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

2-åriges udsættelse for kemiske stoffer

7 Risikovurderinger

• 7.1 Udvælgelse af dosisfaktorer (NOAEL’s og LOAEL’s)
• 7.2 Anvendelse af korrektionsfaktorer
• 7.3 Eksponeringsscenarier - metode
  • 7.3.1 Eksponeringsveje
    • 7.3.1.1 Indånding
    • 7.3.1.2 Hudoptagelse
    • 7.3.1.3 Indtagelse
  • 7.3.2 Tidligere relevante produktkortlægninger
  • 7.3.3 Eksponeringsscenarier
    • 7.3.3.1 Anvendte eksponeringstider
    • 7.3.3.2 Brug af sommer- og vinterscenarie
    • 7.3.3.3 Anatomiske data
  • 7.3.4 Metode til beregning af eksponering
    • 7.3.4.1 Beregning af eksponering
• 7.4 Beregning af risiko - metode
  • 7.4.1 Kombinationseffekter
• 7.5 Væsentlige eksponeringskilder
  • 7.5.1 Indeklima
  • 7.5.2 Andre kilder til eksponering
    • 7.5.2.1 Ftalater, generelt
    • 7.5.2.2 Parabener, generelt, 99-96-7
• 7.6 Beregning af eksponering
  • 7.6.1 Eksponeringsberegninger for de udvalgte stoffer via indeklimaet
    • 7.6.1.1 Støv
    • 7.6.1.2 Luft
    • 7.6.1.3 Sammenligning af støv og luft
    • 7.6.1.4 Totale bidrag fra indeklimaet
• 7.7 Risikovurderinger af de udvalgte stoffer
  • 7.7.1 DIBP, di-isobutylftalat, 84-69-5
    • 7.7.1.1 NOAEL, AF og DNEL
    • 7.7.1.2 Eksponering generelt
    • 7.7.1.3 Eksponering med DIBP fra fødevarer
    • 7.7.1.4 Eksponering fra forbrugerprodukter
    • 7.7.1.5 Eksponering fra indeklima
    • 7.7.1.6 Samlet eksponering og risiko
  • 7.7.2 DBP, dibutylftalat, 84-74-2
    • 7.7.2.1 NOAEL, AF og DNEL
    • 7.7.2.2 Eksponering generelt
    • 7.7.2.3 Eksponering for DBP fra fødevarer
    • 7.7.2.4 Eksponering fra forbrugerprodukter
    • 7.7.2.5 Eksponering fra indeklima
    • 7.7.2.6 Samlet eksponering og risiko
  • 7.7.3 BBP, butylbenzylftalat, 85-68-7
    • 7.7.3.1 NOAEL, AF og DNEL
    • 7.7.3.2 Eksponering generelt
    • 7.7.3.3 Eksponering for BBP fra fødevarer, m.m.
    • 7.7.3.4 Eksponering fra forbrugerprodukter
    • 7.7.3.5 Eksponering fra indeklima
    • 7.7.3.6 Samlet eksponering og risiko
  • 7.7.4 DEHP, diethylhexylftalat, 117-81-7
    • 7.7.4.1 NOAEL, AF og DNEL
    • 7.7.4.2 Eksponering generelt
    • 7.7.4.3 Eksponering fra fødevarer
    • 7.7.4.4 Eksponering fra forbrugerprodukter
    • 7.7.4.5 Eksponering fra indeklima
    • 7.7.4.6 Samlet eksponering og risiko
  • 7.7.5 DINP, diisononylftalat, 28553-12-0
    • 7.7.5.1 NOAEL, AF og DNEL
    • 7.7.5.2 Eksponering generelt
    • 7.7.5.3 Eksponering for DINP fra fødevarer
    • 7.7.5.4 Eksponering fra forbrugerprodukter
    • 7.7.5.5 Eksponering fra indeklima
    • 7.7.5.6 Samlet eksponering og risiko
  • 7.7.6 Procloraz, 67747-09-5
    • 7.7.6.1 NOAEL, AF og DNEL
    • 7.7.6.2 Eksponering fra fødevarer
    • 7.7.6.3 Samlet eksponering og risiko
  • 7.7.7 Tebuconazol, 107534-96-3
    • 7.7.7.1 NOAEL, AF og DNEL
    • 7.7.7.2 Eksponering fra fødevarer
    • 7.7.7.3 Samlet eksponering og risiko
  • 7.7.8 Linuron, 330-55-2
    • 7.7.8.1 NOAEL, AF og DNEL
    • 7.7.8.2 Eksponering fra fødevarer
    • 7.7.8.3 Samlet eksponering og risiko
  • 7.7.9 Vinclozolin
    • 7.7.9.1 NOAEL, AF og DNEL
    • 7.7.9.2 Eksponering fra fødevarer
    • 7.7.9.3 Samlet eksponering og risiko
  • 7.7.10 Procymidon
    • 7.7.10.1 NOAEL, AF og DNEL
    • 7.7.10.2 Eksponering fra fødevarer
    • 7.7.10.3 Samlet eksponering og risiko
  • 7.7.11 Dioxiner og dioxinlignende PCB’er
    • 7.7.11.1 NOAEL og TDI
    • 7.7.11.2 Eksponering fra fødevarer
    • 7.7.11.3 Samlet eksponering og risiko
    • 7.7.12 PCB’er ikke-dioxinlignende
    • 7.7.12.1 Risikovurdering.
  • 7.7.13 DDT
    • 7.7.13.1 NOAEL, AF og DNEL
    • 7.7.13.2 Eksponering fra fødevarer
    • 7.7.13.3 Samlet eksponering og risiko
  • 7.7.14 Propyl- butyl og isobutylparaben
    • 7.7.14.1 Propylparaben, 94-13-3
    • 7.7.14.2 NOAEL, AF og DNEL
    • 7.7.14.3 Butylparaben, 94-26-8
    • 7.7.14.4 Isobutylparaben, 4247-02-3
    • 7.7.14.5 Eksponering for parabener via forbrugerprodukter
    • 7.7.14.6 Eksponering fra indeklima
    • 7.7.14.7 Samlet eksponering og risiko
  • 7.7.15 Bisphenol A, 80-05-7
    • 7.7.15.1 Eksponering fra fødevarer, m.m.
    • 7.7.15.2 Eksponering fra forbrugerprodukter
    • 7.7.15.3 Eksponering fra indeklima
    • 7.7.15.4 Samlet eksponering og risiko
• 7.8 Kumuleret risikovurdering af hormonlignende stoffer
  • 7.8.1 Risikovurdering, samlet oversigt
    • 7.8.1.1 Sommerscenarie
    • 7.8.1.2 Vinterscenarie
  • 7.8.2 Risikovurdering, samlet for anti-androgene stoffer
  • 7.8.3 Risikovurdering, samlet for østrogene stoffer
  • 7.8.4 Risikovurdering, samlet for østrogene og antiandrogene stoffer
  • 7.8.5 Diskussion og konklusion

7.1 Udvælgelse af dosisfaktorer (NOAEL’s og LOAEL’s)

Fokus for den kumulative risikovurdering i dette projekt er stoffer med hormonforstyrrende effekter. Derfor er det valgt at basere vurderingerne på NOAEL’s (No Observed Adverse Effect Levels) og LOAEL’s (Lowest Observed Adverse Effect Levels) fra dyreforsøg, som påviser hormonforstyrrende effekter. De anvendte NOAEL’s/LOAEL’s stammer altså ikke fra stoffernes kritiske effekt, som ellers normalt anvendes i Miljøstyrelsens kortlægningsrapporter. Det er tilstræbt at vælge NOAEL’s/LOAEL’s, som også anvendes for hormonforstyrrende effekter i EU risikovurderinger, EFSA opinions eller andre officielle risikovurderinger. I mange tilfælde stammer de anvendte resultater fra studier, hvor effekterne observeres efter, at dyrene har været udsat for stoffet i fostertilværelsen. Der kan stilles spørgsmålstegn ved, hvorvidt 2-årige børn kan forventes at være ligeså følsomme overfor hormonforstyrende effekter som i fostertilværelsen. Dette forhold er der ikke tilstrækkelig viden om på nuværende tidspunkt. Så længe der ikke er beviser for det modsatte, vurderes det som en rimelig, om end forsigtig, tilgang til problemstillingen at anvende NOAEL’s/LOAEL’s fra forsøg med udsættelse af fostre til risikovurdering af udsættelse af 2-årige børn.

7.2 Anvendelse af korrektionsfaktorer

I de tidligere kortlægningsprojekter (bl.a. kortlægningsprojekterne fra 2008 og før) blev en udregning af Margin of Safety (MoS) benyttet i risikovurderingen af den målte eksponeringskoncentration/-dosis i det enkelte studie.

REACH anvender i stedet en Derived No Effect Level (DNEL) -værdi udregnet på baggrund af NOAEL (el. lign) og relevante korrektionsfaktorer.

DNEL-værdien kan fastsættes på baggrund af dosisfaktorer (dose descriptors), som f.eks. NOAEL’s eller LOAEL’s, korrigeret med en række forskellige korrektionsfaktorer (assessment factor - AF). De korrektionsfaktorer, der skal anvendes vil afhænge af hvilket studie, dosisfaktoren er baseret på. Ud fra denne udregnes den endpoint specifikke DNEL-værdi (ECHA, May 2008 – R8).

Den endpoint specifikke DNEL værdi er fastsat på baggrund af følgende formel:

Endpoint-specific DNEL =

NOAELcorr er den korrigerede NOAEL-værdi, dvs. den nøje udvalgte NOAEL-værdi, som DNEL-værdien udregnes på baggrund af (NOAEL corrected, R8). I visse tilfælde, hvor en NOAEL værdi ikke har kunnet fastsættes, anvendes en LOAEL- i stedet for en NOAEL-værdi.

De anvendte korrektionsfaktorer og DNEL-værdier fremgår af stofgennemgangen afsnit 7.7. Korrektionsfaktorerne er fastsat efter principperne i REACH vejledningen og tilpasset scenariet med de 2-årige børn som målgruppen. De anvendte korrektionsfaktorer er angivet i tabellen nedenfor.

Tabel 7.1 Korrektionsfaktorer (AF), der er anvendt til beregning af DNEL.

7.3 Eksponeringsscenarier - metode

Fokus for projektet er 2-årige børns samlede udsættelse for kemiske stoffer fra forbrugerprodukter, fødevarer og indeklima. På baggrund af analyserne, der er foretaget for produkter relevante for 2-årige i dette projekt, analyser af relevante produkter foretaget i tidligere kortlægningsprojekter, samt estimater af eksponering fra kosmetiske produkter og via indeklima og fødevarer, er der foretaget eksponeringsberegninger for de udvalgte stoffer.

For forbrugerprodukterne er der opstillet realistiske worst case-eksponeringsscenarier for udsættelsen med udgangspunkt i EUs REACH Guidance Document for risikovurderinger (REACH ”Guidance on information requirements and chemical safety assessment” (ECHA, May 2008)) samt ”Children's toys fact sheet: to assess the risks for the consumer” fra RIVM (Bremmer & Veen, 2002)^[16]. Scenarierne er baseret på beregninger over anvendelse og forudsigelig anden håndtering af produkterne. Afhængigt af produkttype og kemisk stof er eksponeringsvurderingen baseret på sutning på/indtagelse af produktet, hudkontakt og/eller indånding af flygtige stoffer fra produktet eller fra kemiske stoffer i indeklimaet. Eksponeringen fra indeklima er baseret på data fra litteraturen.

For fødevarer er der taget udgangspunkt i en 2-årigs gennemsnitlige indtag af fødevarer

7.3.1 Eksponeringsveje

7.3.1.1 Indånding

I risikovurderingen er der regnet på eksponeringen for kemiske stoffer via indeklimaet. Der er taget udgangspunkt i litteraturstudier om kemiske stoffer i støv og indeklimaluft. Herudover kan 2-årige påvirkes via indånding af stoffer fra en lang række produkter, f.eks. sengetøj, beklædning m.m.

7.3.1.2 Hudoptagelse

Eksponering via af huden (dermal eksponering) må anses for relevant for alle de udvalgte produktgrupper, da børnene har direkte hudkontakt med alle produkterne. Der er tale om eksponering via huden på varierende steder af kroppen, som det er præciseret i eksponeringsberegningerne.

7.3.1.3 Indtagelse

Indtagelse via munden (oral eksponering) antages at udgøre det potentielt største problem for 2-årige. Denne aldersgruppe er kendt for at putte ting i munden. Endvidere sutter de på fingrene. Derved kan de overføre eventuel afsætning på hænderne til munden, efter de har været i kontakt med produkterne. Indtagelse på denne måde anses for at være relevant for alle produktgrupperne.

7.3.2 Tidligere relevante produktkortlægninger

I første fase af dette projekt er tidligere kortlægninger/analyser af produkter, som er relevante for 2-årige, gennemgået. De produkttyper, som de udvalgte stoffer forekommer i er listet herunder.

De relevante udvalgte stoffer er fundet i:

• Baby/børnedyner
• Badebassin
• Badebolde
• Badeforhæng
• Bildæk til sandkasse
• Bøger (af skumplast)
• Indeklima børneværelse
• Indeklima – gulvtæpper, imprægneringsmidler, støv, vinyltapet
• Indeklima daginstitution – lamineringsmaterialer
• Duftende legetøj
• Gulvpuslespil
• Indpakningspapir
• Legetasker
• Legetøj – diverse
• Madkasser
• Make up
• Masker
• Modellervoks
• Puslepuder
• Skoplejemidler
• Sutteflasker
• Svømmebræt
• Tøj
• Toiletpapir.

Eksponeringen for de relevante stoffer i disse produkttyper er således kombineret med eksponeringen fra de analyserede produkter i dette projekt.

For nogle produkter foreligger der kun indholdsanalyser og ikke migrationsanalyser. Der er dog udelukkende anvendt data fra migrationsanalyser for ikke at overestimere eksponeringen, og det giver en mere korrekt vurdering af oralt indtag. Der vil således være relevante bidrag, der ikke er medtaget i de samlede beregninger pga. manglende migrationsdata.

7.3.3 Eksponeringsscenarier

7.3.3.1 Anvendte eksponeringstider

Der er i det følgende samlet data for relevante eksponeringsperioder (Tabel 7.2) for de produktgrupper, som er analyseret i nærværende projekt og for de produkttyper, der tidligere er undersøgt.

På baggrund af tilgængelige studier er der dernæst fastsat realistiske worst case-værdier til de senere eksponeringsberegninger. Der er især fundet egnede eksponeringsperioder i referencerne Bremmer & Veen (2002) og DTI (2002).

Da studierne er opgjort på lidt forskellig vis, er der ved angivelse af tidsintervallerne anvendt den bedst passende kategori fra referencen, f.eks. har Bremmer & Veen (2002) kun en kategori for ”sut”, ”bidering”, ”plastlegetøj” og ”andre objekter”. Det betyder, at der for bamser anvendes samme tid som for ”andre objekter”, da de fleste bamser, som børn sover med, ikke tilhører gruppen af ”plastlegetøj”.

Angivelser af ”indtagelse, 15 min per dag (Bremmer & Veen, 2002)” af f.eks. juniorsengetøj (spyt) er gennemsnitsværdier for børn (19-39 mdr.), der sutter på ”andre objekter”. Det vil sige, at værdien ikke repræsenterer worst case i gruppen, men et gennemsnit af den tid, som børn, der putter ting i munden, sidder med andre objekter i munden.

Tilsvarende værdier fra det andet studie (DTI, 2002) er ligeledes indført i tabellen. En samlet opgørelse viser, at 2-årige (24-36 mdr.) maksimalt sidder med objekter i munden 7:42 timer/dag i dagtimerne, ekskl. spiseperioden og inkl. perioder med narresut (DTI, 2002). Den tilsvarende gennemsnitstid for 2-årige er 1:39 timer/dag, hvilket vidner om store individuelle forskelle.

I REACH R 17 (R17.3) henvises der med hensyn til migration fra artikler til Van Engelen et al (2006). På grund af det begrænsede antal undersøgelser og store variationer data imellem anbefales det generelt at anvende en eksponeringsperiode (suttetid) på 3 timer for legetøj (og andre objekter), som børn på 0-3 år putter i munden.

Baseret på ovenstående grundlag og anbefalinger er der i beregningerne af eksponeringerne taget hensyn til sammenfaldende kategorier således, at den samlede orale eksponering af legetøj og andre objekter tilsammen maksimalt udgør 3 timer/dag, dvs. eksklusiv narresutter, da disse også benyttes under søvn. Tilsvarende er der korrigeret for overlap mellem grupperne ”emballage til badesæbe” og ”skridsikre figurer og måtter til bad”, således at eksponeringen for disse to grupper samlet udgør badeperioden på 30 min.

Tabel 7.2 gengiver desuden analyseprogrammets migrationsanalyser.

Tabel 7.2 Oversigt over relevante migrationsanalyser sammenholdt med eksponeringsperioden

Alt i alt er der således indregnet følgende overordnede tider for et 2-årigt barns hverdag:

• Det antages, at 2-årige børn sover ca. 12 timer per døgn.
• Det antages, at 2-årige børn sutter på ting 11 timer i døgnet (inklusive narresutter). Ifølge Bremmer & Veen (2002), så sutter 2-3 årige børn på diverse ting og sager maksimalt ca. 11 timer i døgnet.
• Af de 11 timer antages det, at den 2-årige bruger ca. 2 timer til spisning og påklædning.
• Det antages, at 2-årige bader ca. ½ time i døgnet.
• Den sidste halve time af døgnet, foreligger der ikke nærmere information om, men det antages at den 2-årige er beskæftiget med andet end at spise, bade, lege, blive påklædt og sove, som er omfattet af scenarierne.

Ifølge CASA rapporten (Hagendorn-Rasmussen, 2008) er der kun observeret meget få tilfælde, hvor de 2-årige børn leger med noget i mere end en halv time om dagen. Til beregningerne er det stykke legetøj med den højeste eksponering (migrationsværdi) anvendt. Det skyldes, at datamaterialet udgør et grundlag af stikprøver og ikke en repræsentativ markedsanalyse. Dermed giver datagrundlaget ikke noget kendskab til de højeste koncentrationer af stoffet i produkterne på markedet og den højeste migrationsværdi anvendes for at sikre en realistisk worst case. Den højeste migrationsværdi anvendes således som worst case ”repræsentant” for alt legetøj gennem hele dagen.

Hovedparten af de tidligere undersøgelser af ftalater i legetøj stammer fra før 2007, hvor ftalatbekendtgørelsen trådte i kraft. I nærværende undersøgelse er det dog bevidst valgt at anvende resultaterne fra de tidligere undersøgelser af legetøj, selvom noget af dette legetøj ville være forbudt i dag med de fundne indholdskoncentrationer af ftalater, der ligger over de i dag tilladte grænseværdier. Dette er valgt, da det er realistisk, at legetøj købt før 2007, stadig vil være i brug i de danske hjem. Dette betyder så, at der ikke forekommer den samme eksponering fra nye legetøjsprodukter købt i dag, da nyt legetøj skal overholde ftalatbekendtgørelsen. Dog vil der stadig kunne forekomme en dermal eksponering fra andre ftalater end DEHP, DBP og BBP, hvis den 2-årige leger med legetøj beregnet til børn over 3 år, da det udelukkende er disse tre ftalater, der er forbudt i alt legetøj. For ftalaterne DINP, DIDP og DNOP gælder forbuddet udelukkende for legetøj, som børn vil kunne putte i munden (dvs. legetøjet er under en vis størrelse).

De 2-årige kan eksponeres for f.eks. legetøj ved indånding, selvom de ikke holder det i hånden – blot det afgiver stoffer til den umiddelbare indåndingszone eller indeluften. Indånding af afdampede ftalater (dvs. den deraf følgende koncentration i indeluften) anses dog generelt ikke for at være den største eksponeringskilde, mens indtagelse af ftalater via støv anses for at bidrage til den orale optagelse. Dette, samt at der generelt mangler data for afdampning af stoffer fra legetøj, medfører, at der kun er regnet på dermal og oral optagelse.

Hvis de 2-årige holder legetøjet i hånden sker der en eksponering både ved dermal optagelse, men også når de 2-årige sutter på deres fingre, som de i høj grad gør. Dvs. at vi regner med at alt det stof, der overføres til fingrene vil noget blive optaget gennem huden og noget vil blive suttet af fingrene. For ikke at overestimere indtagelsen er det derfor i beregningerne antaget, at der for legetøj er hudkontakt i maksimalt 9 timer (den tid, de 2-årige er i kontakt med legetøj på et døgn) og herudover, at der er oral indtagelse i 3 timer per dag (den tid, som 2-årige maksimalt sutter på legetøjet). Normalt sutter et 2-årigt barn ikke lige så meget på ting som et spædbarn, hvorfor der i beregningerne generelt er indregnet, at de sutter på et mindre areal end de har hudkontakt til. Det er antaget og indregnet, at en 2-årig sutter på 50 % af det areal, som barnet har dermal kontakt med.

7.3.3.2 Brug af sommer- og vinterscenarie

Da der er forskel i de 2-åriges adfærdsmønstre i sommer- og vinterhalvåret er der opstillet hhv. et sommer- og vinterscenarie for at indkalkulere de mest realistiske eksponeringer for begge halvår.

Det er besluttet, at scenarierne skal omfatte følgende:

Sommerscenariet omfatter:

• Kontakt med solcreme.
• Kontakt med gummistræsko (her bruges bare tæer i skoene).
• Hudkontakt til legetøj om sommeren i 9 timer.
• Indtagelse af 50 mg støv (US EPA angiver denne værdi for sommerperioden).

Vinterscenariet omfatter:

• Hudkontakt til legetøj om vinteren i 6 timer.
• Kontakt til jakker/luffer i 3 timer.
• Indtagelse af 100 mg støv (US EPA angiver denne værdi for vinterperioden, hvor man er mere inden døre).

Derudover indeholder sommer- og vinterscenariet de samme øvrige elementer, dvs.:

• Indtagelse af fødevarer.
• Kontakt med andre objekter end legetøj, dvs. fugtighedscreme, badeartikler og øvrige tekstiler ud over vintertøj (jakker/luffer).

7.3.3.3 Anatomiske data

Der er til eksponeringsscenarierne for risikovurderingerne samlet en række data for anvendelseshyppighed, kropsoverflader, der eksponeres, etc. Disse data er angivet i Tabel 7.3. Der er ved beregning af eksponering per kg legemsvægt per dag brugt antropometriske data (kropsvægt, hudarealer mv.), bl.a. som forudsat i Bremmer & Veen, 2002. Efter aftale med Miljøstyrelsen er der anvendt gennemsnitsdata for de anatomiske data til eksponeringsberegningerne. Disse er angivet i kolonnen ”anvendt”.

Tabel 7.3 Oversigt over andre data til brug for eksponeringsscenarierne for 2-årige.

De eksponeringsscenarier, der skal beregnes, er udvalgt på baggrund af de eksisterende resultater og resultaterne fra analyserne i nærværende projekt.

7.3.4 Metode til beregning af eksponering

For stofferne fra screeningsanalyserne er der foretaget en ”Tier 1 eksponeringsvurdering” som angivet i REACH guidelines for risikovurdering. Denne Tier 1 eksponeringsvurdering er dog kun foretaget for de stoffer, hvor der er målt en værdi ud fra screeningsanalyserne. Det er ikke alle stoffer, der er identificeret via screeningsanalyserne, hvor der kan måles en direkte værdi, idet målingen kræver, at stoffet findes som referencestof i analyselaboratoriets database, og for nogle af stofferne kunne dette krav kunne ikke opfyldes. Tier 1 eksponeringen giver et meget groft estimat af børnenes udsættelse, da der antages 100 % migration og 100 % optag af alle stoffer. Mere detaljerede eksponeringsberegninger er udført for de udvalgte stoffer, som står anført i afsnit 3.1.

I de følgende afsnit vil der være en beskrivelse af, hvordan denne eksponering ved indånding, dermal kontakt og hudkontakt beregnes.

7.3.4.1 Beregning af eksponering

Eksponering ved indånding

Eksponering af 2-årige via luftvejene sker primært indirekte via indeklimaet eller via f.eks. legetøj, der emitterer flygtige stoffer.

Til vurdering af eksponeringen er der anvendt de generelle ligninger beskrevet i REACH ”Guidance on information requirements and chemical safety assessment” (ECHA, May 2008).

Eksponeringen beregnes efter formlen ”Equation 15-2” fra REACH Guidance dokumentet, Chapter R.15 ”Consumer exposure estimation” (ECHA, May 2008):

hvor

Til brug ved beregning af 2-åriges eksponering via inhalation anvendes de parametre, som er beskrevet i Tabel 7.2 og Tabel 7.3.

Dermal eksponering

Eksponering af huden sker ved direkte kontakt med produkterne, f.eks. når legetøjet holdes i hånden, når tøjet sidder på kroppen, når der er bare tæer i skoene, når barnet falder i søvn med kinden på sin bamse, osv. De kemiske stoffer kan komme i kontakt med huden via sved. Resultater fra migrationsanalyser (til kunstig sved) er anvendt ved beregningerne.

Den mulige optagelse via huden kan beregnes efter formlen ”Equation 15-8” fra REACH Guidance dokumentet, Chapter R.15 ”Consumer exposure estimation” (ECHA, May 2008). Vi har tilføjet en faktor F_abs, som er den fraktion af stoffer, der kan optages gennem huden. Herved vil den beregnede D_der udgøre den reelle mængde af stoffer, der kan optages per kg lgv per dag.

Fc_prod • Fc_migr svarer direkte til resultaterne fra migrationsanalyserne.

hvor

Til brug ved beregning af 2-åriges eksponering via inhalation er parametrene, som er beskrevet i Tabel 7.2 og Tabel 7.3, anvendt.

Hvis der ikke er kendskab til det dermale optag af et stof anvendes i denne undersøgelse som worst case-scenarie, at hele den mængde af stof, der er afgivet til den kunstige sved i eksponeringsforsøgene, vil blive absorberet dermalt. Hvor der for et stof foreligger data for den dermale optagelse, vil anvendelse af disse data blive brugt.

Oral eksponering

Oral eksponering sker når de 2-årige sutter på deres tøj, legetøj, sutter m.m. Ved oral eksponering sker optagelse i kroppen efter afgivelse (migration) af stofferne fra produkterne og opblanding i spyt. Optagelse kan ske via slimhinderne i mundhule eller i mave-tarmkanal.

Den mulige optagelse via munden beregnes efter formlen ”Equation 15-11” fra REACH Guidance dokumentet, Chapter R.15 ”Consumer exposure estimation” (ECHA, May 2008). Denne formel dækker dog direkte indtagelse af stoffer/produkter, hvorfor ligningen er tilpasset det foreliggende scenarie med migration til spytsimulant, dvs. hvor de 2-årige sutter på produkterne (og ikke direkte sluger dem). D_oral nedenfor angiver dermed indtagelsen af stoffet, når barnet sutter på produktet.

Fc_prod • Fc_migr svarer direkte til resultaterne fra migrationsanalyserne.

hvor

I REACH R 17 (R17.3) henvises der med hensyn til migration fra artikler til Van Engelen et al (2006). Men heri er angivet en formel for optagelse af et stof fra ”sutning” (på s. 47), hvorved det er muligt at beregne en faktor for migration af et stof fra artiklen i tilfælde, hvor der ikke foreligger migrationsdata for frigivelse af et metal fra artiklen. Referencen har fokus på frigivelse af metaller fra artikler. Da vi ikke har metaller på stoflisten og i øvrigt måler migration af stofferne, er denne formel ikke aktuel.

7.4 Beregning af risiko - metode

De 2-årige kan eksponeres fra samme stof via forskellige eksponeringsveje som beskrevet ovenfor – indånding, dermal og oral eksponering. Ifølge REACH Guidance dokumentet for forbrugereksponering (ECHA, May 2008 – R.15 s. 29), adderes eksponeringsdosis for de tre forskellige eksponeringsveje for at finde den samlede eksponering:

Ifølge REACH guidance dokumentet for risikovurdering (ECHA, May 2008 – Part E s. 14), vurderes der i hvert enkelt tilfælde, om der er tale om en risiko for sundheden ud fra følgende formel, der beregner Risk Characterisation Ratio (RCR) ved brug af Derived No Effect Level (DNEL):

Hvis RCR > 1 (dvs. eksponeringen er større end DNEL), er der tale om en risiko. Hvis RCR < 1 anses eksponeringen ikke at udgøre en risiko..

For fødevarer tages der normalt udgangspunkt i EFSA's vurderinger for oral indtag, og de grænseværdier, der er fastsat i lovgivningen. I denne rapport har man dog anvendt ovenstående model til beregning.

7.4.1 Kombinationseffekter

Udsættelse for forskellige stoffer med samme virkning fra mange forskellige kilder, kan betegnes som kombinationseffekter eller cocktaileffekter. Arbejdstilsynet anbefaler, at der i det mindste regnes med en sammenlagt (additiv) virkning, hvis der ikke foreligger specifik oplysning om stoffernes samvirkning (Arbejdstilsynet, 2005). Forekomst af flere stoffer samtidig kan også have en forstærkende (synergistisk) eller afsvækkende (antagonistisk) virkning. At påvise disse virkninger kræver dog grundige studier med de rette detaljerede stofkombinationer. I nærværende projekt indregnes derfor udelukkende den additive virkning.

Nye undersøgelser viser, at kombinationseffekter af ftalater og andre antiandrogene stoffer kan beregnes ved at anvende dosis-addition konceptet (NAP, 2008; Benson 2009). Dette koncept anvendes også her.

Den samlede, dvs. additive risiko er således beregnet ved at lægge de enkelte stoffers RCR-værdier sammen:

RCR total er dermed et udtryk for den øgede (kumulative) risiko barnet udsættes for ved f.eks. påvirkning fra hele gruppen af potentielt hormonforstyrrende stoffer med anti-androgen virkning.

Dog skal det bemærkes, at RCR-værdien for det enkelte stof i legetøj kun er indregnet én gang. Den højeste RCR-værdi for stoffet i legetøj er udvalgt og anvendt i beregningen for maksimalt 9 timer. På den måde sikres det, at der totalt set ikke indregnes en kontakt med legetøj med det enkelte stof i en periode på mere end maksimalt 9 timer per døgn.

RCR total udregnes:

• Isoleret for de anti-androgene stoffer (RCR total_{anti-androgen})
• Isoleret for de østrogenlignende stoffer (RCR total_østrogen).

7.5 Væsentlige eksponeringskilder

I det følgende gennemgås nogle af de prioriterede stoffers væsentligste eksponeringskilder fra udvalgt litteratur.

7.5.1 Indeklima

Ifølge Rudel et al, 2003 er vores indeluft identificeret som en af de væsentligste kilder til eksponering for kemiske stoffer. Vores indeluft ser ud til at indeholde væsentligt højere koncentrationer af kemiske stoffer end udeluften. For små børn ser den vigtigste eksponeringsvej ud til at være via husstøv.

En række af de udvalgte stoffer findes i vores indeklima, da de frigives fra diverse inventar og forbrugerprodukter i hjemmet og kan således måles i både støv og i indeluften. En række nyere undersøgelser af indholdet af potentielt hormonforstyrrende stoffer i indeklima er gennemgået, og nedenstående tabeller giver en oversigt over de i kilderne præsenterede data. Der er flest kilder, hvor der måles på indholdet af ftalater i støv. Europa har haft forbud mod brug af visse ftalater i legetøj i en årrække (først forbud i legetøj for børn 0-3 år, nu forbud i alt legetøj), men dette afspejles ikke i undersøgelserne, idet ftalatindholdet i støv i indeklimaet i USA og europæiske lande er på samme niveau (vises bl.a. i Hwang et al, 2008). F.eks. er de højeste målte koncentrationer af DEHP målt i Sverige (Bornehag et al, 2005).

Der er fundet en enkelt amerikansk undersøgelse, der måler flere forskellige potentielt hormonforstyrrende stoffer i både støvet inden døre og i indeluften og enkelte undersøgelser omkring PCB i støv og indeluft. En dansk undersøgelse af PCB i danske bygninger er netop udkommet i marts, 2009 (Gunnarsen et al, 2009).

I Gunnersen et al. (2009) anføres, at den største udsættelse for PCB anvendt i bygningsfuger sker p.g.a. af frigivelse til indeluften. Gunnersen et al. (2009) konkluderer, at det hovedsageligt er de ikke-dioxinlignende PCB-er, der afgives til indeklimaet, men der vil også forekomme eksponering med dioxinlignende PCB’er. Relevansen af dette skal ses i lyset af, at eksponering med de ikke-dioxinlignende PCB’er altid i større eller mindre udstrækning forekommer sammen med de dioxinlignende PCB.

I nærværende rapport ligger fokus på de dioxinlignende PCB’er, da der findes dokumentation for deres hormonforstyrrende egenskaber.

Der findes en række målinger af PCB koncentrationer i indeklimaet (støv og luft), men fælles for mange af undersøgelserne er, at der er fokuseret på målinger af bygninger (f.eks. skoler), hvor man er bevidste om, at bygningen er forurenet med PCB. For disse bygninger kan niveauerne være ekstremt høje, såsom mere end 40 µg/m³ i luften og 980 µg/g i støv (Weis et al, 2003). I eksponeringsberegningerne i dette projekt er imidlertid valgt at anvende værdier fundet i almindelige hjem, (Rudel et al, 2003; Gunnarsen et al, 2009). Der er dog ingen undersøgelser, der viser om en eventuel PCB forekomst i daginstitutioner ligger nær data for almindelige hjem eller offentlige bygninger (der normalt har et væsentligt højere indhold af PCB i støv og indeluften).

Hvor det er muligt er danske tal anvendt i eksponeringsberegningerne, men det er kun for PCB og DEHP (i støv), at der findes danske værdier. For DEHP er anvendt de danske værdier for 95- og 50-percentilen, men ikke for max-værdien, der ikke er angivet. Max-værdien for DEHP i støv (> 40.000 µg/g) stammer fra en undersøgelse af husstøv i svenske hjem (Bornehag et al, 2004). Samme svenske undersøgelse har lavere værdier af både 95- og 50-percentiler end den danske undersøgelse (hhv. 4069 og 770 µg/g i støv (Sverige) mod 7063 og 858 µg/g (Danmark)). Den svenske undersøgelse (346 målinger) er væsentligt større end den danske undersøgelse (23 målinger). For ftalaten DBP er tal fra undersøgelsen af husstøv i svenske hjem anvendt (Bornehag et al, 2005), da der ikke er fundet nogle danske målinger af DBP i støv.

Som det fremgår af data i Tabel 7.4, er der meget store udsving mellem 50- og 95-percentilerne og max-værdierne på målingerne af ftalater i støv. Dette illustrerer, at der er store forskelle på, hvilke niveauer, der findes, og dermed også på hvilke niveauer, der vil forekomme i danske hjem. Der foretages derfor eksponeringsberegninger for både 50- og 95-percentilerne, samt max-værdierne for at illustrere de store udsving, og hvilken betydning de har for risikoen.

Tabel 7.4 Oversigt over indhold af forskellige potentielt hormonforstyrrende stoffer i støv i indeklimaet

ND = Not detected (under detektionsgrænsen)
*) Bemærk, at nogle undersøgelser angiver en median og andre en 50-percentil. Dette er et udtryk for den samme værdi idet 50-percentilen også kaldes medianen, der er et centralitetsmål, dvs. den værdi, hvor halvdelen af værdierne ligger under og halvdelen af værdierne ligger over. Medianen er med andre ord ikke(nødvendigvis) samme værdi som gennemsnittet.

Langt de fleste undersøgelser fokuserer på indholdet af ftalater i støv i indeklimaet. Der er dog fundet to amerikanske undersøgelser, der også har målt koncentrationen af ftalater i indeluften, og en enkelt undersøgelse, der også måler andre potentielt hormonforstyrrende stoffer i indeluften, samt to amerikanske undersøgelser, der måler PCB i indeluften, og en ny dansk undersøgelse, der måler PCB i indeluften. Det skal bemærkes at målingerne af indeluften godt kan omfatte både de luftbårne partikler (f.eks. ophvirvlede) og gasser/dampe. Resultaterne er gengivet i nedenstående tabel.

Tabel 7.5 Oversigt over indhold af forskellige potentielt hormonforstyrrende stoffer i indeluften

Små børn har en særlig høj indtagelse af støv, fordi de kravler rundt på gulvet, putter snavsede fingre i munden og sutter på legetøj og andre genstande. Men det afhænger selvfølgelig helt af opførsel, hygiejne og aktuelle forhold. Ifølge Kortlægningsrapport nr. 75 kan babyer, der kravler rundt på gulvet i specielle tilfælde dagligt indtage op til 10 gram støv eller jord.

Normalt regner man med, at børn indtager 200 mg jord/dag ved fastsættelse af jordkvalitetskriterier (svarende til 95-percentilen) og 100 mg jord/dag, som et dagligt gennemsnit (Notat Kriteriegruppen, 2004; Miljøstyrelsen, 2006). US EPA anvender samme værdi for børn på 200 mg jord/dag, som et konservativt estimat, 100 mg jord/dag som en gennemsnitsværdi og op til 400 mg jord/dag, hvis der skal tages hensyn til 95 % af børnene (95-percentilen) (Nielsen et al, 2008).

Gunnarsen et al, 2009, angiver, uden at specificere kilderne, at forskellige kilder angiver, at husstøveksponeringen udgør ca. 55 % i forhold til jordindtagelsen. USEPA vurderer, at et 2½ års barn dagligt normalt indtager 100 mg husstøv om vinteren og 50 mg om sommeren, hvor barnet er mere udendørs (US EPA, 1997). I Tyskland regner man med daglig indtagelse af støv på 20-100 mg for 1-6 årige børn (Seifert et al i Jensen og Knudsen, 2006).

CSTEE (Scientific Committee on Toxicity, Ecotoxicity and the Environment) har i en “opinion” til en vurderingsrapport udtalt, at det er rimeligt at anvende en daglig indtagelse af jord og/eller støv på 200 mg/dag (CSTEE, 2003).

På baggrund af brugen af mellem 100 og 200 mg jord til brug for fastsættelse af jordkvalitetskriterier, samt det faktum, at en lang række kilder angiver lignende værdier for indtagelse af husstøv, så er der således anvendt en daglig indtagelse på 100 mg støv (for vinterscenariet). For at tage højde for en evt. lavere indtagelse om sommeren anvendes således også en værdi på 50 mg husstøv/dag (for sommerscenariet).

7.5.2 Andre kilder til eksponering

7.5.2.1 Ftalater, generelt

Menneskers eksponering med ftalater fra fødevarer er estimeret gennem EFSA’s vurdering og rapport fra Müller et al (2003). Dette estimat er målrettet danske forhold og omfatter gruppen af 1-6-årige, hvorunder vores målgruppe, de 2-årige, hører.

Eksponeringsdata er herudover er søgt blandt litteratur fra 2003 og frem til nu. Det skal bemærkes, at ftalaterne kan være udskiftet med andre stoffer i mellemtiden, f.eks. i husholdningsfilm og skruelåg, og at der fra 2008 er fastsat lavere grænser for afsmitning fra fødevarekontaktmaterialer.

Én af de således fremfundne referencer, Schettler (2006) peger på medicinsk udstyr, hvori der anvendes ftalat-blødgørere, som en kilde til ftalater (Schettler, 2006). Disse kilder må dog betragtes som sporadiske og forekommer ikke som eksponering af den generelle 2-årige population, og der er derfor ikke taget højde for disse kilder i denne rapport.

Schettler (2006) peger videre på ovnbagning af modellervoks som en kilde til indånding af ftalater, hvilket kan være relevant for de 2-årige. Afgivelse af ftalater fra bagning af Sculpey og Fimo-ler med hhv. 3,5 og 14 % ftalater, resulterede i indendørs luftkoncentrationer på 32-2667 µg/m³ for BBP, ikke detekteret til 6670 µg/m³ for DNOP, samt 6,05-4993 µg/m³ for DEHP. Ved indånding af 1 m³ på en time, hvilket ifølge US EPA er realistisk for børn under 18 år (ved korttids eksponering), skal man således regne med en maksimal inhalationseksponering på henholdsvis 2667 µg BBP, 6670 µg DNOP og 4993 µg DEHP (Schettler, 2006).

Med hensyn til støv refereres til en undersøgelse fra 2004, hvor koncentrationen af DEHP i husstøv blev undersøgt samtidig med indholdet af DEHP-metabolitter i børns urin. Der fandtes ingen korrelation mellem mængde i urin og mængde i husstøv, hvilket ifølge undersøgelsen tyder på, at husstøv ikke udgør nogen væsentlig kilde til den totale DEHP-eksponering. Der angives ikke i undersøgelsen, hvilken alder de undersøgte børn har. Det vil gøre en væsentlig forskel om der er tale om småbørn, der må antages at indtage større mængder støv end større børn.

En anden undersøgelse fra 2003 fandt en signifikant korrelation mellem eksponering via luften, målt ved personbårne målere, og udskillelse af DEP, DBP og BBP med urinen hos kvinder (Schettler, 2006). Dette tyder på inhalation kan være en vigtig eksponeringsvej for de mere lavmolekylære ftalater hos kvinder, men det siger ikke noget om de 2-årige.

En nyere norsk undersøgelse af Rakkestad et al. (2007) finder ftalater i husstøv på universitetslokaler, skoler, børnehaver og hjem relateret til partikelstørrelsen. Den mest dominerende ftalat er DBP i både på PM_2.5 og PM₁₀^[19]-fraktionen. De højeste niveauer af total-ftalater blev fundet i et børneværelse, i en børnehave, to skoler, samt i et computerrum. Den relative andel af total-ftalater var ca. 1,1 % i begge partikelstørrelsesfraktioner. Selv om DBP kan findes i dæk, analyserer Rakkested et al. (2007) sig frem til at DBP i husstøvet ikke stammer fra bildæk, men at kilderne skal findes i indendørs materialer.

7.5.2.2 Parabener, generelt, 99-96-7

I fødevarer

Methyl-, ethyl- og propylparabenerne måtte indtil d. 15. februar 2008 bruges som tilsætningsstoffer i visse fødevarer. Propylparaben er herefter blevet forbudt som tilsætningsstof, og det er nu kun methyl- og ethylparabenerne, der er tilladte, og kun i følgende fødevarer:

• Geleovertræk af kødprodukter og paté: 1000 mg/kg.
• Overfladebehandling af tørrede kødprodukter: så meget som der er nødvendigt (q.s.).
• Korn- eller kartoffelbaserede snacks, nødder og konfekture (undtagen chokolade): 300 mg/kg
• Flydende kosttilskud: 2000 mg/kg.

Parabenerne er og var ikke tilladt i drikkevarer.

Parabenerne har flg. E-numre:

• Methylparaben: E218 og E219 (Na-saltet)
• Ethylparaben: E214 og E215 (Na-saltet)
• Propylparaben: E216 og E217 (Na-saltet).

Et groft skøn over indtagelsen i EU for voksne og børn har vist, at ADI på 10 mg/kg lgv/dag ikke overskrides (NNT, 2000). I 2004 revurderede EFSA ADI for parabenerne, og fandt at propylparaben ikke længere kunne tælles med under ADI’en på 10 mg/kg lgv/dag (EFSA, 2004). EFSA kunne på dette tidspunkt ikke fastsætte nogen ADI for propylparaben (EFSA 1-26). Propylparaben måtte derfor ikke bruges i fødevarer efter d. 15. februar 2008.

Parabener (4-Hydroxybenzoesyre, dets salte og estre) må bruges i produkter reguleret af kosmetikbekendtgørelsen i mængder op til 0,4 % af produktets vægt for 1 ester og op til 0,8 % for blandinger af estre (beregnet som syren) (BEK 422, 2006).

Det er meget svært at estimere eksponeringen via hud, da der er uenighed om hvor meget, der kan absorberes gennem huden. I SCCP’s seneste udtalelse om parabener fra 2008 vurderer industrien, at absorptionen af uomdannet butylparaben ligger på ca. 1 % af indholdet i de formuleringer, der kommer i berøring med huden (SCCP, 2008). Det menes, at huden er i stand til at omdanne parabenerne til konjugerede metabolitter, og at metabolitterne efterfølgende kan findes i urinen, men der findes endnu ingen sikker metode til at korrelere mængder af metabolitter i urinen med oral eksponering og eksponering via hud (Ye, 2006).

Darbre og Harvey (2008) peger på, at visse undersøgelser tyder på, at parabenerne ved gentagen applikation på huden kan ophobes i huden og senere absorberes herfra, enten i uomdannet form eller som diverse metabolitter. SCCP har dog i deres udtalelse valgt at se bort fra den undersøgelse (El Hussein et al., 2007), hvorpå påstanden om ophobning er bygget, da undersøgelsen synes behæftet med fejl og mangler.

Darbre og Harvey (2008) peger endvidere på, at der mellem individer er store variationer på omdannelsen af parabener (esteraseaktivitet) i leveren, hvilket sandsynligvis også gør sig gældende i huden. Ethanol i formuleringer til påsmøring på huden har vist sig forøge absorptionen af parabener gennem huden, at hæmme hydrolysen af methylparaben til p-hydroxybenzoesyre (den fælles metabolit for alle parabener), samt at fremme omdannelsen (transesterificeringen) af methylparaben til butylparaben.

Der er også gennemført undersøgelser med creme indeholdende 2 % butylparaben, hvor der er påvist en vis hudabsorption. I praksis ifølge lovgivningen er det imidlertid kun tilladt at tilsætte 0,4 % butylparaben til cremer, hvilket komplicerer tolkningen af resultatet (Darbre P and Harvey PW 561-78). Det er derfor på det nuværende datagrundlag ikke muligt at give sikre og meningsfyldte kvantitative estimater for eksponering med parabener via huden.

SCCP afventer nye data fra industrien om parabeners hudoptag.

I forbrugerprodukter

Propylparaben, butylparaben og isobutylparaben, som er udvalgt til eksponeringsberegninger i dette projekt pga. deres østrogenlignende effekter i dyreforsøg, indgår i gængse kosmetiske produkter, men er også identificeret ved tidligere undersøgelser i make-up sæt til børn solgt i legetøjsbutikker. Parabenerne forventes således også at indgå i produkter som fastelavnssminke og lignende.

I Kortlægningsprojekt nr. 88 om kosmetiske produkter til børn blev parabenerne identificeret i et højt antal produkter af de i alt 208 forskellige kosmetiske produkter til børn, hvor indholdsdeklarationen blev gennemgået (Poulsen & Schmidt, 2007):

• Methylparaben (i 79 produkter) – gennemgås ikke nærmere her
• Propylparaben (i 70 produkter)
• Butylparaben (i 48 produkter)
• Ethylparaben (i 46 produkter) – gennemgås ikke nærmere her
• Isobutylparaben (i 39 produkter).

7.6 Beregning af eksponering

Som beskrevet i kapitlet om eksponeringsberegninger er der foretaget eksponeringsberegninger for hhv. et sommerscenarie og et vinterscenarie, da der dels antages at være forskel på varigheden af den dermale kontakt med legetøj i sommer- og vinterperioden, og dels forskel i kontakten med andre produkter såsom solcreme og gummistræsko.

Det er antaget i beregningerne, at der både er dermal og oral kontakt med produkterne. F.eks. for legetøj antages 9 timers dermal kontakt og 3 timers oral kontakt med legetøj (i sommerscenariet). Dette gælder dog kun for legetøj og lignende som barnet skiftevis holder og sutter på. For f.eks. fodtøj omfatter beregningen dermal eksponering og ikke oral optagelse.

For hvert af de enkelte stoffer er antagelserne for beregninger på de eksisterende data beskrevet. Da der ikke er angivet f.eks. en vægt af produkterne i de eksisterende data er denne vægt skønnet i beregningerne. Ligeledes er det skønnet, hvor stor en procentdel af produkterne, som den 2-årige kommer i kontakt med, og det er skønnet, at den 2-årige sutter på et mindre areal end det areal, der er hudkontakt til, dvs. der er indregnet sutning på 50 % af det areal den 2-årige har hudkontakt med.

Endnu en problemstilling er, at langt de fleste af de data, der eksisterer fra tidligere projekter er kvantitative analyser af materialets indhold, men ikke afgivelse (migration). Der er således kun i meget få tilfælde foretaget migrationsanalyser. De migrationsdata, der er tilgængelige, er anvendt i beregningerne, hvor det har været relevant.

Ved anvendelse af migrationsdata målt over en kort periode (ofte nogle timer) er det antaget, at der er en konstant migration fra produktet over lang tid. For nogle produkter vil dette betyde en overestimering af den daglige indtagelse af stoffet, der migrerer fra produktet. Det vil f.eks. gælde for viskelædere og bademåtter, som er produkter, man har kontakt med i længere tid. Dvs. at den målte migration ikke kan fortsætte ”evigt”, da der ikke kan migrere mere af stoffet ud af produktet end der er i produktet. For produkter som legetøj, gummistræsko, narresutter, jakker og luffer er beregningerne tættere på virkeligheden, da det er produktgrupper, hvor der hele tiden anvendes nye produkter, der kan give en ny migration. Børnene får hele tiden nyt legetøj, og nyt tøj og sko pga. at de vokser.

Der er forskel på de resultater og tal, som de enkelte undersøgelser angav for f.eks. eksponeringsbidrag fra luft, støv og legetøj og fødevarer. Disse tal varierer helt naturligt, som følge af variationer i undersøgelsernes datagrundlag, de anvendte målemetoder, biologiske variationer og forskellene i de måder, som resultaterne er beregnet på. F.eks. har EUs risikovurderinger (RAR) angivet tal for indeluft (aerosol + gasfase), som ikke også dækker indeklimastøv, mens andre kilder har indregnet bidrag fra støv. Desuden er der forskel på, hvordan kilderne har indregnet respirabelt støv (dvs. ophvirvlet i luften) og det støv, som er indtaget ved at sutte på fingre.

7.6.1 Eksponeringsberegninger for de udvalgte stoffer via indeklimaet

I de følgende afsnit er eksponeringen af de udvalgte stoffer via indeklimaet beregnet. For at beregne risikoen ved udsættelse for kemiske stoffer fra indeklimaet er NOAEL og DNEL anvendt. Disse værdier er angivet i afsnittene om de enkelte stoffer. For PCB’er er kun eksponeringen beregnet, da man ikke ved om der er tale om dioxinlignende PCB’er eller ikke dioxinligende PCB’er, og NOAEL og effekter for de to stofgrupper er forskellige.

7.6.1.1 Støv

For beregningerne af eksponeringen af de 2-årige børn for de udvalgte stoffer via indeklimastøv anvendes en oral indtagelse på 50-100 mg husstøv dagligt for henholdsvis sommer og vinterscenarie. Den daglige eksponering per kg legemsvægt fås således ved at gange de 50-100 mg husstøv med den maksimalt målte koncentration af stofferne i husstøv og dividere med 15,2 kg, som er den gennemsnitlige vægt for et barn på 2 år. Der regnes således med 100 % indtagelse, da det antages, at de 2-årige spiser støvet ved f.eks. at sutte på deres fingre, og da de i afsnit 7.5.1 diskuterede værdier, er angivet som værdier for daglig oral indtagelse af støv.

Der er ikke identificeret mange data for om alt støvet optages eller om evt. noget af støvet udskilles uomdannet igen. Wormuth et al (2006) refererer til en ældre kilde (Hawley, 1985), hvor der angives, at en matrix af jord reducerer optagelsen af et specifikt kemikalie^[20] til ca. 15 %, men kigges nærmere på kilden (Hawley, 1985) stammer de 15 % fra dermal kontakt (optagelse). I samme kilde angives, at en matrix af jord reducerer optagelsen af et kemikalie med 50 %. I kilden angives, at denne faktor vil være forskellig fra forbindelse til forbindelse. I en nyere artikel om bromerede flammehæmmere (PBDEs) og forsøg med rotter fandt man frem til, at PBDE let optages fra støvet og distribueres i rotterne. På den baggrund konkluderer undersøgelsen, at husstøv er en kilde til human PBDE eksponering, som det er nødvendig at tage højde for (Huwe et al, 2008). DEHP er letoptageligt, og applikationsformen synes ikke at betyde noget i dyreforsøg, hvorfor optagelsen bør være den samme uanset indtagelsen via sutning på legetøj eller via indtagelse af støv. Disse tal underbygges endvidere af Björklund et al. (2009), som anvender en indtagelse på mellem 100 og 200 mg støv/dag for små børn (toddlers) og anvender 100 % absorption af PFOS/PFOA fra støvet, som indtages. Det kan på den baggrund derfor ikke udelukkes, at der er risiko for, at alt stoffet i støvet optages.

Tabel 7.6 Daglig indtagelse af udvalgte stoffer via husstøv på baggrund af max målte værdier i indeklimaet

Eksempel på udregning for DEHP:

Daglig indtagelse af

= 266,2 µg/ kg lgv/dag

RCR-værdien overstiger 1 for DEHP, DBP og PCB’er ved anvendelse af de maximale værdier (og 95-percentil for DBP), uanset om der anvendes en værdi på indtagelse af 50 eller 100 mg støv/dag.

Det skal dog bemærkes, at de angivne max. koncentrationer i støv for PCB stammer fra amerikanske undersøgelser. Desuden ser det ud til, at de angivne maximale værdier for PCB ikke er normale. Der er i den amerikanske undersøgelse målt i 120 hjem, og median-værdien angives at være under detektionsgrænsen på 0,2 µg/g. Da medianen er den midterste værdi i undersøgelsen vil det sige, at der i hvert fald i halvdelen af hjemmene er målt niveauer af PCB under detektionsgrænsen. Der er ikke angivet en 95-percentil i undersøgelsen.

Anvendelsen af PCB har været forbudt i en årrække. Der er fundet en enkelt ny dansk undersøgelse, som bl.a. også dækker almindelige hjem. Her viser resultaterne fra 5 forskellige danske hjem med PCB i byggematerialerne, at resultaterne er ca. 1000 gange lavere end den maksimalt målte amerikanske værdi. Det skal dog bemærkes, at den danske undersøgelse ikke dækker et repræsentativt udsnit af danske hjem, men kun dækker over målinger i 5 danske hjem, hvorimod den amerikanske undersøgelse med sine 120 målinger, giver et bedre billede af eventuelle forskelle.

For beregningerne af PCB indtaget via støv fra de danske hjem er udelukkende anvendt de 5 målinger fra private hjem og ikke målingerne fra de offentlige bygninger. I offentlige bygninger er der målt op til 10 gange højere koncentrationer af PCB i støvet.

95-percentilen

En række af undersøgelserne angiver ikke den maksimalt målte koncentration, men derimod blot 95-percentilen. Men der kan være store forskelle fra 95-percentilen og de maximale værdier (Rudel et al, 2003), hvilket blandt andet også ses af tabellen, hvor der ifølge Bornehag et al, 2004 er en faktor 10 i forskel på max målte værdi for DEHP og 95-percentilen.

Samme udregning er derfor også foretaget for 95-percentilen, hvis den er tilgængelig (bl.a. ikke tilgængelig for PCB, DBP, butylparaben og Bisphenol A).

Tabel 7.7 Daglig indtagelse af udvalgte stoffer via husstøv på baggrund af målte værdier i indeklimaet (95-percentil-værdier)

Når 95-percentilen for de få danske og svenske undersøgelser anvendes for hhv. DEHP og DBP viser eksponeringsberegningerne, at RCR-værdien ligger under 1.

50-percentilen

Tilsvarende udregning er foretaget ved brug af 50-percentil-værdien, hvilket giver følgende billede:

Tabel 7.8 Daglig indtagelse af udvalgte stoffer via husstøv på baggrund af målte værdier i indeklimaet (50-percentiler)

Klik her for at se Tabel 7.8

Det bemærkes, at den anvendte 50-percentil for PCB ligger ca. en faktor 5 højere end den maksimalt målte værdi i den danske undersøgelse for private hjem, men ca. 2½ gange lavere end den maksimalt målte værdi fra en dansk offentlig bygning (Gunnarsen et al, 2009), der vil kunne repræsentere enkelte af de institutionsbygninger, som 2-årige opholder sig i. I den nye danske undersøgelse er der imidlertid kun foretaget 10 stikprøver (5 fra danske hjem og 5 fra offentlige bygninger), hvorfor måleresultaterne må betragtes med et betydeligt forbehold.

7.6.1.2 Luft

De 2-3 årige børn indånder ifølge REACH Guidance dokumentet, Chapter R.15 ”Consumer exposure estimation” (ECHA, May 2008) 7 m³ luft per dag.

En almindelig dansker opholder sig gennemsnitligt mellem 80 og 90 % af tiden inden døre (Luk luften ind, 2007). Dette svarer til mellem 19,2 og 21,6 timer i døgnet. 2-årige børn vil som oftest være noget mere ude end almindelige danskere (måske sover de endda til middag ude). Det antages til beregningerne, at de 2-årige børn i gennemsnit opholder sig inden døre i 19 timer i døgnet og at den respirable fraktion for alle stoffer er på 1 (100 %). Herefter kan den daglige indtagelse via indånding beregnes via formlen, som angivet i Kapitel 1 ”Eksponeringsscenarier – metode” og som er gengivet her nedenfor.

hvor

Værdierne, der er anvendt i beregningerne, samt resultatet af beregningerne kan ses af Tabel 7.9. Det ses, at for ingen af stofferne overstiger RCR-værdien 1. Bidraget fra indeluften skal dog lægges sammen med bidraget via støvet for at give den totale eksponering via indeklimaet.

Tabel 7.9 Daglig indtagelse af udvalgte stoffer via indeluften på baggrund af max målte værdier i indeklimaet

Eksempel på udregning for DEHP:

Daglig indtagelse af DEHP =

= 0,36 µg/kg lgv/dag

De tilsvarende værdier for 95-percentiler og 50-percentiler / median-værdier er angivet i skemaerne nedenfor.

Tabel 7.10 Daglig indtagelse af udvalgte stoffer via indeluften på baggrund af 95-percentiler i indeklimaet

Tabel 7.11 Daglig indtagelse af udvalgte stoffer via indeluften på baggrund af 50-percentiler i indeklimaet

Igen skal det bemærkes, at den anvendte max-værdi og anvendte 50-percentil for PCB ligger henholdsvis ca. en faktor 3 og på samme niveau som den maksimalt målte værdi i den danske undersøgelse for private hjem (Gunnarsen et al, 2009), hvorimod den maksimale måling fra de danske offentlige bygninger ligger 15 gange højere end de anvendte data fra amerikanske hjem.

7.6.1.3 Sammenligning af støv og luft

Sammenlignes de daglige eksponeringskoncentrationer fra deponeret støv med de daglige eksponeringskoncentrationer fra indeluften ses, at det er bidraget fra det deponerede støv, der udgør den største del af den daglige eksponering. For ftalaterne forekommer eksponeringen stort set kun via det deponerede støv, hvorimod PCB’er og butylparaben giver et par procent i bidrag via i indeluften, som også kan omfatte de luftbårne støvpartikler.

Tabel 7.12 Daglige eksponeringskoncentration fra luft i procent af daglige eksponeringskoncentration fra støv (for max. konc. v. 100 mg støvindtagelse)

7.6.1.4 Totale bidrag fra indeklimaet

Det totale bidrag fra indeklimaet er summen af bidraget fra støvet og fra luften. Det totale bidrag fra indeklimaet er angivet i skemaerne nedenfor for både 50-percentilen og 95-percentilen.

Tabel 7.13 Daglig bidrag af udvalgte stoffer via indeklimaet (støv og luft) på baggrund af 95-percentil (eller max-værdier, hvis ingen 95-percentil) og hhv. 50 eller 100 mg støv.

Tabel 7.14 Daglig indtagelse af udvalgte stoffer via indeklimaet (støv og luft) på baggrund af 50-percentil og hhv. 50 eller 100 mg støv.

Fælles for undersøgelserne er, at der er utroligt store udsving mellem de forskellige målinger – f.eks. lige fra ikke detekterbart og op til > 40.000 µg/g DEHP i svensk husstøv. Der er nogle hjem, hvor koncentrationen af ftalater er forholdsvis høj og vil give et væsentligt bidrag til den samlede udsættelse for hormonforstyrrende stoffer.

7.7 Risikovurderinger af de udvalgte stoffer

Risikovurderingerne for de udvalgte stoffer er baseret på NOAEL/LOAEL-værdier og korrektionsfaktorer (AF), som Miljøstyrelsen har udvalgt i samarbejde med Fødevareinstituttet DTU. NOAEL/LOAEL-værdierne er baseret på hormonforstyrrende effekter, og er altså ikke de kritiske effekter, som Miljøstyrelsen traditionelt anvender til at foretage risikovurderinger.

Det er tilstræbt at vælge NOAEL/LOAEL-værdier, som også anvendes for hormonforstyrrende effekter i EU risikovurderinger, EFSA opinions eller andre officielle risikovurderinger. I mange tilfælde stammer de anvendte resultater fra studier, hvor effekterne observeres efter, at dyrene har været udsat for stoffet i fostertilværelsen. Der kan stilles spørgsmålstegn ved, hvorvidt 2-årige børn kan forventes at være ligeså følsomme overfor hormonforstyrende effekter som i fostertilværelsen. Dette forhold er der ikke tilstrækkelig viden om på nuværende tidspunkt. Så længe der ikke er beviser for det modsatte, vurderes det som en rimelig, om end forsigtig, tilgang til problemstillingen at anvende NOAEL’s/LOAEL’s fra forsøg med udsættelse af fostre til risikovurdering af udsættelse af 2-årige børn.

Gruppen af de anti-androgene stoffer omfatter:

• DIBP, di-isobutylftalat, 84-69-5
• DBP, dibutylftalat, 84-74-2
• BBP, butylbenzylftalat, 85-68-7
• DEHP, diethylhexylftalat, 117-81-7
• DINP, di-isononylftalat, 28553-12-0
• Procloraz, 67747-09-5
• Tebuconazol, 107534-96-3
• Linuron, 330-55-
• Vinclozolin, 50471-44-8
• Procymidon, 32809-16-8
• PCB’er
• Dioxiner
• DDT.

Gruppen af de østrogen-lignende stoffer omfatter:

• Propylparaben, 94-13-3
• Butylparaben, 94-26-8
• Isobutylparaben, 4247-02-3
• Bisphenol A, 80-05-7.

Beregninger og risikovurderinger er i det følgende gennemgået for hvert enkelt stof.

7.7.1 DIBP, di-isobutylftalat, 84-69-5

Tabel 7.15 Identifikation af DIBP

Kemisk navn	di-isobutylftalat
CAS nr.	84-69-5
EINECS Nr.	201-553-2
Molekyleformel (brutto)	C16-H22-O4
Molekylestruktur
Molekylevægt	278.3435
Synonymer	Diisobutyl phthalate, 1,2-Benzenedicarboxylic acid, bis(2-methylpropyl) ester, DIBP
Klassificering	Vedtaget Repr. Cat. 2; R61 - Repr. Cat. 3; R62 (EU, ESIS, 2009)

7.7.1.1 NOAEL, AF og DNEL

For DIBP er et NOAEL på 125 mg/kg lgv/dag (LOAEL 250 mg/kg/d) for antiandrogenecitet valgt, baseret på nedsat anogenital afstand (AGD) samt forøget bibeholdelse af brystvorter hos afkom af rotter eksponeret under drægtighed (Sallenfait et al., 2008).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 100 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 4 for allometrisk skalering mellem rotter og mennesker samt 10 for intraspecies forskelle.

Dermed bliver DNEL for DIBP 1,25 mg/kg lgv/dag (NOAEL/AF).

7.7.1.2 Eksponering generelt

Wormuth et al. (2006) estimerer en daglig intern eksponering på ca. 0,08-4 µg/kg lgv med en median på ca. 0,8 µg/kg lgv/dag for 1-3 årige. Ca. 60 % af eksponeringen stammer fra fødevarer, 30 % fra sutning på ting som legetøj, og 10% fra indånding af luft. Det skal bemærkes, at datagrundlaget for vurdering af eksponering fra fødevarer er meget begrænset.

7.7.1.3 Eksponering med DIBP fra fødevarer

DIBP i fødevarer kan stamme fra miljøet såvel som fra anvendelse i fødevarekontaktmaterialer.

Anvendes Wormuth et al.’s (2006) eksponeringsestimat fås eksponeringen via fødevarer som 60 % af en intern samlet eksponering på ca. 0,08-4 µg/kg lgv med en median på ca. 0,8 µg/kg lgv/dag for 1-3 årige. Det giver en 50-percentil på 0,48 µg/kg lgv/dag og en maksimal eksponering på 2,4 µg/kg lgv/dag.

Hverken EFSA, Müller et al. (2003) eller EUs RAR giver data for eksponering med DIBP via fødevarer, hvorfor Wormuth et al’s ovenstående estimat anvendes i vores samlede beregninger.

7.7.1.4 Eksponering fra forbrugerprodukter

DIBP er fundet både via tidligere undersøgelser og i to af de undersøgte produktgrupper i dette projekt. Tabellen nedenfor angiver i hvilke produkter DIBP er fundet i tidligere samt i dette projekt.

Tabel 7.16 Forekomst af DIBP i forbrugerprodukter

Som det ses er DIBP bl.a. fundet i legetøj, der er undersøgt i årene 2004 og fremefter (eller dvs. publiceret i år 2004 og fremefter, så selve undersøgelserne er formegentlig fra 2003 og fremefter). Undersøgelsen af narresutter af gummi er fra 1999.

DIBP er ikke omfattet af ftalatbekendtgørelse (BEK 786, 2006), som trådte i kraft den 16. april 2007 (BEK 1074, 2006).

Målte værdier og migrationsværdier

I de to tabeller nedenfor vises de målte værdier af DIBP i dels de forskellige tidligere undersøgte produkter og dels de værdier, der er målt i produkter i dette projekt.

Som det fremgår af første tabel er det kun i få tilfælde, at der er målt migration af DIBP fra produkterne i de tidligere undersøgelser.

Tabel 7.17 Oversigt over tidligere undersøgelser, hvor der er analyseret for indhold af DIBP

Klik her for at se Tabel 7.17

Tabel 7.18 Oversigt over fund af DIBP i produkterne analyseret i dette projekt

i.a.: Produktet eller stoffet er ikke udvalgt til analyse

Fra de tidligere undersøgelser ligger der informationer om indhold af DIBP for otte forskellige forbrugerprodukter. De målte koncentrationer svinger mellem 2,9 (sværd af skumplast) og 314 mg/kg (gulvpuslespil).

I puslepuder er der fundet op til 70 mg/kg af DIBP (dog dækker denne værdi over både DIBP og DBP, dvs. der var ikke sket en endelig identifikation). DIBP er også identificeret i narresutter af gummi i en værdi på 1 µg per sut.

For de tidligere undersøgelser blev der kun foretaget migrationsanalyser for trælegetøj, et viskelæder, og en legetaske. Højeste migrationsværdi blev identificeret i trælegetøj (puslespil) og en legetaske på henholdsvis 14 og 15 mg/kg.

I dette projekt er der identificeret DIBP i yderstoffet på en jakke i en koncentration på 18 mg/kg og i en gummistræsko i en koncentration på 670 mg/kg. For begge produkter er der foretaget migrationsanalyser og værdierne udgør henholdsvis 0,04 mg/kg (yderstof jakke) og 84 mg/kg (gummistræsko).

I dette projekt er fem forskellige typer af gummistræsko analyseret for indhold af ftalater. I tre af fem gummistræsko er der identificeret et indhold af ftalater, hhv.:

• DEHP
• DBP og DEHP, samt
• DIBP og DEHP.

To af disse gummistræsko er der foretaget migrationsanalyser på (dem med højest indhold). Her viste resultaterne, at der forekommer migration af hhv. DBP og DIBP (i to forskellige gummistræsko). Der er ikke påvist migration af DEHP.

Eksponeringsberegning – legetøj

For legetøj er den højeste migration målt til 15 mg/kg for en legetaske.

I beregningerne antages, som angivet i kapitlet ”Eksponeringsscenarier – metode”, at der er dermal kontakt i hhv. 6 og 9 timer for hhv. vinter og sommerscenariet og oral indtagelse i 3 timer for legetøjet for begge scenarier. Desuden anvendes den maksimalt målte værdi for legetøj, som beregningsværdien for al legetøj, dvs. det antages, at dette worst case stykke legetøj anvendes i alle de timer, som 2-årige antages at være i kontakt med legetøj. Da der mangler data for hudoptag af DIBP anvendes data for DBP. DBP og DIBP ligner hinanden på flere punkter, der sandsynliggør, at hudoptaget er ens, nemlig molekylærstruktur, molekylvægt og log Kow (estimat fra Miljøstyrelsen). Der er således regnet med 10 % optagelse gennem huden.

Herudover antages, at den vægt, som legetasken udgjorde, er 50 g (et gæt, da værdien ikke var opgivet i rapporten), og at den 2-årige er i kontakt med 10 % af arealet af legetasken og sutter på halvdelen af dette areal. Den målte migration på 15 mg/kg er målt over en periode på 4 timer, hvorfor der er korrigeret med en faktor 4.

Der fås således følgende eksponering fra legetøj for 2-årige:

Daglig indtagelse af DIBP fra legetøj = dermal optagelse (9 t) + oral optagelse (3 t)

= 2,96 µg/kg lgv/dag

Og en tilsvarende RCR-værdi på 0,0024 (dvs. en daglig indtagelse mindre end DNEL-værdien på 1250 µg/kg lgv/dag).

Eksponeringsberegning – andre objekter

Der kan ske eksponering fra andre produkter indeholdende DIBP (ud over eksponering fra legetøj og indeklimaet). Det kunne f.eks. være fra viskelæder (hovedsageligt, hvis der er større søskende i hjemmet), puslepuder, narresutter, samt gummistræsko. Der er imidlertid ikke fundet migrationsdata for DIBP for hverken narresutter eller puslepuder.

Viskelæder

For beregningerne er det her antaget, at der er kontakt med viskelæderet 1 minut dagligt (kun når de evt. ældre søskende laver lektier). I kortlægningsrapport nr. 84 angives, at der er en migration på 1,5 mg/g (per 4 timer), og at viskelæderet vejer 21,1 g. Det er antaget, at der er kontakt med 50 % af viskelæderet.

Puslepuder

I kortlægningsrapport nr. 90 om babyprodukter er der foretaget migrationsanalyse for puslepuder og der er kun angivet data for DINP, hvorfor det antages, at der ikke har været nogen migration af DIBP.

Gummistræsko

I dette projekt er der foretaget migrationsanalyse på gummistræsko. Der er fundet en migration på 84 mg/kg for DIBP over en periode på 6 timer, som er den periode det antages, at gummistræskoene bæres hver dag. Vægten for dette par gummistræsko er på 64,8 gram. Det er antaget, at der er kontakt med 20-40 % af skoen, og at barnet i worst case tilfælde bruger bare tæer i skoene. Da der mangler data for DIBP anvendes data for DBP i stedet. Der er således regnet med 10 % optagelse gennem huden. Det er desuden antaget, at gummistræskoene anvendes 4-10 timer per dag (både indendørs som hjemmesko og udendørs).

Det giver følgende eksponeringsværdier for andre objekter:

Tabel 7.19 Daglig indtagelse af DIBP fra andre objekter på baggrund af målte migrationsværdier

Klik her for at se Tabel 7.19

7.7.1.5 Eksponering fra indeklima

Eksponeringsberegningen for DIBP via indeklimaet er præsenteret og beregnet i afsnittet om indeklima, og er gengivet i tabellen nedenfor.

Tabel 7.20 Daglig indtagelse af DIBP via indeklimaet (støv og luft) på baggrund af 95-percentil

Tabel 7.21 Daglig udsættelse af DIBP via indeklimaet (støv og luft) på baggrund af 50-percentil

Resultatet viser, at RCR-værdien er mindre end 1, hvilket indikerer, at der ikke vil være nogen risiko for hormonforstyrrende effekter pga. udsættelse for DIBP via indeklimaet, uanset om støvindtaget udgør 50 eller 100 mg støv.

I nedenstående tabel er de forskellige bidrag for DIBP opsummeret.

7.7.1.6 Samlet eksponering og risiko

Tabel 7.22 Daglig indtagelse af DIBP fra forskellige kilder

*) Pga. et større antal decimaler på beregningerne i de samlede tabeller i afsnit 7.88 står dette 0,006 afrundet til 0,01 i Tabel 7.879
**) Tallet kan ikke genfindes i afsnit 7.88, da det kun er max værdierne for sko, der er anvendt i sumtabellerne de relevante steder.

Det samlede resultat for DIBP viser, at RCR-værdien er langt mindre end 1 og dermed, at der med de antagelser, der er anvendt i rapporten, ikke er identificeret en risiko, hverken i sommer- eller vinterperioden, som følge af den samlede udsættelse for DIBP via fødevarer, indeklima, sko og andre objekter, der er omfattet af nærværende undersøgelse.

7.7.2 DBP, dibutylftalat, 84-74-2

Tabel 7.23 Identifikation af DBP

Kemisk navn	Dibutylftalat
CAS nr.	84-74-2
EINECS Nr.	201-557-4
Molekyleformel (brutto)	C16-H22-O4
Molekylestruktur
Molekylevægt	278.3435
Synonymer	Dibutyl phthalate, 1,2-Benzenedicarboxylic acid, dibutyl ester, DBP, Elaol
Klassificering	REP2;R61 REP3;R62 N;R50 (LOFS)

7.7.2.1 NOAEL, AF og DNEL

For DBP er et LOAEL på 2 mg/kg lgv/dag (intet NOAEL identificeret) for antiandrogenecitet valgt, baseret på effekter på kønscelleudvikling samt udvikling af brystvæv i et udviklingsstudie på rotter (Lee et al., 2004 i EFSA opinion: EFSA (2005)).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 300 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 4 for allometrisk skalering mellem rotter og mennesker, 10 for intraspecies forskelle samt 3 for LOAEL til NOAEL.

Dermed bliver DNEL for DBP 0,0067 mg/kg lgv/dag (LOAEL/AF).

7.7.2.2 Eksponering generelt

Müller et al (2003) estimerer en total eksponering på ca. 400 µg/kg lgv/dag for de 1-6-årige. Næsten hele eksponeringen er oral, kun ca. 0.4 µg/kg lgv/dag kan tilskrives inhalation.

Wormuth et al. (2006) estimerer en daglig intern eksponering på ca. 0,4-40 µg/kg lgv. med en median på ca. 4 µg/kg lgv/dag for 1-3 årige. Ca. 55 % af eksponeringen stammer fra fødevarer, ca. 10 % fra indtagelse af støv, ca. 2 % fra tekstiler, og ca. 33 % fra inhalation af luft. Det skal bemærkes, at datagrundlaget for vurdering af eksponering fra fødevarer er meget begrænset.

Den store forskel på de to estimater kan bl.a. skyldes to ting:

• Wormuth estimatet er internt, dvs. det medregner kun de absorberede mængder.
• Müller estimatet bygger på den maximalt estimerede eksponering via miljøet.

Optagelse via de forskellige eksponeringsveje er ifølge EU risikovurderinger citeret af Müller et al.(2003):

• Dermal: 100 %
• Oral: 100 %
• Inhalation: 75 %.

EUs RAR (risk assessment report) for DBP (European Chemicals Bureuau, 2004)), som Müller citerer fra, angiver ingen fast dermal optagelsesprocent, men refererer på s. 65 til et forsøg med dermal eksponering af rotter, som resulterer i en udskillelse i urinen på 10-12 % efter et døgn og 1 % i fæces. Efter 7 dage er udskillelsen med urinen 60 % og med fæces 12 %, dvs. i alt 72 % er udskilt. Dvs. absorptionen må ligge et sted mellem 10 og 100 %. På side 103 regner EUs RAR dog med 10 % dermal absorption som worst case. Til gengæld regner RAR med 100 % absorption via inhalation som default værdi pga. manglende data. Hvor Müller et al (2003) får 75 % fra vides ikke.

Derfor er der i denne rapport i overensstemmelse med EUs RAR anvendt flg. absorptioner:

• Dermal: 10 %
• Oral: 100 %
• Inhalation: 100 %.

7.7.2.3 Eksponering for DBP fra fødevarer

DBP i fødevarer kan stamme fra såvel miljøet som anvendelse i fødevarekontaktmaterialer.

Müller et al (2003) estimerer en total eksponering på ca. 400 µg/kg lgv/dag for de 1-6-årige. Næsten hele eksponeringen er oral, kun ca. 0,4 µg/kg lgv/dag kan tilskrives inhalation. Det kan dog ikke ses, hvor meget af den orale eksponering der tilskrives fødevarer. EFSA (2005) påpeger, at mere end 90 % af disse maksimaleksponeringsværdier stammer fra den højest estimerede værdi for eksponering via lokalmiljøet, hvilket er trykfarver og derfor ikke er relateret til kosten i sig selv.

Wormuth et al. (2006) estimerer en daglig intern eksponering på ca. 0,4-40 µg/kg lgv. med en median på ca. 4 µg/kg lgv/dag for 1-3 årige. Ca. 55 % af eksponeringen stammer fra fødevarer, ca. 10 % fra indtagelse af støv, ca. 2 % fra tekstiler, og ca. 33 % fra inhalation af luft. Dvs. at eksponeringen via fødevarer kan estimeres til en median på 2,2 µg/kg lgv/dag og et maksimum på 22 µg/kg lgv/dag. Det skal bemærkes, at datagrundlaget for vurdering af eksponering fra fødevarer er meget begrænset.

EFSA (2005) refererer til et estimat baseret på ”the total diet study” i UK for en eksponering via fødevarer for 60 kg voksne på gennemsnitlig 13 µg/dag og 97,5-percentil 31 mg/dag, svarende til 0,2 og 0,5 µg/kg lgv/dag for voksne.

Da 2-årige ifølge NNA(2004) har et energibehov per kg legemsvægt på ca. det dobbelte af voksnes, svarer de 0,2 og 0,5 µg/kg lgv/dag til 0,4 og 1,0 µg/kg lgv/dag for de 2-årige.

EFSA (2005) refererer også til et andet estimat baseret på målinger af danske måltider, hvor gennemsnits- og høj eksponering blev beregnet til henholdsvis 4,1 og 10,2 µg/kg lgv./dag for voksne.

For de 2-årige vil det svare til henholdsvis 8,2 og 20,4 µg/kg lgv/dag.

Ud fra et princip om at vælge realistiske worst case resultater, er der til de videre beregninger valgt gennemsnitseksponering på 8,2 µg/kg lgv/dag fra den danske måltidsundersøgelse og som maksimal eksponering fra fødevarer 22 µg/kg lgv/dag fra Wormuth et. al.(2006).

7.7.2.4 Eksponering fra forbrugerprodukter

DBP er fundet både via tidligere undersøgelser og i nogle af de undersøgte produktgrupper i dette projekt. Tabellen nedenfor angiver, i hvilke produkter DBP er fundet i tidligere og i dette projekt.

Tabel 7.24 Forekomst af DBP i forbrugerprodukter

Som det ses blev DBP bl.a. fundet i legetøj, der er undersøgt i årene 2004 og fremefter (eller dvs. publiceret i år 2004 og fremefter, så selve undersøgelserne er formegentlig fra 2003 og fremefter). Undersøgelsen af modellervoks er fra 2002.

I og med, at der efterfølgende er kommet ny ftalatbekendtgørelse for legetøj (BEK 786, 2006), som trådte i kraft den 16. april 2007 (BEK 1074, 2006), så betyder det, at legetøj indeholdende DEHP, DBP og BBP ikke længere må sælges. Ifølge ftalatbekendtgørelsen må koncentrationen af DBP ikke overstige 0,1 % (w/w) i legetøj i dag, hvilket betyder, at dette tidligere undersøgte legetøj ikke ville være tilladt at sælge i dag pga. for høje indholdskoncentrationer af DBP. Blandt de tidligere undersøgelser overskrider det duftende legetøj de 0,1 % DBP.

Analyseværdier

I de to tabeller nedenfor vises de målte værdier af DBP i dels de forskellige tidligere undersøgte produkter og dels de værdier, der er målt i produkter i dette projekt.

Som det fremgår af Tabel 7.25 er det kun i få tilfælde, at der i de tidligere undersøgelser var målt migration af DBP fra produkterne.

Tabel 7.25 Oversigt over tidligere undersøgelser, hvor der er analyseret for indhold af DBP

Klik her for at se Tabel 7.25

Tabel 7.26 Oversigt over fund af DBP i produkterne analyseret i dette projekt

i.a.: Produktet eller stoffet er ikke udvalgt til analyse
i.s.: Der er ikke beregnet et screeningsresultat

Fra de tidligere undersøgelser ligger der informationer om indhold af DBP for ni forskellige forbrugerprodukter. De målte indholdskoncentrationer ligger mellem 8 og 780 mg/kg (gulvpuslespil) og op til 3500 mg/kg i et viskelæder (duftende legetøj).

I tryk på tøj blev der fundet niveauer op til 770 mg/kg. Herudover blev der fundet op til 70 mg/kg (målt som DBP + DIBP) i en puslepude, og der blev identificeret et højere indhold af DBP på op til 16.000 mg/kg (dvs. 1,6 %) i vinylgulve.

I de tidligere undersøgelser blev der udelukkende foretaget migrationsanalyser for modellervoks, hvor afgivelsen til indeklimaet blev målt (ved ”bagning” af modellervoks i en ovn). Her blev der målt en afgivelse på op til 6 mg/kg. Den maksimale indholdskoncentration af DBP blev målt til 200 mg/kg.

I dette projekt er der identificeret DBP i en strop på en lynlås og en løsthængende refleks på to forskellige jakker. For stroppen på lynlåsen viste migrationsanalysen, at 0,51 mg DBP migrerer ud per kg. Herudover er der fundet DBP i et par gummistræsko – et indhold på ca. 25.000 mg/kg og en migration på 249 mg/kg i løbet af en migrationsperiode på 6 timer.

I dette projekt er fem forskellige typer af gummistræsko analyseret for indhold af ftalater. I tre af fem gummistræsko er der identificeret et indhold af ftalater, hhv.:

• DEHP
• DBP og DEHP, samt
• DIBP og DEHP.

To af disse gummistræsko er der foretaget migrationsanalyser på (dem med højest indhold). Her viste resultaterne, at der forekommer migration af hhv. DBP og DIBP (i to forskellige gummistræsko). Der er ikke påvist migration af DEHP.

Eksponeringsberegning – legetøj

For legetøj er der ikke målt migration på nogle af produkterne, hvorfor der ikke er foretaget nogen eksponeringsberegning.

Eksponeringsberegning – andre objekter

Der kan ske eksponering fra andre produkter indeholdende DBP (ud over eksponering fra legetøj og indeklimaet). Det kunne f.eks. være fra viskelæder (hovedsageligt, hvis der er større søskende i hjemmet), puslepuder, tøj samt gummistræsko. Det antages, at eksponering fra et eventuelt vinylgulv er dækket af indeklimadata.

Viskelæder

I kortlægningsrapport nr. 68 om duftende legetøj blev der ikke foretaget måling af migration af DBP fra viskelæderet, hvorfor der ikke er foretaget en eksponeringsberegning.

Puslepuder

I kortlægningsrapport nr. 90 om babyprodukter blev der foretaget migrationsanalyse for puslepuder. Der blev kun angivet data for DINP, hvorfor det er antaget, at der ikke har været nogen migration af DBP.

Tøj

Der blev fundet DBP i tryk på tøj i en undersøgelse af TÆNK, en undersøgelse af Greenpeace, samt en nylig svensk undersøgelse. Ingen af undersøgelserne målte dog migration af DBP, hvorfor der ikke er foretaget nogen eksponeringsberegninger her.

I dette projekt er der foretaget en migrationsanalyse af en strop på en lynlås på en jakke. Her migrerer 0,51 mg DBP ud per kg i en periode på 3 timer. Det er antaget i beregningerne, at stroppen vejer 5 g, at der suttes på ca. halvdelen af stroppen, og at der som beskrevet for ”andre objekter” suttes på denne i 3 timer dagligt.

Gummistræsko

I dette projekt er der foretaget migrationsanalyse på gummistræsko. Der er fundet en migration på 249 mg/kg for DBP over en periode på 6 timer. Vægten for dette par gummistræsko er på 69,0 gram. Det er antaget, at der er kontakt med 20-40 % af skoen, og at barnet i worst case tilfælde bruger bare tæer i skoene. Det er antaget, at gummistræskoene anvendes 4-10 timer per dag (både indendørs som hjemmesko og udendørs). Hvis gummistræskoene udelukkende anvendes som udendørssko er 4 timer et realistisk bud på eksponeringen, men hvis gummistræskoene anvendes som hjemmesko vil en eksponeringsperiode på 10 timer ikke være urealistisk. Som tidligere angivet er det antaget, at der optages 10 % DBP gennem huden.

Det giver følgende eksponeringsværdier for andre objekter:

Tabel 7.27 Daglig indtagelse af DBP fra andre objekter på baggrund af målte migrationsværdier

Klik her for at se Tabel 7.27

7.7.2.5 Eksponering fra indeklima

Eksponeringsberegningen for DBP via indeklimaet er præsenteret og beregnet i afsnittet om indeklima, men er gengivet i tabellen nedenfor.

Tabel 7.28 Daglig indtagelse af DBP via indeklimaet (støv og luft) på baggrund af 95-percentil

Tabel 7.29 Daglig indtagelse af udvalgte stoffer via indeklimaet (støv og luft) på baggrund af 50-percentil / medianværdi

Udfra de antagelser der er gjort til beregning af risikoen vil der være en forholdsvis stor udsættelse af DBP via indeklimaet. Beregningerne er dog foretaget på baggrund af undersøgelser af hjem i Sverige, da der er ikke fundet danske undersøgelser af koncentrationer af DBP i indeklimaet.

7.7.2.6 Samlet eksponering og risiko

I nedenstående tabel er de forskellige bidrag for DBP opsummeret.

Tabel 7.30 Daglig indtagelse for DBP fra forskellige kilder

*) Pga. et større antal decimaler på beregningerne i de samlede tabeller i afsnit 7.88 er der mindre afrundingsafvigelser til disse
**) Tallet kan ikke genfindes i afsnit 7.88, da det kun er max værdierne for sko, der er anvendt i sumtabellerne de relevante steder.

Det samlede resultat for DBP viser, at RCR-værdien er over 1 for både sommer- og vinterscenariet. Dette skyldes udsættelsen for DBP fra fødevarer og sko i sig selv kan udgøre en risiko med de antagelser der er gjort i rapporten

7.7.3 BBP, butylbenzylftalat, 85-68-7

 Tabel 7.31 Identifikation af BBP.

Kemisk navn	Butylbenzylftalat
CAS nr.	85-68-7
EINECS Nr.	201-622-7
Molekyleformel (brutto)	C19-H20-O4
Molekylestruktur
Molekylevægt	312.3597
Synonymer	benzyl butyl phthalate, 1,2-Benzenedicarboxylic acid, butyl phenylmethyl ester, BBP, Palatinol BB
Klassificering	REP2;R61 REP3;R62 N;R50/53 (LOFS)

7.7.3.1 NOAEL, AF og DNEL

For BBP er et NOAEL på 50 mg/kg lgv/dag (LOAEL 250 mg/kg/d) for antiandrogenecitet valgt, baseret på nedsat anogenital afstand (AGD) hos afkom af rotter eksponeret under drægtighed (Tyl et al., 2004 i EU risikovurdering: European Chemicals Bureau (2007)).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 100 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 4 for allometrisk skalering mellem rotter og mennesker samt 10 for intraspecies forskelle.

Dermed bliver DNEL for BBP 0,5 mg/kg lgv/dag (LOAEL/AF).

7.7.3.2 Eksponering generelt

Müller et al (2003) estimerer en oral eksponering på 5,9 µg/kg lgv/dag og inhalationseksponering på 0,12 µg/kg lgv/dag for de 1-6-årige. Estimatet for oral eksponering bygger på målte værdier i miljøet (herunder fødevarer).

Wormuth et al. (2006) estimerer en daglig intern eksponering på ca. 0,02-6 µg/kg lgv. med en median på ca. 0,4 µg/kg lgv./dag. Ca. 18 % af eksponeringen stammer fra fødevarer, ca. 2 % fra sutning på ting som legetøj, ca. 75 % fra indtagelse af støv, og ca. 5 % fra inhalation af luft. Det skal bemærkes, at datagrundlaget for vurdering af eksponering fra fødevarer er meget begrænset.

Optagelse via de forskellige eksponeringsveje er ifølge EU risikovurderinger (European Chemicals Bureau, 2007) og citeret af Müller et al.(2003):

• Dermal: 5 %
• Oral: 100 %
• Inhalation: 100 %.

7.7.3.3 Eksponering for BBP fra fødevarer, m.m.

BBP kan findes i fødevarer både som resultat af spredning i miljøet og som følge af migration fra fødevarekontaktmaterialer, hvor det bliver brugt som blødgører.

Müller et al (2003) estimerer en oral eksponering på 5,9 µg/kg lgv/dag og inhalationseksponering på 0,12 µg/kg lgv/dag for de 1-6-årige. Estimatet for oral eksponering bygger på målte værdier i miljøet (herunder fødevarer). Det fremgår dog ikke hvor meget af den orale indtagelse der kan tilskrives fødevarer.

Wormuth et al. (2006) estimerer en daglig intern eksponering på ca. 0,02-6 µg/kg lgv. med en median på ca. 0,4 µg/kg lgv./dag for de 1-3 årige. Ca. 18 % af eksponeringen stammer fra fødevarer, ca. 2 % fra sutning på ting som legetøj, ca. 75 % fra indtagelse af støv, og ca. 5 % fra inhalation af luft. Dvs. at eksponering fra fødevarer skulle bidrage med 0,07 µg/kg lgv/dag som median og 1,1 µg/kg lgv/dag som høj værdi.

EFSA (2005a) refererer til et estimat baseret på kost- og fødevaredata fra UK og DK, hvor BBP-eksponering via fødevarer anslås til gennemsnitligt 8 µg/dag og 97,5-percentil 20 µg/kg lgv/dag, hvilket for en voksen svarer til henholdsvis 0,1 og 0,3 µg/kg lgv/dag.

Da 2-årige ifølge NNA(2004) har en energiindtagelse per kg legemsvægt på ca. det dobbelte af voksnes, svarer det til henholdsvis 0,2 og 0,6 µg/kg lgv./dag for de 2-årige.

EFSA refererer desuden til en dansk undersøgelse, der estimerer en gennemsnitlig og høj eksponering på henholdsvis 0,4 og 4,5 µg/kg lgv/dag for voksne.

For 2-årige svarer dette til henholdsvis 0,8 og 9 µg/kg lgv/dag.

Ud fra et princip om at vælge de mest realistiske worst case eksponeringer er EFSA’s eksponeringstal valgt til at indgå som fødevarebidrag i de videre beregninger med gennnemsnittet 0,8 og den højeste værdi 9 µg/kg lgv/dag.

7.7.3.4 Eksponering fra forbrugerprodukter

BBP blev udelukkende fundet i tidligere undersøgelser og er ikke identificeret i produkter undersøgt i dette projekt. Tabellen nedenfor angiver, i hvilke produkter BBP er blevet fundet i tidligere.

Table 7.32 Forekomst af BBP i forbrugerprodukter

Som det ses blev BBP bl.a. fundet i legetøj, der er undersøgt i årene 2004 og fremefter (eller dvs. publiceret i år 2004 og fremefter, så selve undersøgelserne er formegentlig fra 2003 og fremefter). Undersøgelsen af vinylgulve er fra 2002.

I og med at der efterfølgende er kommet ny ftalatbekendtgørelse (BEK 786, 2006), som trådte i kraft den 16. april 2007 (BEK 1074, 2006), så betyder det, at dette tidligere undersøgte legetøj ikke ville være tilladt at sælge i dag pga. for høje indholdskoncentrationer af BBP. Modellervoks havde indholdskoncentrationer af BBP, der oversteg 0,1 %, og i følge ftalatbekendtgørelsen må koncentrationen af BBP ikke overstige 0,1 % (w/w) i legetøj i dag.

Analyseværdier

I de to tabeller nedenfor vises de værdier af BBP, der blev målt i de tidligere undersøgte produkter.

Som det fremgår af tabellen er det kun i få tilfælde, at der er blevet målt migration af BBP fra produkterne i de tidligere undersøgelser.

Tabel 7.33 Oversigt over tidligere undersøgelser, hvor der er analyseret for indhold af BBP

Klik her for at se Tabel 7.33

Eksponeringsberegning

Fra de tidligere undersøgelser ligger der information om indhold af BBP for to forskellige slags legetøj – modellervoks og trælegetøj. De målte indholdskoncentrationer for modellervoks ligger på 37.000 mg/kg BBP svarende til 3,7 %. BBP’s indholdskoncentration blev ikke målt på trælegetøjet.

I tøj (tryk på tøj) er der blevet målt op til 22.000 mg/kg BBP og i vinylgulve, op til 20.000 mg/kg BBP.

For de tidligere undersøgelser blev der foretaget migrationsanalyser for trælegetøj og modellervoks. Migration for trælegetøjet blev målt til 1,3 mg/kg, og der blev målt en migration af BBP til indeklimaet på op til 1000 mg/kg ved ”bagning” af modellervoksen i ovnen.

Der er, som tidligere nævnt, ikke identificeret BBP i de produkter, der er undersøgt i dette projekt.

Eksponeringsberegning – legetøj

For legetøj er den højeste migration målt til 1,3 mg/kg for trælegetøj. Værdierne for modellervoks benyttes ikke i denne sammenhæng, da disse viser afgivelse til indeklimaet og ikke til sved.

I beregningerne antages, som angivet i kapitlet ”Eksponeringsscenarier – metode”, at der er dermal kontakt i hhv. 6 og 9 timer og oral indtagelse i 3 timer for legetøjet. Desuden er den maksimalt målte værdi for legetøj anvendt, som beregningsværdien for al legetøj, dvs. det antages, at dette worst case stykke legetøj anvendes i alle de timer, som 2-årige antages at være i kontakt med legetøj.

Herudover antages det, at den vægt, som trælegetøjet udgør, er 50 g (et gæt, da værdien ikke er opgivet i rapporten), og at den 2-årige vil være i hudkontakt med 50 % af arealet af trælegetøjet og sutter på det halve af dette areal. Den målte migration på 1,3 mg/kg er blevet målt over en periode på 1 time. Der anvendes en optagelse gennem huden på 5 % for BBP.

Der fås således følgende eksponering fra legetøj for 2-årige:

Daglig indtagelse af BBP fra legetøj = oral indtagelse (3 t) + dermal optagelse (9 t) (sommerscenarie):

= 4,17 µg/kg lgv/dag

Og en tilsvarende RCR-værdi på 0,008 (dvs. et daglig indtagelse mindre end DNEL-værdien).

Eksponeringsberegning – andre objekter

Der kan ske eksponering fra andre produkter indeholdende BBP (ud over eksponering fra legetøj og indeklimaet). Det kunne f.eks. være fra tøj. Der er imidlertid ikke målt nogen migration fra tøj, hvorfor der ikke foretages en eksponeringsberegning.

7.7.3.5 Eksponering fra indeklima

Eksponeringsberegningen for BBP via indeklimaet er præsenteret og beregnet i afsnittet om indeklima, men er gengivet i tabellen nedenfor.

Tabel 7.34 Daglig indtagelse af BBP via indeklimaet (støv og luft) på baggrund af 95-percentil

Tabel 7.35 Daglig indtagelse af BBP via indeklimaet (støv og luft) påbaggrund af 50-percentil

Beregningen viser, at RCR-værdien er mindre end 1, hvilket indikerer, at der ikke er nogen risiko for hormonforstyrrende effekter som følge af udsættelse for BBP via indeklimaet.

7.7.3.6 Samlet eksponering og risiko

I nedenstående tabel er de forskellige bidrag for BBP opsummeret.

Tabel 7.36 Daglig indtagelse af BBP fra forskellige kilder

*) Pga. et større antal decimaler på beregningerne i de samlede tabeller i afsnit 7.88 er der mindre afrundingsafvigelser til disse.

Det samlede resultat for BBP viser, at RCR-værdien er mindre end 1. Ud fra de antagelser der er taget, er der ikke nogen risiko som følge af den samlede udsættelse for BBP via fødevarer, indeklima og legetøj samt andre objekter, der er omfattet af nærværende undersøgelse.

7.7.4 DEHP, diethylhexylftalat, 117-81-7

Tabel 7.37 Identifikation af DEHP.

Kemisk navn	diethylhexylftalat
CAS nr.	117-81-7
EINECS Nr.	204-211-0
Molekyleformel (brutto)	C24-H38-O4
Molekylestruktur
Molekylevægt	390.5561
Synonymer	Bis(2-ethylhexyl)phthalat, Di(2-ethylhexyl) phthalate, DEHP, Octyl phthalate
Klassificering	REP2;R60-61 (LOFS)

7.7.4.1 NOAEL, AF og DNEL

For DEHP er et NOAEL på 5 mg/kg lgv/dag for antiandrogenecitet valgt, baseret på effekter på kønsceller samt nedsat testes vægt hos rotter (Wolfe & Leyton, 2003 i EU risikovurdering : European Chemicals Bureau (2008)).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 100 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 4 for allometrisk skalering mellem rotter og mennesker samt 10 for intraspecies forskelle.

Dermed bliver DNEL for DEHP 0,05 mg/kg lgv/dag (NOAEL/AF).

7.7.4.2 Eksponering generelt

Müller et al (2003) estimerer en oral eksponering på 133,4 µg/kg lgv/dag, inhalationseksponering på 1,9 µg/kg lgv/dag og dermal eksponering på 15,9 µg/kg lgv/dag for de 1-6-årige.

Den orale eksponering på 133,4 µg/kg lgv/dag fordeler sig på følgende kilder således:

Alternative estimater for eksponering via miljøet lyder på 3,4 µg/kg lgv/dag, baseret på målte værdier i miljøet, og 26 µg/kg lgv/dag, baseret på målte værdier i fødevarer.

De estimerede 100 µg/kg lgv/dag fra miljøet kan sammenlignes med EUs Risk Assessment Report (RAR), som estimerer den tilsvarende eksponering til 85 µg/kg lgv/dag.

Data fra EUs RAR er senere anvendt i en probabilistisk risikovurdering (Bosgra et al, 2005), som har estimeret den totale eksponering af børn til 7,58-23,05 µg/kg lgv/dag (5-95-percentilerne) med en geometrisk middelværdi på 13,19 µg/kg lgv/dag. Bidragene til middelværdien på 13,19 µg/kg lgv/dag fordeler sig som følger:

Wormuth et al. (2006) estimerer en daglig intern eksponering på ca. 0,3-80 µg/kg lgv med en median på ca. 8 µg/kg lgv/dag. Ca. 55 % stammer fra fødevarer, ca. 5 % fra sutning på ting som legetøj, ca. 37 % fra indtagelse af støv, og ca. 3 % fra inhalation af luft. Det skal bemærkes, at datagrundlaget for vurdering af eksponering fra fødevarer er meget begrænset.

Et nyere og mere præcist estimat baseret på måling af metabolitter i urinen hos 31 tyske 2-4-årige lyder på 0,4-409 µg/kg lgv/dag, med en median på 5,7-10,7 µg/kg lgv./dag og en 95-percentil på 23,4-45 µg/kg lgv/dag, afhængig af beregning i forhold til creatinin-udskillelse eller urinvolumen (Wittassek et al., 2007). Drenge i denne aldersgruppe er mere eksponerede end piger. 1 ud af 17 drenge, men ingen piger, overskred den TDI på 50 µg/kg lgv/dag der var fastsat af EFSA. Totalt blev 239 2-14-årige undersøgt. Eksponeringen er højest blandt de 2-4-årige og falder med alderen, dog ikke voldsomt meget inden for aldersgruppen under 8 år. Enkelte i aldersgruppen 9-11-årige har stadig en høj eksponering.

Optagelse via de forskellige eksponeringsveje er ifølge EUs risikovurderinger (European Chemicals Bureau, 2008) og citeret af Müller et al.(2003):

• Dermal: 5 %
• Oral: 100 %
• Inhalation: 100 %.

7.7.4.3 Eksponering fra fødevarer

DEHP kan findes i fødevarer både som resultat af spredning i miljøet og som følge af migration fra fødevarekontaktmaterialer, hvor det bliver brugt som blødgører.

Müller et al (2003) estimerer en oral eksponering for de 1-6 årige på 133,4 µg/kg lgv/dag, og heraf skønnes de 100 µg/kg lgv/dag at stamme fra fødevarer. De har også et alternativt estimat 26 µg/kg lgv/dag, baseret på målte værdier i fødevarer.

De estimerede 100 µg/kg lgv/dag fra miljøet kan sammenlignes med EUs Risk Assessment Report (RAR), som estimerer den tilsvarende eksponering til 85 µg/kg lgv/dag.

Data fra EUs RAR er senere anvendt i en probabilistisk risikovurdering (Bosgra et al, 2005), som har estimeret bidraget fra fødevarer til at være

12,84 µg/kg lgv/dag (50-percentil).

Wormuth et al. (2006) estimerer en daglig intern eksponering på ca. 0,3-80 µg/kg lgv med en median på ca. 8 µg/kg lgv/dag for de 1-3 årige. Ca. 55 % menes at stamme fra fødevarer, dvs. en median på 4,4 µg/kg lgv/dag og en høj eksponering på 44 µg/kg lgv/dag.

EFSA (2005b) referer til et estimat på baggrund af en total diet undersøgelse fra UK, hvor eksponeringen med DEHP fra fødevarer er anslået til gennemsnitlig 2,5 µg/kg lgv/dag og høj eksponering er 5 µg/kg lgv/dag for voksne.

Da 2-årige ifølge NNA(2004) har en energiindtagelse per kg legemsvægt på ca. det dobbelte af voksnes, svarer de 2,5 og 5 µg/kg lgv/dag for voksne til henholdsvis 5 og 10 µg/kg lgv/dag for de 2-årige.

EFSA refererer også til et estimat baseret på analyse af danske måltider, hvor voksen-eksponeringen er fundet til 4,3 og 15,7 µg/kg lgv/dag for henholdsvis det øverste gennemsnitsinterval og høj-percentilen.

For de 2-årige svarer dette til henholdsvis 8,6 og 31,4 µg/kg lgv/dag.

Ud fra et princip om at vælge realistisk worst case værdier til at indgå i de videre beregninger bruges 8,6 µg/kg lgv/dag fra den danske måltidsundersøgelse som median og 44 µg/kg lgv/dag fra Wormuth et al. som høj eksponering via fødevarer.

7.7.4.4 Eksponering fra forbrugerprodukter

DEHP er fundet både via tidligere undersøgelser og i enkelte af de undersøgte produktgrupper i dette projekt. Tabellen nedenfor angiver i hvilke produkter DEHP er fundet i tidligere undersøgelser og i dette projekt.

Tabel 7.38 Forekomst af DEHP i forbrugerprodukter

Som det ses er DEHP fundet i en del legetøj, der blev undersøgt i årene 2004 og fremefter (eller dvs. publiceret i år 2004 og fremefter, så selve undersøgelserne er formegentlig fra 2003 og fremefter. Modellervoks, badeforhæng, gulvbelægninger med vinyl og vinyltapet blev undersøgt i 2002 (2001).

I og med, at der efterfølgende er kommet ny ftalatbekendtgørelse (BEK 786, 2006), som trådte i kraft den 16. april 2007 (BEK 1074, 2006), så betyder det, at dette tidligere undersøgte legetøj ikke ville være tilladt at sælge i dag pga. for høje indholdskoncentrationer af DEHP. Ifølge ftalatbekendtgørelsen må koncentrationen af DEHP ikke overstige 0,1 % (w/w) i legetøj i dag.

Vi har i dette projekt valgt at medtage resultaterne fra de tidligere undersøgelser af legetøj på trods af, at der er sket ændringer i lovgivningen. Årsagen til dette er dels, at familier med større børn sagtens kan have købt legetøj for år tilbage, som deres 2-årige i dag leger med, og dels at de indholdskoncentrationer, der er fundet i de tidligere undersøgelser af legetøj ikke i alle tilfælde overskrider værdien på 0,1 %. Dvs. der i flere tilfælde er tale om niveauer, som også ville være lovlige i dag. Seks ud af 25 stykker legetøj i de tidligere undersøgelser overskrider dog den i dag fastsatte grænse på 0,1 % DEHP.

Analyseværdier

I de to tabeller nedenfor vises de målte værdier af DEHP i dels de forskellige tidligere undersøgte produkter og dels de værdier, der er målt i produkterne i dette projekt.

Som det fremgår af første tabel er det kun i få tilfælde, at der er målt migration af DEHP fra produkterne i de tidligere undersøgelser.

Tabel 7.39 Oversigt over tidligere undersøgelser, hvor der er analyseret for indhold af DEHP

Klik her for at se Tabel 7.39

Tabel 7.40 Oversigt over fund af DEHP i produkterne analyseret i dette projekt

i.a.: Produktet eller stoffet er ikke udvalgt til analyse
i.s.: Der er ikke beregnet et screeningsresultat
i.p.: Stoffet er ikke påvist over detektionsgrænsen

Eksponeringsberegning

Fra de tidligere undersøgelser ligger der informationer om indhold af DEHP for 25 forskellige typer af forbrugerprodukter. De målte indholdskoncentrationer i legetøj svinger mellem 1,9 mg/kg (maske af skumplast) og helt op til 191.000 mg/kg DEHP i en fodbold.

I tryk på tøj er der fundet niveauer op til 170.000 mg/kg svarende til 17 %. Herudover er der fundet niveauer på mellem 6100 og 440.000 mg/kg (svarende til 44 %) i viskelæder, og der er fundet niveauer af DEHP i indeklimastøv på ca. 7-8000 mg/kg (se tekst om indeklima for yderligere detaljer). Tæppefliser, gulvbelægninger af vinyl og vinyltapet indeholder store mængder af DEHP, henholdsvis 9, 16 og 10 %. Der er også identificeret små mængder DEHP i en madkasse. Endelig er der identificeret indhold af DEHP i badesæbeemballager.

I de tidligere undersøgelser er der kun foretaget migrationsanalyser for lamineringsmaterialer, legetasker, viskelæder, legetøj (Bratz dukke), modellervoks, trælegetøj og badesæbeemballager. Migrationen ligger her mellem 2,4 (legetasker) og 5,1 (trælegetøj) mg/kg. Migrationen på de 5,1 mg/kg er målt i en hammerbænk med 6 ”søm”, udført i bøg, men det fremgår ikke specifikt, hvorfra DEHP migrerer fra hammerbænken. Det kunne f.eks. være fra en gummiring på pladen, hvor træsømmene sættes i eller et andet sted, hvor barnet ikke sutter så hyppigt. Derfor ses der bort fra denne værdi i grundlaget for beregningerne. Højeste værdi på 23 mg/kg er fundet for modellervoks, men er for afgivelse til indeklimaet. Migrationen på de 2,4 mg/kg fra en legetaske er derfor anvendt, som den højeste migration målt i de tidligere undersøgelser.

I analyserne i dette projekt er der identificeret DEHP i mærkater på luffer i koncentrationer op til 14,7 %, i løsthængende reflekser på jakker op til 21,3 %, i gummistræsko op til 1,6 %, i knoppen/skjoldet på sutter i små koncentrationer (275 mg/kg), i sæbeemballager op til 8 % og i bademåtter op til 12,9 % DEHP. For de fleste af disse produkter er der også foretaget migrationsanalyser, der viser, at der ikke forekommer migration over detektionsgrænsen for gummistræsko og sutter (detektionsgrænse 2 mg/kg). Migrationen er højest for bademåtter, der ligger på 25 mg/kg.

Eksponeringsberegning – legetøj

For legetøj er den højeste migration blevet målt til 2,4 mg/kg for legetasker. Der blev målt højere migration fra modellervoks (dog til indeluften), men denne værdi kan antages at være indeholdt i værdierne fra indeklimaet (se afsnittet om indeklima). Værdien fra legetasken er fra en tidligere undersøgelse, men anvendes til trods for, at det totale indhold i denne legetaske overstiger den nugældende grænseværdi for DEHP i legetøj på 0,1 %, idet det antages, at legetasken kan være købt før grænseværdien trådte i kraft og stadig være i brug.

I beregningerne antages, som angivet i kapitlet ”Eksponeringsscenarier – metode”, at der er dermal kontakt i hhv. 6 og 9 timer (vinter og sommerscenarie) og oral indtagelse i 3 timer for legetøjet. Desuden anvendes den maksimalt målte værdi for legetøj som beregningsværdi for al legetøj, dvs. der antages, at denne worst case værdi for legetøj anvendes i alle de timer, som 2-årige antages at være i kontakt med legetøj.

Herudover antages, at den vægt, som legetasken udgør, er 50 g (et gæt, da værdien ikke er opgivet i rapporten) og at den 2-årige er i hudkontakt med 10 % af det areal af legetasken, der indeholder DEHP, der migrerer og sutter på det halve af dette areal. Den målte migration på 2,4 mg/kg er målt over en periode på 4 timer, hvorfor der skal korrigeres med en faktor 4. Der anvendes en optagelse på 5 % for dermal optagelse.

Der fås således følgende eksponering fra legetøj for 2-årige (sommerscenarie):

Daglig indtagelse af DEHP fra legetøj = oral indtagelse (3 t) + dermal optagelse (9 t)

= 0,38 µg/kg lgv/dag

Og en tilsvarende RCR-værdi på 0,008 (dvs. en daglig indtagelse mindre end DNEL-værdien).

Eksponeringsberegning – andre objekter

Der kan ske eksponering fra andre produkter indeholdende DEHP (ud over eksponering fra legetøj og indeklimaet). Det kunne f.eks. være fra viskelæder (hovedsageligt, hvis der er større søskende i hjemmet), bademåtten i badekaret, badesæbeemballager samt jakker/luffer. Der er desuden identificeret DEHP i madkasser, men dette bidrag antages at være indeholdt i tallene fra fødevarerne.

Viskelæder

For beregningerne her antages det, at der er kontakt med viskelæderet 1 minut dagligt (kun når de evt. ældre søskende laver lektier). I kortlægningsrapport nr. 84 (Svendsen et al, 2007) angives, at der er en migration på 1 mg/g (per time), og at viskelæderet vejer 14,4 g. Det antages, at der er kontakt med 50 % af viskelæderet.

Bademåtte

Bademåtte 7-1 har en migration på 25 µg/g og vejer 202,2 gram. For beregningerne antages det, at der er kontakt til 25 % af bademåttens areal. Der kan også anvendes et areal svarende til et barns numse, dvs. 0,038 m², men dele af ben og hænder vil også på et tidspunkt berøre bademåtten. Der antages en kontakttid på 30 minutter, dvs. den tid barnet sidder på måtten i badet, og da det hele foregår i vand, anvendes en tilbageholdelsesfaktor (retentionsfaktor) på 0,01. Retentionsfaktoren er introduceret af SCCNFP for at tage højde for produkter, der efterlader en rest, når de bruges og skylles af efter brug, dvs. for shampooprodukter, bodyshampoo og lignende rinse off-produkter (SCCNFP 0690 (2003)). Da der er tale om en eksponering i et badekar er det berettiget at anvende denne faktor her også. Der antages udelukkende, at der sker en dermal eksponering, dvs. der korrigeres for, at kun 5 % af DEHP optages gennem huden.

Badesæbemballage

Sæbeemballage nr. 6-5 har et indhold af DEHP på 80 mg/g svarende til 8 %. I og med at Sikkerhedsstyrelsen har vurderet at denne sæbeemballage er et stykke legetøj overtræder produktet således grænseværdien på 0,1 % fra ftalatbekendtgørelsen. Migrationen til sved er målt til 2 µg/g (over ½ time). Der er ikke påvist en migration til spyt (dvs. værdien er under detektionsgrænsen), hvorfor der udelukkende er antaget dermal optagelse. Sæbeemballagen vejer 4 gram. Der antages en kontakttid på 30 minutter. Det er antaget, at barnet har kontakt med 75 % af arealet af badeemballagen, der ikke er særlig stor. Det kan her være relevant at anvende en fortyndingsfaktor også, da eksponeringen sker i et badekar, men da leg ofte foregår over vandet, er der her som worst case foretaget en beregning uden fortynding.

Beregningen er angivet i tabellen nedenfor og viser en RCR-værdi for sæbeemballagen på 0,0002, dvs. langt under 1 og udgør dermed ikke en risiko. Værdien er desuden det mindste bidrag fra forbrugerprodukterne for DEHP. Dette lille bidrag er ikke medtaget i de samlede beregninger, fordi produktet ikke er tilladt og ventes at ville blive trukket tilbage fra markedet.

Jakker/luffer

Den højest målte migration er på 0,68 µg/g (over 3 timer) fra mærket med produktnavnet på en luffe. Denne vante vejer 88 g totalt. Det antages, som beskrevet i afsnittet ”Eksponeringsberegninger – metode”, at de 2-årige maksimalt sutter på luffer i 2 timer og 58 minutter (rundes op til 3 timer) i døgnet. Det er måske ikke helt realistisk, at de 2-årige sutter på mærket med produktnavnet midt på luffen, men der er også fundet DEHP (migration på 0,27 µg/g) i yderstoffet på en vante. Det antages, at der suttes på ca. 5 % af vantens vægt.

Det giver følgende eksponeringsværdier for andre objekter:

Tabel 7.41 Daglig indtagelse af DEHP fra andre objekter på baggrund af målte migrationsværdier

Klik her for at se Tabel 7.41

7.7.4.5 Eksponering fra indeklima

Eksponeringsberegningen for DEHP via indeklimaet er præsenteret og beregnet i afsnittet om indeklima, men er gengivet i tabellen nedenfor.

Tabel 7.42 Daglig indtagelse af DEHP via indeklimaet (støv og luft) ud fra 95-percentil

Tabel 7.43 Daglig indtagelse af DEHP via indeklimaet (støv og luft) ud fra 50-percentil

Beregningen viser, at minimum 95 % af de 2-årige vil være udsat for koncentrationer af DEHP via indeklimaet, der ud fra de antagelser der er gjort ikke vil udgøre en risiko, hvis der indtages 100 mg støv per dag. Det skal dog påpeges, at der i større undersøgelser end den danske (der ligger bag disse beregninger), er set niveauer af DEHP i indeklimaet, der er så høje, at de ud fra de gjorde antagelser vil kunne udgøre en risiko for 2-årige.

7.7.4.6 Samlet eksponering og risiko

I nedenstående tabel er de forskellige bidrag for DEHP opsummeret. Tabellerne er opdelt efter sommerscenariet og vinterscenariet, som beskrevet tidligere.

Tabel 7.44 Daglig indtagelse af DEHP fra forskellige kilder

Det samlede resultat for DEHP viser, at RCR-værdien er over 1 for både sommer- og vinterscenariet når der tages udgangspunkt i 95-percentilen, men at RCR er under 1 når der tages udgangspunkt i 50-percentilen.

7.7.5 DINP, diisononylftalat, 28553-12-0

Tabel 7.45 Identifikation af DINP.

Kemisk navn	diisononylftalat
CAS nr.	28553-12-0
EINECS Nr.	249-079-5
Molekyleformel (brutto)	C26-H42-O4
Molekylestruktur
Molekylevægt	418.6093
Synonymer	1,2-Benzenedicarboxylic acid, diisononyl ester, DINP, Palatinol DN
Klassificering	-

7.7.5.1 NOAEL, AF og DNEL

For DINP er et NOAEL på 276 mg/kg lgv/dag (LOAEL 742 mg/kg/dag) for antiandrogenecitet valgt, baseret på nedsat testes vægt hos mus (Aristech, 1995 i EU risikovurdering : European Chemicals Bureau (2003)).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 175 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 7 for allometrisk skalering mellem mus og mennesker samt 10 for intraspecies forskelle.

Dermed bliver DNEL for DINP 1,6 mg/kg lgv/dag (NOAEL/AF).

7.7.5.2 Eksponering generelt

Müller et al (2003) estimerer en total oral eksponering på 63,4 µg/kg lgv/dag, inhalationseksponering på 0,05 µg/kg lgv/dag og dermal eksponering på 1,6 µg/kg lgv/dag.

Den orale eksponering på 63,4 µg/kg lgv/dag er fordelt således:

Dette kan sammenlignes med estimatet i EUs Risk Assessment Report, hvor den totale orale eksponering for de 3-6 –årige er 20 µg/kg lgv/dag. Her er der dog også taget hensyn til biotilgængeligheden (absorptionen).

Wormuth et al. (2006) estimerer en daglig intern eksponering på ca. 0,02-90 µg/kg lgv med en median på ca. 9 µg/kg lgv/dag. Ca. 95 % stammer fra sutning på ting som f.eks. legetøj og 5 % fra indtagelse af støv.

Schettler (2006) refererer til USA-undersøgelser, som har estimeret eksponering med DINP via børns kontakt med legetøj til 5,7-44 µg/kg/dag afhængig af antagelser og statistiske teknikker. 99-percentil estimatet ligger på 40-173 µg/kg/dag (Schettler, 2006). Det er primært DINP, der anvendes i legetøj i USA.

Optagelse via de forskellige eksponeringsveje hos småbørn er ifølge EU risikovurderinger (European Chemicals Bureau, 2003) og citeret af Müller et al.(2003):

• Dermal: 0,5 %
• Oral: 100 %
• Inhalation: 100 %.

7.7.5.3 Eksponering for DINP fra fødevarer

DINP kan finde vej til fødevarer via spredning i miljøet og optagelse i husdyr, fisk og afgrøder eller via migration fra anvendelse i fødevarekontaktmaterialer.

Fra eksponeringsestimaterne angivet ovenfor under 7.7.5.2 ses det at eksponeringen via fødevarer må antages at være forsvindende for de 2-årige i forhold til den eksponering, der kan fås via legetøj.

EFSA (2005c) estimerer, at eksponeringen via fødevarer som worst case er 10 µg/kg lgv/dag.

Baseret på disse EFSA estimater regnes derfor med 0 µg/kg lgv/dag som 50-percentil og 10 µg/kg lgv/dag som bidrag fra fødevarer.

7.7.5.4 Eksponering fra forbrugerprodukter

DINP blev fundet både i de tidligere undersøgelser og i nogle af de undersøgte produktgrupper i dette projekt. Tabellen nedenfor angiver i hvilke produkter DINP er fundet i tidligere og i dette projekt.

Tabel 7.46 Forekomst af DINP i forbrugerprodukter

DINP blev bl.a. fundet i legetøj, der er undersøgt i årene 2004 og fremefter (eller dvs. publiceret i år 2004 og fremefter, så selve undersøgelserne er formegentlig fra 2003 og fremefter). Undersøgelsen af modellervoks er fra 2002.

I og med, at der efterfølgende er kommet ny ftalatbekendtgørelse (BEK 786, 2006), som trådte i kraft den 16. april 2007 (BEK 1074, 2006), så betyder det, at dette tidligere undersøgte legetøj ikke ville være tilladt at sælge i dag, pga. for høje indholdskoncentrationer af DINP. Ifølge ftalatbekendtgørelsen må koncentrationen af DINP i dag ikke overstige 0,1 % (w/w) i legetøj, som børn vil kunne putte i munden.

Analyseværdier

I de to tabeller nedenfor vises de målte værdier af DINP i dels de forskellige tidligere undersøgte produkter og dels de værdier, der er målt i produkter i dette projekt.

Som det fremgår af første tabel er det kun i få tilfælde, at der er målt migration af DINP fra produkterne i de tidligere undersøgelser.

Tabel 7.47 Oversigt over tidligere undersøgelser, hvor der er analyseret for indhold af DINP

Klik her for at se Tabel 7.47

Tabel 7.48 Oversigt over fund af DINP i produkterne analyseret i dette projekt

i.s.: Der er ikke beregnet et screeningsresultat
i.p.: Stoffet er ikke påvist over detektionsgrænsen

Eksponeringsberegninger

Fra de tidligere undersøgelser ligger der informationer om indhold af DINP for 27 forskellige forbrugerprodukter. De målte indholdskoncentrationer i legetøj ligger mellem 5,1 mg/kg (bog af skumplast) og op til 334.000 mg/kg svarende til 33 % (i badedukker)^[23].

I tryk på tøj blev der fundet niveauer op til 320.000 mg/kg svarende til 32 %. Herudover blev der fundet op til 70 % DINP i et viskelæder, men indholdet lå typisk mellem 30 og 50 % for viskelædere med indhold af DINP. I kortlægningsprojekt nr. 90 om babyprodukter blev der fundet indhold af DINP i puslepuder på 3800, 144.000 og 220.000 mg/kg (svarende til hhv. 0,38 %, 14,4 % og 22 %). Det skal dog bemærkes, at for den højeste værdi, dækker værdien også indholdet af DiDeP.

For de tidligere undersøgelser er der foretaget migrationsanalyser for modellervoks, legetøj (Bratz dukke) og puslepuder. Migrationen ligger her mellem 0,23 mg/kg (modellervoks – emitteret til indeklimaet) og 11 mg/kg (Bratz dukke).

I dette projekt er der identificeret DINP i to mærkater på luffer i koncentrationer på op til 86.000 mg/kg svarende til 8,6 %, i skjoldet/knoppen på en sut i en koncentration på 1047 mg/kg, i en sæbeemballage i 8,8 % og i en bademåtte i en koncentration på 14,6 %. For alle disse produkter er der også foretaget migrationsanalyser, der alle viser, at DINP ikke migrerer ud af produkterne i koncentrationer over detektionsgrænsen.

Eksponeringsberegning – legetøj

For legetøj er den højeste migration målt til 11 mg/kg for en Bratz dukke.

I beregningerne antages, som angivet i kapitlet ”Eksponeringsscenarier – metode”, at der er dermal kontakt i hhv. 6 og 9 timer og oral indtagelse i 3 timer for legetøjet. Desuden anvendes den maksimalt målte værdi for legetøj, som beregningsværdien for al legetøj, dvs. der antages, at dette worst case stykke legetøj anvendes i alle de timer, som 2-årige antages at være i kontakt med legetøj.

Herudover antages, at den vægt, som Bratz dukken har, udgør 70 g (et gæt, da værdien ikke er opgivet i rapporten^[24]) og at den 2-årige er i hudkontakt med 10 % af arealet af dukken, og sutter på halvdelen af dette areal. Den målte migration på 11 mg/kg er målt over en periode på 2 timer, hvorfor der skal korrigeres med en faktor 2. Der anvendes et dermalt optag på 0,5 % for DINP.

Der fås således følgende eksponering fra legetøj for 2-årige (sommerscenarie):

Daglig indtagelse af DINP fra legetøj = oral indtagelse (3 t) + dermal optagelse (9 t)

= 3,91 µg/kg lgv/dag

Og en tilsvarende RCR-værdi på 0,002 (dvs. et daglig indtagelse mindre end DNEL-værdien).

Eksponeringsberegning – andre objekter

Der kan ske eksponering fra andre produkter indeholdende DEHP (ud over eksponering fra legetøj og indeklimaet). Det kunne f.eks. være fra viskelæder (hovedsageligt, hvis der er større søskende i hjemmet) og puslepuder.

Viskelæder

I kortlægningsrapport nr. 84 blev der ikke foretaget migrationsanalyse for DINP. Der er heller ikke angivet vægten på det viskelæder, hvor der er målt et indhold på 70 % DINP. Men hvis der antages en tilsvarende migration som for DEHP (DINP og DEHP er begge ftalater med en høj molmasse, og der var en høj koncentration af ftalaten i begge viskelædere), og det antages at viskelæderet vejer 20 g (som var den typiske vægt for de analyserede viskelædere), så kan beregningen gennemføres om end resultatet vil være noget usikkert.

For beregningerne antages det desuden, at der er kontakt med viskelæderet 1 minut dagligt (kun når de evt. ældre søskende laver lektier). Det antages, at der er kontakt med 50 % af viskelæderet.

Puslepuder

2-årige børn vil stadig blive puslet på en puslepude i visse situationer, men kan også få skiftet ble stående. Det antages derfor, at der er hudkontakt med en puslepude maksimalt to gange dagligt af 5 minutters varighed per gang, dvs. i alt 10 minutter per dag. Migrationen af DINP fra puslepuden er målt til max 6,6 µg/200 cm² målt over en periode på 4 timer (hvilket der skal tages højde for i beregningerne).

Som beskrevet i afsnit 7.1 antages kropsoverfladen for en 2-årig at være 0,6 m², dvs. 6000 cm². Det antages, at ca. en tredjedel af den 2-åriges kropsoverflade vil være i kontakt med puslepladen, dvs. der er migration fra 2000 cm². Det antages, at der udelukkende er tale om dermal eksponering fra puslepuden, dvs. der korrigeres for at kun 0,5 % af DINP optages gennem huden. For de øvrige produkter, hvor der ikke kun er dermal kontakt, regnes med oral optagelse og derfor at 100 % optages.

Det giver følgende eksponeringsværdier for andre objekter:

Tabel 7.49 Daglig indtagelse af DINP fra andre objekter på baggrund af målte migrationsværdier

Klik her for at se Tabel 7.49

7.7.5.5 Eksponering fra indeklima

Eksponeringsberegningen for DINP via indeklimaet er præsenteret og beregnet i afsnittet om indeklima, men er gengivet i tabellen nedenfor.

Tabel 7.50 Daglig indtagelse af DINP via indeklimaet (støv og luft) på baggrund af 95-percentil

Tabel 7.51 Daglig indtagelse af DINP via indeklimaet (støv og luft) på baggrund af 50-percentil

Beregningen viser, at RCR-værdien er mindre end 1, hvilket indikerer, at der ud fra de antagelser der er gjort ikke vil være risiko som følge af udsættelse for DINP via indeklimaet, hverken ved indtagelse af 50 eller 100 mg støv per dag.

7.7.5.6 Samlet eksponering og risiko

I nedenstående tabel er de forskellige bidrag for DINP opsummeret. Tabellerne er opdelt efter sommerscenariet og vinterscenariet beskrevet tidligere.

Tabel 7.52 Daglig indtagelse af DINP fra forskellige kilder

Det samlede resultat for DINP viser, at RCR-værdien er langt under 1 for både sommer- og vinterscenariet og dermed at DINP, ved de antagelser der er gjort, ikke udgør en risiko.

7.7.6 Procloraz, 67747-09-5

Tabel 7.53 Identifikation af Prochloraz.

Kemisk navn	Prochloraz
CAS nr.	67747-09-5
EINECS Nr.	266-994-5
Molekyleformel (brutto)	C15-H16-Cl3-N3-O2
Molekylestruktur
Molekylevægt	376.6647
Synonymer	N-propyl-N-[2-(2,4,6-trichlorophenoxy)ethyl]-1H-imidazole-1-carboxamide, Dibavit, Mirage
Klassificering	XN; R22 - N; R50-53 (EU, ESIS)

7.7.6.1 NOAEL, AF og DNEL

For prochloraz er et NOAEL på 5 mg/kg lgv/dag (LOAEL 10 mg/kg/d) for antiandrogenecitet valgt, baseret på forøget bibeholdelse af brystvorter hos afkom af rotter eksponeret under drægtighed (Christiansen et al. 2009).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 100 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 4 for allometrisk skalering mellem rotter og mennesker samt 10 for intraspecies forskelle.

Dermed bliver DNEL for prochloraz 0,5 mg/kg lgv/dag (NOAEL/AF).

7.7.6.2 Eksponering fra fødevarer

Prochloraz (N-propyl-N-[2-(2,4,6-trichlorophenoxy)ethyl]-1H-imidazole-1-carboxamide) er et svampemiddel, der er tilladt at bruge på en række spiselige afgrøder. JMPR (2001) har fastsat ADI til 0,01 mg/kg lgv/dag.

Tabel 7.54 Fund af prochloraz i Fødevarestyrelsens overvågningsprogram i 2007 (Fødevarestyrelsen, 2008).

Det er formentlig minimalt hvad 2-årige spiser af grapefrugter, så der kan ses bort fra eksponering herfra.

Prochloraz er ikke blandt de 20 pesticider, der ifølge Fødevarestyrelsens beregninger udgør størstedelen af indtagelsen i 2007. Dvs. at den gennemsnitlige indtagelse ligger under 0,7 µg/dag/person. For en 60 kg person svarer dette til mindre end 0,01µg/kg lgv/dag.

2-åriges energiindtagelse er på ca. 325 kJ/kg lgv., ca. 3 gange så højt som voksnes. Bruges en faktor 3 som transformeringsfaktor for 2-åriges tilsvarende eksponering fås:

Mindre end 0,04 µg/kg lgv/dag.

Det skal bemærkes, at fundene i tabellen ikke kan bruges til at beregne eksponering direkte, fordi der i mange tilfælde er tale om analyseresultater på prøver der er udtaget på mistanke, fordi fundene næppe er repræsentative og fordi der altid er en vis del af pesticidresterne, der vil fjernes ved skrælning, vask og anden tilberedning. Større eksponeringer end den ovenfor beregnede vil derfor kun forekomme sporadisk.

7.7.6.3 Samlet eksponering og risiko

Det samlede bidrag for prochloraz, der blev omfattet af undersøgelsen, kommer fra fødevarerne. Som det fremgår af tabellerne Tabel 7.85-Tabel 7.87 blev bidraget fra prochloraz så minimalt at det kun giver synligt bidrag i de samlede beregninger for maksimum-tallet, som udgør en sum på 0,04 µg/kg lgv/dag. Det bidrag er for lille til at give udslag i RCR-værdierne – da der regnes med 2 decimaler efter komma.

7.7.7 Tebuconazol, 107534-96-3

Tabel 7.55 Identifikation af Tebuconazol.

Kemisk navn	Tebuconazol
CAS nr.	107534-96-3
EINECS Nr.	403-640-2
Molekyleformel (brutto)	C16-H23-Cl-N3-O
Molekylestruktur
Molekylevægt	307.8182
Synonymer	(RS)-1-(4-Chlorophenyl)-4,4-dimethyl-3-(1H-1,2,4-triazol-1- ylmethyl)pentan-3-ol, Ethyltrianol, Fenetrazole
Klassificering	Rep3;R63 XN;R22 N;R51/53 Rep3;R63 XN;R22 N;R51/53 (LOFS)

7.7.7.1 NOAEL, AF og DNEL

For tebuconazol er et LOAEL på 50 mg/kg lgv/dag (NOAEL ikke identificeret) for antiandrogenecitet valgt, baseret på forøget bibeholdelse af brystvorter hos afkom af rotter eksponeret under drægtighed (Taxvig et al., 2007).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 300 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 4 for allometrisk skalering mellem rotter og mennesker, 10 for intraspecies forskelle samt 3 for LOAEL til NOAEL.

Dermed bliver DNEL for tebuconazol 0,17 mg/kg lgv/dag (LOAEL/AF).

7.7.7.2 Eksponering fra fødevarer

Tebuconazol er et fungicid, der udenfor EU er tilladt at anvende på en række spiselige afgrøder. JMPR har i 1994 fastsat ADI til 0,03 mg/kg lgv/dag (FAO/WHO, 2006).

Tabel 7.56 Fund af tebuconazol i Fødevarestyrelsens overvågningsprogram i 2007 (Fødevarestyrelsen, 2008).

Tebuconazol er ikke blandt de 20 pesticider, der ifølge Fødevarestyrelsens pesticidkontrol er beregnet til at udgøre størstedelen af indtaget i 2007. Dvs. at den gennemsnitlige indtagelse ligger under 0,7 µg/dag/person. For en 60 kg person svarer dette til mindre end 0,01µg/kg lgv/dag.

2-åriges energibehov ligger på ca. 325 kJ/kg lgv., ca. 3 gange så højt som voksnes. Bruges en faktor 3 som transformeringsfaktor for 2-åriges tilsvarende eksponering fås:

Mindre end 0,04 µg/kg lgv/dag.

7.7.7.3 Samlet eksponering og risiko

Det samlede bidrag for tebuconazol, der blev omfattet af undersøgelsen, kommer fra fødevarerne. Som det fremgår af tabellerne Tabel 7.85 til Tabel 7.87 blev bidraget så minimalt at det kun giver synligt bidrag i de samlede beregninger for maksimum-tallet, som udgør en sum på 0,04 µg/kg lgv/dag. Det bidrag er for lille til at give udslag i RCR-værdierne – da der regnes med 2 decimaler efter komma.

7.7.8 Linuron, 330-55-2

Tabel 7.57 Identifikation af Linuron.

Kemisk navn	Linuron
CAS nr.	330-55-2
EINECS Nr.	206-356-5
Molekyleformel (brutto)	C9-H10-Cl2-N2-O2
Molekylestruktur
Molekylevægt	249.0934
Synonymer	1-(3,4-Dichlorophenyl)3-methoxy-3-methyluree, Garnitan Afalon,
Klassificering	REP2;R61 XN;R22-48/22 CARC3;R40 REP3;R62 N;R50/53 (LOFS)

7.7.8.1 NOAEL, AF og DNEL

For linuron er et NOAEL på 25 mg/kg lgv/dag (LOAEL 50 mg/kg/d) for antiandrogenecitet valgt, baseret på forøget bibeholdelse af brystvorter hos afkom af rotter eksponeret under drægtighed (McKintyre et al., 2000).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 100 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 4 for allometrisk skalering mellem rotter og mennesker samt 10 for intraspecies forskelle.

Dermed bliver DNEL for linuron 0,25 mg/kg lgv/dag (NOAEL/AF).

7.7.8.2 Eksponering fra fødevarer

Linuron er et herbicid, som bruges i korn, grøntsager, solsikker og pyntegrønt.

ADI er 0,003 mg/kg lgv./dag og den teoretiske maksimale indtagelse (TAMDI) er blevet beregnet til 60 % af ADI for en 60 kg voksen person, mens estimater af akut eksponering via kosten ligger på højst 32 % af den akutte referenceværdi for såvel voksne som børn(EU-kommissionen, 2002) (EU-kommissionen).

Tabel 7.58 Fund af linuron i Fødevarestyrelsens overvågningsprogram i 2007 (Fødevarestyrelsen, 2008).

Linuron er ikke blandt de 20 pesticider, der ifølge Fødevarestyrelsens beregninger udgør størstedelen af indtaget i 2007. Dvs. at den gennemsnitlige indtagelse ligger under 0,7 µg/dag/person. For en 60 kg person svarer dette til mindre end 0,01µg/kg lgv/dag.

2-åriges energiindtagelse er på ca. 325 kJ/kg lgv., ca. 3 gange så højt som voksnes. Bruges en faktor 3 som transformeringsfaktor for 2-åriges tilsvarende eksponering fås:

Mindre end 0,04 µg/kg lgv/dag.

7.7.8.3 Samlet eksponering og risiko

Det samlede bidrag for linuron, der blev omfattet af undersøgelsen, kommer fra fødevarerne. Som det fremgår af tabellerne Tabel 7.87 til Tabel 7.89 er bidraget så minimalt, at det kun giver synligt bidrag i de samlede beregninger for maksimum-tallet, som udgør en sum på 0,04 µg/kg lgv/dag. Det bidrag er for lille til at give udslag i RCR-værdierne – da der regnes med 2 decimaler efter komma.

7.7.9 Vinclozolin

Tabel 7.59 Identifikation af Vinclozolin.

Kemisk navn	Vinclozolin
CAS nr.	50471-44-8
EINECS Nr.	256-599-6
Molekyleformel (brutto)	C12-H9-Cl2-NO3
Molekylestruktur
Molekylevægt	286.1102
Synonymer	N-3,5-dichlorophenyl-5-methyl-5-vinyl-1,3-oxazolidine-2,4-dione, 3-(3,5-Dichlorophenyl)-5-ethenyl-5-methyl-2,4- oxazolidinedione, Ronilan, Ornalin,
Klassificering	REP2;R60-61 CARC3;R40 R43 N;R51/53 (LOFS)

7.7.9.1 NOAEL, AF og DNEL

For vinclozolin er et LOAEL på 5 mg/kg lgv/dag (NOAEL ikke identificeret) for antiandrogenecitet valgt, baseret på forøget bibeholdelse af brystvorter hos afkom af rotter eksponeret under drægtighed (Hass et al., 2007).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 300 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 4 for allometrisk skalering mellem rotter og mennesker, 10 for intraspecies forskelle samt 3 for LOAEL til NOAEL.

Dermed bliver DNEL for vinclozolin 0,0167 mg/kg lgv/dag (LOAEL/AF).

7.7.9.2 Eksponering fra fødevarer

Vinclozolin er et fungicid, som hidtil har haft en ret bred anvendelse. EFSA (2008) har dog anbefalet at anvendelsen indskrænkes, da den teoretisk maksimale indtagelse (TAMDI) ligger højt, på 110-644 % af ADI. Selv om den reelle indtagelse ligger lavere, har EFSA anbefalet, at der ikke tolereres restkoncentrationer på visse afgrøder (EFSA 1-36).

Tabel 7.60 Fund af vinclozolin i Fødevarestyrelsens overvågningsprogram i 2007 (Fødevarestyrelsen, 2008).

Vinclozolin er ikke blandt de 20 pesticider, der ifølge Fødevarestyrelsens pesticidkontrol er beregnet til at udgøre størstedelen af indtaget i 2007. Dvs. at den gennemsnitlige indtagelse ligger under 0,7 µg/dag/person. For en 60 kg person svarer dette til mindre end 0,01µg/kg lgv/dag.

2-åriges energiindtagelse er på ca. 325 kJ/kg lgv., ca. 3 gange så højt som voksnes. Bruges en faktor 3 som transformeringsfaktor for 2-åriges tilsvarende eksponering fås:

Mindre end 0,04 µg/kg lgv/dag.

7.7.9.3 Samlet eksponering og risiko

Det samlede bidrag for vinclozolin, der blev omfattet af undersøgelsen, kommer fra fødevarerne. Som det fremgår af tabellerne Tabel 7.87 til Tabel 7.89 blev bidraget så minimalt at det kun giver synligt bidrag i de samlede beregninger for maksimum-tallet, som udgør en sum på 0,04 µg/kg lgv/dag. Det bidrag er for lille til at give udslag i RCR-værdierne – da der regnes med 2 decimaler efter komma.

7.7.10 Procymidon

Tabel 7.61 Identifikation af Procymidon.

Kemisk navn	Procymidon
CAS nr.	32809-16-8
EINECS Nr.	251-233-1
Molekyleformel (brutto)	C13-H11-Cl2-N-O2
Molekylestruktur
Molekylevægt	284.1374
Synonymer	3-(3,5-dichlorophenyl)-1,5-dimethyl-3-azabicyclo[3.1.0]hexane-2,4-dione, Dicyclidine
Klassificering	-

7.7.10.1 NOAEL, AF og DNEL

For procymidon er et NOAEL på 2,5 mg/kg lgv/dag (LOAEL 12,5 mg/kg lgv/dag) for antiandrogenecitet valgt, baseret på nedsat anogenital afstand (AGD), hypospadier (misdannede kønsorganer) samt effekter på testes hos afkom af rotter eksponeret under drægtighed (EFSA, 2009b).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 100 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 4 for allometrisk skalering mellem rotter og mennesker samt 10 for intraspecies forskelle.

Dermed bliver DNEL for procymidon 0,025 mg/kg lgv/dag (NOAEL/AF).

7.7.10.2 Eksponering fra fødevarer

Procymidon er et fungicid, som ikke må anvendes i EU.

Tabel 7.62 Fund af procymidon i Fødevarestyrelsens overvågningsprogram i 2007 (Fødevarestyrelsen, 2008).

Procymidon er blandt de 20 pesticider, der ifølge Fødevarestyrelsens pesticidkontrol er beregnet til at udgøre størstedelen af indtagelsen af pesticider i 2007. Den gennemsnitlige indtagelse af procymidon er beregnet til 0,7 µg/dag/person (Fødevarestyrelsen, 2008). For en 60 kg person svarer dette til 0,01µg/kg lgv/dag.

2-åriges energiindtagelse er på ca. 325 kJ/kg lgv., ca. 3 gange så højt som voksnes. Bruges en faktor 3 som transformeringsfaktor for 2-åriges tilsvarende eksponering fås 0,04 µg/kg lgv/dag.

7.7.10.3 Samlet eksponering og risiko

Det samlede bidrag for procymidon, der blev omfattet af undersøgelsen, kommer fra fødevarerne. Som det fremgår af tabellerne Tabel 7.87 til Tabel 7.89 blev bidraget så minimalt at det kun giver synligt bidrag i de samlede beregninger for hhv 50-percentilen og maksimum-tallet, som hver udgør en sum på 0,04 µg/kg lgv/dag. Det bidrag er for lille til at give udslag i RCR-værdierne – da der regnes med 2 decimaler efter komma.

7.7.11 Dioxiner og dioxinlignende PCB’er

Tabel 7.63 Identifikation af Dioxiner.

7.7.11.1 NOAEL og TDI

For dioxiner er en lavest effektive dosis på 25 ng 2,3,7,8-TCDD /kg (ikke-effekt niveau ikke identificeret) for antiandrogenecitet valgt, baseret på nedsat sæd produktion hos rotter (Faqi et al.,1998). Dosis er i forsøget givet som en loading dosis inden parring, efterfulgt af en opretholdelsesdosis på 5 ng/kg lgv/uge.

For dioxiner og dioxinlignende PCB’er har EU’s videnskabelige komite for fødevarer (SCF) og FAO/WHO ekspertkommitteen for fødevaretilsætningsstoffer (JECFA) fastsat et tolerabelt dagligt indtag (TDI) på 2 pg/kg bw for 2,3,7,8-tetrachlor dibenzo-p-dioxin (TCDD). Ved vurdering er der foretaget en omregning fra dyrenes kropsbelastning til kropsbelastningen og daglig dosis hos mennesker ved kontinuerlig udsættelse. Dernæst er der anvendt en usikkerhedsfaktor på 3 for at ekstrapolere fra et LOAEL til et NOAEL niveau og en usikkerhedfaktor på 3,2 for at tage højde for individuelle forskelle hos mennesker.

Som et mål for toksiciteten af de forskellige PCDD, PCDF og PCB’er anvendes toksiske ækvivalent faktorer (TEF) som angiver stoffernes forskellige potens. 2,3,7,8-TCDD har som den mest toksiske fastsat en TEF på 1.

7.7.11.2 Eksponering fra fødevarer

Bergkvist et al. (2008) har estimeret eksponering fra 6 fødevaregrupper kombineret med data over fødevareindtag fra 670 personer mellem 1 – 24 år. Svenske børn op til 10 år har en median TEQ indtagelse, der er større end TDI’en på 2 pg/kg bw/d. De mindre børn mellem 1-3 år viste en median TEQ indtagelse på mellem 4,4 - 4,3 pg/kg bw pr dag, mens 95-percentilen lå mellem 6,6 – 8,1. De mindre børn har den højeste eksponering pr. kg bw, og den falder således med stigende alder. Den højere eksponering skyldes, at børn indtager mere føde end voksne i relation til deres kropsvægt. De yngste børn i det svenske studie indtog 3-4 gange mere føde i relation til kropsvægt end en gennemsnitlig ung voksen.

Bergkvist et al. (2008) har estimeret eksponering for dioxiner samt dioxinlignende PCB’er gennem fødevarer, se tabel 7.64.

Tabel 7.64 Eksponering af dioxinlignende stoffer hos svenske børn mellem 1-3 år (Bergkvist et al., 2008)

Vi regner derfor i dette projekt med en eksponering med dioxin fra fødevarer for de 2-årige på gennemsnitligt 4,3 pg WHO-TEQ/kg lgv/dag og maksimalt 8,1 pg WHO-TEQ/kg lgv/dag.

Bergkvist et al. regner med at gennemsnitseksponeringen via fødevarer er fordelt med 30 % fra mælkeprodukter, 29 % fra fisk 12 % fra kød, 1 % fra æg og 28 % fra andre fedtprodukter.

7.7.11.3 Samlet eksponering og risiko

Det samlede bidrag fra dioxin og dioxinlignende stoffer, der blev omfattet af undersøgelsen, kommer fra fødevarerne. Den svenske undersøgelse fra 2008 angiver, at børn mellem 1 – 3 år har en gennemsnitlig indtagelse, der er mere end dobbelt så stor som TDI, mens den maksimale overstiger TDI’en 4 gange. Dvs RCR bliver 2 for gennemsnitseksponeringen og 4 for maksimumeksponering for dioxiner og dioxinlignende PCB’er alene fra fødevarer. Ethvert ekstrabidrag med dioxinlignende PCB fra indeklimaet som følge af brugen af PCB-holdige byggematerialer vil derfor være uønsket da baggrundsbelastningen med fødevarer for dioxiner og dioxinlignede PCB allerede overskrider den tolerable eksponering.

7.7.12 PCB’er ikke-dioxinlignende

Tabel 7.65 Identifikation af PCB’er.

7.7.12.1 Risikovurdering.

I rapporten ”Sundhedsmæssig vurdering af PCB-holdige bygningsfuger” anfører Gunnersen et al. (2009), at den største udsættelse for PCB anvendt i bygningsfuger sker p.g.a. af udslip til indeluften. Selvom der også forekommer eksponering med dioxinlignende PCB’er, er det hovedsageligt de ikke-dioxinlignende PCB’er, der frigøres til indeklimaet. Risikovurderingen i Gunnersen et al. (2009) baserer sig på en NOAEL på 0,036 mg/kg/d for ikke-dioxinlignende PCB (PCB 28) m.h.t. effekter på lever og skjoldbruskkirtel. Vurderingen foretages således ikke m.h.t. til antiandrogene effekter. Det ligger imidlertid uden for dette projekts rammer at revurdere toksikologien for de ikke-dioxinlignede PCB-er m.h.t. antiandrogene eller østrogene effekter. Relevansen af dette skal også ses i lyset af, at eksponering med de ikke-dioxinlignende PCB’er altid i større eller mindre udstrækning forekommer sammen med de dioxinlignende PCB, for hvilke det allerede p.g.a. af antiandrogene effekter er konkluderet, at ethvert yderligere bidrag med PCB må anses for uønsket. Yderligere eksponeringsbidrag med de ikke-dioxinlignende PCB-er må tilsvarende anses for uønskede.

7.7.13 DDT

Tabel 7.66 Identifikation af DDT.

Kemisk navn	Dichlordiphenyltrichlorethan (DDT)
CAS nr.	50-29-3
EINECS Nr.
Molekyleformel (brutto)	C14H9Cl5
Molekylestruktur
Molekylevægt	354.48626
Synonymer
Klassificering	T;R25-48/25 CARC3;R40 N;R50/53 (LOFS)
Bemærkninger	De anvendte datakilder/tal for DDT omfatter nogle steder også nedbrydningsprodukterne DDE (1,1-dichlor-2,2-bis(p-chlorphenyl)ethylene) og DDD (1,1- dichloro-2,2-bis(p-chlorophenyl)ethane).

7.7.13.1 NOAEL, AF og DNEL

For DDT’er er et LOAEL på 10 mg pp-DDE /kg lgv/dag (NOAEL ikke identificeret) for antiandrogenecitet valgt, baseret på forøget bibeholdelse af brystvorter hos afkom af rotter eksponeret under drægtighed (You et al., 1998).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 300 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 4 for allometrisk skalering mellem rotter og mennesker, 10 for intraspecies forskelle samt 3 for LOAEL til NOAEL.

Dermed bliver DNEL for pp-DDE 0,03 mg/kg lgv/dag (LOAEL/AF).

7.7.13.2 Eksponering fra fødevarer

Fromberg et al. (2005) har på baggrund af målte fund i animalske fødevarer estimeret voksnes daglige indtagelse af DDT, målt som summen af DDT og dets metabolitter DDE og DDD.

Den gennemsnitlige indtagelse af DDT fra animalske fødevarer er således beregnet til 0,27 µg/dag, for 90-percentilen: 0,46 µg/dag og for 95-percentilen: 0,60 µg/dag. Omregnet per kg legemsvægt for en 60 kg voksen svarer det til hhv. 0,005; 0,008 og 0,01 µg/kg lgv/dag.

2-åriges energiindtagelse er på ca. 325 kJ/kg lgv., ca. 3 gange så højt som voksnes. Bruges en faktor 3 som transformeringsfaktor for 2-åriges tilsvarende eksponering fås:

• Gennemsnit: 0,01 µg/kg lgv/dag
• 90-percentil: 0,02 µg/kg lgv/dag
• 95-percentil: 0,03 µg/kg lgv/dag.

7.7.13.3 Samlet eksponering og risiko

Det samlede DDT-bidrag, der blev omfattet af undersøgelsen, kommer fra fødevarerne. Som det fremgår af tabellerne Tabel 7.87 til Tabel 7.89 blev bidraget så minimalt, at det kun giver synligt bidrag i de samlede beregninger for hhv gennemsnitsværdien (50-pecentilen) på 0,01 µg/kg lgv/dag og maksimum-tallet, som udgør en sum på 0,03 µg/kg lgv/dag. De bidrag er for små til at give udslag i RCR-værdierne – idet der regnes med 2 decimaler efter komma.

7.7.14 Propyl- butyl og isobutylparaben

7.7.14.1 Propylparaben, 94-13-3

Tabel 7.67 Identifikation af Propylparaben.

Kemisk navn	Propylparaben
CAS nr.	94-13-3
EINECS Nr.	202-307-7
Molekyleformel (brutto)	C10-H12-O3
Molekylestruktur
Molekylevægt	180.2005
Synonymer	4-Hydroxybenzoic acid, propyl ester, Propyl p-hydroxybenzoate
Klassificering	-

7.7.14.2 NOAEL, AF og DNEL

For propylparaben er et LOAEL på 10 mg/kg lgv/dag (NOAEL ikke identificeret) for østrogenecitet valgt, baseret på nedsat daglig sædproduktion hos unge rotter (Oishi et al., 2002 i SCCP opinion: SCCP (2008)).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 300 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 4 for allometrisk skalering mellem rotter og mennesker, 10 for intraspecies forskelle samt 3 for LOAEL til NOAEL.

Dermed bliver DNEL for propylparaben 0,03 mg/kg lgv/dag (LOAEL/AF).

Eksponering fra fødevarer, m.m.

Soni et al. (2005) har beregnet den mulige gennemsnitlige (PADI) og maximale (PMDI) indtagelse via fødevarer for 2-4 årige. Det er henholdsvis 105 og 179 mg, eller 10 og 16 mg/kg lgv/dag, som udregnet af Soni et al. , som anvender en kropsvægt på 11 kg for de 2-4 årige.

Propylparaben som tilsætningsstof til fødevarer hedder E 216 eller propyl- p-hydroxybenzoat, men det er ikke tilladt at anvende efter d. 15. februar 2008. Den aktuelle eksponering via fødevarer burde derfor nu være 0.

Som nævnt i afsnit 7.5.2.2 er det på det nuværende data grundlag ikke muligt at opnå pålidelige kvantitative estimater af optagelsen for parabener via huden.

Industrien giver i sit svar til SCCP et skøn på 1 % absorption af uomdannet butylparaben gennem huden fra kosmetiske produkter, mens en række undersøgelse tyder på, at absorptionen godt kan være højere. Da absorptionen formentlig ikke kan nå op på 100 %, fordi der foregår en vis metabolisering i huden, sættes absorptionen forsøgsvist til 10 % under forudsætning af, at hudoptaget er ens for propylparaben og butylparaben.

7.7.14.3 Butylparaben, 94-26-8

Tabel 7.68 Identifikation af Butylparaben.

Kemisk navn	Butylparaben
CAS nr.	94-26-8
EINECS Nr.	202-318-7
Molekyleformel (brutto)	C11-H14-O3
Molekylestruktur
Molekylevægt	194.2271
Synonymer	Benzoic acid, 4-hydroxy-, butyl ester, Butyl 4-hydroxybenzoate, Butyl parahydroxybenzoate
Klassificering	-

NOAEL, AF og DNEL

For butylparaben er et LOAEL på 10 mg/kg lgv/dag (NOAEL ikke identificeret) for østrogenecitet valgt, baseret på effekter på sædkvalitet og produktion samt nedsat serum testosteron niveau hos unge rotter (Oishi et al., 2001 i SCCP opinion: SCCP (2008)).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 300 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 4 for allometrisk skalering mellem rotter og mennesker, 10 for intraspecies forskelle samt 3 for LOAEL til NOAEL.

Dermed bliver DNEL for butylparaben 0,03 mg/kg lgv/dag (LOAEL/AF).

Eksponering fra fødevarer, m.m.

Der regnes ikke med noget bidrag via fødevarer, da butylparaben ikke er tilladt som tilsætningsstof til fødevarer i EU.

Som nævnt i afsnit 7.5.2.2 er det på det nuværende data grundlag ikke muligt at opnå pålidelige kvantitative estimater af optagelsen for parabener via huden.

Industrien giver i sit svar til SCCP et skøn på 1 % absorption af uomdannet butylparaben gennem huden fra kosmetiske produkter, mens en række undersøgelse tyder på, at absorptionen godt kan være højere. Da absorptionen formentlig ikke kan nå op på 100 %, fordi der foregår en vis metabolisering i huden, sættes absorptionen forsøgsvist til 10 %.

7.7.14.4 Isobutylparaben, 4247-02-3

Tabel 7.69 Identifikation af Isobutylparaben.

Kemisk navn	Isobutylparaben
CAS nr.	4247-02-3
EINECS Nr.	224-208-8
Molekyleformel (brutto)	C11H14O3
Molekylestruktur
Molekylevægt	194.2304
Synonymer	4-Hydroxybenzoic acid, 2-methylpropyl ester, isobutyl 4-hydroxybenzoate, 2-Methylpropyl 4-hydroxybenzoate,
Klassificering	-

NOAEL, AF og DNEL

For isobutylparaben er et LOAEL på 72 mg/kg lgv/dag (NOAEL ikke identificeret) for østrogenecitet valgt, baseret på forøget uterusvægt hos mus i et uterotrof forsøg (Darbre et al., 2002).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 525 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 7 for allometrisk skalering mellem mus og mennesker, 10 for intraspecies forskelle samt 3 for LOAEL til NOAEL.

Dermed bliver DNEL for isobutylparaben 0,14 mg/kg lgv/dag (LOAEL/AF).

Eksponering fra fødevarer, m.m.

Der regnes ikke med noget bidrag via fødevarer, da isobutylparaben ikke er tilladt som tilsætningsstof til fødevarer i EU.

Som nævnt i afsnit 7.5.2.2 er det på det nuværende data grundlag ikke muligt at opnå pålidelige kvantitative estimater af optagelsen for parabener via huden.

Industrien giver i sit svar til SCCP et skøn på 1 % absorption gennem huden fra kosmetiske produkter, mens en række undersøgelse tyder på, at absorptionen godt kan være højere. Da absorptionen formentlig ikke kan nå op på 100 %, fordi der foregår en vis metabolisering i huden, sættes absorptionen forsøgsvist til 10 % under forudsætning af, at hudoptaget er ens for isobutylparaben og butylparaben..

7.7.14.5 Eksponering for parabener via forbrugerprodukter

DNEL-værdierne for parabenerne (0,03 mg/kg lgv/dag for både propylparaben og butylparaben og 0,14 mg/kg lgv/dag for isobutylparaben) angiver, at propylparaben og butylparaben er de mest potente stoffer, hvorfor der i eksponeringsberegningerne antages, at der som worst case i de kosmetiske produkter er 0,4 % af propylparaben og 0,4 % af butylparaben i produkterne, dvs. de maksimalt tilladte indholdskoncentrationer i produkterne. Der udregnes således ikke nogen worst case daglig eksponeringsdosis for isobutylparaben, da den maksimalt tilladte sum af indhold af parabener er på 0,8 % og derfor ville give for højt et bidrag, når der regnes med additive effekter af stofferne. Worst case daglig eksponeringsdosis for isobutylparaben vil imidlertid være den samme som angivet for de to andre parabener, men RCR-værdien vil være lavere (ca. 4,5 gange) pga. en højere DNEL værdi end de andre parabener.

2-årige børn kan være udsat for parabener fra flere forskellige kilder. Til eksponeringsberegningen antages, at et 2-årigt barn er udsat for parabener via de kosmetiske produkter, der er angivet i Tabel 7.71 (creme/fedtcreme/lotion, solcreme, shampoo og sæbe). Forudsætningerne/antagelserne for beregningerne er ligeledes angivet i tabellen.

I dette projekt er der foretaget en kortlægning af indholdsstoffer i creme/fedtcreme/lotion og solcremer til børn på det danske marked. Anvendelsen af parabenerne i de 32 creme/fedtcreme/lotion og de 28 solcremer er angivet i tabellen nedenfor.

Tabel 7.70 Anvendelsen af parabener i creme/fedtcreme/lotion og solcremer kortlagt på det danske marked i oktober 2008. Hver linje for hhv. cremer og solcremer angiver, med et kryds, hvilke parabener, der er i den kortlagte creme/solcreme.

Det ses af tabellen, at når der anvendes parabener i produkterne (dog kun i hhv. 25 og 22 % af tilfældene), så er det typisk methylparaben og propylparaben, der anvendes. Hverken butylparaben eller isobutylparaben er hyppigt anvendt.

Der er ikke fundet standardværdier for brug af creme og solcreme i REACH Guidance Documents, men COLIPA anser 8 gram bodylotion/dag, som en realistisk mængde i sikkerhedsvurderinger for kosmetik for voksne. Hvis der er tale om sollotion regnes med 18 g/dag (SCCP, 2006). Herudover angives ”typical use levels of cosmetics” i TGD (Appendix II, Table 14, side 242), (European Commission, 2003):

• For bodylotion angives et typisk forbrug på 7,5 g 1-2 gange per dag. Her anvendes 2 gange per dag for at tage højde for eksembørn. Forbruget på de 7,5 g per gang er for voksne, hvorfor forbruget forholdsmæssigt nedjusteres til et barn ud fra kropsoverfladen på en 2-årig og en voksen.
• For sollotion angives et typisk forbrug på 10 g for 2-3 gange per dag, men kun for 3 uger om året (2 uger sommer (fuld krop) og 1 uge vinter (kun i ansigtet).
• For shampoo angives 12 g 2-7 gange om ugen for voksne. Det antages, at børn bruger den halve mængde. Som worst case regnes med brug hver dag.
• For flydende sæbe angives 5 g 1-2 gange per dag for voksne. Det antages at børn bruger den halve mængde. Her regnes med 1 gang per dag, idet det antages, at de 2-årige maksimalt bades en gang per dag.

EU Kommissionens anbefalinger er, at der anvendes 36 gram solcreme til hele kroppen for en voksen (Kommissionens henstilling, 2006). Miljøstyrelsens anbefalinger er, at børn skal bruge ca. 20 ml solcreme for en indsmøring af hele kroppen, og voksne 40 ml (Miljøstyrelsens Kosmetikguide, 2008). Matas angiver på deres solcremeprodukter, at børn skal bruge 15-20 ml.

Idet det antages, at massefylden af solcreme er lidt under 1 (0,9), stemmer de 40 ml solcreme omtrent overens med de 36 g, som anbefales til brug for voksne. Anbefalingerne af Miljøstyrelsen og på solcremeprodukterne er det halve forbrug til børn. Der anvendes således en værdi på 18 g for solcreme for de 2-årige i de efterfølgende beregninger.

Mht. solcreme, så er praksis for brug af solcreme i danske daginstitutioner væsentlig anderledes end angivet i TGD. I solperioden er beskeden typisk, at forældrene selv skal smøre børnene ind i solcreme hjemmefra (inden de afleveres), hvorefter daginstitutionen sørger for at smøre børnene ind i solcreme igen efter frokost. Derfor anvendes værdierne fra TGD ikke til disse eksponeringsberegninger.

Ifølge DMI^[25], der opgiver et beregnet UV-indeks for hele verden i 2009, så vil Danmark have et UV-indeks større end 3, der er ensbetydende med beskyttelse mod solen er nødvendig, i maj til september. DMI opgiver ligeledes klimanormaler for Danmark, hvor der bl.a. opgives antal solskinstimer per måned. Det samlede antal solskinstimer for maj til september er som et gennemsnit fra 1961-1990 i alt 928 solskinstimer^[26]. Hvis det antages, at de 2-årige børn for hver 12 solskinstimer (ca. én dag) smøres ind i solcreme to gange, så vil der være tale om 2 x 77 indsmøringer i solcreme.

Langt størstedelen af disse indsmøringer i solcreme vil primært foregå på arme og i ansigt. Kun i den varmeste del af sommeren, hvor børnene måske har shorts på, vil også benene blive smurt ind. Derfor antages følgende mht. indsmøring i solcreme:

• to uger (dvs. 14 dage) med indsmøring af hele kroppen i solcreme
• to uger (dvs. 14 dage) med indsmøring af ansigt, arme og ben i solcreme
• de resterende dage (77 - 14 – 14 = 49) med indsmøring på kun arme og ansigt.

Der antages ikke på samme måde som voksne, at der også er et behov for solcreme om vinteren (vinterferie), som beskrevet i TGD, da skiferie typisk først vil være i en senere alder.

Da nogle af produkterne er badeprodukter og skylles af efter brug anvendes en fortyndingsfaktor (retentionsfaktor) på 0,01. Retentionsfaktoren er introduceret af SCCNFP for at tage højde for produkter, der fortyndes, når de bruges og skylles af efter brug, dvs. for shampooprodukter, bodyshampoo og lignende rinse off-produkter. (SCCNFP 0690 (2003)). Da der er tale om en eksponering i et badekar er det berettiget at anvende denne faktor her også.

Tabel 7.71 Antagelser om brug af kosmetiske produkter for eksponeringsberegninger for parabener. (Værdier i parentes beregnes senere)

Herudover vil der være ekstra påvirkninger i form af fastelavnssminke, make-up, læbepomade m.m., som dog antages at udgøre en væsentlig mindre påvirkning end ovenstående. Endelig er der en lille eksponering via indeklimaet (se beregningerne i indeklimaafsnittet), som dog kun udgør mindre end en 10.000 del af den samlede påvirkning fra de kosmetiske produkter.

Eksponeringsberegningerne foretages ved at multiplicere mængden af produktet med fraktionen af parabener i produktet og med antal anvendelser per dag. Herefter divideres med legemsvægten på 15,2 kg for at få den optagne mængde parabener per kg lgv per dag. Der regnes med 10 % optagelse gennem huden. Resultatet af beregningerne er angivet i skemaet nedenfor.

Tabel 7.72 Daglig indtagelse af parabener fra kosmetiske produkter på baggrund af maksimalt tilladte koncentrationer i produkterne – worst case

Klik her for at se Tabel 7.72

Det ses, at både brugen af creme/fedtcreme/lotion og solcreme giver en RCR der er større end 1. Dvs. ved de antagelser der er gjort kan brugen udgøre en risiko.

Andre forbrugsdata

Det undersøges derfor om RCR er større end 1 med et mere moderat forbrug af creme/fedtcreme/lotion og solcreme, hvor:

• der anvendes creme/fedtcreme/lotion over hele kroppen max. 3 gange om ugen (efter f.eks. bad)
• der anvendes sjældnere solcreme, dvs. kun i de 2 måneder, hvor dagtemperaturen er omkring de 20 grader (juli og august). I disse to måneder er der i alt 382 solskinstimer ifølge DMIs klimanormaler. Antages på samme måde som før, at der foretages to indsmøringer per 12 solskinstimer, så giver det 2 x 32 indsmøringer, der fordeles således:
  • en uge (dvs. 7 dage) med indsmøring af hele kroppen i solcreme (det er sjældent, at det er rigtig varm sommer længere i Danmark)
  • to uger (dvs. 14 dage) med indsmøring af ansigt, arme og ben i solcreme
  • de resterende dage (32 - 7 – 14 = 11) med indsmøring på kun arme og ansigt
• der anvendes shampoo (dvs. der bades) max. 3 gange om ugen
• der anvendes sæbe (dvs. der bades) max. 3 gange om ugen.

Disse antagelser om forbrug giver følgende resultat

Tabel 7.73 Daglig indtagelse af parabener fra kosmetiske produkter på baggrund af maksimalt tilladte koncentrationer i produkterne – mere realistiske værdier

Klik her for at se Tabel 7.73

Det ses, at både brugen af creme/fedtcreme/lotion og solcreme stadig giver en RCR der er 1 eller større end 1. Dvs. ved de antagelser der er gjort kan brugen udgøre en risiko.

Rastogi et al, 1995 har foretaget en undersøgelse af indholdet af parabener i 215 kosmetiske produkter i Danmark. Resultaterne viste, at 77 % af produkterne indeholdt et totalt indhold af parabener på 0,1- 0,87 % parabener (maksimalt tilladte koncentration totalt er 0,8 %). 99 % af alle ”leave-on” produkter indeholdt parabener. De maksimale koncentrationer for parabenerne var:

• butylparaben 0,07 %
• propylparaben 0,32 %
• isobutylparaben (ikke angivet i undersøgelsen).

Anvendes disse indholdskoncentrationer på sæt nr. 2 af de antagne forbrugsværdier (de lavere (mere moderate) forbrugsværdier) ligger RCR-værdierne samlet set stadig over 1, dvs. brugen af creme/fedtcreme/lotion og solcreme kan resultere i hormonforstyrrende effekter (se Tabel 7.74). Hertil kommer så, at der skal adderes et evt. bidrag fra isobutylparaben, der således kan være til stede, da summen af butylparaben og propylparaben i dette tilfælde ikke overstiger den tilladte total på 0,8 %.

Tabel 7.74 Daglig indtagelse af parabener fra kosmetiske produkter på baggrund af målte koncentrationer i produkterne – mere moderate værdier

Klik her for at se Tabel 7.74

Det ses stadig, at brugen af creme/fedtcreme/lotion og solcreme giver en RCR, der er større end 1. Dvs. ved de antagelser der er gjort kan brugen udgøre en risiko.

Det skal dog påpeges, at kortlægningen af creme/fedtcreme/lotion og solcremer på markedet foretaget i dette projekt har vist, at parabener kun forekommer i hhv. 22 og 25 % af produkterne på det danske marked (hvilket er i kontrast til Rastogi-undersøgelsen fra 1995, hvor en langt større procentdel af produkterne indeholdt parabener (dog ikke kun en undersøgelse af børnecremer/solcremer). Dvs. det er muligt at vælge creme/fedtcreme/lotion og solcremer uden indhold af parabener.

Tvivl om den reelle absorption af parabener

Til alle ovenstående beregninger er anvendt en absorption af parabenerne gennem huden på 10 %. Denne absorption kan der stilles spørgsmålstegn ved, da der p.t. ikke findes gode data. Industrien skønner i sit svar til SCCP en absorption på 1 % af butylparaben, mens en række undersøgelser tyder på, at absorptionen godt kan være højere. Forsøgsvis udregnes den daglige indtagelse ved 1, 5, 10 og 50 % optagelse gennem huden for parabenerne. Beregningen sker ved brug af de tidligere angivne mængder produkt, de tidligere angivne reelle målte værdier for indhold af propyl- og butylparaben (dvs. 0,32 % og 0,07 %), samt de mest realistiske værdier for brug af creme/fedtcreme/lotion, solcreme, shampoo og sæbe, dvs.:

• Brug af creme/fedtcreme/lotion, shampoo og sæbe 3 gange om ugen
• Første brugsscenarie beskrevet for solcreme, dvs. 14 dages fuld indsmøring, 14 dages indsmøring af ansigt, arme og ben, samt 49 dages indsmøring af arme og ansigt.

Værdierne anvendt i beregningerne er angivet i tabellen nedenfor.

Tabel 7.75 Værdier anvendt til beregning af daglig indtagelse af parabener fra kosmetiske produkter på baggrund af målte koncentrationer i produkterne (variation i F_abs)

Klik her for at se Tabel 7.75

Brug af ovenstående værdier giver de værdier for daglig indtagelse og RCR-værdier med optag gennem huden af parabenerne, der varierer mellem 1 og 50 %, der er listet i tabellen nedenfor. Beregningerne er et forsøg på, at vise, hvor stor betydning absorptionen af parabenerne gennem huden har, idet der på grund af manglende data ikke er enighed om en bestemt værdi.

Tabel 7.76 Variationer i daglig indtagelse af parabener fra kosmetiske produkter på baggrund af målte koncentrationer i produkterne (variation i F_abs på mellem 1 og 50 %)

Klik her for at se Tabel 7.76

7.7.14.6 Eksponering fra indeklima

I realiteten skal det lille bidrag fra indeklimaet for butylparaben på max. 0,03 µg/kg lgv/dag lægges til her, men det er kun en meget lille brøkdel i forhold til bidragene fra kosmetikken, hvorfor det ignoreres i beregningerne.

7.7.14.7 Samlet eksponering og risiko

I nedenstående tabeller er de forskellige bidrag for parabenerne opsummeret for sommerscenariet og vinterscenariet, hvis der antages et optag gennem huden for parabenerne på 10 % (for det mest realistiske forbrugsscenarie, som beskrevet i Tabel 7.76).

Tabel 7.77 Daglig absorberet dosis af propylparaben fra forskellige kilder

Tabel 7.78 Daglig absorberet dosis af butylparaben fra forskellige kilder

Der er, som nævnt, ikke beregnet data for isobutylparaben i undersøgelsen, da der er taget udgangspunkt i de to mest potente parabener, og derfor er der ikke opstillet en tabel for stoffet.

Det skal hertil bemærkes, at kortlægningen i dette projekt kun har identificeret et indhold af parabener i hhv. 22 og 25 % af de undersøgte creme/fedtcreme/lotion og solcremer. Heraf er isobutylparaben kun identificeret i hhv 0 og 4 %, butylparaben i hhv 3 og 4 %, og propylparaben i hhv. 16 og 21 % af cremerne og solcremerne. Dvs. det er muligt at finde creme/fedtcreme/lotion og solcremer til 2-årige på det danske marked uden parabener. Denne undersøgelse viser desuden, at der er sket en væsentlig reduktion i anvendelsen af parabener i kosmetiske produkter siden Rastogi-undersøgelsen i 1995 (dog dækkede Rastogi-undersøgelsen kosmetiske produkter generelt og ikke som her udelukkende produkter til børn).

7.7.15 Bisphenol A, 80-05-7

Tabel 7.79 Identifikation af Bisphenol A.

Kemisk navn	Bisphenol A
CAS nr.	80-05-7
EINECS Nr.	201-245-8
Molekyleformel (brutto)	C15-H16-O2
Molekylestruktur
Molekylevægt	228.2863
Synonymer	4,4'-(1-Methylethylidene)bisphenol, 4,4'-Isopropylidenediphenol
Klassificering	XI;R37-41 R43 REP3;R62 (LOFS)

NOAEL, AF og DNEL

For bisphenol A er et NOAEL på 50 mg/kg lgv/dag (LOAEL 600 mg/kg/d) for østrogenecitet valgt, baseret på effekter i et reproduktionsforsøg i mus (bl.a. øget længde af drægtighedsperiode, øget antal tilfælde af ikke-nedfaldne testikler hos hanunger, abnorm vækst af celler i sædkanaler og forsinkelse af pubertet målt som adskillelse af forhud og penis hos hanunger (Tyl et al., 2007 i EU risikovurdering: European Chemicals Bureau (2008a)).

Den samlede assessment faktor fastsættes til 175 på baggrund af en faktor på 2,5 for generelle interspecies forskelle, 7 for allometrisk skalering mellem mus og mennesker, 10 for intraspecies forskelle.

Dermed bliver DNEL for bisphenol A 0,29 mg/kg lgv/dag (NOAEL/AF).

7.7.15.1 Eksponering fra fødevarer, m.m.

Bisphenol A findes i polycarbonatplast, tandfyldninger og epoxylak på indersiden af dåser (Bisphenol –a.org., 2009).

I 2006 opdaterede EFSA (EFSA, 2009) sin tidligere vurdering af bisphenol A i plastmaterialer til kontakt med fødevarer med en eksponeringsvurdering for børn. EFSA estimerede eksponering gennem kosten for flere aldersgrupper, hvoraf gruppen 1½-årige er den som kommer tættest på målgruppen i nærværende rapport: de 2-årige.

EFSA’s konservative estimat for de 1½-årige lyder på:

5.3 µg/kg lgv/dag

under forudsætning af en indtagelse af 2 kg kommercielt fremstillede føde- og drikkevarer per dag. Estimatet er fremkommet ved at medtage eksponering via dåsemad og mad i kontakt med polycarbonat (sutteflasker, service og opbevaringsbeholdere). Der er ikke medtaget eksponering fremkommet ved brug af mikrobølgeopvarmning af polycarbonat-materialer eller brugen af drikkevand fra polycarbonat eller epoxybelagte vandrør og opbevaringstanke.

NTP (2008) har på basis af fundne bisphenol A koncentrationer i urinen hos 90 6-8-årige piger beregnet en median indtagelse på 0,07 µg/kg lgv./dag, med en variation på <0.012–2.17 µg/kg lgv./dag. Dette afspejler således eksponering fra alle kilder, både miljø, fødevarekontaktmaterialer, tandfyldninger, legetøj, hudplejemidler osv.

De væsentligste forskelle på de 1½- årige og de 6-8-åriges eksponering er sandsynligvis at de 1½-årige har mere intens sutteadfærd og større eksponering via fødevareindtagelse målt i forhold til kropsvægt. I estimatet for 2-årige kan tallet for de 1½-årige derfor anvendes med tillæg af de eksponeringer via sutning og håndtering af legetøj og andet, som kan findes via målinger fra sådanne forbrugerprodukter.

I overensstemmelse med data givet i EUs risikovurdering (European Chemicals Bureau, 2003 a) regnes med følgende absorptioner:

• Dermal: 10 %
• Oral: 100 %
• Inhalation: 100 %.

7.7.15.2 Eksponering fra forbrugerprodukter

Bisphenol A er ikke identificeret i tidligere undersøgelser, men er identificeret i narresutter, som den eneste produktgruppe i dette projekt.

Analyse værdier

De målte værdier for Bisphenol A i dette projekt er angivet i tabellen nedenfor.

Eksponeringsberegning – andre objekter

I dette projekt er der identificeret Bisphenol A i skjoldet/knoppen af to sutter af polycarbonat. De målte værdier ligger mellem 106 og 280 mg/kg. Der er foretaget migrationsanalyse til sved og spyt for begge prøver. Da skjoldet udgør den største del og er i direkte hudkontakt med barnets hud rundt om munden er der også anvendt sved simulant i analyserne. Resultaterne viser, at det kun er til sved, der er identificeret en mindre migration af Bisphenol A på 7 mg/kg for sutten med det højeste indhold af Bisphenol A, og dette blev kun identificeret i den ene af dobbeltbestemmelserne. Detektionsgrænsen var på 5 mg/kg.

Tabel 7.80 Oversigt over fund af Bisphenol A i produkterne analyseret i dette projekt

*: Kun fundet i den ene prøve.
i.p: Betyder stoffet ikke er påvist

Som beskrevet i kapitlet ”Eksponeringsberegninger – metode”, så antages det, at der er hudkontakt med skjoldet/knoppen fra sutten i 7 timer og 45 minutter per dag. Hudkontakten sker ved at holde sutten i hånden eller ved at skjoldet er i kontakt med munden, når der suttes på sutten. Det antages, at 100 % af det Bisphenol A, der migrerer, optages gennem huden eller indtages direkte gennem munden (sut i munden) eller ved at der senere suttes på fingrene. Det antages, at barnet er i kontakt med 25 % af sutten.

Sut nr. 5-3 vejer 9,6 g hvoraf det skønnes, at ca. 80 % af denne vægt, dvs. 7,68 g udgøres af skjoldet/knoppen, der er lavet af det materiale (polycarbonat), der indeholder Bisphenol A.

Det giver følgende eksponeringsværdier for narresutten:

Tabel 7.81 Daglig indtagelse af Bisphenol A fra andre objekter på baggrund af målte migrationsværdier

7.7.15.3 Eksponering fra indeklima

Eksponeringsberegningen for Bisphenol A via indeklimaet er præsenteret og beregnet i afsnittet om indeklima, men er gengivet i tabellen nedenfor.

Tabel 7.82 Daglig indtagelse af Bisphenol A via indeklimaet (støv og luft) på baggrund af 95-percentil

Tabel 7.83 Daglig indtagelse af Bisphenol A via indeklimaet (støv og luft) på baggrund af 50-percentil

Beregningen viser, at RCR-værdien er meget mindre end 1, hvilket indikerer at der ikke er nogen risiko for hormonforstyrrende effekter, som følge af udsættelse for Bisphenol A via indeklimaet.

7.7.15.4 Samlet eksponering og risiko

I nedenstående tabel er de forskellige bidrag for Bisphenol A opsummeret.

Tabel 7.84 Daglig indtagelse af Bisphenol A fra forskellige kilder

For bisphenol A viste TDI-værdien (baseret på leverskader, da toksiske effekter på leveren er det mest følsomme endpoint) sig at være en faktor 10 lavere end den anvendte DNEL-værdi (baseret på hormon-effekter). Af tabellen fremgår det, at det samlede bisphenol A-bidrag ikke udgør en risiko for hverken sommer- eller vinterscenariet med de antagelser der er gjort i rapporten. Dette stemmer fint overens med EFSA’s beregninger, der viser, at end ikke spædbørn, der opnår maksimale bisphenol A-bidrag via føden, når op på mere end 26 % af TDI-værdien (EFSA, 2009).

7.8 Kumuleret risikovurdering af hormonlignende stoffer

7.8.1 Risikovurdering, samlet oversigt

Den beregnede samlede risiko for hvert enkelt stof er anført ved RCR værdierne (se tabellerne nedenunder).

De maksimale RCR værdier er beregnet således, at de maksimale værdier er summeret. De steder, hvor der ikke var tilgængelige maksimum værdier for stoffet, er der i stedet anvendt 95-percentiler. For indeklima er ligeledes anvendt 95-percentiler, da der kan være ekstreme forskelle i maksimale værdier og 95-percentilerne.

Til den anden RCR kolonne markeret med ”RCR (sum af 50 % og evt. alternativt scenarie)” er der anvendt en sum af de 50 % (hvor de var aktuelle) og de andre alternative lave eller medium scenarier, der var angivet. Ved forekomst af flere scenarier er den mindste værdi anvendt. Denne kolonne repræsenterer derfor hverken en RCR 50 % eller en minimum RCR, men er et udtryk for en sum af de øvrige scenarier, som danner et modstykke til den beregnede maksimale RCR, og er beregnet for at vise et spænd mellem de maksimale/95-percentilværdier og de alternative værdier.

Da der er forskel i de 2-åriges adfærdsmønstre i sommer- og vinterhalvåret er der opstillet hhv et sommer- og vinterscenarie for at indkalkulere de mest realistiske eksponeringer for begge halvår.

De elementer, som var fælles for både sommer- og vinterscenariet er indkalkuleret i begge scenarier, dvs. især disse elementer:

• Indtagelse af fødevarer.
• Kontakt med andre objekter end legetøj, dvs. fugtighedscreme, badeartikler og øvrige tekstiler ud over vintertøj (jakker/luffer).

7.8.1.1 Sommerscenarie

I sommerscenariet er der desuden indkalkuleret (se nedenstående tabel):

• Kontakt med solcreme.
• Kontakt med gummistræsko (her bruges bare tæer i skoene).
• Hudkontakt til legetøj om sommeren i 9 timer.
• Indtagelse af 50 mg støv (US EPA angiver denne værdi for sommerperioden).

Tabel 7.85 Beregning af RCR. Sommerscenarie med max-værdier for gummistræsko. Røde tal indikerer RCR > 1

Klik her for at se Tabel 7.85

Indholdet af ftalater i de undersøgte gummistræsko viste sig at overskride de tilladte værdier, og der er derfor indsat en tabel, hvor bidraget fra disse sko er udeladt. Efter anvisning fra Miljøstyrelsen, er der i tabellen for legetøj kun indregnet den ftalat med det maksimale bidrag til RCR-værdien for legetøj, for ikke at komme til at regne med en for lang eksponeringstid for legetøj (der er regnet med 9 timers eksponering for hver ftalat for legetøj). Disse beregninger er anført i nedenstående tabel.

Ved at sammenligne beregningerne, hvor kun denne ene ftalat bidrager til RCR-værdien, med beregningerne, hvor alle ftalaterne bidrog til RCR-værdierne - viser det sig, at forskellen er minimal, dvs. kun 2 point på 2. decimal af RCR-sumværdien. Hertil skal det bemærkes, at der er fundet legetøj med indhold af mere end en ftalat. Der er derfor mulighed for, at den 2-årige har kontakt med legetøj i hjemmet/institutionen, hvor eksponeringen for ftalater er lidt højere end det fremgår af nedenstående tabel. Men da forskellen er minimal, kan dette ikke aflæses af den samlede risiko, når der bliver afrundet til hele tal.

Tabel 7.86 Beregning af RCR. Sommerscenarie uden gummistræsko og uden de mindste bidrag med ftalater fra legetøj. Røde tal indikerer RCR > 1

Klik her for at se Tabel 7.86

7.8.1.2 Vinterscenarie

I vinterscenariet er der desuden indkalkuleret (se nedenstående tabel):

• Hudkontakt til legetøj om vinteren i 6 timer.
• Kontakt til jakker/luffer i 3 timer.
• Indtagelse af 100 mg støv (US EPA angiver denne værdi for vinterperioden, hvor man er mere inden døre).

Analogt til sommerscenariet viste det sig, at forskellen mellem at indregne bidraget for legetøj fra hhv. den ftalat med det maksimale bidrag og alle ftalaterne til RCR-værdien er minimal, dvs. kun 2 point på 2. decimal af RCR-sumværdien. For at undgå misfortolkninger er legetøjsbidraget fra alle ftalater bevidst angivet i nedenstående tabel, da forskellen er minimal og ikke kan aflæses af den samlede risiko, når der bliver afrundet til hele tal.

Tabel 7.87 Beregning af RCR. Vinterscenarie med de mindste bidrag fra ftalater fra legetøj. Røde tal indikerer RCR > 1

Klik her for at se Tabel 7.87

7.8.2 Risikovurdering, samlet for anti-androgene stoffer

Den samlede risiko for de anti-androgene stoffer er beregnet og er angivet i tabellen nedenfor.

Tabel 7.88 Samlet RCR for anti-androgene stoffer

Resultatet viser, at uanset om der regnes på sommerscenarie med sko, uden sko og samlede ftalater eller på vinterscenariet, så ligger RCR for de anti-androgene stoffer langt over 1. De væsentligste bidrag stammer fra DEHP og DBP koncentrationerne i fødevarer samt PCB’er fra fødevarer.

Et evt. ekstra bidrag fra andre kilder og andre stoffer vurderes at kunne bidrage til en endnu højere RCR sum for de anti-androgene stoffer.

7.8.3 Risikovurdering, samlet for østrogene stoffer

Den samlede risiko for østrogene stoffer er beregnet og er angivet i tabellen nedenfor.

Tabel 7.89 Samlet RCR for østrogene stoffer

* Det skal bemærkes, at RCR-værdi for isobutylparaben ikke er beregnet. Primært fordi, der er fokuseret på propyl- og butylparaben, da det er de to mest potente parabener (lavest DNEL-værdi), men også fordi isobutylparaben kun er identificeret i ét produkt ud af 60 solcremer og cremer kortlagt i dette projekt.

Da der ikke er målt eller fundet østrogene stoffer i hverken gummistræsko eller legetøj viser resultatet, at uanset om der regnes på sommerscenarie med eller uden gummistræsko/legetøj, så er RCR-værdierne helt identiske for de østrogene stoffer. RCR-værdierne ligger på ca. 3 og dermed over 1 for sommerscenarierne. De væsentligste bidrag stammer fra propyl- og butylparaben i solcremer. Den samlede påvirkning i vinterscenariet ligger lidt lavere end for sommerscenariet, men RCR-værdien i vinterscenariet ligger også over 1.

Hertil skal så tillægges et evt. ekstra bidrag fra andre kilder, f.eks. brug af solcremer i vinterhalvåret og andre kosmetiske produkter hele året samt andre stoffer, der vurderes at kunne bidrage yderligere til RCR summen for de østrogene stoffer.

7.8.4 Risikovurdering, samlet for østrogene og antiandrogene stoffer

Det er her valgt at beregne risikoen ved den samlede udsættelse for antiandrogene stoffer og de østrogenlignende stoffer, der har påvirket hanners reproduktion. Valget er baseret på en antagelse om, at der kan være kombinationseffekter, når stoffernes effekter er ens, selvom mekanismerne, der ligger til grund er forskellige. Det er dog endnu ikke vist i konkrete dyreforsøg, at der er kombinationseffekter af antiandrogene og østrogenlignende stoffer. På den anden side er det modsatte heller ikke vist, og samtidig er det som regel svært at skelne skarpt mellem østrogenlignende og antiandrogene stoffer, idet de begge kan fremkalde samme typer af effekter, nemlig demaskulinisering af hanners reproduktive udvikling. Antiandrogener kan i dyreforsøg føre til demaskulinisering ved at nedsætte de mandlige kønshormoners virkning, mens østrogenlignende stoffer måske kan føre til demaskulinisering ved at ændre balancen mellem mandligt og kvindeligt kønshormon. Nogle stoffer, der først kun har været vurderet som østrogenlignende, har senere også vist sig at give antiandrogene effekter, og omvendt. Ud fra en forsigtig reguleringsmæssig tilgang, antages det derfor, at samtidig udsættelse for de to typer af hormonforstyrrende stoffer med samme type af effekter kan føre til hormonforstyrrende effekter, hvis den samlede risikokarakteriseringskoefficient overstiger 1.

Alle de udvalgte antiandrogene stoffer er valgt til at indgå i denne samlede risikovurdering, mens kun de udvalgte østrogenlignende stoffer, der fører til demaskuliniering af hannernes reproduktion er medtaget. Det drejer sig om propylparaben og butylparaben, der begge påvirker unge rotters sædproduktion samt bisphenol A, der har effekter på nedfald af testikler, udvikling af sædkanaler og pubertet hos han-muse-unger udsat i fostertilværelsen.

Den samlede risiko ved udsættelse for østrogenligende og antiandrogene stoffer er beregnet og er angivet i tabellen nedenfor.

7.8.5 Diskussion og konklusion

Forskerne har længe vidst, at hormonforstyrrende stoffer kan påvirke kønsudviklingen i forsøgsdyr. Man har f.eks. fundet misdannede kønsorganer, manglende nedstigning af testikler til pungen ved fødslen og nedsat sædkvalitet samt testikelkræft senere i livet hos hankøn (Sharpe, 2009). Lignende symptomer er observeret hos mennesker, og en ny dansk undersøgelse viser, at danske piger udvikler bryster tidligere end for 15 år siden. Udsættelse for hormonforstyrrende stoffer i miljøet omkring os mistænkes for at kunne medvirke til disse symptomer i befolkningen (Aksglaede et al., 2009). Hos mennesker er det dog langt sværere at påvise en klar årsag-virknings-sammenhæng.

Normalt foregår risikovurdering ved en vurdering af eksponering fra et enkelt stof i et enkelt produkt. Vi udsættes imidlertid for mange forskellige produkter dagligt, hvoraf flere indeholder de samme kemiske stoffer, og vi udsættes for mange forskellige kemiske stoffer, som kan have den samme toksikologiske virkning. I dette projekt forsøges det at tage højde for nogle af disse kombinationseffekter.

I de seneste år har flere undersøgelser vist opsigtsvækkende resultater om kombinationseffekter – også kaldet cocktail-effekter - af hormonforstyrrende stoffer. Bl.a. har nye danske undersøgelser vist alvorlige misdannelser hos ungerne, når voksne hunrotter bliver udsat for en blanding af hormonforstyrrende stoffer i koncentrationer, hvor stofferne hver for sig ikke fører til effekter. Som opfølgning på disse resultater blev der afholdt en ekspertworkshop om emnet. En række af verdens førende eksperter indenfor hormonforstyrrende stoffer og kombinationseffekter mødtes derfor i Danmark i januar 2009, hvor de fik til opgave at give en status for vores viden om kombinationseffekter og mulighederne for regulering. I rapporten fra workshoppen peger eksperterne på, at vi undervurderer risikoen ved kemikalier, fordi vi ikke tager højde for, at vi dagligt udsættes for en cocktail af mange forskellige stoffer, bl.a. hormonforstyrrende stoffer. Eksperternes budskab er, at med den viden vi har fået indenfor de seneste år, er det både muligt og nødvendigt at medtage risikoen for kombinationseffekter ved risikovurdering af hormonforstyrrende stoffer. Eksperterne anviser også en metode, nemlig den såkaldte dosisadditions-metode, som kan anvendes, indtil vi får anden viden. Dette projekt forsøger at anvende dosis-additionsmetoden for udsættelse for en række stoffer, der har vist hormonforstyrrende effekter i dyreforsøg.

Nærværende projekt viser, at hvis man betragter den samlede eksponering som en sum af eksponeringen fra alle de produkter en 2-årige omgiver sig med, kan det for visse enkeltstoffer som DBP, dioxiner og dioxinlignende PCB’er og propylparaben resultere i, at de enkelte stoffer i sig selv kan udgøre en risiko.

Hvis eksponeringen derefter vurderes samlet for de stoffer, der er mistænkt for at være antiandrogene eller østrogenlignende vil den samlede påvirkning også resultere i et potentiale for risiko for hormonforstyrrende effekter.

Nærværende undersøgelse er baseret på stikprøver af enkelte forbrugerprodukter og produktgrupper. Der vil derfor kunne forekomme andre kemiske stoffer, som er mistænkt for hormonforstyrrende effekter og andre produkter på markedet, som bidrager til risikoen. Udover de eksponeringsbidrag, der er omfattet af beregningerne her kan der således være andre bidrag, som vil kunne øge den samlede risiko, herunder, f.eks.:

• Potentielt hormonforstyrrende stoffer som angivet i projektets screeningsundersøgelser i kapitel 3, herunder QSAR-forudsigelserne.
• Bidrag med propyl-, butyl- og isobutylparaben fra solcremer, der anvendes i vinterhalvåret (f.eks. under badeferie i vinterferien).
• Bidrag med propyl-, butyl- og isobutylparaben fra anden kosmetik, der anvendes både sommer og vinter. F.eks. after sun lotion, fastelavnssminke m.m.
• Bidrag med ftalater fra andet fodtøj, f.eks. gummissandaler og gummisko.
• Bidrag fra indeklima i biler og andre transportmidler. F.eks. er der i EU’s risikovurdering for DEHP angivet et DEHP bidrag fra indeklima i biler på 21 µg/m³ for børn (European Chemicals Bureau, 2008, s. 256).
• Bidrag fra udendørsluft, etc.

Derudover kan der være større bidrag fra nogle af forbrugerprodukterne, idet nogle værdier for f.eks. legetøj kan være underestimeret, som følge af de estimater, det har været nødvendigt at foretage for vægten af produkterne i beregningerne. Også antallet af produkter, som den 2-årige benytter udgør en faktor som kan bidrage yderligere til den beregnede risiko, f.eks. må det forventes at sutter skiftes oftere end luffer og jakker.

Det skal bemærkes, at der igennem projektets beregninger er inddraget mange forudsætninger, som baserer sig på estimater. Det skyldes, at der ikke foreligger en klar dokumentation på de berørte områder. Den type estimater kan skævvride resultaterne og kan medføre, at den samlede eksponering estimeres højere end reelt, da alle estimater er baseret på worst-case betragtninger. De følgende resultater anses for at være særligt usikre:

• For flere af ftalaterne er fødevareindhold baseret på én kilde, der udelukkende angiver et samlet estimat og den procentvise fordeling på indeklima, fødevarer og andre produkter. Ved rapportens opgørelser af samlede eksponeringer er det imidlertid tydeligt, at den fordeling ikke holder.
• For indeklima hvor det ikke har været muligt at finde danske repræsentative undersøgelser, er anvendt undersøgelser fra andre lande så som Sverige og USA. Det er imidlertid ikke sikkert, at disse tal svarer til danske forhold.
• For propyl- og butylparaben, som er inddraget i de kumulative risikovurderinger, er de valgte LOAEL’s baseret effekter fundet i nogle få studier, udført af en japansk gruppe (Oishi et al. 2001 og Oishi et al 2002 i SCCP opinion; SCCP (2005)). I SCCPs opinion fra 2005 rejses tvivl om validiteten af disse resultater, og SCCP beder industrien levere resultater fra developmental toxicity studier, der kan afgøre hvorvidt propyl-, butyl- og isobutylparaben har hormonforstyrrende effekter i dyr. Industrien har efterfølgende forsøgt at gentage studierne og vise, at stofferne ikke inducerer hormonforstyrrende effekter. Industriens studier afvises dog også af SCCP på grund af tvivl om validiteten (SCCP, 2006a). Der er således ingen afklaring på hvorvidt de tre parabener er i stand til at inducere hormonforstyrrende effekter eller ej. Den tilgang, vi har valgt her, kan derfor opfattes som meget forsigtig idet vi har taget udgangspunkt i de studier, der viser de stærkeste hormonforstyrrende effekter.
• For parabener er estimeret et optag på 10 %. Som rapporten angiver flere steder, eksisterer der i dag ikke dokumentation for hudoptagelse, metabolisering og udskillelse af parabener. EUs Videnskabelige komite for forbrugerprodukter har oplyst, at denne dokumentation vil foreligge indenfor kort tid, hvorefter en mere sikker risikovurdering af parabenerne kan gennemføres.

Baseret på nærværende undersøgelse kan det konkluderes, at

• Enkelte påvirkninger med et højt indhold af et hormonforstyrrende stof, som det f.eks. ses med indholdet af DBP i gummistræsko kan resultere i en afgørende risiko for den 2-årige.
• De bidrag 2-årige modtager fra især ftalaten DBP (mest fra fødevarer, hvis der ses bort fra gummistræsko) samt dioxiner og dioxinlignende PCB’er (mest fra fødevarer og til dels indeklima) udgør en risiko for anti-androgene forstyrrelser af hormonsystemet.
• De bidrag 2-årige modtager fra især parabenerne propylparaben og butylparaben kan udgøre en risiko for østrogene forstyrrelser af hormonsystemet. Dette bidrag kommer overvejende fra kosmetiske produkter som creme/fedtcreme/lotion og solcreme.

Samlet set kan det konkluderes, at der er behov for at reducere eksponeringerne med såvel anti-androgene, som østrogenlignende stoffer fra fødevarer og indeklima, men også i de undersøgte produktgrupper, da de bidrager til såvel indeklimaet som til den direkte eksponering, hvis man tager udgangspunkt i de antagelser, der er gjort i rapporten. En reduktion af den potentielle samlede risiko kræver viden om, hvilke kilder der er til indholdet i fødevarer og indeklima. Derudover er der behov for at reducere eventuelle bidrag fra andre kilder, som f.eks. kunne være propyl-, butyl- og isobutylparaben i kosmetik, ftalater fra andet fodtøj (f.eks. gummissandaler og gummisko).

[16] Bremmer HJ, van Veen MP. Children's toys fact sheet: to assess the risks for the consumer. Bilthoven: Rijksinstituut voor Volksgezonheid en Milieu, National Institute of Public Health and the Environment, 2002. (RIVM report).

[17] Migration ved kontakt med urin blev ikke omfattet af projektet.

[18] Krop/torso dækker kroppen uden lemmer og hals/hoved.

[19] PM_2.5 og PM₁₀ står for andelen af partikler med en aerodynamisk diameter på henholdsvis <2,5 og <10 µm.

[20] Hawley, 1985 refererer til en kilde Poiger & Schlatter, 1979, hvor stoffet TCDD er givet oralt i ethanol til rotter. Efter 24 timer fandt man 26,7 % af den total dosis i leveren. Gav man rotterne TCDD blandet med jord, fandt man kun cirka halvdelen af denne mængde i leveren efter 24 timer.

[21] Tallene er hentet fra tabel 4.1

[22] Numrerne refererer til de oprindelig fastlagte arenaerne

[23] Produkterne er godt nok købt i Norge, men kunne højst sandsynligt også være købt i Danmark.

[24] Der er dog angivet at en arm vejer 3,5 g, en støvle 16 g og ben 5 g på http://www.miljoeogsundhed.dk/default.aspx?node=5320

[25] http://www.dmi.dk/dmi/index/verden/uv_idag.htm

[26] http://www.dmi.dk/dmi/index/danmark/klimanormaler.htm

[27] Det samlede overfladeareal for voksne kvinder er 1,69 m² ifølge TGD. Vi anvender et samlet overfladeareal for børn på 0,6 m². Mængden for brug af creme beregnes således som 7,5 g creme for en voksen per gang/1,69 m² (voksen) * 0,6 m² (barn) = 2,7 g.

[28] Det procentvise areal af børns hoved, arme og ben er ifølge Tabel 7.3 angivet til hhv. at udgøre 10, 11,8 og 26,1 % af hele barnets krop (dvs. i alt 47,9 % af kroppen). Derfor antages et forbrug af solcreme på 47,9 % af 18 g for hoved, arme og ben (= 8,6 g solcreme) og 21,8 % af 18 g for hoved og arme (= 3,9 g solcreme).

[29] RCR for PCB’er i indeklimaet er ikke beregnet, da det er meget variabelt hvor stor en andel, som er ikke-dioxinlignende. Da RCR for dioxinerlignende PCB’er fra fødevarer alene overstiger 1 vil et hvert andet bidrag fra indeklimaet være uønsket.

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

Version 1.0 November 2009, © Miljøstyrelsen.