sat til 50%,  halveringstiden for TCDD fastsat til 7½ år, og der kræves 4-5 halveringtider for at opnå steady-state). Ud fra disse overvejelser fastsatte SCF TWI til 14 pg WHO-TEQ/kg legemsvægt/uge modsvarende en daglig indtagelse på 2 pg WHO-TEQ/kg legemsvægt/dag. Ud fra de samme undersøgelser og overvejelser fastsatte FAO/WHO’s ekspertgruppe JECFA i 2001 en tolerabel månedlig indtagelse på 70 pg WHO-TEQ/kg legemsvægt.

5.1.2 Indtag af dioxin og dioxinlignende PCB.

Fed fisk (op til 10 pg TEQ/g produkt), mælk og mejeriprodukter (op til 3 pg TEQ/g fedt) og kød og kødprodukter (op til 3 pg TEQ/g fedt) er de fødevarer, der indeholder mest PCDD og PCDF. Indtagelsen af PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB med fødevarer skønnes at være omkring 2 pg TEQ/kg legemsvægt/dag i gennemsnit. Ammende spædbørn kan indtage op til 100 pg TEQ/kg legemsvægt/dag med modermælken. Da perioden, hvor børnene ammer, kun udgør en kort periode af menneskets livslængde, og dioxinkoncentrationerne i fedtvæv og målorganer ikke stiger væsentligt på grund af barnets kraftige forøgelse i vægt og vævsfedt, anses dette ikke at udgøre en speciel risiko.

5.2 Toksikologiske effekter af PCB

5.2.1 Toxicokinetik

Mennesker og forsøgsdyr absorberer PCB fra mave-tarmkanalen efter peroral indtagelse. Absorption efter inhalation er mindre godt belyst, men antages at kunne finde sted. Molekylvægt og fedtopløselighed er de bestemmende faktorer for absorption fra mave-tarm kanalen. Congenere med 4-6 chlor atomer absorbers godt (90-50 %) mens hepta- og octa-chlorerede congenere absorbers i mindre omfang (Nørhede og Larsen 2003, WHO 2003, ATSDR 2000).

PCB fordeles først til lever og muskelvæv og translokeres derpå til fedtvævet. På grund af den høje fedtopløselighed og resistens imod biotransformation, især for de højere chlorerede PCB, akkumuleres stofferne i fedtvævet. (Nørhede og Larsen 2003, WHO 2003, ATSDR 2000).

PCB metaboliseres af de mikrosomale cytochrom P450 systemer til polære metabolitter som kan konjugeres med glucuronsyre og glutathion. Mange PCB udviser en høj resistens mod metabolisme. De PCB, der metaboliseres lettest, har to sidestillede usubstituerede kulstofatomer i yderstillingerne (3,4 eller 4,5). Disse positioner oxideres af cytochrome P450 systemet. Den vigtigste udskillelsesvej for især de højere chlorerede, uomdannede PCB er med galde til fæces og for lavere chlorerede PCB og metabolitterne med urinen. PCB kan passere placenta i gravide dyr og mennesker og udskilles med modermælk (Nørhede og Larsen 2003, WHO 2003, ATSDR 2000).

Estimater af eliminations halveringstiderne for PCB i mennesker, baseret på gentagne målinger af kropsbelastningen, er rapporteret at variere fra 0,02 år til uendeligt for individuelle congenere. Ifølge ATSDR må halveringstider på mellem 2,5 og 5 år anses for at være de bedste estimater (ATSDR 2000), mens andre estimater angiver længere halveringstider for de højere chlorerede PCB (Wolff et al., 1992). Halveringtider for dioxiner og nogle af de dioxinlignende PCB angives af SCF (2000) til at være 5 – 11 år (7½ år for 2,3,7,8-TCDD).

5.2.2 Toksikologiske effekter af kommercielle PCB blandinger

Akut toksicitet

Den akutte toksicitet af PCB i forsøgsdyr varierer for de forskellige kommercielle blandinger, men er generelt lav med LD50 værdier mellem 1010 and 4250 mg/kg legemsvægt i rotter (WHO 2003, ATSDR 2000).

Subkronisk toksicitet i mennesker

Informationer vedrørende 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 ris olie kontamineret med varme-degraderet Kanechlor og fra folk eksponeret gennem indtagelse af højt kontaminerede fisk. Ultrastrukturelle forandringer indikativ for mikrosomal enzyminduktion sås i leveren hos Yusho patienter. Øget serum cholesterol, men ikke triglycerider, er rapporteret for konsumenter af forurenede fisk, mens øget serum triglycerid, men ikke cholesterol, er rapporteret for Yusho og Yu-Cheng patienter. Lever porphyri blev almindeligt konstateret hos personer i Yu-Cheng episoden, men forekom ikke så ofte hos Yusho patienter. Epidemiologiske undersøgelser har antydet en sammenhæng mellem PCB eksponering og forandringer i skjoldbruskkirtlen hos mennesker; blandt Yu-Cheng patienterne er der således set en øget forekomst af struma. Chloracne og andre hudforandringer, såvel som synsforstyrrelser er blevet rapporteret hos individer under Yusho og Yu-Cheng episoderne. Effekter på hud og øjne er ikke set i personer med højt konsum af kontamineret fisk. Immunologiske forandringer, som er rapporteret i forbindelse med indtagelsen af kontamineret risolie i Yusho and Yu-Cheng episoderne, indtagelse af kontaminerede fisk, og i forbindelse med generel miljøeksponering, omfatter øget følsomhed for luftvejsinfektioner hos voksne og deres børn, og forekomst af mellemørebetændelse hos børn født af højt eksponerede mødre, nedsat total serum IgA og IgM antistof niveauer, og/eller forandringer i T-lymphocyt underklasser. Forandringer i de sensoriske og motoriske nerver er blevet observeret hos højt eksponerede Yusho og Yu-Cheng patienter. Der er dog ingen evidens for at PCB har neurotoksiske effekter hos voksne i de niveauer, som almindeligvis forekommer i omgivelserne (ATSDR 2000).

Subkronisk og kronisk toksicitet af kommercielle PCB blandinger

Hovedparten af de toksikologiske undersøgelser af PCB er foretaget i forsøgsdyr eksponeret for kommercielle PCB blandinger i foderet. De fleste forsøg har været sub-akutte eller sub-kroniske studier mens der foreligger relativt få langtidsundresøgelser for kroniske og kræftfremkaldende effekter efter peroral indtagelse. Aroclor 1254 er blevet anvendt i de fleste undersøgelser.

Effekter på leveren

Levertoksicitet efter PCB eksponering er veldokumenteret i forsøgsdyr eksponeret for kommercielle blandinger eller individuelle congenere. De PCB-inducerede levereffekter, som til en vis grad forekommer at være reversible, omfatter mikrosomal enzyminduktion (EROD), øget serum niveauer af lever relaterede enzymer og lipider, leverforstørrelse, ændret porphyrin og vitamin A metabolisme, og histopathologiske forandringer, som efter højere doser eller længerevarende eksponeringer kan videreudvikles til non-neoplastic degenerative forandringer og/eller tumorer (se sektion 5.2.4).

Induktion af de mikrosomale enzymer (EROD) er den mest følsomme effekt i rotter og 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). Øget udskillelse af coprophophyrin, øget levervægt og lipid ophobning i leveren er set i rotter fodret med 0.25 mg Aroclor 1242 /kg legemsvægt/dag i 2-6 måneder.

I nyere 2-års fodringsforsøg i rotter sås levereffekter (hepatocellulær hypertrofi og vacuolisering) efter daglig administration af Aroclor 1016, 1242, 1254, eller 1260 svarende til dosisniveauer på 1-2 mg/kg legemsvægt/dag. Øget serum cholesterol blev set i hun rotter eksponeret for Aroclor 1242, 1254 og 1260 fra 1,4-5,7 mg/kg legemsvægt/dag. Levereffekterne var sædvanligvis mere alvorlige i hunrotterne end i hanrotterne og udviste følgende toksicitets mønster: Aroclor 1254 > 1260 ? 1242 > 1016.

Da EROD induktion er specifik for PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB anses hovedparten af effekterne i rotter at skyldes en dioxinlignende virkning.

I Rhesus aber er der set effekter på leveren (leverforstørrelse, fedtophobning, levernekrose og forandringer i galdegangene) efter 12-28 måneders fodring med 0,2 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag. Øget levervægt og serum triglycerider, og nedsat serum bilirubin og cholesterol er set i Rhesus aber som indtog 0,08 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag i 72 måneder; der sås ingen effekter med doser på op til 0,04 mg/kg legemsvægt/dag. I en anden undersøgelse, hvor aberne blev doseret med Aroclor 1254 i 37 måneder sås nedsat plasma cholesterol med doser fra 0,04 mg/kg legemsvægt/dag og øget plasma triglycerid fra 0,005 mg/kg legemsvægt/dag.

LOAEL for lever effekter af de kommercielle PCB blandinger var 0,08 mg/kg legemsvægt/dag for Aroclor 1254 i aber efter 72 måneders indtagelse med foderet. Den kritiske effekt var øget levervægt.

Effekter på mave-tarm kanalen

Administration af PCB 1248 med foderet til Rhesus aber i dosis-niveauer fra 1,3 mg/kg legemsvægt/dag eller Aroclor 1242 fra 0,12 mg/kg legemsvægt/dag i 2 måneder har medført gastritis med hypertrofi og hyperplasi af tarm mucosa, som udviklede sig til sårdannelse og blødninger i tarmvæggen. Effekter på tarmepithel er også iagttaget i Cynomolgus aber, der fik 0,2 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag med foderet i 12-13 måneder og i Rhesus aber behandlet på samme måde i 28 måneder, men ikke i Rhesus aber som fik 0,08 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag i 72 måneder.

NOAEL for de kommercielle PCB blandinger (Aroclor 1252) for effekter på mave-tarm kanalen hos aber var 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i 72 måneder. Den observerede effekt på mave-tarm epithelet i aber er specifik for dioxiner, og derfor ikke relevant for de ikke-dioxinlignende PCB.

Effekter på skjoldbruskkirtlen (thyroidea)

Forskellige effekter på thyroidea og relaterede hormonsystemer er set i forsøgsdyr. Effekterne på thyriodeahormonerne omfatter nedsat produktion og serum niveauer, interferens med transport af hormoner og øget metabolisk nedbrydning. Effekterne på selve thyroidea omfatter hyperplasi, hypertrofi og øget vakuolisering af follikelcellerne, nedsat størrelse af follikelceller og forstørrelse af thyroidea.

I rotter sås nedsat serum koncentration af thyroidea hormonerne 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 Rhesus aber blev der ikke set effekter på thyroidea og hormonerne efter eksponering for Aroclor 1254 i dosisniveauer på op til 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i op til 72 måneder. I en enkelt undersøgelse i Rhesus aber blev der set forstørret thyroidea og histologiske forandringer efter indtagelse af 0.2 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag i 28 måneder, mens der i en anden undersøgelse med Cynomolgus aber, som blev doseret på tilsvarende måde, ikke blev set effekter på thyroidea.

Samlet er NOAEL for de kommercielle PCB blandinger (Aroclor 1254) for effekter på skjoldbruskkirtlen hos aber på 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i 72 måneder.

Effekter på binyrerne

I rotter er der konstateret ændringer i niveauerne af binyrebarkhormoner efter daglig indtagelse med foderet af 0,1 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag i 15 uger, men ikke efter 0,05 mg/kg legemsvægt/dag igennem 5 måneder. Der er ikke set histologiske forandringer i binyrerne hos rotter som har indtaget op til 25 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag med foderet i 15 uger.

I aber er der ikke set effekter på binyrerne af Aroclor 1254 i foder med doser op til 0,2 mg/kg legemsvægt/dag i 12 måneder, eller op til 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i 72 måneder. Effekt på serum hormon niveauerne er heller ikke set efter doser op til 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i op til 22 måneder.

NOAEL for effekter på niveauet af binyrebarkhormon i serum var 0,08 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag til aber i 72 måneder. NOAEL var 0,05 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag til rotter i 5 måneder, mens LOAEL var 0,1 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag til rotter i 15 uger.

Effekter på hud og øjne

Hudeffekter, som inkluderer ødemer i ansigtet, acne, folliculitis og alopecia, og effekter på øjnene, som omfatter opsvulmen og rødmen af øjenlåg samt udflåd, er set i aber eksponeret for 0,1 mg Aroclor 1248/kg legemsvægt/dag eller 0,12 mg Aroclor 1242/kg legemsvægt/dag i 2 måneder. Kronisk indtagelse hos aber med foderet af 0,1 mg Aroclor 1248/kg legemsvægt/dag i 12 måneder, eller 0,2 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag  i 12-28 måneder resulterede i progressive effekter på hud og øjne. Effekterne omfattede faciale ødemer, acne, tab af fingernegle, udflåd fra øjne og inflammation af tårekanal, og hyperplasi og nekrose i ganen i varierende sværhedsgrad. Forandringer i finger- og tånegle er observeret i aber efter indtagelse af Aroclor 1254 i doser på 0,005 mg/kg legemsvægt/dag i 37 måneder eller 0,04 mg/kg legemsvægt/dag i 72 måneder.

LOAEL for effekter af kommercielle PCB blandinger (Aroclor 1254) på hud og øjne er 0,005 mg/kg legemsvægt/dag til aber i 35 måneder. Effekterne på hud og øjne er kun set i aber (og mennesker) og er specifikke for dioxiner og dioxin-lignende PCB. De har derfor ikke relevans for vurderingen af de ikke-dioxinlignende PCB.

Hæmatologiske effekter

Antal røde blodlegemer og hæmoglobin koncentrationen var reduceret hos hun-rotter, som fik  Aroclor 1016 eller 1260 med foderet i 24 måneder i doser fra henholdsvis  2,7 eller 1,4 mg/kg legemsvægt/dag. Hæmatologiske effekter blev ikke set i hun-rotter behandlet på same måde med Aroclor 1242 i doser fra 5,7 mg/kg legemsvægt/dag eller Aroclor 1254 i doser fra 6,1 mg/kg legemsvægt/dag. I han-rotter er der ikke set hæmatologiske effekter efter eksponering for Aroclor 1016, 1242, 1254, eller 1260 i dosis niveauer fra 8,0, 5,7, 8,1, eller 4,1 mg/kg legemsvægt/dag.

Anæmi, manifesteret ved nedsat hæmoglobin indhold og hæmatocrit og hypocellularitet af erythrocyter og forstadier til blodceller i knoglemarven, er observeret i aber behandlet med Aroclor 1248 eller 1254 i dosis niveauer fra 4 mg/kg legemsvægt/dag i 2 måneder, eller fra 0,2 mg/kg legemsvægt/dag i 12-28 måneder. I een undersøgelse sås hæmatologiske forandringer som tydede på anæmia i aber behandlet med 0,08 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag i 37 måneder, mens der i en anden undersøgelse ikke sås effekter på hæmatologiske parametre hos aber,som indtog Aroclor 1254 i doser fra 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i 72 måneder.

NOAEL for hæmatologiske effekter af kommercielle PCB blandinger (Aroclor 1254) var 0.08 mg/kg legemsvægt/dag til aber i 72 måneder, mens LOAEL var 0,2 mg/kg legemsvægt/dag i 12-28 måneder.

Effekter på immunsystemet

Immunotoksiciteten af kommercielle PCB blandinger er velkendt. Morfologiske og funktionelle ændringer af immunsystemet er set i mus, rotter, marsvin, kaniner og aber og omfatter atrofi af thymus og milt, nedsat antistof produktion 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. De tilgængelige data indikerer at aber er mere følsomme for PCB end de andre dyrearter. Nedsat respons af IgM og IgG antistoffer overfor røde blodlegemer fra får (SRBC) er den parameter, der oftest er fundet påvirket af PCB i aber.

I nyere 2-års perorale toksikologiske undersøgelser i rotter blev der ikke fundet ændringer i antallet af hvide blodlegemer eller histologiske forandringer i thymus, milt og lymfeknuder efter indtagelse af foder indeholdende Aroclor 1016, 1242, 1254, eller 1260 i dosisniveauer op til 4-8 og 6-11 mg/kg legemsvægt/dag i henholdsvis hanner og hunner.

I aber er der observeret nedsat antistof-respons over for SRBC, øget følsomhed for bakterielle infektioner, og/eller histopathologiske forandringer i thymus, milt og lymfeknuder efter indtagelse af Aroclor 1248 og 1254 i dosisniveauer fra 0,1 to 0,3 mg/kg legemsvægt/dag i fra 238-267 dage og op til 28 måneder. I den mest omfattende undersøgelse, hvor Rhesus aber blev givet Aroclor 1254 oralt i kapsler, blev der påvist significant dosis-relateret fald i IgM og IgG antistofreaktion over for SRBC ved dosis niveauer fra 0,005 mg/kg legemsvægt/dag (den laveste undersøgte dosis) efter 23 måneder. Ændringer i T-lymphocyt sammensætning blev set efter 0,08 mg/kg legemsvægt/dag.

LOAEL for kommercielle PCB blandinger (Aroclor 1254) for effekter på immunsystemet var 0,005 mg/kg legemsvægt/dag. Effekterne på immunsystemet anses langt overvejende for at være dioxinlignende effekter og er derfor af mindre relevans for de ikke-dioxinlignende PCB.

Effekter på nervesystemet

Adfærdmæssige forandringer (effekt på motorik og effekter på højere cognitive funktioner, f.eks indlæring, hukommelse og opmærksomhed) er set i rotter og aber efter både pre- og/eller postnatal eksponering for kommercielle blandinger, veldefinerede blandinger, enkelte congenere og forurenede fisk. Både dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB har givet adfærdsmæssige forandringer i forsøgsdyr.

Ændringer i niveauerne af neurotransmittere, hyppigst i form af nedsat dopamin koncentration i forskellige hjerneområder er set i aber, rotter og mus. Nedsat dopamin er set i voksne rotter efter indtagelse af Aroclor 1254 i dosis niveauer fra 39 mg/kg legemsvægt/dag i 30 dags, og i aber efter Aroclor 1016 eller 1260 i dosis niveauer fra 0,8 mg/kg legemsvægt/dag i 20 uger.

LOEL for kommercielle PCB blandinger (Aroclor 1016 og 1260) på niveauer af neurotransmittere i hjernen var 0,8 mg/kg legemsvægt/dag til aber i 20 uger.

5.2.3 Genotoksicitet

PCB er blevet undersøgt for genotoksiske effekter i en lang række in vitro og in vivo testsystemer (ATSDR 2000). Aroclor 1260 gav ikke DNA addukter i rottelever. Aroclor 1242 og 1254 inducerede ikke kromosom forandringer i knoglemarvsceller eller sædceller fra rotter og mus efter enkelte eller gentagne doseringer. Dominant letale mutationer blev heller ikke påvist i han-rotter behandlet med Aroclor 1242 eller 1254. En enkelt undersøgelse i rotter med en enkeltdosis af Aroclor 1254 viste tegn på DNA skader i leveren 4-12 timer efter indgift, men skader kunne ikke påvises efter 48 timer (ATSDR 2000, IARC 1987).

Aroclor 1254 var ikke mutagent i bakterier (Salmonella typhimurium) med eller uden metabolisk aktivering og Aroclor 1242 eller Clophen A60 inducerede ikke gen-mutationer i V79 celler fra kinesiske hamstre. Aroclor 1254 har induceret kromsom forandringer i et enkelt studie med humane lymfocytter, men ikke i andre studier. UDS (unscheduled DNA synthesis) er også påvist i et enkelt studie med rotte lever celler (ATSDR 2000, IARC 1987).

Den samlede konklusion er at PCB generelt har været inaktive i in vitro og in vivo test for genotoksicitet. Data fra dyreforsøg indikerer imidlertid, at de kommercielle PCB blandinger kan inducere tumorer i lever og thyroidea hos mus og rotter. Da PCB, især de lavere chlorerede PCB, kan metaboliseres af Cytokrom P450 systemerne med dannelse af reaktive intermediater, såsom aren-epoxider og quinoner, til følge, kan en cancer-initierende effekt teoretisk set ikke afvises. Der er imidlertid ingen direkte evidens for en sådan mekanisme.

5.2.4 Kræftfremkaldende effekt

Den kræftfremkaldende effect af PCB i mennesker er undersøgt i retrospektive mortalitets studier i arbejdere og i case-control undersøgelser af miljøeksponering ved at undersøge association mellem serum eller fedtvævs koncentrationer og forekomst af kræft. Nogle af mortalitetsstudierne antyder, at arbejdsmiljømæssig udsættelse for PCB kan være associeret med øget risiko for kræft i forskellige væv, især lever, galdeveje, mavetarmkanal og hud. Der er ikke fundet nogen klar sammenhæng til kræft i andre væv, som f.eks. bryst, hjerne, blod og lymfesystem.

En lang række case-control studier har undersøgt den mulige sammenhæng mellem brystkræft og koncentrationen af PCB i brystvæv eller blod i den almindelige befolkning. I nogle, men langt fra alle, undersøgelser er der fundet forhøjet PCB koncentration i brystvæv hos kvinder med brystkræft. Ingen af undersøgelserne som har været baseret på koncentrationer af PCB i blodet har vist nogen sammenhæng til brystkræft. Ingen af de prospektive studier har fundet at PCB var associeret med brystkræft.

En række perorale cancer studier er udført i dyreforsøg med kommercielle PCB blandinger. Den mest omfattende undersøgelse, publiseret i 1998, sammenlignede de fire mest anvendte kommercielle Aroclor blandinger (1016, 1242, 1254 og 1260), som blev indgivet med foderet til rotter i dosisniveauer på henholdsvis 2.0-11.2 (1016), 2.0-5.7 (1242), 1.0-6.1 (1254), eller 1.0-5.8 (1260) mg/kg legemsvægt/dag i 24 måneder. Øget tumourforekomst blev fundet i lever og thyreodea, men der sås nedsat forekomst af brysttumorer. Effekten i leveren sås primært i hunrotter, ikke i hannerne. Responset øgedes med dosis og potensen var Aroclor 1254 > Aroclor 1260 > Aroclor 1242 > Aroclor 1016 (Mayes et al., 1998).

Tidligere langtidsstudier i rotter havde også fundet, at kommercielle blandinger med 60% chlorindhold (Aroclor 1260 and Clophen A60) inducerede levertumorer primært i hunrotter. Med kommercielle blandinger indeholdende mindre end 60% chlor var levertumorer rapporteret i langtidsforsøg med Aroclor 1254 og Clophen A30.

Peroral indgift af kommercielle PCB blandinger eller enkelt congenere kan promotere preneoplastiske forandringer og tumorer i lever og lunger hos rotter og mus, der forudgående har været behandlet med et initierende carcinogen. Tumor promotere er stoffer som kan føre til udvikling af kræft uden selv at besidde relevante genotoksiske egenskaber. Stoffernes virkning er afhængig af, at der allerede er initierede celler til stede, der har kritiske genestiske skader, som gør cellen følsom over for tumorpromotorerne. Sådanne initierede celler dannes og destrueres til stadighed i organismen og ved tilstedeværelse af en promoter, kan cellen overleve og udvikle sig til pre-neoplastiske celler. Prototypen på en tumorpromotor er 2,3,7,8-TCDD. Der er general enighed om, at der findes en tærskelværdi for effekten af tumorpromotorer under hvilken der ikke foreligger risiko for udvikling af tumorer.

Samlet indikerer de foreliggende data, at dioxiner og dioxinlignende PCB er tumorpromotorer. Nogle ikke-dioxinlignende PCB har også vist tumorpromoterende egenskaber. Der er imidlertid usikkerheder omkring dette, da det har vist sig, at mange af de PCB der har været anvendt i undersøgelserne har været forurenet med enten dioxinlignende PCB eller med dioxin (dibenzofuraner). Fortolkningen af cancerstudierne med de kommercielle blandinger besværliggøres af, at disse blandinger indeholder både dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB. Da levertumorer (og thyreodea tumorer) er den typiske kræftfremkaldende effekt for dioxin prototypen TCDD og for den mest potente ikke-dioxinlignende PBC 126 i rotter, er det sandsynligt, at den leverkræftfremkaldende effekt af de tekniske PCB blandinger skyldes den dioxinlignende effekt, som findes i disse blandinger.

Rent faktisk indikerer resultaterne fra de kroniske carcinogenicitetsstudier i rotter med forskellige tekniske blandinger at forekomsten af levertumorer og thyreodea tumorer ikke afhænger af dosis af total PCB, men af den totale TCDD-TEQ forekomst i disse tekniske blandinger (Mayes et al., 1998). Således giver kvantitative sammenligninger med resultaterne fra langtidundersøgelsen i rotter med TCDD (Kociba et al., 1978) næsten identiske dosis-responskurver for total TEQ i forskellige PCB blandinger og TCDD som inducere af levertumorer i hunrotter. Ved de lavere TEQ doser kunne forekomsten af thyreodeatumorer ikke skelnes fra kontrolværdierne, hvorfor egentlige dosis-responskurver ikke kan fastlægges. Disse 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.

Udviklingen af thyreodeatumorer menes at skyldes at Aroclor behandlingen (og dioxin behandling) nedsætter niveauet af thyreodea hormoner i blodet. Dette resulterer i øget frigivelse af thyreodea stimulerende hormon (TSH) fra hypofysen (Vansell et al., 2004). Denne effekt vides at være en risikofaktor for udvikling af thyreodeatumorer i rotter.

Mekanismen bag udviklingen af levertumorer efter behandling med dioxinlignende stoffer er ikke fuldt klarlagt. For TCDD har der været foreslået forskellige mekanismer. En promoterende og ”indirekte” genotoksisk effekt er foreslået som følge af TCDDs potente evne til at inducere bl.a. CYP1A1 and 1A2. Især CYP1A1 (Nebert et al., 2004) er involveret i den metaboliske aktivering af endogene stoffer, såsom oxygen (Shertzer et al., 1998) eller oestradiol (Wyde et al., 2001). De reaktive omdannelsesprodukter, såsom superoxid og oestradiol quinon kan føre til genotoksiske effekter (Wyde et al., 2002). De ikke-dioxinlignende PCB fører til induktion af andre CYP enzymer (CYP2B og 3A). Betydningen heraf (om nogen) for udvikling af kræft kendes ikke.

Samlet kan en potential kræftfremkaldende effekt af eksponering for de kommercielle PCB blandinger ikke udelukkes. Effekten er sekundær til levertoksicitet, vil lang overvejende være drevet af indholdet af dioxinlignende PCB og PCDF, og anses ikke for at udgøre en risiko ved dosis niveauer (kropsbelastninger) hvor der ikke forekommer effekter på leveren.

5.2.5 Effekter på reproduktion og udvikling

Informationer vedrørende 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 ris olie kontamineret med varme-degraderet Kanechlor og også fra højt eksponerede mennesker, feks gennem højt indtag af kontaminerede fisk.

Menstruations forstyrrelser blev set i kvinder under Yusho episoden. Kønsmodning og udvikling af kønsorganer var ikke ændre hos drenge født af Yu-Cheng mødre. Fertilitet, frugtbarhed og forekomst af spontane aborter er ikke undersøgt i Yusho og Yu-Cheng patienter. 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 i 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 defekter til følge. På trods af at det nyfødte barns eksponering for PCB er lang højere efter indtagelse af modermælk, tilskrives disse effekter primært eksponeringen i fostertilstanden. Andre effekter, som er blevet rapporteret, er lavere fødselsvægt og reduceret tilvækst tidligt i livet. Det er stadig uklart om effekterne er reelle, da resultaterne af de forskellige undersøgelser er svage og varierer meget og i visse tilfælde er modstridige. Det er også sandsynligt, at sådanne effekter primært vil skyldes dioxiner og dioxinlignende PCB. Da forekomsten af de ikke-dioxinlignende PCB korrelerer med forekomsten af disse er der mulighed for flask positive associationer til PCB.

Informationer om reproduktions- og udviklingseffekter er til stede fra dyreforsøg med kommercielle PCB blandinger, definerede rekonstituerede blandinger og enkelt congenere.

Reproduktionseffekter

Reproduktionseffekter i hunner eksponeret for kommercielle PCB blandinger er set i en række forskellige dyrearter, såsom rotter (forlænget oestrus, nedsat sexuel modtagelighed, nedsat implantations rate 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 de reproduktionseffekterne af PCB. Oplysninger om reproduktionseffekter i hanner er begrænsede.

Øget menstruationsvarighed (5-7 dage) og blødning blev observeret i Rhesus aber eksponeret for 0,1 mg Aroclor 1248 /kg legemsvægt/dag med foderet fra 7 måneder før befrugtning og igennem drægtighedsperioden. Nedsat befrugtning sås efter 0,2 mg/kg legemsvægt/dag. Abortering forekom med bege doser. Lignende effekter optrådte i Rhesus aber, som blev parret efter 38ugers indtagelse af 0,2 mg Aroclor 1248/kg legemsvægt/dag med foderet.

Nedsat frugtbarhed og øget forekomst af aborter, resorptioner og dødfødsler sås i Rhesus aber, som fik Aroclor 1254 med foderet i doser på 0,02 to 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i 37 måneder før parring og de efterfølgende 29 måneder gennem parring, drægtighed, fødsel og ungernes opvækst. Der var ingen klar effekt på reproduktionen efter 0,005 mg/kg legemsvægt/dag

I nyligt afvænnede hanrotter, som fik Aroclor 1254 med mavesonde i en dosis på 25 mg/kg legemsvægt/dag i 15 uger, sås signifikant nedsat vægt af sæd-dannende væv og nedsat sædproduktion. Disse effekter sås ikke med lavere dosisniveauer på 0,1 to 10 mg/kg legemsvægt/dag, og der var ingen forandringer i andre testikulære parametre, såsom testikelvægt og serum testosteron niveauer.

Fertiliteten var markant nedsat hos det hanlige afkom af rotter, som under laktationsfasen indtog 8 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag, mens fertiliteten ikke var nedsat i det hanlige afkom af rotter, som fik doser på 30 mg/kg legemsvægt/dag af Aroclor 1221, 1242, eller 1260 med mavesonde fra drægtighedsdag 12 til 20.

NOAEL for reproduktionseffekter af kommercielle PCB blandinger (Aroclor 1254) i aber var 0,005 mg/kg legemsvægt/dag i 37 måneder før parring og under graviditeten. LOAEL var 0,02 mg/kg legemsvægt/dag.

Effekter på udviklingen

Udviklingsmæssige effekter er set i 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). Undersøgelserne i gnavere har generelt brugt høje PCB doser, men har vist at effekterne på ungernes udvikling kan ske, uden at der ses toksiske effecter på mødrene. PCB har ikke vist fostermisdannende (teratogen) effekt, medmindre der har været brugt ekstremt høje doser. De tilgængelige data viser, at aber er mere følsomme end gnavere.

Lavere fødselsvægt blev set hos unger født af Rhesus aber fodret med 0,03 mg Arochlor 1016/kg legemsvægt/dag i 12 måneder (før parring og gennem graviditeten) , men ikke med 0,007 mg/kg legemsvægt/dag. Ved afvænning var kropsvægten hos ungerne i den højt doserede gruppe stadig lavere, men ikke statistisk signifikant forskellig fra kontrolniveauet. I begge grupper af nyfødte sås der hyperpigmentering og adfærds- og indlæringsmæssige ændringer.

I afkom fra hun Rhesus aber, der fik 0,1 eller 0,2 mg Aroclor 1248/kg legemsvægt/dag i 15 måneder, sås lavere fødselsvægte. I 2-måneders alderen havde begge grupper af unger tegn på PCB forgiftning (facial acne, opsvulmede øjenlåg, tab af øjenvipper, og hyperpigmentering af huden). Tre af 6 unger døde mellem dag 44 og 329. De havde patologiske forandringer i brissel, milt og knoglemarv.

Adfærdsmæssige forstyrrelser er set i abeunger født af mødre, som fik 0,1 mg Aroclor 1248/kg legemsvægt/dag med foderet i 16 til 21 måneder (behandlingen blev afsluttet 3 måneder efter fødslen), og i unger hvis mødre fik 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i 18 måneder og herefter først blev parret efter 32 måneder uden eksponering.

Rhesus aber fik Aroclor 1254 med foderet i doser på 0,005, 0,02, 0,04 eller 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i 37 måneder før parring og de efterfølgende 29 måneder gennem parring, drægtighed, fødsel og ungernes opvækst. Der sås dosis-afhængig føtal mortalitet, som kun var signifikant forskellig fra kontrol på det højeste dosis niveau (0.08 mg/kg legemsvægt/dag). Fødselsvægte var ikke ændrede, men der sås effekter på hud, negle, og gummer på alle dosis niveauer. Immunosuppresive effekter (reduceret IgM og IgG antistof reaktion over for SRBC og nedsat lymfocytproliferation) blev målt i ungerne på alle dosis niveauer.

Adfærds- og indlæringsmæssige forandringer blev rapporteret i rotteunger hvis mødre blev behandlet med 2,4 mg Clophen A30/kg legemsvægt/dag fra før parring og gennem drægtighedsperioden, og i unger hvor mødrene blev behandlet med 1 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag gennem drægtighedsperioden og laktationsperioden, men ikke efter 0,4 mg Clophen 42/kg legemsvægt/dag. I en speciel undersøgelse i rotter  blev det vist at in utero eksponering alene resulterede i adfærdsmæssige forstyrrelser, mens post-natal eksponering alene ikke resulterede i målbare forandringer.

Nedsatte serum niveauer af T4 og T3 er blevet observeret i unger født af hunrotter eksponeret peroralt for Aroclor 1254 fra 0,1 mg/kg legemsvægt/dag gennem drægtighed og laktation. Histopatologiske forandringer i thyreodea sås først efter 2,5 mg/kg legemsvægt/dag.

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.

5.3 Toksikologiske effekter af individuelle ikke-dioxinlignende PCB

De toksikologiske effekter, som er blevet rapporteret i forsøgsdyr efter dosering med ikke-dioxinlignende PCB (PCB 18, 28, 47, 52, 95, 101, 110, 128, 132, 149, 153, 169, 170, 180, 206, 209), er effekter på lever, thyreodea, niveau af neurotransmittere i hjernen, immunotoksicitet, østrogen aktivitet, effekter på reproduktion og effekter på udviklingen af unger, hvis mødre blev doseret under graviditeten (se Tabel 6.1). Disse effekter er ikke specifikke for de ikke-dioxinlignende PCB og de fleste ses også efter eksponering for PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB. Specielle undersøgelser indikerer, at hydroxylerede metabolitter eller methylsulfon metabolitter af ikke-dioxinlignende PCB kan have bidaget til nogle af efekterne, specielt østrogen aktivitet og effekter på thyreodea.

I undersøgelser med eengangsdoser eller kun få dages doseringer har NOAEL niveauerne for individuelle ikke-dioxinlignende PCB generelt været større end 1 mg/kg legemsvægt/dag (se Tabel 6.1). For de ikke-dioxinlignende PCB (PCB 18, 28, 47, 52, 101, 110, 153), som er blevet testet i gnavere for effekter på reproduktionsevnen og på ungernes udvikling, har NOAEL niveauerne varieret fra >1 mg/kg legemsvægt/dag til > 50 mg/kg legemsvægt/dag. I de fleste undersøgelser blev dyrene doseret fra dag 10 til 16 i drægtighedsperioden. (Disse NOAEL niveauer er op til 100000 gange højere end den estimerede gennemsnitlige daglige indtagelse i mennesker. Derfor må akutte effekter anses for at være usandsynlige efter de eksponeringer vi i dag kender til.

Forskelle mellem dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB med hensyn til effekt på reproduktion og udvikling af ungernes nervesystem og adfærd kan sammenlignes fra studier, som er udført i det samme laboratorium (Schanz et al.  ) med anvendelse af den samme forsøgsprotokol med dosering fra dag 10 til 16 under graviditeten og anvendelse af de samme undersøgelsesmetoder. LOAEL for PCB 126 (dioxinlignende) var <0,001 mg/kg legemsvægt/dag, for PCB 77 (dioxinlignende) var LOAEL 2 mg/kg legemsvægt/dag, for PCB 118 (dioxinlignende) var LOAEL 4 mg/kg legemsvægt/dag, og for de ikke-dioxinlignende PCB 28, 153 og 95 var LOAEL henholdsvis 8, 16 og 32 mg/kg legemsvægt/dag

Undersøgelser af individuelle PCB congenere er foretaget i en række sammenlignelige 13-uger perorale toksicitets studier i rotter. 3 ikke-dioxinlignende PCB congenere (28, 128, 153) og 4 dioxinlignende PCB (77, 105, 118, 126) blev udvalgt baseret på deres hyppige forekomst i miljøprøver og i humant væv. Et bredt spektrum af toksikologiske effekter er blevet observeret. De mest følsomme organer var lever (specielt i hunner) og thyreodea. Resultaterne af disse er summarisk angivet i Tabel 6.1 (ATSDR 2000). Herudover er der foretaget sporadiske studier af forskellige effekter med forskellige individuelle PCB congenere og med metabolitter af forskellige PCB.

I disse 13-ugers orale toksicitetsundersøgelser i rotter med individuelle congenere inkluderede levereffekterne øget lever vægt, biokemiske forandringer (forhøjede serum enzymer og cholesterol, forhøjet lever porphyrin niveau og nedsat lever vitamin A), og histopathologiske forandringer (cytoplasmisk vakuolisering og 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 .

Effekter på hæmatologiske parametre sås med PCB 105 i doser omkring 4 mg/kg legemsvægt/dag, og med PCB 126 doser omkring 0,0074 mikrogram/kg legemsvægt/dag, men ikke for de andre congenere. Histopatologiske forandringer i thymus sås efter peroral udsættelse for PCB 126 (0.00074 mg/kg legemsvægt/dag) og for PCB 28, 105 og 153 (4 mg/kg legemsvægt/dag). Der sås ingen effekter på milt, lymfeknuder og knoglemarv, eller på antal hvide blodlegemer med disse 4 congenere. PCB 77, 118, eller 128 gav ikke anledning til ændringer i immunological parametre.

Nedsatte dopamin koncentrationer blev observeret efter PCB 105 (ca. 4 mg/kg legemsvægt/dag), med PCB 118 (0,2 mg/kg legemsvægt/dag), med PCB 128 (0,005 mg/kg legemsvægt/dag), og med PCB 153 (0,34 mg/kg legemsvægt/dag).

Der sås mindre forandringer i ovarierne fra hunrotter eksponeret for PCB 126 med foderet i doser på 0,009 mg/kg legemsvægt/dag, men ikke med 0,0008 mg/kg legemsvægt/dag. Der blev ikke set effekter i reproduktionorganerne hos hannerne efter 0,0007 mg/kg legemsvægt/dag. Forandringer i reproduktions organerne hos hanner og hunner blev ikke set efter PCB 28 (4 mg/kg legemsvægt/dag), PCB 77 (0.8 mg/kg legemsvægt/dag), PCB 105 (4 mg/kg legemsvægt/dag), PCB 118 (0,7 eller 0,2 mg/kg legemsvægt/dag hos henholdsvis hanner og hunner), PCB 128 (4 mg/kg legemsvægt/dag, eller PCB 153 (4 mg/kg legemsvægt/dag).

5.4 Toksikologiske effekter af rekonstituerede PCB blandinger

Undersøgelser af veldefinerede PCB blandinger er foretaget i aber og rotter.

Abeforsøg

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 og repræsenterede den gennemsnitlige daglige indtagelse hos et diende spædbarn hvor modermælken indeholder 50 ug PCB/kg. 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 lever enzymer, 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)

Der blev observeret nedsat indlæringsevne i de doserede unger i en alder af 3 år, hvor testen blev foretaget. Behandlingen havde ingen effekt på ungernes tilvækst, medførte ingen ændringer i immunforsvaret og gav ikke anledning til signifikante forandringer i biokemiske parametre inkluderende lever enzymer, bilirubin, triglycerider og cholesterol.

Abeunger (Cynomolgus) indtog ovennævnte veldefinerede 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. Der blev 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).

Rotteforsøg

Hun-rotter blev fodret med 4 mg/kg legemsvægt/dag af en rekonstitueret PCB blanding som svarede til PCB sammensætningen i modermælk (i Tyskland) eller Aroclor 1254. Eksponeringerne varede fra 50 dage før parring indtil ungernes fødsel. Ungerne blev herefter fulgt og undersøgt i op til 180 dage. Der var ingen effekt på reproduktionsparametre, men den rekonstituerede PCB blanding medførte en kraftigere effekt end Aroclor 1254 på køns-hormon specifikke processer og adfærd hos ungerne. I hunner sås signifikant øget vægt af livmoderen 21 dage efter fødslen. Hos voksne hanner (170 dage) sås reduceret vægt af testikler og nedsat testosteron niveau i serum som tegn på en persistent antiandrogen effekt. Feminiseret adfærd blev iagttaget i disse hanner (Hany et al., 1999).

I en tilsvarende (samme) undersøgelse blev grupper af hun-rotter fodret med 0, 0,5, 2 eller 4 mg/kg legemsvægt/dag af en rekonstitueret PCB blanding som svarede til PCB sammensætningen i modermælk (i Tyskland). Serum koncentrationen af vitamin D(3) metabolitterne 25-hydroxycholecalciferol (25-D) og 1,25-dihydroxycholecalciferol (1,25-D) blev målt i mødrene og deres unger. 1,25-D var reduceret hos både mødre og unger fra de to højst doserede grupper (Lilienthal et al., 2000). I de nyligt afvænnede hunner sås dosisafhængig reduktion i serum testosterone og  østradiol koncentrationer, og hos voksne hanner sås dosis-afhængig reduceret testosteron niveau i serum. NOAEL var 0.5 mg PCB/kg legemsvægt/dag. Koncentration af total PCB i fedtvæv hos mødrene på fødselstidspunktet blev bestemt til 26.8, 155.8, og 300.2 ug/g fedt i grupperne som fik henholdsvis 0.5, 2, og 4 mg/kg legemsvægt/dag. Under antagelse af 20% fedt i disse hun-rotter svarer koncentrationerne til kropsbelastninger med total PCB på 5,400, 31,000, og 60,000 ug/kg legemsvægt (Kaya et al., 2002).

6 Sundhedsmæssig vurdering af eksponering for PCB i indeluft, husstøv og jord

6.1 Introduktion

Ved den sundhedsmæssige vurdering af de forskellige typer af potentielle PCB eksponeringer, er det nødvendigt at tage hensyn til den sandsynlige PCB sammensætning, som findes i de pågældende medier. I tilfældet luft, husstøv og jord adskiller sammensætningerne sig indbyrdes, og markant fra den sammensætning, der kendes fra fødevarer.

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) 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 højere chlorerede, persistente PCB, såsom PCB 153, 138 og 180, der dominerer kvantitativt. Samtidigt indtages i gennemsnit 1-2 pg WHO TEQ/kg legemsvægt/dag af persistente dioxiner og dioxinlignende PCB med kosten. 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. Denne vurdering opdeles i stedet i en separat vurdering af dioxin og dioxinlignende PCB, og en separat vurdering af de ikke-dioxinlignende PCB.

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

De PCB, som er fundet i indeluften, er primært ikke-dioxinlignende, lavt-chlorerede PCB, såsom PCB 28, 31, 44, 49 og 52. Disse kongenere 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 adækvat vurdering.

6.2 Vurdering af baggrundsniveauet af PCB, primært fra Fødevarer

6.2.1 Ikke-dioxinlignende PCB

De ikke-dioxinlignende PCB, som må 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 /Tabel 4.1) drejer det sig om de 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.

6.2.1.1 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, østrogen effekt, 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 østrogen effekt 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 reproduktions effekter og for udviklingseffekter i gnavere, omfattende østrøgene effekter, effekter på skjoldbruskkirtlen og på nervesystemets udvikling i rotter (PCB 18, 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 PCB 126 var <0,001 ug/kg legemsvægt/dag og for PCB 118 var LOAEL 4 mg/kg legemsvægt/dag. For PCB 77 var NOAEL 2 mg/kg legemsvægt/dag, for PCB 28 8 mg/kg legemsvægt/dag, for PCB 153 16 mg/kg legemsvægt/dag og for PCB 95 (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 karcinogenoicitets undersøgelser af ikke-dioxinlignende PCB. En endnu ikke offentligtgjort 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 (Ref). 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 tærskelvæfrdi 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 PCB 28, 128, 153 med et NOAEL på 30 ug/kg legemsvægt/dag for effekter på lever og skjoldbruskkirtel. Dette NOAEL giver en sikkerhedsmargin (margin of safety, MOS) på ca. 1000 i forhold til den estimerede daglige indtagelse af PCB hos mennesker (10-50 ng/kg legemsvægt/dag). Som nævnt anses denne vurdering for at være konservativ, da størstedelen af effekterne set i studier med ikke-dioxinlignende PCB sandsynligvis er relateret til dioxineffekter.

6.2.1.2 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 kortere varende 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 (refs..) 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 ialt 225 ng/g fedt. Hvis det antages, at mennesker indeholder 20% fedt, svarer dette til en kropsbelastning (BB) 45 ug/kg legemsvægt. For at opnå denne kropsbelastning kræves en daglig intagelse af 29 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).

Den estimerede mediane kropsbelastning hos mennesker for de ovennævnte PCB congenere er angivet i Tabel 6.1. Kropsbelastningen er estimeret ud fra indholdet (på fedtbasis) af dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB målt i modermælk (Tabel 4.1) konverteret til kropsbelastning under antagelse af, at fedtindholdet i menneskekroppen er 20%. Som tidligere nævnt er også undersøgelser, som har anvendt individuelle dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB, tabuleret i Tabel 6.1, som angiver de fundne NOAEL eller LOAEL værdier for forskellige toksikologiske effekter. Med baggrund i de biologiske halveringstider i rotter for de enkelte congenere, som rapporteret af Tanabe et al. (1981), angiver tabellen også den estimerede kropsbelastning i forsøgsdyrene relateret til NOAEL/LOAEL niveauerne. Endelig foretages der en sammenligning af de estimerede kropsbelastninger i forsøgsdyr ved NOAEL/LOAEL niveauerne med de estimerede krobsbelastninger i mennesker. Denne sammenligning baseres på Margin of Body Burden (MOBB) ( ved at dividere den estimerede kropsbelastning i forsøgsdyrene med den estimerede kropsbelastning i mennesker).

For de ikke-dioxinlignende PCB, som er undersøgt for effekter på reproduktion og udvikling, herunder østrogene effekter (PCB 18, 28, 47, 52, 95, 101, 110, 128, 132, 149, 153, 170, 180, 206, 209) varierer NOAEL kropsbelastningsniveauerne generelt fra >1 - > 50 mg/kg legemsvægt og de tilsvarende MOBB varierer fra >5000 – 1000000.

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 5400 og 31000 ug PCB/kg legemsvægt under antagelse af 20% fedt i disse rotter. NOAEL kropsbelastningen er ca. 110 gange højere end ovennævnte humane kropsbelastning på 50 ug total PCB/kg legemsvægt (4,8 + 45 ug/kg legemsvægt for sum af dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB).

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 0,8, 1,6 og 2,3 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 1300, for PCB 128 er den 12000 og for PCB 153 kun 135. 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.

Tilsvarende effekter på leveren og skjoldbruskkirtlen hos rotter ses efter eksponering for PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB. Med alle 3 ikke-dioxinlignende PCB sås en signifikan 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. 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 og på lever og skjoldbruskkirtel og de rrapporterede 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 10, 220, 850 og 0,25 ug/kg legemsvægt, hvilket leder til beregnede MOBB på 5000, 550, 425 og 30 for henholdsvis PCB 77, 105, 118 og 126.

6.2.3 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 0,0075 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag. Dette LOAEL giver en eksponeringsmargin (margin of exposure, MOE) på ca. 250 i forhold til den estimerede daglige indtagelse af PCB med fødevarer (10-50 ng/kg legemsvægt/dag).

6.3 Vurdering af PCB i indeluft, husstøv og forurenet jord

6.3.1 Indeluft

De PCB, som er fundet i indeluften, er primært ikke-dioxinlignende lavt-chlorerede PCB, som PCB 28, 31, 44, 49 og 52. Disse congenere metaboliseres hurtigere og akkumuleres i mindre omfang end de fleste af de congenere, som forekommer i fødevarer. Den største PCB koncentration er fundet i prøverne fra Bygning 6. Ud over ovennævnte lavt chlorerede PCB, blev der her også påvist lave koncentrationer af de ikke-dioxinlignende PCB 99, 101, 110, 138 og 153, plus de dioxinlignende PCB 105 og 118,  med en samlet koncentration af PCB i størrelsesordenen 1 ug/m³. Hvis det antages, at en person på 60 kg dagligt indånder 15 m³ af denne luft, vil eksponeringen blive 15 ug/person, eller 250 ng/kg legemsvægt/dag. I dette tilfælde vil der være en MOS på omkring 100 til NOAEL niveauet for PCB 28, og eksponeringen for de ikke-dioxinlignende PCB med indeluft vil være markant større end med fødevarer.

For PCB 28 svarede NOAEL for effekt på lever og skjoldbruskkirtel i et 13 ugers fodringsforsøg med rotter til en estimeret kropsbelastning på 0,8 mg/kg legemsvægt. Af de PCB, der blev påvist i indeluften, kan kun PCB 28, 52, 99 og 101 påvises i fedtvæv hos mennsker, hvor median koncentrationen er omkring 10 ng/g fedt, modsvarende en kropsbelastning på 2 ug/kg legemsvægt, hvilket er 400 gange mindre end NOAEL kropsbelastningen i forsøgsdyrene. Selv hvis det antages, at ovennævnte PCB niveauer fører til en 30 gange højere kropsbelastning med PCB 28, som set i svenske undersøgelser, vil der stadig være en margin på mere end 10 mellem kropsbelastningen i mennesker og NOAEL kropsbelastningen i forsøgsdyr.

Det vurderes samlet, at ikke-dioxinlignende PCB i indeluften vil kunne bidrage signifikant til mennesker eksponering for de lavere chlorerede PCB. Selv om de fundne niveauer ikke umiddelbart vurderes som værende sundhedsmæssigt betænkelige vil de kunne medføre en uønsket, forøget kropsbelastning med ikke-dioxinlignende PCB.

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. 100 ng/person. Omsat til indtagelse af dioxintoksicitetsækvivalenter (begge congenere har en WHO-TEF værdi på 0,0001) svarer dette til en eksponering for 10 pg TEQ/person/dag eller 0,17 pg/kg legemsvægt/dag. Dette svarer til ca. 9% 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, så kan det ikke udelukkes, at der kan være visse (ekstreme) tilfælde, hvor indeluften kan give et ikke ubetydeligt bidrag til menneskers eksponering for dioxinlignende stoffer.

6.3.2 Husstøv

Ved at antage, at PCB profilen i husstøv ligner den i de de kommercielle blandinger, opnås en forsigtig, men adækvat vurdering. LOAEL i aber for effekter på reproduktion, indlæringsevne og immuntoksikologiske parametre er 0,0075 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag. I denne undersøgelse blev der fundet PCB koncentrationer på ca. 2 ug sum-PCB/g i husstøv fra Bygning 7. Hvis det antages, at en voksen person på 60 kg dagligt indtager 50 mg støv, vil eksponeringen blive 0,1 ug 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 2500 til LOAEL niveauet og eksponeringen vil kun udgøre et beskedent bidrag til kropsbelastningen med PCB.

6.3.3 Jord

Det antages, at PCB profilen i jorden ligner den i de de kommercielle blandinger. LOAEL i aber for effekter på reproduktion, indlæringsevne og immuntoksikologiske parametre var 0,0075 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag. Der blev fundet op til ca. 350 ng sum PCB/g jord fra Enebærhaven. Dersom et barn på 10 kg indtager 0,2 g heraf per dag, bliver den daglige indtagelse af sum-PCB 7,4 ng/kg legemsvægt, hvilket giver en margin of exposure (MOE) på omkring 1000 til LOAEL niveauet, men eksponeringen vil kunne udgøre et signifikant bidrag til indtagelsen af PCB med fødevarer i en kortere periode.

Dioxiner og dioxinlignende PCB er blevet vurderet af med hensyn til fastsættelse af et eventuelt jordkvalitetskrieterie (Nørhede og Larsen 2003). Af denne vurdering fremgår:

I jord bindes PCDD, PCDF og PCB til partikler og anses for at være meget immobile. Jord og sediment fra forskellige områder indeholder total-PCB i mængder fra <0.01 op til 2.0 mg/kg. Dansk jord indsamlet i 2001 fra både industri-, by- og landlige områder indeholdt 0,25–3 ng TEQ per kg tør vægt.

Der er ikke fastsat jordkvalitetskriterie for PCDDs, PCDFs og dioxin-lignende PCBs. Kva-litetskriterier i jord fastsættes primært for at beskytte børn, som kommer i hudkontakt med jord, eller som spiser den. PCDDs, PCDFs og dioxinlignende PCBs er fast bundet til jord-partikler og hudabsorption og absorption efter peroral indtagelse anses for at være begrænset. Selvom absorptionen fra jord måtte antages at være lige så høj som fra fede fødevarer (50%) vil der ikke kunne forventes hverken akutte eller kroniske effekter hos børn som følge af de niveauer, der er fundet i Danmark (0,25-3 ng TEQ/kg tør vægt).

Risikovurderingerne foretaget for nylig af EU’s Videnskabelige Komite for Fødevarer (SCF) tager udgangspunkt i kropsbelastningen hos voksne, drægtige hunrotter, hvor de kritiske effekter er set i disses hanlige afkom. På denne baggrund blev den daglige indtagelse, som ville føre til en ”tolerabel” kropsbelastning hos mennesker (gravide kvinder), estimeret. SCFs tolerable ugentlige indtagelse svarer til 2 pg TEQ/kg legemsvægt/dag og på grund af disse stoffers meget lange halveringstider i mennesker vil det vare 30-40 år førend den ”tolerable” kropsbelastning på 4 ng TEQ/kg legemsvægt opnås. I denne sammenhæng vil et forhøjet indtag i en korterevarende periode, f.eks. hos børn, der leger på forurenet jord, ikke have nogen betydning.

Hvis det f.eks. antages, at et barn, der vejer 10 kg, hver dag i 2 år  indtager 0,2 g forurenet jord med 3 ng TEQ/kg (hvilket må anses for at være et højt forureningsniveau i Danmark), så bliver den daglige indtagelse 0,06 pg/kg legemsvægt. Denne ekstra dioxinindtagelse igennem 2 år vil efter 30-40 år kun bidrage med yderligere 0,003 ng TEQ/kg lgv. til den ”tolerable” kropsbelastning på 4 ng TEQ/kg legemsvægt, som måtte være opnået ved indtagelse af 2 pg TEQ/kg legemsvægt/dag med kosten. Dersom et jordkvalitetskriterium skulle have betydning, f.eks. forhindre, at mere end 1% af kropsbelastningen på de 4 ng TEQ/kg legemsvægt (40 pg TEQ/kg legemsvægt) stammede fra 2 års daglig indtagelse af forurenet jord, så skulle grænseværdien være 40 ng TEQ/kg jord. Et så højt forureningsniveau må anses for helt usædvanligt i Danmark.

Tabel 6.1:  NOAEL/LOAEL i forsøgsdyr på basis af kropsbelastning (body burden: BB) sammenlignet med menneskers kropsbelastning med individuelle PCB. Udtrykt som Margin of Body Burden (MOBB).

Klik her for at se Tabel 6.1

7 Referencer

Arnold D.L., Bryce F., Mes J., Tryphonas H., Hayward S., Malcolm S. (1999) Toxicological consequences of feeding PCB congeners to infant rhesus (Macaca mulatta) and cynomolgus (Macaca fascicularis) monkeys.  Food Chem. Toxicol. 37, 153-167.

ATSDR (2000). Toxicological Profile for Polychlorinated Biphenyls (Update). U.S. Department of Health & Human Services, Public Health Service, Agency for Toxic Substances and Disease Registry.

Baars A J, Bakker M I, Baumann R A, Boon P E, Freijer J I, Hoogenboom L A P, Hoogerbrugge R, Klaveren J D, Liem A K D, Traag W A and Vries J de (2004), ‘Dioxins, dioxin-like PCBs and non-dioxin-like PCBs in foodstuffs: occurrence and dietary intake in the Netherlands’, Toxicology Letters, 151: 51-61.

Ballschmiter K, Zell M Analysis of polychlorinated biphenyls (PCB) by glass capillary gas chromatography: Composition of technical Aroclor- and Clophene-PCB mixtures Fres Z Anal Chem. 302:20-31 (1980).

Ballschmiter, K., Bacher R., Mennel, A., Fischer, R., Riehle, U. Swerev, M., 1992. The determination of chlorinated biphenyls, chlorinated dibenzodioxins, and chlorinated dibenzofurans by GC-MS. J. High Resolut. Chromatogr. 15, 260-270.

Ballschmiter, K., Schäfer, W., Buchert, H., 1987. Isomer-specific identification of PCB congeners in technical mixtures and environmental samples. Fresenius J. Anal. Chem, 326, 253-257.

Beck and Mathar 1985

Benthe C., Heinzow B., Jessen H., Mohr S. and Rotard W. (1992) Polychlorinated biphenyls. Indoor air contamination due to thiokol rubber sealants in an office building. – Chemosphere,  25:1481-1486.

FDIR (2000). Overvågningssystem for levnedsmidler 1993-1997. Fødevaredirektoratet 2000.

Hansen L. G. (1999) The ortho Side of PCB: Occurrence and Disposition. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, The Netherlands. ISBN 0-7923-8541-1

Balfanz E., Fuchs J. and Kieper H. (1993) Sampling and analysis of polychlorinated biphenyls (PCB) in indoor air due to permanently elastic sealants. Chemosphere, 26:871-880.

Ewers U., Wittsiepe J., Barth G., Bork M., Kaesler C., Leidl J. and Strobel K. (1998) Blutuntersuchungen auf PCB bei Lehrerinnen und Lehrern einer stark PCB-belasteten Shule. Gesundheitswesen 60: 357-362 (English summary).

Gabrio T., Piechotowski I., Wallenhorst T., Klett M., Cott L., Friebel P., Link B. and Schwenk M. (2000) PCB-blood levels in teachers, working in PCB-contaminated schools. Chemosphere 40: 1055-1062.

Kodavanti, P.R.S. et al., 2001. Differential Effects of two lots of Aroclor 1254: Congener specific analysis and neurochemical endpoints, Environmental Health Perspectives, 109, 1153-1161.

Kohanawa M, Shoya S, Yonemura T, Nishimura K, Tsushio Y (1969). Nat Inst Anim Health Quart 9:220-228.

Liem D and Theelen

Jansson B., Sandberg J., Johansson N. and Åstebro A. (1997) PCB i fogmassor – stort eller litet problem? Naturvårdsverket Rapport 4697. ISBN 91-620-4697-7, ISSN 0282-7298. (English summary).

Johansson N., Hanberg A., Bergek S. and Tysklind M. (2001) PCB in sealant is influencing the levels in indoor air. Organohalogen Compounds. 52: 436-439.

Johansson N., Hanberg A., Wingfors H. and Tysklind M. (2003) PCB in Building Sealant is Influencing PCB Levels in Blood of Residents. Organohalogen Compounds. 63: 381-384.

Neisel F., Manikowsky S.v., Schünmann M., Feindt W., Hoppe H.-W. and Melchiors U. (1999) Humanes Biomonitoring auf Polychlorirte Biphenyle bei 130 in einer Grundshule exponierten Personen. Gesundheitswesen 61: 137-150 (English summary).

Nørhede, P and Larsen, J.C. (2003): Evaluation of health hazards by exposure to PCDDs, PCDFs and dioxin-like PCBs. Institut for Fødevaresikkerhed og Ernæring, Fødevaredirektoratet. Baggrundsrapport udarbejdet for Miljøstyrelsen.

Rice DC (1999). Behavioral impairment produced by low-level postnatal PCB exposure in monkeys. Environ. Res.  80, S113-S121, 1999b.

Schulte and Malisch 1984

SCF (Scientific Committee on Food) (2000). Opinion on the Risk Assessment of Dioxins and Dioxin-like PCBs in Food (Adopted on 22 November 2000) http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/out78_en.pdf

SCF (Scientific Committee on Food) (2001). Opinion on the risk assessment of dioxins and dioxins-like PCBs in food (update based on the new scientific information available since the adoption of the SCF opinion of 22 November 2000) (adopted by the SCF on 30 May 2001) http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/out90_en.pdf

Schwenk M., Gabrio T., Päpke O. and Wallenhorst T. (2002) Human biomonitoring of polychlorinated biphenyls and poly chlorinated dibenzodioxins and dibensofuranes in teachers working in a PCB-contaminated school. Chemosphere 47: 229-233.

Van den Berg M, Birnbaum L, Bosveld ATC, Brunström B, Cook P, Feeley M, Giesy JP, Hanberg A, Hasegawa R, Kennedy SW, Kubiak T, Larsen JC, van Leeuwen FXR, Liem AKD, Nolt C, Peterson RE, Poellinger L, Safe S, Schrenck D, Tillitt D, Tysklind M, Younes M, Wærn F and Zacharewski T (1998). Toxic Equivalency Factors (TEFs) for PCBs, PCDDs, PCDFs for Humans and for Wildlife. Environ Health Perspect 106, 775-792.

WHO (2003). Polychlorinated biphenyls: human health aspects. Concise International Chemical Assessment Document 55. http://www.inchem.org/documents/cicads/cicads/cicad55.htm

Wolff MS, Fischbein A, Selikoff IJ. (1992). Changes in PCB serum concentrations among capacitor manufacturing workers. Environ Res 59(1):202-216.

Zweiner G. (1994) Polychlorirte Biphenyle in Gebäude. Deutsches Arkitechtblatt, Ausgabe Baden-Wuertemberg, 26, 786-789.

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

Version 1.0 Marts 2009, © Miljøstyrelsen.