8 Sundhedsvurdering – Kortlægning af kemiske stoffer i forbrugerprodukter Nr. 104 2009 – Kortlægning og sundhedsmæssig vurdering af produkter til indvendig bilpleje

Kortlægning og sundhedsmæssig vurdering af produkter til indvendig bilpleje

8 Sundhedsvurdering

I dette og næste kapitel foretages en sundhedsmæssig vurdering af indholdsstofferne i de analyserede produkter til indvendig bilpleje. Indledningsvist foretages en vurdering af om koncentrationerne målt ved emissionsforsøgene overskrider de arbejdshygiejniske grænseværdier, som anvendes i arbejdsmiljøet. Grænseværdierne er gældende for arbejdsmiljøet og er sat i forhold til en hel arbejdsdag. Ifølge Arbejdstilsynets grænseværdiliste (Arbejdstilsynet (AT), 2007) kan grænseværdier kun være vejledende ved en vurdering af, om sundhedsfarlige forhold eksisterer, og derfor anbefales det generelt, at luftforureninger bør holdes så langt under grænseværdierne som muligt. Sammenligningen med grænseværdierne skal derfor betragtes som en slags indledende screening.

Herudover foretages en ”traditionel” sundhedsvurdering, dvs. den indåndede mængde af stofferne og den optagede mængde af stofferne gennem huden, sættes i forhold til de kritiske værdier. De kritiske værdier er de koncentrationer af stofferne, hvor litteraturen viser, at stofferne kan resultere i sundhedsmæssige effekter. Disse beregninger er foretaget i kapitel 9.

8.1 Vurdering af stoffernes fordampning i forhold til Arbejdstilsynets grænseværdier

Som beskrevet i kapitel 6 ”Kvantitative analyser og eksponering” er der gennemført målinger af eksponeringen ved inhalation ved brug af produkt nr. 1, 5, 10 og 24, samt efterfølgende afdampning i fem timer. Resultaterne er præsenteret i afsnit 6.1.2.

I dette afsnit sættes de målte koncentrationer af de fundne stoffer i forhold til stoffernes grænseværdier, for at vurdere, om en person, der opholder sig i en bil under eller efter påføring af indvendige bilplejemidler, er udsat for en sundhedsrisiko.

De arbejdshygiejniske grænseværdier er fastsat på baggrund af stoffernes irritative effekter eller pga. stoffernes specielle skadevirkninger (Arbejdstilsynet, 2008). Grænseværdierne er fastsat for at beskytte mennesker, der arbejder med disse stoffer til dagligt. En teknisk/økonomisk vurdering af grænseværdiniveuaet kan også indgå i fastsættelsen af niveuaet. Grænseværdierne for stofferne har undergået flere revideringer gennem årene. I arbejdsmiljøet opereres med begrebet ”unødig påvirkning”. Unødig påvirkning fra farlige stoffer og materialer skal undgås. Det vil sige, at selvom en grænseværdi er overholdt, så skal der etableres yderligere foranstaltninger, hvis påvirkningen er unødig. (Arbejdstilsynet, 2007). En sammenligning med en arbejdsmiljømæssig grænseværdi i en vurdering af sundhedsrisikoen kan således kun være vejledende.

Definition af grænseværdi samt beskrivelse af, hvordan den tidsvægtede koncentration beregnes ifølge Arbejdstilsynets grænseværdiliste, er beskrevet i Boks 8.1.

Boks 8.1 Definition og beskrivelse af grænseværdi. Kilde Arbejdstilsynet, 2007

Grænseværdien i Arbejdstilsynets grænseværdiliste (Arbejdstilsynet 2007) angiver stoffets tidsvægtede gennemsnitskoncentration i den luft, der indåndes på arbejdspladsen for en ottetimers arbejdsdag.

Selvom den tidsvægtede gennemsnitskoncentration ikke overstiger grænseværdien, må koncentrationen i en tidsperiode på højst 15 minutter aldrig overskride 2 x grænseværdien.

Beregning af tidsvægtet gennemsnit

Den tidsvægtede gennemsnitskoncentration tager hensyn til, at der kan måles forskellige koncentrationer i forskellige tidsrum. En koncentration kan således godt overskride grænseværdien i en kortere periode, blot skal koncentrationen i en længere periode ligge under grænseværdien.

Den tidsvægtede gennemsnitskoncentration beregnes efter følgende formel, hvor t_n er de forskellige tidsperioder, hvor der er målt de forskellige koncentrationer c_n. Produktet af tiden og koncentrationen for de forskellige tidsrum divideres med det samlede tidsrum (typisk en otte-timers arbejsdag):

For stoffer, der er hudgennemtrængelige (anmærket med et H i grænseværdilisten), er forudsætningen for at kunne bruge den angivne grænseværdi som vurderingsgrundlag, at der ikke samtidig sker optagelse gennem huden.

Sumformel

Når flere stoffer forekommer samtidig, kan de have en forstærkende eller afsvækkende virkning. Hvis der ikke foreligger specifikke oplysninger om stoffernes samvirkning, må der i det mindste regnes med en sammenlagt (additiv) virkning.

Følgende formel bruges til beregning af den samlede påvirkning:

hvor C er luftkoncentrationen af de respektive stoffer og GV de tilsvarende grænseværdier. En brøksum på 1 svarer til grænseværdien for den samlede påvirkning.

Enheder

Grænseværdier for gasser og dampe angives normalt i ppm, svarende til antal kubikmeter forurenet stof pr. kubikmeter luft. Koncentrationen kan også angives i mg/m³. Koncentrationsangivelsen ppm og mg/m³ kan omregnes ved hjælp af følgende formel:

hvor M er stoffets molekylvægt.

Afdampningen af kemiske stoffer fra de indvendige bilplejemidler er målt i forskellige tidsintervaller over et samlet tidsinterval på ca. 5 timer (maksimalt målt i 320 minutter). Generelt gælder, at der omkring de 5 timer måles meget lave koncentrationer af stofferne (ofte værdier under detektionsgrænsen). Der antages derfor, at afdampningen, efter målingerne er stoppet, kan sættes til nul, dvs. al afdampning sker inden de 5 timer.

For at beregne koncentrationen og den tidsvægtede koncentration er det således nødvendigt at kende koncentrationen i alle tidsintervaller fra hele måleperioden 0-300 minutter (5 timer). For de perioder, hvor koncentrationen ikke er målt, estimeres denne ved at bruge gennemsnittet af koncentrationen for den foregående tidsperiode og koncentrationen for den efterfølgende tidsperiode. På denne måde kan der beregnes en koncentration til forskellige tidspunkter, som angivet i Figur 8.1.

Den gennemsnitlige koncentration, der er målt til et givet tidspunkt, beregnes som en sum af produktet af koncentrationen og tidsperioden divideret med den samlede tidsperiode efter følgende formel:

Den tidsvægtede koncentration beregnes for flere perioder, henholdsvis omkring 15, 30, 75, 195 og 315 minutter (afhængig af hvordan det passer med målingerne), for at illustrere flere situationer, dvs.:

Dvs. der regnes med en eksponering på mellem 15 og 315 minutter. Denne eksponering skal sættes i forhold til grænseværdien, der er en grænseværdi for en tidsvægtet koncentration hen over 8 timer. I beregningerne antages det således, at personen i de forskellige situationer er eksponeret mellem 15 og 315 minutter, hvorefter eksponeringen sættes til nul i den resterende tidsperiode op til de 480 minutter (= 8 timer), da scenariet er, at personen er udsat x minutter i træk under/efter påføring og derefter ikke udsættes mere for stofferne. På samme måde antages det, at eksponeringen er nul efter de 315 minutter, da langt de fleste stoffer er dampet af efter dette tidsrum eller da afdampningen på dette tidspunkt kun ligger på maksimalt et par procent af start-afdampningen.

De målte koncentrationer refererer til den påførte mængde i forhold til klimakammerets volumen (0,42 m³). Det er således nødvendigt at korrigere de målte værdier for det faktiske volumen i en bil (”Faktor volumen”), og den faktisk brugte mængde i en bil (”Faktor brugt mængde”). Volumen af en standard bil er ca. 3,5 m³, som tidligere beskrevet. De målte værdier skal derfor divideres med en faktor 8,3, da volumen af en bil er 8,3 gange større end volumen af kammeret.

Tilsvarende er der i forsøgene anvendt den mængde bilplejeprodukt, der blev vurderet at være tilstrækkelig til at smøre en plade med et bestemt areal ind. Der blev brugt så meget bilplejeprodukt ved forsøgene, at produktet løb ned ad pladen (se nærmere beskrivelse i afsnit 6.1.2). Arealet af bilruder, paneler og sæder er målt for en standardbil. De målte koncentrationer er således ganget med en faktor 12,2, 8,1 eller 17,0 (forholdet mellem overfladeareal i bilen og prøvepladens areal) afhængig af formålet med bilplejemidlet. Da der i praksis anvendes en større mængde bilplejemiddel i en bil end ved forsøgene, vil den faktiske koncentration, således også blive tilsvarende højere.

De tidsvægtede koncentrationer for indholdsstoffer med en arbejdsmiljømæssig grænseværdi er præsenteret i Tabel 8.1 nedenfor, efter et eksempel på beregning af de angivne værdier i tabellen.

Gennemsnitskoncentrationen af kulbrinterne de første 15 minutter er beregnet som beskrevet nedenfor. Data fra Tabel 6.15 er anvendt fra rækken ”Sum af kulbrinter**”. I beregningerne er anvendt alle betydende cifre, og i Tabel 6.15 er angivet afrundede værdier.

På tilsvarende vis er den tidsvægtede koncentration til de forskellige tidspunkter beregnet, som beskrevet i eksemplet nedenfor. Her divideres med den totale tid 480 minutter (= 8 timer) for at beregne den tidsvægtede koncentration til et vilkårligt tidspunkt n. Skal den tidsvægtede koncentration til tiden n = 15 minutter beregnes, så sættes koncentrationen til nul fra minuttal 15 og op til de 480 minutter. Herved fås den tidsvægtede koncentration for 15 minutters eksponering – men tidsvægtet over en periode på 8 timer, for at værdien kan sammenlignes med Arbejdstilsynets grænseværdi.

Igen er der som eksempel beregnet for de alifatiske kulbrinter i produkt 1 vinyl make-up, og der er beregnet for tiden t = 15 minutter. I den tidsvægtede koncentration tages der så hensyn til at koncentrationen er nul fra 15 minutter og frem til de 8 timer, som er det tidsrum den tidsvægtede koncentration beregnes. Tallene stammer fra ”Summen af kulbrinter**” i Tabel 6.15.

De afdampede mængder af stofferne er målt hvert 5. minut i starten og herefter hver halve time. Et beregningseksempel for den tidsvægtede koncentration til f.eks. tiden 315 minutter vil fylde for meget, derfor er der kun foretaget et beregningseksempel for tiden n = 15 minutter.

Tabel 8.2 Beregning af den additive effekt, beregnet på baggrund af de tidsvægtede koncentrationer for 5 timer (sumformel for grænseværdi – se Boks 8.1)

Det ses af Tabel 8.1, at for ingen af de afdampede stoffer er der problemer med overholdelse af stoffernes grænseværdier. Ej heller overskrides grænseværdien, når der tages hensyn til stoffernes additive effekt (Tabel 8.2), dvs. hvis der fx bruges både tekstilimprægnering og vinylrens, hvor det samme stof indgår i begge produkter. Endelig er der heller ikke problemer med, at den målte koncentration af stofferne i de første 15 minutter, overskrider 2 x grænseværdien for stofferne (regel omkring grænseværdier side 11 i Arbejdstilsynet, 2007).

De fire undersøgte produkter til indvendig bilpleje indeholder nogle af de samme stoffer. Selv hvis bilplejeprodukterne påføres samtidig, vil der heller ikke forekomme en overskridelse af grænseværdierne i de opstillede scenarier.

8.1.1 Hvilken mængde skal anvendes, for at Arbejdstilsynets grænseværdi nås?

Ved klimakammerforsøgene er påført den mængde, som det antages, der anvendes ved normal brug af produkterne. Hvis det antages, at den dobbelte påførte mængde vil give den tilsvarende dobbelte målte koncentration af de enkelte stoffer, kan det beregnes, hvilken mængde af produkterne der skal anvendes, for at grænseværdien for arbejdsmiljøet nås. Der tages ikke hensyn til additive effekter i beregningerne. Mængden beregnes ud fra forholdet mellem grænseværdien og den målte gennemsnitskoncentration. Denne faktor ganges med den mængde, der beregnes anvendt for en bil.

Resultaterne er beregnet for de enkelte indholdsstoffer med en grænseværdi, for tiden 5 timer og tiden 30 minutter. Se resultaterne i Tabel 8.3. De henholdsvis 5 timer og 30 minutter svarer til de to scenarier, hvor personen påfører produkterne i en lukket bil, og herefter bliver siddende i bilen, således at den samlede opholdstid i bilen er henholdsvis 5 timer eller 30 minutter. Det sidste scenarie svarer til situationen, hvor bilplejemidlet påføres fx ved en tankstation, og at bilen herefter køres direkte hjem.

Det ses af tabellen, at for langt de fleste af stofferne skal der anvendes en samlet mængde produkt på over langt over 1 kg, før grænseværdien for det enkelte stof nås, hvis personen som worst case-scenarie opholder sig i 5 timer efter påføring af produktet. Kun for kulbrinterne i vinyl make-up’en skal der bruges en væsentlig mindre mængde for at nå grænseværdien. De 434 gram, der skal anvendes, svarer til et forbrug på 1,7 dåser (beregnet for produktets volumen og densitet) eller 21 gange den mængde, der i dette projekt antages brugt på en bil. Ved ophold i 30 minutter i bilen skal der anvendes en endnu større mængde, for at grænseværdien nås (3,2 dåser af produktet).

Baseret på de målte værdier for de målte produkter, vurderes der derfor ikke at være problemer med overholdelse af grænseværdierne for produkternes indholdsstoffer. Selvom flere produkter vil blive brugt samtidigt (eksempelvis vinyl make-up, tekstilimprægnering og glasrensemiddel), vil der således ikke være problemer med overholdelse af grænseværdierne for de undersøgte produkters indholdsstoffer. Desuden må det også antages, at der vil være en form for luftskifte i bilen, når man kører i denne, medmindre der er slukket for blæseren, og recirkulation af luften er sat til.

Produkt 1 indeholder ifølge sikkerhedsdatabladet en række petroleumsprodukter:

Disse produkter er ved klimakammerforsøgene identificeret som C₄-C₇ og C₁₀-C₁₄ alifatiske kulbrinter. Arbejdstilsynet har en grænseværdi på 180 mg/m³ for petroleumsdestillater med kædelængden C₉-C₁₄ (< 5 % aromater). I beregningerne er antaget, at de på sikkerhedsdatabladet beskrevne petroleumsprodukter har denne grænseværdi (hvilket også er angivet af producenten på sikkerhedsdatabladet). Denne antagelse er valgt som en forsigtig tilgang, da det er den laveste af Arbejdstilsynets grænseværdier for forskellige petroleumsfraktioner. Beregninger ud fra grænseværdierne for de enkelte komponenter i C₄-C₇(pentan, hexan eller heptan) er ikke foretaget i dette projekt.

Beregninger viser, at der skal anvendes henholdsvis 434 og 817 gram af vinyl make-up’en for at nå grænseværdien for petroleumsdestillaterne for ophold i bilen på henholdsvis 5 timer og 30 minutter samlet (inkl. påføringstiden). Da denne vinyl make-up har en massefylde på 0,636 kg/l, og produktet sælges i 400 ml ad gangen, svarer det til, at der skal anvendes henholdsvis ca. 1,7 dåser og 3,2 dåser, før grænseværdien nås.

Ved klimakammerforsøgene er der identificeret bl.a. butan og C₅-C₈ alifatiske kulbrinter, der i dette tilfælde antages at dække over både propan og heptan. Heptan har grænseværdien 820 mg/m³, og propan har grænseværdien 1800 mg/m³. Den målte koncentration i de 15 første minutter overskrider således ikke 2 x grænseværdien, hvis de C₅-C₈ alifatiske kulbrinter regnes som værende heptan, som angivet på sikkerhedsdatabladet.

De kvantitative analyser (afsnit 6.2.1) viser, at heptanen ikke nødvendigvis er ren, men der er dog i beregningerne antaget, at der er tale om ren heptan, og grænseværdien for heptan er anvendt.

Stoffet 1-propanol er hudgennemtrængeligt, hvilket betyder, at eksponeringen øges, hvis produktet påføres uden brug af handsker. Den eksponering, der forekommer gennem huden af 1-propanol, er der ikke taget højde for i disse beregninger, men den skal selvfølgelig lægges oven i eksponeringen ved indånding. Eksponering gennem huden antages dog at være minimal, da produkterne ikke påføres med de bare hænder, men ved brug af klud.

Det skal bemærkes, at det analysemæssigt i de første 15 minutter ikke var muligt at skelne 1-butoxy-2-propanol og 2-butoxyethanol fra hinanden med den valgte analysemetode. Den målte mængde i de første 15 minutter er således en sum af de to stoffer. Derfor er der i beregningerne antaget, at forholdet, der er fundet mellem de to stoffer efter de 15 minutter, også eksisterer mellem de to stoffer i de første 15 minutter.

Stoffet 2-butoxyethanol er hudgennemtrængeligt, hvilket betyder, at eksponeringen øges, hvis produktet påføres uden brug af handsker. Den eksponering, der forekommer gennem huden af 2-butoxyethanol, er der ikke taget højde for her, men den skal lægges oven i eksponeringen ved indånding. Eksponering gennem huden antages dog at være begrænset ved påføring af produktet med brug af klud.

8.1.2 Beregnet totalkoncentration af kulbrinter

Emissionsforsøgene i handskeskabet gav i enkelte tilfælde problemer med overeksponering af de rør, der blev brugt til at opsamle stofferne til analyse, hvorfor især de målte kulbrinteværdier er usikre og må betragtes som minimumsværdier. Der er imidlertid ikke målt de samme koncentrationer af kulbrinterne for de første måleperioder (første få minutter), hvilket indikerer, at problemet med overeksponering ikke nødvendigvis har været så stort.

Der foretages derfor også en teoretisk beregning af koncentrationen af kulbrinter for produkt nr. 1 (det produkt, der ligger tættest på grænseværdien). Ifølge Tabel 6.4 er kulbrinterne i produkt 1 kvantificeret i en total mængde på 250 mg/g prøve (110 + 140 mg/g prøve). Ifølge Tabel 6.2 anvendes typisk 20 g af produkt 1 til påføring i en bil. Det vil resultere i en mængde på 5000 mg kulbrinter i en bils volumen på 3,5 m³, dvs. en koncentration på 1429 mg/m³, hvis det antages, at alle kulbrinter fordamper øjeblikkeligt ved brug.

Hvis det antages, at kulbrintekoncentrationen holdes konstant, dvs. intet henfald og ingen udluftning i bilen, så kan en person opholde sig 60,5 minutter i bilen før den arbejdsmiljømæssige grænseværdi for petroleumdestillat overskrides.

Hvis der for eksempel bruges den dobbelte mængde, bliver koncentrationen dobbelt så stor, og tiden før grænseværdien nås, halveres.

Teoretisk er der således mulighed for en overskridelse af grænseværdien, men den kræver brug af en stor mængde vinyl make-up, og det kræver, at personen bliver siddende i en fuldstændig lukket bil (med påføringskluden) i en længere periode, for at en overskridelse af grænseværdien vil finde sted. Endelig må det pointeres, at der er tale om en teoretisk maksimumværdi idet det er antaget, at fordampning sker spontant, og at koncentrationen holdes konstant (urealistisk, da en bil ikke er tæt og da stofferne nedbrydes i luften).

Den teoretisk maksimalt beregnede koncentration af kulbrinter i bilkabinen vil overskride 2 x grænseværdien, hvorfor det bør anbefales, at påføringen af vinyl-make up sker for åbne bildøre.

Idet den tid en person kan opholde sig i bilen uden at grænseværdien overskrides (på baggrund af teoretisk maksimalkoncentration) er større end den tid, hvor rørene var overeksponeret i emissionsforsøgene, vurderes det, at konklusionerne på baggrund af emissionsforsøgene stadig holder, da langt den største koncentration/afdampning sker indenfor den første halve time. Der er ikke den helt store forskel på eksponering i den første halve time og på eksponering i alle 5 timer, da koncentrationen er faldet væsentligt efter den første halve time.

8.2 Udvælgelse af stoffer til sundhedsvurdering

På baggrund af de samtaler med butikspersonale, der indgik i kortlægningen, samt oplysninger fra produkternes etiketter er der opstillet relevante eksponeringsscenarier for brugen af produkter til indvendig bilpleje (se kapitel 4). På baggrund af disse eksponeringsscenarier er der foretaget realistiske påføringsforsøg i klimakamre for fire udvalgte produkter til indvendig bilpleje. I klimakamre er målt, hvilke stoffer der afdamper i kabinen ved brug af realistiske mængder af de udvalgte produkter til indvendig bilpleje (se nærmere beskrivelse af klimakammerforsøgene i afsnit 6.1.2).

De kemiske stoffer, der afdamper i klimakamrene i størst mængde og har en relevant sundhedsmæssig klassificering, (dvs. effekter i forhold til inhalation eller hudkontakt mv.), er de mest oplagte stoffer at foretage en detaljeret sundhedsvurdering for.

Herudover er der foretaget kvantitative analyser af det totale indhold af kemiske stoffer i 15 udvalgte produkter til indvendig bilpleje. For disse produkter er det relevant at vurdere risikoen ved optagelse af indholdsstofferne gennem huden, hvis der fx ikke anvendes handsker ved påføring af bilplejeprodukterne. Produkterne påføres typisk med en klud, hvorfor der ikke er direkte hudkontakt, men en mindre mængde af bilplejeprodukterne må forventes at gå gennem kluden og vil kunne blive optaget gennem huden. Det vil således også være relevant at kigge nærmere på hudoptag for fareklassificerede stoffer, der forekommer i højest koncentration i de undersøgte produkter.

De stoffer, der fordamper fra de fire undersøgte produkter til indvendig bilpleje i højest koncentration og samtidig har en relevant sundhedsmæssig klassificering/og eller en grænseværdi, er:

Stofferne er sat i rækkefølge , så de stoffer, der afdamper den største mængde står først. Af disse stoffer er der i tidligere kortlægningsprojekter fra Miljøstyrelsen foretaget sundhedsvurderinger af butylacetat, 2-butoxyethanol, limonen, 2-propanol og 1-butoxy-2-propanol.

Til vurdering af hudoptag fokuseres udelukkende på stoffer i en koncentration over 10 mg/g, (dvs. >1 % af produktet) og stoffer, der samtidig har en sundhedsmæssig klassificering. Dog medtages også benzylchlorid, på trods af, at den maksimale koncentration i et produkt er målt til 0,37 mg/g (dvs. 0,037 %), da det har en klassificering som kræftfremkaldende (Carc 2). Disse stoffer er:

Stofferne er sat i rækkefølge, så de stoffer, der er målt i den største kvantitative mængde står først. Af disse stoffer er der i tidligere kortlægningsprojekter fra Miljøstyrelsen foretaget sundhedsvurderinger af 2-butoxyethanol, xylener og 1-butoxy-2-propanol. NOEL-værdier (No Observed Effect Level) for disse stoffer, der tidligere er blevet vurderet, er opsummeret i tabel Tabel 9.1.

8.2.1 Formål med sundhedsvurderingen

Formålet med sundhedsvurderingen er at beskrive sundhedseffekterne for de vurderede stoffer, samt at beskrive den kritiske effekt. Den kritiske effekt for et stof, er den effekt, der fremkommer ved udsættelse for den laveste dosis, hvor der ses en effekt. Denne dosis kaldes også NO(A)EL – No Observed (Adverse) Effect Level. NOEL-værdien angives i mg/kg legemsvægt.

På baggrund af sikkerhedsfaktorer omregnes NOEL til en TDI-værdi (Tolerabelt Dagligt Indtag). De beregnede værdier for indtag (baseret på faktiske emissioner eller worst case-betragtninger om optag gennem huden) divideret med TDI-værdien må så ikke overstige 1 – er dette tilfældet, er der tale om en sundhedsmæssig risiko.

Ofte anvendes en sikkerhedsfaktor på 100 til omregning mellem NOEL-værdi og TDI-værdi. Der bruges en faktor 10 for artsforskelle (mellem dyr og mennesker) og en faktor 10 for at tage hensyn til særlige følsomme individer. I nogle tilfælde anvendes en højere sikkerhedsfaktor, idet der også f.eks. kan tages hensyn til, at dyreforsøget ikke er et langtidsforsøg (kronisk), men blot et subkronisk studie, hvorfor der tilføjes endnu en sikkerhedsfaktor afhængig af forholdene.

For beregningerne vedrørende hudoptag, er optagelsen gennem huden generelt estimeret pga. manglende data. Er ingen andre oplysninger fundet, er der som standard brugt en dermal absorption på 100 %, men dog en dermal absorption på 10 % for stoffer med en molvægt større end 500 g/mol, der samtidigt har en log K_OW mindre end -1 eller større end 4 (som angivet i TGD, 2003). Dette skyldes, at store molekyler generelt har sværere ved at trænge igennem huden ligesom meget lipofile stoffer.

8.3 Sundhedsvurdering af petroleumsdestillater

Betegnelsen petroleumsdestillater dækker over en lang række af organiske forbindelser, der minder meget om hinanden, faktisk så meget, at det ikke har været muligt ved de kvantitative analyser at skelne mellem de forskellige petroleumsdestillater. Petroleumsdestillaterne fundet ved de kvantitative analyser er således opgivet som henholdsvis C₆-C₈, C₈-C₁₀ og C₁₀-C₁₂/C₁₀-C₁₄.

For de produkter, hvor der er identificeret petroleumsdestillater, må vi således stille vores lid til de oplysninger, der er opgivet på sikkerhedsdatabladene for produkterne. Ifølge sikkerhedsdatabladene indgår følgende typer af petroleumsdestillater. I tabel 8.4. er ligeledes angivet, hvad petroleumsdestillaterne er identificeret som via de kvantitative analyser og via analyserne i handskeskabet.

Tabel 8.4 Petroleumsdestillater, der indgår i de analyserede produkter til indvendig bilpleje (ifølge sikkerhedsdatablade (MSDS))

* Ved analyserne foretaget i handskeskab er der ikke anvendt et solvent i forbindelse med analyserne, hvorfor det er muligt at identificere forbindelser helt ned til C₄. Derfor denne forskel mellem kvantitative analyser og analyser i handskeskabet.

1 Her er ikke angivet, at benzenindhold er under 0,1 %, hvis dette ikke er angivet bør mærkningen for produktet principielt være CARC2, R45. Det antages, at indholdet af benzen er under 0,1 %. .

Petroleumsdestillater kaldes også på engelsk for TPH – Total Petroleum Hydrocarbons og begrebet dækker over en stor familie af flere hundrede kemikalier, der oprindeligt stammer fra råolie (ATSDR, 1999a).

Petroleumsprodukter er komplekse blandinger af hundrede forskellige kulbrinteforbindelser, der spænder fra lette, flygtige, kortkædede organiske forbindelser til tunge, langkædede forgrenede forbindelser. Den eksakte sammensætning afhænger af kilden, hvor råolien kommer fra og raffineringsmetode (ATSDR, 1999a).

I det følgende beskrives de sundhedsmæssige egenskaber af petroleumsprodukter som gruppe, da data tilgængelige for de enkelte forbindelser, som angivet på sikkerhedsdatabladene er yderst begrænsede.

Fælles for de identificerede petroleumsprodukter er, at de alle er identificeret som alifatiske kulbrinter (dvs. ingen cykliske eller ringformede organiske forbindelser, og det antages endvidere at aromatindholdet er minimalt og at benzenindholdet er under 0,1 %).

Der anvendes i det efterfølgende definitionen EC (Equivalent Carbon Number) Index. EC indekset repræsenterer de tilsvarende kogepunkter for kulbrinterne og er baseret på de ækvivalente retentionstider for et kogepunkt i en gaskromotograf kolonne normaliseret i forhold til n-alkan. Med andre ord, EC nummeret for en forbindelse repræsenterer det antal kulstofatomer, som en opdigtet n-alkan ville have, for at have nøjagtig det samme kogepunkt som den omtalte forbindelse. (Baars et al., 2001).

For de kortkædede kulbrinter er de sundhedsmæssige effekter for n-hexan helt unikke i forhold til petroleumsprodukter og petroleumsblandinger. Derfor fremgår n-hexan specifikt i den efterfølgende tekst, idet der i de valgte studier enkelte steder refereres til n-hexan.

Næsten al råolie, der produceres forarbejdes i raffinaderier ved destillation og trykdestillation til forskellige brændstofs- eller ikke-brændstofsfraktioner. (WHO, 1982).

Petroleumsprodukter har mange anvendelser såsom opvarmning, belysning, industrielt opløsningsmiddel, rengøringsmiddel (Wikipedia, 2007a).

Den arbejdshygiejniske grænseværdi for petroleumsdestillater med kædelængden C₉-C₁₄ (< 5 % aromater) er på 180 mg/m³ (25 ppm) (Arbejdstilsynet, 2007). Grænseværdierne for kulbrinterne med kortere kædelængde, C₄ –C₈, skal findes under enten ekstraktionsbenzin (tentativ) eller for de konkrete kulbrinter (pentan, hexan, heptan, octan, etc.).

Studier med mennesker, der indånder n-hexan dampe indikerer, at 20-25 % af det inhalerede absorberes og bliver i kroppen (ATSDR, 1999b). I ATSDR (1999a) konkluderes, at denne værdi er gældende for alifatiske EC₅-EC₈-fraktioner. Alifatiske EC_>8-EC₁₆-fraktioner kan derimod let absorberes i kroppen ved indånding (ATSDR, 1999a). For disse fraktioner antages derfor 100 % optagelse, hvilket også passer med, at log P_ow typisk ligger mellem -1 og 4 for kulbrinterne (ensbetydende med 100 % optagelse). For fraktioner med højere EC-index falder absorptionen ved indånding betydeligt.

Studier med rotter viser, at den orale optagelse af alifatiske kulbrinter falder med stigende molekylvægt. Der er fuldstændig absorption ved lav molekylvægt, 60 % optagelse for C₁₄-kulbrinter, 5 % for C₂₈-kulbrinter og stort set ingen absorption for C_>32-kulbrinter. (Albro and Fishbein (1970); Miller et al. (1996) i ATSDR (1999a)). Dette stemmer dog ikke overens med oplysninger i Baars et al. (2001), der skriver, at petroleumsdestillater med lav molekylvægt optages dårligt fra mavetarmkanalen.

Der er begrænsede studier omkring de alifatiske kulbrinters optag gennem huden. De alifatiske EC₅-EC₈-fraktioner og EC₁₆-EC₃₅-fraktioner ser ud til at have et meget lavt potentiale for hudoptag (ATSDR, 1999a). Ifølge en artikel omkring hudabsorption af brændstof til jetfly^[13] er hudabsorptionen også så lille, at der ikke forventes at være et højt nok hudoptag til at denne kulbrintefraktion vil kunne give systemiske effekter (McDougal et al., 2000). Der er ikke nogen kilder, der angiver en procentvis optagelse – kun at den er lille. Der er dog beskrivelser af, at disse kulbrinter kan optages gennem huden, og til brug for eksponeringsberegningerne anvendes derfor en værdi på 10 % for worst case dermal optagelse.

Når alifatiske kulbrinter i fraktionen EC₅-EC₈ først er absorberet fordeles de i stor udstrækning til væv (især fedtvæv) og organer i kroppen. Alifatiske EC_>8-EC₁₆-fraktioner fordeles ligeledes til væv og organer, og kan akkumulere i fedt. (ATSDR, 1999a). Alifatiske kulbrinter har ved indånding en tendens til, i forhold til aromatiske kulbrinter, at resultere i lavere koncentrationer i blod, højere koncentrationer i hjernen og andre organer, og har et højt potentiale for at akkumulere i fedt. Kulbrintekoncentrationen i væv (blod, hjerne, nyre, lever og fedt) stiger normalt med stigende karbon antal. (Zahlsen et al. (1992) i ATSDR (1999a)).

Studier med mennesker og dyr viser, at de lave alifatiske kulbrintefraktioner EC₅-EC₈ (forsøg med n-hexan) primært udskilles via urinen, og kun en lille del med udåndingsluften. Ved udsættelse for større koncentrationer stiger betydningen af udskillelsen via udåndingsluften. (ATSDR, 1999b). De højere alifatiske kulbrintefraktioner EC_>8-EC₁₆ udskilles kun langsomt fra kroppen (Pedersen et al. (1984) i ATSDR (1999a)).

Inhalation af dampe fra petroleumsprodukter kan medføre svigt i centralnervesystemet (f.eks. svimmelhed, beruselse, hovedpine og træthed) og uregelmæssige hjerterytmer (Baars et al., 2001).

Forsøg med 19 forskellige petroleumsprodukter på rotter resulterede i orale LD₅₀-værdier fra 4700 mg/kg lgv til 17500 mg/kg lgv, men seks petroleumsprodukter resulterede ikke i dødsfald ved koncentrationer på 23000 mg/kg lgv (Baars et al., 2001).

Kulbrinteblandinger (EC₅-EC₈ og EC_>8-EC₁₆) er irriterende for både hud og øjne (ATSDR, 1999a). Et gammelt studie (Klauder & Brille (1947) i WHO (1982)) har vist, at irritationen af kulbrinteblandingerne falder med stigende kogepunkt. Det er primært kulbrinteblandinger med kogepunkt under 230 ºC, der virker irriterende. Kulbrinteblandinger med aromatisk indhold er mere irriterende end alifatiske kulbrinter (WHO, 1982).

Hudforsøg med petroleum i mineral olie på 34 personer viste, at alle reagerede (med irriteret hud) ved en 80 % opløsning og ingen reagerede ved en 40 % opløsning (Tagami & Ogino (1973) i WHO (1982)). Petroleumsdestillater virker affedtende på huden og gentagen eller langvarig udsættelse kan medføre tør og revnet hud (WHO, 1982).

Ifølge IUCLID dokumenterne for de omtalte petroleumsdestillater som angivet på produkternes sikkerhedsdatablade, er petroleumsdestillaterne moderat irriterende til irriterende for huden og ikke irriterende til let irriterende for øjnene (IUCLID, 2000 – a, b, c, d og e).

Ifølge IUCLID dokumenterne for de omtalte petroleumsdestillater angivet på produkternes sikkerhedsdatablade, er petroleumsdestillaterne ikke sensibiliserende (IUCLID, 2000 – a, b og c).

Ved forsøg med 19 forskellige typer af petroluemsprodukter på rotter var der kun en enkelt petroleumstype (heavy fuel oil med 0,8 % svovlindhold), der udviste sensibiliserende egenskaber (Baars et al., 2001).

Indtagelse eller længere tids indånding af petroleumsprodukter kan medføre kemisk betinget lungebetændelse (ATSDR, 1999a).

Inhalationsstudier med rotter viser, at petroleumsprodukter kan resultere i effekter på nyre og lunger. Et 90-dages studie med rotter og mus, der konstant var udsat for marine dieseldampe i koncentrationer på 150-750 mg/m³ resulterede i dosis-afhængig nefropati (nyrelidelse), men kun i hanrotter. Andre tilsvarende eller længerevarende forsøg viser samme effekt. (Baars et al., 2001). Ifølge ATSDR (1999a) er det primært n-hexan, der ser ud til at resultere i nefropati (nyrelidelse), hvorimod andre forbindelser i EC₅-EC₆-fraktionen ikke ser ud til at resultere i nefropati ved indånding. Tilsvarende angives i ATSDR (1999a), at udsættelse for de højere kulbrinter EC_>8-EC₁₆ også har resulteret i nefropati i hanrotter, men effekten anses for at være af tvivlsom relevans for mennesker.

Petroleumsprodukter (heavy fuel oils) har udvist reproduktionsskadende effekter i rotter på både moderen og foster ved doser på 8 og 30 mg/kg lgv/dag (LOAEL) ved hudeksponering. I et andet studie med rotter, der skulle vise reproduktionsskadelige effekter, blev der konstateret en NOAEL (No Observed Adverse Effect Level) på > 250 mg/kg lgv/dag via udsættelse på huden (for begge køn). (Baars et al., 2001). Ifølge ATSDR (1999a) har kommerciel hexan (dvs. blanding af n-hexan, 3-methylpentan, methylcyclopentan, 2-methylpentan, cyclohexan, 2,3-dimethyl butane m.m.) udvist reproduktionsskadende effekter i kroniske studier med mus. Desuden blev der udviklet levertumorer i hunmusene, hvilket indikerer et kræftfremkaldende potentiale.

TPHCWG (Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group) har i 1997 fastlagt specifikke reference doser (RfD) for petroleumsprodukter. RfD står for Reference Dose, og er den maximale acceptable dosis af et kemikalie. Normalt fremkommer RfD (eller TDI) ved at dividere NOAEL-værdien med en sikkerhedsfaktor på hhv. 1000, 100 eller 10 afhængig af kvaliteten af data fra NOAEL-værdien.

Reference dosis for C₅-C₈ alifatiske kulbrinter blev fastsat på baggrund af n-heptan og kommerciel hexan. Reference dosis for n-hexan er ifølge TPHCWG (1997) 0,06 mg/lgv kg/dag med neurotoksicitet som den kritiske effekt. I TPHCWG (1997) angives, at n-hexan har helt unikke toksiske egenskaber i forhold til petroleumsprodukter og petroleumsblandinger, og derfor konkluderes, at reference dosis for n-heptan bør anvendes i stedet. Den beregnes til 2 mg/kg lgv/dag, da n-heptan ud fra forsøg ser ud til at være 38 gange mindre neurotosisk end n-hexan. Forsøg med kommerciel hexan (blanding som nævnt ovenfor med 53 % hexan) resulterer dog i en reference dosis på 5 mg/kg lgv/dag. TPHCWG angiver denne værdi, som den anbefalede reference dosis for petroleumsblandinger for C₅-C₈, vel at mærke, hvis den totale hexanmængde er under 53 %.

Tilsvarende angiver TPHCWG (1997) en reference dosis på 0,1 mg/kg lgv/dag for C_>8-C₁₆ alifatiske petroleumsprodukter på baggrund af beregninger fra flere studier. Den kritiske effekt er her hepatiske og hæmatologiske ændringer (dvs. celleændringer i lever og blod). Tre studier giver den samme reference dosis på 0,1 mg/kg lgv/dag.

Baars et al. (2001) diskuterer TDI-værdier (tolerabelt dagligt indtag) for en lang række stoffer. Heriblandt petroleumsdestillater (TPH). Baars et al. (2001) angiver en TDI-værdi på 2 mg/kg lgv/dag for C₅-C₈-fraktionen og en TDI-værdi for C_>8-C₁₆-fraktionen på 0,1 mg/kg lgv/dag.

IARC (IARC 47, 1998 og IARC 45, 1998) angiver følgende vurderinger for en række petroleumsdestillater:

Som angivet i Tabel 8.4 skal de fleste af de petroleumsprodukter, der er angivet på sikkerhedsdatabladene for produkterne til indvendig bilpleje, mærkes med R45 ifølge Listen over farlige stoffer, dvs. at de kan fremkalde kræft. Der er imidlertid anmærkninger til stofferne, der beskriver, at klassificeringen som kræftfremkaldende for petroleumsdestillaterne kan udelades, såfremt det kan påvises, at stoffet indeholder mindre end 0,1 % (w/w) benzen. Ingen af petroleumsprodukterne er dog mærket med R45 ifølge sikkerhedsdatabladene, hvorfor det må antages, at de indeholder mindre end 0,1 % benzen (kun i enkelte sikkerhedsdatablade er der direkte beskrevet, at indholdet af benzen er mindre end 0,1 %).

På baggrund af Baars et al. (2001), der har revurderet TDI for petroleumsprodukterne, anvendes de her fundne TDI-værdier på 2 og 0,1 mg/kg lgv/dag for henholdsvis C₅-C₈-fraktionen og C_>8-C₁₆-fraktionen. Den kritiske effekt for C₅-C₈-fraktionen er neurotoksiske effekter og hepatiske og hæmatologiske ændringer (celleændringer i lever og blod) for C_>8-C₁₆-fraktionen.

8.4 Sundhedsvurdering af butan

Butan anvendes i stor udstrækning og til mange formål. Butan anvendes som lightergas, som drivgas i aerosolbeholdere/spraybeholdere, i små skærebrændere. Butan anvendes også til organisk syntese (eksempelvis til fremstilling af ethylen) og som råmateriale til fremstilling af syntetisk gummi. Ren butan anvendes til at kalibrere instrumenter og som tilsætningstof i fødevarer. (IPCS, 1997), (TOXNET HSDB).

Den arbejdshygiejniske grænseværdi for butan er 1200 mg/m³ (500 ppm), (Arbejdstilsynet, 2007).

Inhalationsstudier med mus og rotter, der fik dødelige doser af butan, viser, at butan absorberes og distribueres til bl.a. fedtvæv, hjernen, milt, lever og nyre (TOXNET HSDB), (IUCLID, 2000f).

Dermal optagelse af butandampe er ikke rapporteret. Dermal optagelse af butan forventes ikke at foregå i stor udstrækning, da hudkontakt kun er kortvarig på grund af butans flygtighed (TOXNET HSDB).

Fordi butan er så flygtigt, må det forventes, at butan også vil kunne udåndes med udåndingsluften (TOXNET HSDB).

Der er ikke fundet studier, der viser optagelsen af butan i procent for hverken hudoptag eller inhalation. Til brug for eksponeringsberegningerne anvendes derfor en absorption på 100 % ved indånding og 10 % for hudkontakt (baseret på, at butan er flygtigt) som worst case.

Ifølge IUCLID (2000f) er butan ikke irriterende for øjne. IPCS (1997) angiver, at butandampe kan virke irriterende på halsen, hvis fortættet butangas sprøjtes direkte ind i halsen. Butan sprøjtet direkte på huden fra en spraydåse kan medføre forfrysninger (TOXNET HSDB).

I Miljøstyrelsens kortlægningsprojekt nr. 49 ”Afgivelse af kemiske stoffer fra produkter af eksotisk træ” (Witterseh, 2004) angives en LCI-værdi (Lowest concentration of interest) på 200 mg/m³ for butan. Denne LCI-værdi er udviklet specielt til indeklimabetragtninger. Det angives, at den kritiske effekt ved denne værdi er irritation.

Der er ikke fundet nogen oplysninger vedrørende butans eventuelle sensibiliserende egenskaber.

Ved et 90-dages inhalationsforsøg med rotter, blev rotter udsat for henholdsvis en koncentration på 1017 og 4489 ppm (svarende til 2.417 og 10.670 mg/m³ ifølge omregningsformlen angivet i Boks 8.1). Ingen dødsfald eller andre signifikante toksikologiske effekter blev observeret. NOAEL blev fastsat til 4489 ppm (eller 10.670 mg/m³). Ved gennemgang af dyrene efterfølgende sås milde hydrocarbon nyreeffekter, men ingen tegn på effekter på nyrene. Forsøget blev ikke udført på ren butan, men på to gasblandinger af henholdsvis 50 % pentan og 50 % butan, og 50 % iso-pentan og 50 % iso-butan (IUCLID, 2000f).

Ved et 21-dages inhalationsforsøg med rotter, blev der heller ikke observeret nogen signifikante toksiske effekter ved koncentrationer på henholdsvis 0,12 mg/l, 1, 15 mg/l og 11,80 mg/l af en blanding bestående af 25 % butan og resten iso-butan, pentan og iso-pentan. Udsættelsen var 6 timer pr. dag i 5 dage pr. uge. På baggrund af studiet fastsættes NOAEL til 11,8 mg/l (eller 11.800 mg/m³) (IUCLID, 2000f).

Ames test med butan er negativ, dvs. at butan ikke udviser genetiske effekter (IUCLID, 2000f).

IARC har ikke vurderet butan i forhold til kræftfremkaldende egenskaber. Ved et indhold af 1,3-butadien på mere end 0,1 % skal butan klassificeres som kræftfremkaldende.

Den kritiske effekt af butan ser ud til at være svigt i centralnervesystemet. Der er dog ikke fundet oplysninger om niveauer for hvornår skader opstår (ud over død). Kun få længerevarende forsøg er beskrevet i litteraturen. Forsøgene er ikke med butan alene, men en blanding af butan, pentan, iso-butan og iso-pentan.

Ved forsøgene er angivet en NOAEL på 11,8 mg/l (højeste dosis anvendt ved forsøg – ingen af forsøgene gav nogen toksiske effekter). Værdien er ikke angivet pr. kg legemsvægt. Hvis det antages, at en rotte vejer max. 520 g^[14], og at en rottes respirationsvolumen er max. 130 ml/min^[15], så vil det svare til en NOAEL på 4.248 mg/kg lgv/dag (Ace Animals Inc., 2007), (Rat Forum, 2007). Der er ikke korrigeret for, at rotterne, som beskrevet i forsøget, kun indåndede blandingen i 6 timer pr. dag og 5 dage pr. uge.

Anvendes en sikkerhedsfaktor på 1000 (10 for interspecies variation, 10 for intraspecies variation og 10 for subkronisk til kronisk) giver det en tolerabel dosis på 4,2 mg/kg lgv/dag. Denne TDI-værdi anvendes i eksponeringsberegningerne.

8.5 Sundhedsvurdering af ethylacetat

Ethylacetat forekommer som naturligt aromastof i bl.a. sukkerrør, rom og whisky (Jensen, 2003). Herudover findes det også naturligt i vine (Department of the Environment and Water Resources Australia, 2006). Den mængdemæssigt vigtigste anvendelse af ethylacetat er som teknisk opløsningsmiddel i fernis og lakprodukter til overfladebehandling. Derudover benyttes det som opløsningsmiddel til plast, fedtstoffer, nitrocellulose, kunstharpiks og farver, fx til serigrafi. En mindre del benyttes i laboratorier eller til kemisk syntese af parfume, lægemidler, fotokemikalier samt kunstsilke og -læder (Jensen, 2003).

Andre forbrugerprodukter, som indeholder ethylacetat omfatter maling til biler, blæk, smøreolier, fugtighedscremer, neglelak, neglelakfjerner, malingsfortyndere og kunstige smagsstoffer (Department of the Environment and Water Resources Australia, 2006), samt produkter til indvendig bilpleje.

I 1985 var verdensproduktionen af ethylacetat ca. 300.000 tons. Det årlige forbrug af ethylacetat i Danmark er faldet fra 3.370 tons i 1984 til 1.140 tons i 1999, men grundet nedsættelse af grænseværdier for andre opløsningsmidler gennem de senere år, er der potentiale for, at forbruget af ethylacetat kan stige igen (Jensen, 2003).

Ifølge Arbejdstilsynets grænseværdiliste for luftforurening er grænsen for ethylacetat 540 mg/m³ (150 ppm) (Arbejdstilsynet, 2007).

Ethylacetat optages let gennem hud, lunger og mave-tarmkanalen. Dog vil meget af ethylacetat i væsker på huden fordampe, inden det passerer huden, idet stoffet er flygtigt (Jensen, 2003).

Ti mænd og kvinder (mellem 18 og 25 år) blev i et forsøg udsat for 344-501 mg ethylacetat/m³ luft i 4 timer. Resultaterne viste et indtag via luftvejene på 63,2 % (mænd) og 56,7 % (kvinder), samt en udskillelse via luftvejene på 3 % (mænd) og 2,5 % (kvinder). Derudover sås en respiratorisk tilbageholdelse på 60,2 % (mænd) og 54,1 % (kvinder). Ifølge forfatterne til studiet indikerede resultaterne, at ethylacetat hurtigt omdannes i kroppen (IUCLID, 2000g). Dette bekræftes af Jensen (2003), der oplyser, at ethylacetat er en ester, der spaltes (hydrolyseres) hurtigt i kroppen ved hjælp af enzymer til ethanol og eddikesyre, som videre kan nedbrydes til CO₂ og vand.

Som worst case anvendes en optagelse af ethylacetat via inhalering på 63,2 % i beregningerne. Der findes ingen umiddelbare data tilgængelige for optag via hudkontakt. Eneste informationer er at det ”let” optages gennem huden (Jensen, 2003), samt at meget af ethylacetaten når at fordampe fra huden inden det optages. I beregningerne anvendes dog en værdi på 100 % som worst case.

Korttidseksponering af høje koncentrationer af ethylacetat resulterer i første omgang i irritationer af øjne, næse og hals. Dernæst følger hovedpine, kvalme, opkastning, søvnighed og bevidstløshed (Department of the Environment and Water Resources Australia, 2006).

Ifølge Jensen (2003) er den akutte giftighed af ethylacetat i mennesker og dyr så lav, at ethylacetat ikke skal klassificeres som sundhedsskadeligt. Alligevel skal giftigheden ikke undervurderes, idet indtagelse gennem munden kan fremkalde halsbetændelse, mavepine og diarré. Udsættelse for meget høje koncentrationer kan resultere i leverskader (Jensen, 2003) og bedøvelsestilstand (Department of the Environment and Water Resources Australia, 2006).

U.S. National Toxicology Program har lavet nedenstående opsamling på LC₅₀ værdier relateret til akut toksicitet af ethylacetat. Værdierne er baseret på information i NTP (2006).

Ethylacetat virker affedtende og er derfor moderat irriterende på hud, slimhinder og luftveje. Både toksisk og allergisk hudeksem kan forekomme. Ved luftkoncentrationer på 200 ppm (720 mg/m³) er dampenes lugt ubehagelig, mens der ved 400 ppm (1440 mg/m³) er konstateret mild irritation af øjne, næse og hals (Jensen, 2003). Ifølge IUCLID (2000g) har et studie vist irritation i øjnene hos mennesker udsat for 400 ppm over 72 timer. Dog vil mennesker typisk opleve en så stor irritation ved denne koncentration, at de ikke vil lade sig forblive udsat for denne koncentration særlig længe (TOXNET, HSDB).

Et studie ifølge HSDB (TOXNET) har ikke har vist irritation eller sensibilisering ved hudtest på 25 personer (eksponering af en 10 % ethylacetat opløsning i petrolatum).

Længerevarende eksponering af ethylacetat kan resultere i ”tåge for øjnene”, samt skader på lunger, hjerte, lever og nyre (Department of the Environment and Water Resources Australia, 2006). Derudover kan længerevarende dermal eksponering med ethylacetat få huden til at tørre ud og krakelere (NTP, 2006).

Der foreligger meget begrænset viden om ethylacetats eventuelle langtidsvirkninger ved lave eksponeringer, dog synes stoffet ikke skadeligt for arveanlæg, men der mangler gode langtidsforsøg til afklaring af mulige reproduktionsskader eller kræftrisiko. Da ethylacetat hurtigt omdannes i kroppen til relativt ufarlige forbindelser (ethanol og eddikesyre), er det ikke sandsynligt at stoffet under normale arbejdsmiljøforhold vil have væsentligt kroniske effekter (Jensen, 2003). Ifølge HSDB (TOXNET) og Dutia (2004) har ethylacetat desuden ry for at være et af de mindst toksiske af de flygtige organiske opløsningsmidler.

Der er i IRIS rapporteret et studie med rotter som viste en oral reference dose på 0,9 mg/kg lgv/dag, baseret på en NOEL værdi på 900 mg/kg lgv/dag samt en sikkerhedsfaktor på 1000, da det er et subkronisk studie (ekstra sikkerhedsfaktor på 10 fra subkronisk studie til kronisk). De undersøgte faktorer var bl.a. kropsvægt og fødeindtag, kliniske tegn på toksicitet, dødelighed samt påvirkning af blod og urin. Studiet løb over 90 dage og involverede 120 rotter, som (i grupper á 30) blev udsat for hhv. 0, 300, 900 og 3600 mg ethylacetat/kg/dag. Ved doser på 3600 mg/kg/dag sås signifikante toksiske effekter, der resulterede i vægttab, ved doser på 900 mg/kg/dag sås ingen effekter.

I et andet studie med mus refereres til en NOAEL værdi på 0,02 mg/L luft. Musene blev i en periode på 90 dage udsat for ethylacetat via indånding (doser: 0; 0,002; 0,01; 0,043 mg/L luft). Ved 0,01 og 0,043 mg/L sås efter 15 og 30 dage effekter relateret til motorikken og de indre organer. Der blev her således fastsat en NOAEL værdi på 0,02 mg/L luft.

Den kritiske effekt for ethylacetat er effekter på blod, urin, kropsvægt og fødeindtag. Den beskrevne NOEL værdi på 900 mg/kg lgv/dag ovenfor (reference dose på 0,9 mg/kg lgv/dag) anvendes i de efterfølgende beregninger.

8.6 Sundhedsvurdering af 1-methoxy-2-propanol (PGME)

I 2003 blev der i alt produceret 188.000 tons PGME i Europa. Produktionen har fra 2001- 2003 været stigende, hvilket primært skyldes øget eksport. Den overordnede efterspørgsel i EU er konstant (EU Risk Assessement, 2006).

PGME bruges i EU primært som opløsningsmiddel i maling og belægninger (38,5 %), printerfarver (8,5 %), vaske- og rengøringsmidler (5,3 %), læder præparater (1,3 %), den elektroniske industri (1 %), landbrug (0,8 %), kosmetik/personlig pleje (0,7 %), klæbemidler (0,2 %), metal rensning (0,2 %) og olie dispergeringsmidler (0,1 %). Herudover bruges en stor del (42 %) i syntese af andre kemikalier. Tallene er baseret på informationer fra årene 2001 til 2003 (EU Risk Assessment Report, 2006).

Andre forbrugerprodukter, der indeholder PGME, inkluderer bl.a. maling, lak, bil-rensningsmidler, vinduesrensemidler, ovnrens, pesticider, farvestoffer og blæk, samt rensemidler til swimmingpools (OECD SIDS, 2001). Et studie af 150.000 produkter i Schweiz viste, at 1,5 % af produkterne indeholdt PGME, samt at størstedelen af produkterne indeholdt mellem 1 og 10 % PGME, mens enkelte indeholdt op mod 10-50 % (EU Risk Assessement Report, 2006).

Det skal nævnes at PGME typisk findes i to isomerer: 1-methoxy-2-propanol og 2-methoxy-1-propanol, hvoraf den sidstnævnte antages at være mere toksisk på grund af, at den kan omdannes til 2-methoxypropionsyre. Kommerciel PGME består dog typisk af 95 % af den ikke-toksiske isomer (Tobiassen et al., 2003). Hovedparten af toksikologiske studier vedrørende PGME, omhandler den ikke-toksiske isomer, således refererer nedenstående studier til denne, medmindre andet er beskrevet.

Ifølge Arbejdstilsynets grænseværdiliste for luftforurening er grænsen for 1-methoxy-2-propanol 50 ppm (185 mg/m³) (Arbejdstilsynet, 2007). Ifølge HSDB er lugtgrænsen for PGME på 10 ppm (37 mg/m³).

En rapport fra Miljøstyrelsen (Tobiassen et al., 2003) over sundhedsskadelige effekter af udvalgte pesticidkomponenter, heriblandt PGME, beskriver at PGME ser ud til at blive absorberes via alle eksponeringsveje. Toksikologiske studier har ikke indikeret, at der sker en akkumulering af stoffet. Udskillelse sker primært ved demethylering og oxidation til CO₂, som derefter udåndes. Konjugering og udskillelse via urinen sker også, men er af mindre betydning (Tobiassen et al., 2003).

Ovennævnte bekræftes af et forsøg med rotter, der fik en enkel dosis radioaktivt mærket PGME. Rotterne udskilte indenfor 48 timer 50-60 % PGME som CO₂ i udåndingsluften, mens 20 % blev udskilt via urinen som glucoronidkonjugater, sulfatkonjugater og propylenglycol (Miller et al., 1983 i OECD SIDS, 2001). Et andet studie har vist, at efter 10 forsøg med 6 timers eksponering af PGME (inhalering, 3.000 ppm), var PGME fuldstændig elimineret i rotter 24 timer efter den sidste eksponering (Margot og Nolan, 1987 i OECD SIDS, 2001).

Et studie (Johansson, 1990) nævner et forsøg hvor bedøvede rotter optog 87 % PGME ved inhalering. Rotterne blev udsat for 1000 ppm.

Da der ikke umiddelbart foreligger andre studier vedrørende optagelse via inhalering antages denne som worst case at være 100 %. Det skal bemærkes, at studierne beskrevet ovenfor indikerer, at PGME udskilles fra kroppen fuldstændig indenfor 24-48 timer (dog baseret på forsøg med rotter).

I relation til hudabsorption har et studie med menneskehud vist en absorptionsrate på 1,17 mg/cm²/time for ufortyndet PGME (Dugard et al., 1984). Ifølge Johansson (1990) er rapporteret et forsøg med perkutant optag (gennem huden) af PGME in vitro (isoleret overhud fra mennesker), hvor optag gennem huden var 1,2 mg/cm² pr. time. Denne værdi er ikke umiddelbar anvendelig i eksponeringsberegningerne, hvorfor der som worst case anvendes en dermal optagelse på 100 %.

PGME dampe, som udsættes for sollys nedbrydes forholdsvis hurtigt som følge af reaktioner med fotokemisk dannede hydroxylradikaler. Halveringstiden af PGME er i luften estimeret til 3,1 time (OECD SIDS, 2001).

Den akutte toksicitet af PGME antages at være lav. Orale LD₅₀ værdier for PGME i eksperimenter med rotter er fundet fra >5.000 mg til 6.100 mg/kg (BASF AG, 1964, 1979; Rowe et al., 1954; Smyth et al., 1941, 1962 i OECD SIDS, 2001). Orale LD₅₀ værdier for andre dyrestudier har vist sig at være 10.800 mg/kg (mus), 1.840-5.300 mg/kg (kaniner) og 4.600-9.000 mg/kg (hunde). LD₅₀ værdier for PGME tilført via huden på kaniner var 13-14 g/kg (OECD SIDS, 2001). Studiet af Tobiassen et al. (2003) bekræfter, at PGME har en lav akut toksicitet.

Undersøgelser hvor personer indåndede 50-1000 ppm (2050 ppm i et enkelt forsøg) PGME har været udført. Varigheden af eksponeringen var, for koncentrationer op til 250 ppm, op til 7 timer, mens eksponeringen varede maks. 2 timer for koncentrationer op til 2050 ppm. Undersøgelserne viste, at ved 10 ppm var lugten mærkbar. Ved koncentrationer over 100 ppm oplevede personerne en midlertidig lugtirritation, mens de efter 2 timer oplevede en mindre irritation i øjnene. Ved koncentrationer over 300 ppm oplevede personerne en mild øje- og næseirritation indenfor de første 5 min., mens irritationen næsten var uudholdelig efter 1 time. Meget kraftig irritation blev målt ved 750 ppm, mens 1000 ppm gav indikationer på svigt i centralnervesystemet. Neurologiske, kliniske, kemiske og generelle medicinstudier har ikke vist signifikante anormaliteter. Imidlertid oplevede alle personerne i forsøget en hurtig ”lugt-tilvænning”, hvilket kan medføre en risiko for at mennesker kan udsættes for høje doser uden at være bevidst om det. Imidlertid menes PGME dampe at besidde tilstrækkelige advarsler (kraftig lugt) til at dette ikke burde ske (IUCLID, 2000h).

Human eksponering af PGME i en koncentration over 150 ppm forventes at være selvregulerende på grund af irritationseffekter (OECD SIDS, 2001). Ifølge et studie af the United States and Canada, anbefales brug af PGME ikke at overskride 100 ppm i en 8 timers periode, mens grænsen ifølge Arbejdstilsynet er 50 ppm.

I dyrestudier (kaniner) er PGME fundet at være ikke-irriterende for huden, men mindre irriterende for øjnene (OECD SIDS, 2001). Ifølge IUCLID (2000h) er der er rapporteret mindre irritation af øjnene efter eksponering (af kaniner) med PGME (ingen værdier er opgivet).

IUCLID (2000h) rapporterer om et enkelt forsøg med marsvin, der viser, at PGME ikke er sensibiliserende.

Laboratoriedyr udsat for PGME via inhalering har udviklet effekter som svigt i centralnervesystemet (bedøvelse), tilpassede ændringer i leveren, og mindskning af vægtforøgelse. NOAEL værdier rangerer fra 300 til 5.000 ppm i forsøg med rotter, der varede mellem 11 dage og 6 måneder (OECD SIDS, 2001).

Forsøg med aber, der inhalerede PGME i en periode på 6 måneder, resulterede i NOEL værdier på 800 ppm (Rowe et al., 1954 i OECD SIDS, 2001).

Med hensyn til reproduktive effekter er en NOAEL værdi på 300 ppm (voksne rotter) og 1000 ppm (rotteafkom) rapporteret i et to-generations studie med eksponering af PGME via inhalering (Liberacki et al., 1997^[16]; Carney et al, 1999 i OECD SIDS, 2001). De 300 ppm svarede til 396 mg PGME/kg lgv/dag (tallene er angivet i kilden). Ved denne værdi, var der ikke effekter på forældre-rotterne. En NOEL værdi på 1.325 mg/kg/dag opgives for effekter på rotte-afkommene. Det skal dog her nævnes, at der blev anvendt en opløsning af PGME, hvor 2 % bestod af den tidligere nævnte ß-isomer af PGME, der kan omdannes til 2-methoxypropionsyre (2-MPA, som er et kendt dyre teratogen, dvs. fremkalder misdannelser på fostre).

Et andet studie har påvist en NOEL på 200 til 600 ppm for inhalering af PGME 6 timer om dagen i 10 dage. Studiet er ikke ydereligere beskrevet (Doe et al., 1983 i OECD SIDS, 2001).

Et studie med rotter udsat for PGME via inhalering viste en NOAEL værdier på hhv. 1.500 ppm (for moderdyr), 1.500 ppm (teratogent) og 3.000 ppm (fetotoksisk, dvs. skadeligt for fosteret) (Hanley et al., 1984 i OECD SIDS, 2001). Effekterne observeret ved 3.000 ppm var et mindre svigt af centralnervesystemet, samt nedsat appetit og vægt.

Laboratoriedyr udsat for dermal eksponering af PGME har udviklet hudeffekter som afskalning, mindre inflammation og fortykning af huden. Store dermale doser kan desuden medføre narkosis (bedøvelse af kroppen indtil følelsesløshed) og død. I to studier, hvor PGME var påført huden, sås en NOEL værdi på < 1000 mg/kg (3 ugers studie) og en NOEL værdi på 2 ml/kg (svarende til ca. 2000 mg/kg) (90 dages studie) (Calhoun and Johnson, 1984; Rowe et al., 1954 i OECD SIDS, 2001). Et andet studie har påvist en NOEL på 1000 mg/kg for systemiske effekter, mens en LOEL på 4 ml/kg har vist sig at give en svag narkotisk effekt.

Generelt har studier med laboratoriedyr vist, at PGME hverken er teratogent eller fetotoksisk, når det inhaleres eller indtages. Derudover antages PGME ikke at være kræftfremkaldende (OECD SIDS, 2001). Studiet af Tobiassen et al. (2003) konkluderer tillige, at PGME kan antages at have en lav systematisk toksicitet, samt at de kritiske værdier er irritation af øjnene, svigt i centralnervesystemet og effekter på slimhinder og luftveje.

En inhalationseffekt, der relaterer sig til irritationseffekter på øjnene ved to timers eksponering ligger på 100-150 ppm (374-560 mg/m³ værdi omregnet via formlen i Boks 8.1).

Da der ikke kan fremskaffes yderligere information vedrørende studiet, der angiver en NOAEL værdi på 200 ppm, fokuseres på det studie, der angiver en NOAEL værdi på 396 mg/kg/dag (bestemt ud fra 300 ppm) for reproduktive effekter i et rotteforsøg, idet andre studier også har angivet effekter ved værdier omkring 300 ppm.

Anvendes en sikkerhedsfaktor på 100 (10 for interspecies variation og 10 for intraspecies variation) giver det en tolerabel dosis på 3,96 mg/kg lgv/dag. Denne TDI-værdi anvendes i eksponeringsberegninger.

8.7 Sundhedsvurdering af benzylchlorid

Benzylchlorid bruges som mellemstof i organisk syntese til fremstilling af benzyl alkohol, farver, parfumer, harpiks, blødgøringsmidler (ftalater), pesticider og som et forstadie til penicillin (OECD SIDS, 1998), (TOXNET HSDB).

Produktionen af benzylchlorid i Japan i 1993 var ca. 7.800 tons (OECD SIDS, 1998), produktionen i USA var i 1982 estimeret til at være 49.900 tons og fabrikskapaciteten i den vestlige verden af benzylchlorid blev i 1989 vurderet til at være 144.200 ton/år (TOXNET HSDB).

Den arbejdshygiejniske grænseværdi for benzylchlorid er 5 mg/m³ (1 ppm), (Arbejdstilsynet, 2007). Grænseværdien er en loftsværdi, der ikke på noget tidspunkt må overskrides. Benzylchlorid er markeret som kræftfremkaldende på Arbejdstilsynets grænseværdiliste.

Forsøg med rotter, hvor radioaktivt mærket benzylchlorid blev givet oralt viste, at benzylchlorid absorberes gennem mavetarmkanalen. Koncentrationerne var højest i maven, maveindholdet, krumtarmen og tolvfingertarmen. 76 % af den indtagne mængde blev udskilt via nyren i løbet af 72 timer. Omkring 7 % blev udskilt via udåndingsluften som CO₂, mens mindre end 1,3 % var at finde som benzylchlorid eller benzylchloridmetabolitter i udåndingsluften i løbet af de 72 timer. Benzylalkohol, benzaldehyd og acetylsystein blev fundet som benzylchlorids metabolitter i urinen. (Saxena and Abdel-Rahman (1989) i OECD SIDS, 1998).

Der er ikke fundet nogen oplysninger vedrørende benzylchlorids optag gennem huden eller ved inhalation. Der antages derfor 100 % dermal absorption og 100 % optag ved inhalation i eksponeringsberegningerne, hvilket også passer med molvægt og log P_ow for benzylchlorid, der ligger under henholdsvis 500 g/mol og mellem -1 og 4.

Benzylchlorid er klassificeret som giftig ved indånding (R23) og alvorlig sundhedsfare ved længere tids påvirkning ved indtagelse (R48/22).

Orale LD₅₀-værdier er på 1231 mg/kg lgv for rotter og 1500 mg/kg lgv for mus. For inhalation ligger LC₅₀-værdierne på 740 mg/m³ og 390 mg/m³ for henholdsvis rotter og mus (OECD SIDS, 1998).

Benzylchlorid anses for at være irriterende for hud, øjne og åndedrætsorganerne. 0,5 ml benzylchlorid på kaninhud i 24 timer resulterede i en voldsom rødme, hævelse og efterfølgende ødelæggelse af væv. Kaniner og katte udsat for 462 mg/m³ (95 ppm) i 8 timer/dag i 6 dage viste symptomer på øjen- og åndedrætsirritation. Der er set irritation af slimhinder og betændelse i øjets bindehinde ved udsættelse for benzylchlorid i 2 timer for koncentrationer mellem 100-1000 mg/m³ (21-205 ppm) (for hvilke dyr er dog ikke oplyst) (OECD SIDS, 1998).

Både IUCLID (2000i) og OECD SIDS (1998) refererer til enkelte dyreforsøg, der alle indikerer, at benzylchlorid er sensibiliserende. IUCLID (2000i) rapporterer om minimum sensibiliserende dosis på 0,0006 mg/kg lgv for rotter (givet ved 30 daglige orale doser).

Rotter blev i et forsøg over 26 uger oralt givet koncentrationer mellem 6,4 og 107,1 mg benzylchlorid/kg lgv/dag. Doser blev givet 3 gange pr. uge. Alle rotter, der fik doser på henholdsvis 53,6 og 107,1 mg/kg lgv/dag døde indenfor to-tre uger. Dødsårsagen var primært akut og kronisk betændelse i mavesækkens slimhinde, men væskeansamlinger i hjertet og akut celledød i hjertemuskulaturen blev også observeret ofte i de døde rotter. Ved lavere doser sås også vævsforøgelse i maven efter cellenydannelse og celledød i hjertemuskulaturen (ledte til døden). NOEL blev sat til 12,9 mg/kg lgv/dag for hanrotter og 6,4 mg/kg lgv/dag hunrotter (OECD SIDS, 1998).

Reproduktionsstudier med rotter, hvor doser på 50 og 100 mg/kg lgv/dag blev givet til moderen fra dag 6 til 15 i svangerskabet, viste ingen toksiske effekter på moderen. Der var ingen påvirkning på antallet af levendefødte fostre og den gennemsnitlige fødselsvægt. Den eneste betydelige ændring var på reduktionen i fødselslængden på doser ved 100 mg/kg lgv/dag. NOEL blev derfor sat til 50 mg/kg lgv/dag for foster toksicitet (OECD SIDS, 1998).

IARC (1999) vurderer, at der er tilstrækkeligt bevis i forsøgsdyr for benzylchlorids kræftfremkaldende egenskaber. IARC vurderingen dækker imidlertid kun over en samtidig eksponering af chlormethylbenzen (benzyl chlorid), dichlormethylbenzen, trichlormethylbenzen og benzoyl chlorid. IARC vurderer derfor, at en kombineret eksponering for disse ovennævnte stoffer er sandsynligvis kræftfremkaldende for mennesker (gruppe 2A), selvom der ikke er klar evidens for menensker (OECD SIDS, 1998).

Den kritiske effekt af benzylchlorid er akut og kronisk betændelse i mavesækkens slimhinde, og NOEL blev her sat til 6,4 mg/kg lgv/dag.

Anvendes en sikkerhedsfaktor på 1000 (10 for interspecies variation, 10 for intraspecies variation og 10 for subkronisk til kronisk) giver det en tolerabel dosis på 0,006 mg/kg lgv/dag. Denne TDI-værdi anvendes i eksponeringsberegninger.

[9] Nogle af petroleumsdestillaterne, der er identificeret i de undersøgte produkter, skal ifølge Listen over farlige stoffer klassificeres som kræftfremkaldende (Carc2) med R45 medmindre benzenindholdet ligger på < 0,1%. To af produkterne har ikke angivet om benzenindholdet er < 0,1%, således at klassificeringen Carc2 kan undlades. Ifølge sikkerhedsdatabladene er produkterne ikke mærket med Carc2, R45, dvs. benzenindholdet formentlig er under 0,1%, men dette er som sagt ikke angivet.

[10] En del af de undersøgte produkter angiver ikke på sikkerhedsdatabladet, om indholdet af butadien er < 0,1%. Ifølge sikkerhedsdatabladene er produtkerne ikke mærket med CARC1, R45, dvs. butadien-indholdet formentlig er under 0,1 %, men dette er som sagt ikke angivet.

[11] Nogle af petroleumsdestillaterne, der er identificeret i de undersøgte produkter, skal ifølge Listen over farlige stoffer klassificeres som kræftfremkaldende (Carc2) med R45 med mindre benzenindholdet ligger på < 0,1%. To af produkterne har ikke angivet om benzenindholdet er < 0,1%, således at klassificeringen Carc2 kan undlades. Ifølge sikkerhedsdatabladene er produkterne ikke mærket med Carc2, R45, dvs. benzenindholdet formentlig er under 0,1%, men dette er som nævnt ikke angivet.

[12] En del af de undersøgte produkter angiver ikke på sikkerhedsdatabladet om indholdet af butadien er < 0,1%. Ifølge sikkerhedsdatabladene er produkterne ikke mærket med CARC1, R45, dvs. butadien-indholdet formentlig er under 0,1%, men dette er som nævnt ikke angivet.

[13] Jet fuels er mellem destillater af petroleum råolie med kogepunkt mellem 150-300ºC (ATSDR, 1999a).