MPU, Alm.del - 2008-09 - Bilag 481: Rapport om "Sundhedsmæssig vurdering af PCB-holdige bygningsfuger", fra miljøministeren

ForordNærværende projekt er gennemført i et samarbejde mellem Miljøstyrelsen,Statens Byggeforskningsinstitut, Fødevareinstituttet ved DanmarksTekniske Universitet, Danmarks Miljøundersøgelser, FugebranchensSamarbejds- og Oplysningsråd samt Bygge- og Miljøteknik A/S.Projektet omfatter en vurdering af bygningsbrugernes eksponering forpolychlorerede biphenyler (PCB) fra PCB-indholdet i gamle fuger ibygninger og mulige sundhedseffekter heraf. Projektets dataindsamling haromfattet en spørgeskemaundersøgelse og kemiske målinger i fuger, luft,støv og jorden omkring bygninger. Undersøgelsen blev gennemført i etmeget begrænset antal bygninger. Der er gennemført en sundhedsmæssigvurdering af de målte PCB-koncentrationer, og måleresultaterne er relaterettil de aktuelle toksikologiske kriterier.Rapporten henvender sig til alle med interesse for PCB i vore bygninger ogi affald fra bygge- og anlæg, fx myndighedspersoner, personer engageret ibyggebranchen og byggeindustrien, konsulenter, forskere o.a.I indledningen præsenteres et overblik over den tilgængelige viden som enbaggrund for de aktuelle målinger og vurderinger, der er udført i projektet.Metodeafsnittet beskriver de anvendte målemetoder, og en sammenfatningaf resultaterne præsenteres i resultatafsnittet. Tilgængelig viden omsundhedseffekter af PCB præsenteres og diskuteres. Der opstillesvurderingskriterier for de aktuelle blandinger ved lang tids daglig indtagelseaf PCB, og på den baggrund vurderes de målte blandinger ogkoncentrationer. Endelig diskuteres resultaterne, og konklusionernepræsenteres.Rapporten har fem bilag. Det første bilag indeholder samtlige resultater afden omfattende detaljerede kemiske analyse. Det andet bilag indeholder enmeget fyldig gennemgang af videngrundlaget til vurdering afsundhedseffekter ved udsættelse for PCB. Det tredje indeholder resultaterfra nogle supplerende PCB målinger på to tidligere udtagne fugeprøver ogfem nye fugeprøver. Det fjerde er en liste over miljøregler om PCB-holdigtaffald i Danmark og det femte indeholder resultater af PCB målingerforetaget i Københavns Kommune i forbindelse med anvisning afbyggeaffald ved nedrivningsprojekter.Projektledelsen er varetaget af seniorforsker ph.d. Lars Gunnarsen,Statens Byggeforskningsinstitut. Ingeniørassistent Gunnar Holm, StatensByggeforskningsinstitut har udtaget prøver. Den kemiske analyse erforetaget af seniorforsker ph.d. Philipp Mayer og laborant AnnegreteLjungqvist, Danmarks Miljøundersøgelser. Den sundhedsmæssigevurdering er foretaget af chefkonsulent John Christian Larsen medvæsentlige bidrag fra seniorrådgiver Elsa Nielsen, DanmarksFødevareforskning. Specialkonsulent Poul Bo Larsen, Miljøstyrelsen, harkommenteret på sundhedsvurderingen. Arkitekt, civilingeniør WalterSebastian, Bygge- og Miljøteknik A/S, har bidraget med viden og erfaringomkring fuger og termoruders tekniske forhold, metoder for prøveudtagning

Baggrund og formålPolychlorerede biphenyler (PCB) er en gruppe organiske forbindelserbestående af to forbundne benzenringe, hvor brintatomerne er helt ellerdelvist udskiftet med chlor. Der findes 209 forskellige chloreredebiphenyler. Blandingsforholdene og forekomsten af disse såkaldte PCB-congenere har varieret i de forskellige handelspræparater. De enkelte PCB-congenere har forskellige fysisk-kemiske egenskaber og effekter påmennesker og miljø. Visse congenere - de såkaldte dioxin-lignende PCB -er særligt giftige. PCB’er er svært nedbrydelige (persistente) og associerestil fedtstoffer (lipofile). Derfor akkumuleres de i mennesker og miljø ogopkoncentreres igennem fødekæderne. Dette var baggrunden for, at alåben anvendelse af PCB blev forbudt i Danmark i 1976.PCB har flere attraktive egenskaber, som god termisk stabilitet,varmeledning og elektrisk isoleringsevne. Derfor har PCB været benyttet iforskellige elektriske komponenter og som blødgører i gummiagtigefugematerialer i byggeriet i perioden fra omkring 1950 til 1976. Indtil ibegyndelsen af 1970’erne blev PCB i byggeriet anvendt blandt andet ifugemasser og i kit i termoruder (termokit). I et par tidligere, men mindreomfattende, projekter blev det dog anslået, at det resterende PCB-indhold ibygningsfuger kunne omfatte så meget som 75 ton, og at der derudover varet indhold på cirka 160 ton i termoruders forseglingslim.Det var dette projekts formål at undersøgeforekomsten af PCB i fuger i danske bygninger,vurdering af om der vil være risiko for sundhedsskadelige effekter iforbindelse med brug af bygninger med PCB-holdige fuger, ogom der afgives PCB fra fugerne til bygningernes omgivelser.

UndersøgelsenProjektet har bestået af:En spørgeskemaundersøgelse omfattende 600 bygningsansvarligevedrørende forekomsten af bygninger opført i perioden fra 1950 til1976, hvor der var PCB-holdige fugemasser på markedet, og somderfor kunne mistænkes for at have fuger med PCB.Udtagning af 15 prøver af fugemateriale fra 10 udvalgte bygninger,som ud fra opførelsestidspunkt og fugernes gummiagtige udseendekunne have PCB-holdige fuger.En kemisk analyse af PCB-indholdet (med bestemmelse af 22forskellige PCB-congenere) i disse udtagne prøver.PCB-analyser er desuden foretaget af husstøv og luft i de udvalgtebygninger samt af jorden tæt ved bygningerne.Der blev foretaget en toksikologisk baggrundsvurdering af deaktuelle PCB-blandinger, og

Rammen for denne undersøgelse giver kun mulighed for en indledendevurdering, idet en mere fuldstændig beskrivelse af forekomsten af PCB idanske bygninger ville kræve et væsentligt større måleprogram. Projektetkan derfor ses som et indledende projekt til vurdering af om der er grundlagfor at foretage mere detaljerede undersøgelser.HovedkonklusionerDen samlede restmængden af PCB i danske bygningsfuger kan kunvanskeligt vurderes i en undersøgelse af så begrænset omfang som denne.Resultaterne bruges til et meget usikkert skøn over den mest sandsynligerestmængde, som spænder fra 6 ton til 21 ton.Undersøgelsen viser, at der inden døre er en tydelig sammenhæng mellemkoncentrationerne af PCB i fuger, luft og overfladestøv. Det ser også ud til,at der er en vis sammenhæng mellem PCB niveauerne i de ydre fuger og ijorden nær huset, men denne sammenhæng er dog svagere.Ved de bygninger, der har gamle fuger med PCB, vil fugerne stadig væreen væsentlig kilde til PCB i indeluften, overfladestøvet og jorden omkringbygningerne.Det vurderes, at PCB i bygningsfuger i de undersøgte bygninger kun i etvist omfang bidrager til menneskers udsættelse for de mest giftige,dioxinlignende PCB-congenere, som primært kommer fra indtagelse affødevarer.Måleresultaterne i denne undersøgelse viser, at det vigtigste bidrag tileksponeringen for de mere flygtige ikke-dioxin-lignende PCB typisk vil væreindeluftens indhold af PCB i bygninger med PCB-holdige fuger, og atniveauerne i indeluften kan medføre en uhensigtsmæssigt reduceretsikkerhedsmargin i forhold til sundhedsskadelige effekter.Undersøgelse af fuger fra Københavns Kommune peger på, at der iDanmark kan findes et begrænset antal bygninger, hvor højere PCB-indhold i bygningens fuger vil kunne kan give anledning til forøget risiko foralvorlige sundhedsskader ved lang tids ophold i bygningenPerspektiverUndersøgelsen viser, at der forekommer PCB i vinduesfuger og at fugerneafgiver PCB til omgivelserne. Undersøgelsens begrænsede datagrundlaggiver imidlertid ikke mulighed for vidtrækkende konklusioner om omfangetaf eventuelle sundhedsfarer og om resterende mængder af PCB i danskebygningers fuger.Ønskes et mere dækkende billede af forekomst af PCB-holdigtfugemateriale i danske bygninger vurderes det, at der skal undersøgesprøver fra et trecifret antal bygninger fra den relevante periode. De flestemålinger i denne undersøgelse er foretaget på fuger mellem vægge ogvinduer. Gennemføres flere danske undersøgelser, vil det være relevant atlade termokit og andre byggematerialer, der mistænkes for at indeholdePCB indgå med større vægt.

Det er i øjeblikket forholdsvist dyrt at få analyseret prøver for indhold afPCB. Der er derfor behov for udvikling af mindre kostbare og hurtigemetoder til identifikation af PCB-holdige fuger.Eksponering i forbindelse med arbejdet med udskiftning af PCB-holdigefuger er ikke vurderet i denne rapport. Der gøres dog opmærksom på, atder kan forventes arbejdsmæssige eksponeringer, hvis arbejdet udføresuden effektive personlige værnemidler. Disse eksponeringer kan blivevæsentligt højere end de eksponeringer, der sker via indeluft/støv ibygninger med PCB-holdige fuger.På baggrund af oplysninger fra Kommunekemi må formodes, at megetPCB-holdigt byggeaffald ikke bliver bortskaffet efter reglerne. Der er derforblandt de direkte involverede behov for udbredelse af viden om krav,problemer og muligheder i forbindelse med identificering og håndtering afPCB-holdigt affald i byggeriet.ProjektresultaterTabel S1 viser PCB-indholdet i indvendige og udvendige fuger samt iforseglingen på en enkelt termorude. Det ses, at de indvendige fuger ibygning 6, 7, 9 og 10 har signifikant PCB-indhold, mens de indvendigefuger i bygning 5 indeholder spor af PCB. Forseglingen i termoruden ibygning 10 har det højest målte PCB-indhold. De ydre fuger i bygning 2, 3,6 og 9 indeholder alle mindre mængder PCB.Tabel S1: PCB-koncentrationer i fugerPrøvestederIndre, B 5, EtageboligIndre, B 6, GymnasiumIndre, B 7, GymnasiumIndre, B 9 , KontorIndre, B 10, UniversitetThermokit, B 10,UniversitetYdre, B 1, EnfamiliehusYdre, B 2, EnfamiliehusYdre, B 3, EnfamiliehusYdre, B 4, EnfamiliehusYdre, B 5, EtageboligYdre, B 6, GymnasiumYdre, B 8, LagerYdre, B 9, KontorYdre, B 10, Universitet7PCBnPCBn PCB4202020172008600150190g/g(ppm)1,01,81113,0 2516,161,3218,41086,5 2016,919,747,34209,8 9839,9< 0,5.4,53,5< 0,5< 0,522,8< 0,5188,4< 0,5< 0,56,55,5< 0,5< 0,551,0< 0,5350,1< 0,5

Ved at tage udgangspunkt i de 143 m2bygningsareal fra den relevanteperiode og gange med oplysningerne fra tabel S1 for henholdsvisindvendige og udvendige fuger og derefter addere værdierne fås et megetusikkert skøn på 5,6 ton for den resterende PCB-mængde i fuger i dendanske bygningsmasse. Dette tal, der er baseret på de 22 udvalgte PCB-congenere, som er analyseret i denne undersøgelse, omfatter dog ikkePCB-indholdet i rudernes termokit.Hvis der i stedet for summen af de målte 22 forskellige congenere brugesden metode, som flere tyske og schweiziske forskere har anvendt, hvorsummen af 7 oftest udvalgte og målte congenere ganges med en faktor 5bliver estimatet på vægten 13 ton. Endelig fås 21 ton, hvis man i stedetganger med 8, som er den højeste faktor anvendt i andre undersøgelserbeskrevet i litteraturen. Endeligt kan et skøn baseres på koncentrationerfundet i udenlandske undersøgelser. For eksempel blev der i en schweiziskundersøgelse (Kohler et al., 2005) målt langt større middelkoncentrationer ifugerne, og anvendelse af disse resultater ville resultere i et skøn på fortsatforekomst af 120 ton PCB i fuger i danske bygninger.Tabel S3 sammenfatter den skønnede resterende mængde PCB i fugerneunder de forskellige forudsætninger.Tabel S3. Skønnede resterende mængder PCB under forskellige forudsætninger.ForudsætningAlene summen af de 22 analyseredecongenereSummen af 7 congenere gange 5Summen af 7 congenere gange 8PCB opgørelse fra undersøgelse i SchweizResterendemængde PCB(ton)5,61321120

Skønnet baseret på analyserne i denne undersøgelse er lavere endtidligere skøn. Den væsentligste årsag er, at det samlede PCB-indhold i depositive prøver i denne undersøgelse er betydeligt lavere end de PCB-koncentrationer, der er brugt i tidligere skøn. Det skal her bemærkes, atkun meget få målinger (7 fugeprøver) indgår i middelværdien, og atmiddelværdien havde været betydeligt større hvis en af prøverne med højtPCB-indhold fra Københavns Kommunes undersøgelser (Bilag E) varmedtaget i dette skøn. Mere fysiske forklaringer, som at PCB-indholdet i denu mindst 30 år gamle fuger efterhånden er blevet betydeligt mindre endindholdet i de oprindelige fugemasser, skal også medtages som en muligforklaringsramme. Det kan både skyldes, at de mest flygtige PCB-congenere er fordampet og forsvundet fra fugerne i de sidste 30 år - men

De højeste sum-PCB-koncentrationer i indeluften er cirka 1 �g/m3og ioverfladestøvet inden døre ca. 2 �g/g, mens koncentrationen er omkring0,4 �g/g i jorden omkring bygningerne.Sundhedsmæssig vurderingI rapporten vurderes eksponering gennem indeluft, husstøv og jord somfølge af afgivelse af PCB fra gamle fuger i bygninger.Sammensætningen af de PCB blandinger, som mennesker udsættes forgennem forskellige medier, såsom fødevarer, arbejdsmiljø, indeluft ogjordforurening, er vidt forskellige. Fra et toksikologisk synspunkt kan PCBinddeles i to grupper, henholdsvis dioxinlignende PCB og ikke-dioxinlignende PCB. De ikke-dioxinlignende PCB congenere udgørmængdemæssigt hovedparten af de tekniske produkter, mens dedioxinlignende PCB congenere kun forekommer i lave koncentrationer, derimidlertid har en signifikant toksikologisk betydning.De PCB-koncentrationer, som personer kan blive udsat for i bygninger, erikke akut giftige, men indeklimaet yder et bidrag til kroppens samlede PCBbelastning, der er uønsket og over lang tid kan udgøre ensundhedsmæssig risiko.Luftkoncentrationen i den mest forurenede bygning medfører desuden ennedsat sikkerhedsmargin, idet eksponeringen er ca. 70 gange under etikke-effekt-niveau i dyreforsøg, hvor man ofte tilstræber en margin på 100.Denne vurdering er baseret på de højest fundne koncentrationer i denne

undersøgelse og under antagelse af at sådanne koncentrationer også kanfindes i boliger, hvor man kan opholde sig op til 24 timer i døgnet.På baggrund af det meget begrænsede antal bygninger, som indgår idenne undersøgelse, bør det understreges, at de undersøgte bygningerformentlig ikke er blandt de mest PCB-kontaminerede i Danmark.Erfaringer fra Københavns Kommune viser, at der findes bygninger iDanmark, hvor indeluften sandsynligvis kan være mere end 10 gange mereforurenet med PCB, og at længerevarende ophold her kan udgøre en reelsundhedsrisiko for beboerne. På den baggrund er det vurderet, at der erbehov for at udvikle metoder til at identificere disse bygninger.De sundhedsmæssige risici ved indtagelse gennem munden af PCB iindendørs støv og jord fra bygningens umiddelbare nærhed er betydeligtmindre end ved indånding af PCB fra indeluften. I sundhedsmæssighenseende er det mulige bidrag fra jord omkring bygningerne med PCB ifugerne mindre end bidraget fra støvet i boligerne.Projektet omfatter ikke vurderinger af arbejdsmiljø. Det er imidlertidprojektgruppens opfattelse, at man i forbindelse med renovering af gamlefuger og termoruder med PCB-holdige lime og fuger i praksis ikke er nokopmærksom på, at limene og fugematerialerne skal håndteres som farligtaffald, og at der kan være behov for særlige personlige værnemidler for folkder håndterer de gamle PCB-holdige materialer. Der kan derfor være etarbejdsmiljømæssigt behov for at sikre at affaldshåndteringen ogrenoveringsarbejdet foregår forsvarligt.

Summary and conclusionsABSTRACTPCB has been used as a plasticizer in building sealants in the period fromaround 1950, and until it was prohibited in Denmark in 1976. Aquestionnaire survey, including 100 buildings, and a detailed chemicalanalysis of PCB in old sealant materials, indoor surface dust and indoor airin 10 buildings were performed in order to estimate the remaining mass ofPCB in old sealants and to estimate the resulting human PCB exposure inbuildings and its potential health effects. The total remaining mass of PCBin sealants in Danish buildings was estimated to be in the range of 6-21ton. Concentrations in indoor air ranged from below 30 to just above 1000ng/m3. Concentrations in indoor surface dust ranged from below 30 to justabove 2000 ng/g. The toxicity of PCBs varies significantly betweencongeners. Detailed analysis of congener mixture and congener toxicity isrequired to evaluate health impact of exposures in buildings. The PCBsmeasured in indoor air were mainly the lower chlorinated, non-dioxin-likecongeners. The highest concentration measured was estimated to result ina daily exposure of about 70 times below the no observed adverse effectlevel (NOAEL) in experimental animals. The congener composition inindoor dust resembled more commercial mixtures. The highest measuredconcentration was estimated to result in an exposure that was 3500 timesbelow the lowest observed adverse effect level (LOAEL) from animal tests.INTRODUCTIONPCB is a group of organochlorine compounds with two interconnectedbenzene rings that can contain as many as 10 chlorine atoms. The 209PCB-congeners have different toxicological and physical-chemicalproperties depending on the number of chlorine atoms and the substitutionpattern. The mixture of the various congeners differed in the differentcommercial PCB-mixtures.Most PCB-congeners with low chlorine content are metabolized andexcreted rather quickly in animals and humans, while the congeners withhigh chlorine content are very persistent, lipophilic and bioaccumulates infat tissues and biomagnifies through natural food chains. The congenercomposition of the PCB exposure from food intake and from indoor climatediffers considerably.The toxicity of PCBs differs also significantly between congeners. The mosttoxic are the so-called dioxin-like PCBs (van den Berg et al. 1998). But thehealth effects of other bio-accumulating congeners should also beconsidered. Health effects of PCB include effects on skin, liver, thyroidgland, reproductive organs, central nervous system and immune system.Furthermore, PCB may cause cancer and reduce fertility. The main sourceof PCB exposure in the general population is food intake, especially fishwith high fat content from certain polluted waters. The PCB content isparticularly high in breast milk, and consequently it is of principal interest toreduce other intake routes for infants (WHO 2003).PCB possesses attractive physical properties, such as good electricalinsulation, high thermal stability, high viscosity and fire resistance.

Furthermore, PCB has been used to make sealants stable, soft andflexible. Until the middle of the seventies PCB was frequently used in anumber of building construction products, including sealant and glue indouble-glazed units used in energy saving windows as sealant betweenwindow frames and walls, and as sealant between light and heavyelements of walls.All uses of PCB have been banned in Denmark since 1976. Caulking andsealants are suspected of being the biggest remaining man-made depositsof PCB in. Since the 1970s replacements in connection with renovationworks have reduced the size of this deposit. Emissions during the past 30years are expected to have further reduced the size of the deposits and tohave polluted the structures and soils around the old joints filled with PCB-containing compounds.The purpose of the present study wasTo quantify the amount of PCB still contained in joints in buildings,To assess the contamination of indoor air and dusts in buildings withPCB-containing materials,To evaluate potential health risks associated with this contamination.

METHODThe data gathering comprised1. A questionnaire survey including approximately 100 houses, and2. Chemical sampling and analysis of old sealant materials, indoor airand indoor surface dust in 10 of these houses.Based on address lists supplied by local authorities in the City ofCopenhagen, a questionnaire was mailed to building administrators foroffices, schools, childcare institutions and apartment blocs. Furthermore,the questionnaire was mailed to some owners of single-family houses.Approximately 600 questionnaires were sent out and 100 were filled in andreturned.The questionnaire contained information about construction year of thebuilding, area size of the building, length of inner joints, length of outerjoints and appearance of joint fillers and sealants. The selection ofaddresses was not made with an attempt to assure representativeness,and the response rate of 17% was low but systematic bias was notexpected, since the type of sealant was not expected to influence inclusioncriteria or response rate.Ten buildings were selected for more detailed assessments. Based oninformation found in the questionnaire replies, all buildings were suspectedof having PCB-containing sealants.A cylindrical sealant sample sized 5mm x 10mm was taken by driving asharp edged tube with a diameter of 5mm into the sealant. If possible, thiswas done both at outer and inner joints. Immediately after sampling thetube with sealant was wrapped in aluminum foil and placed in sealed plasticbags until chemical analysis could be made.

A specially made filter cassette was mounted on a traditional vacuumcleaner (1600W) for dust sampling. Dust was collected on circular glassfiber filters with a diameter of 80mm. The suction opening was 10mm x60mm, and by small wheels the opening was kept at a distance of 5mmfrom the sampling surface. A floor area of 2m2was sampled during 2minutes near the place, where the joint sample was taken. The filters wereimmediately wrapped in aluminum foil and placed in sealed plastic bagsuntil chemical analysis could be made.Duplicate indoor air samples were taken by passing an air flow of 1 L/minthrough XAD-2 absorption tubes. The sampling time was approximately 17hours, giving a sampling volume around 1m3. The tubes were capped andplaced in sealed plastic bags until chemical analysis could be made.Approximately 3 months after the first sampling, when all samples hadbeen taken, they were analyzed in one batch. Liquid extraction and gaschromatography were used to quantify the following 22 PCB-congeners 28,31, 44, 49, 52, 99, 101, 105, 110, 118, 128, 138, 149, 151, 153, 156, 170,180, 187, 188, 194 and 209.RESULTSBased on analyses of questionnaire replies, the main results from chemicalanalysis and some statistical information from the building registration itwas possible to estimate the amount of PCB still contained in old sealants.In the period from around 1950, when PCB-containing sealants wereintroduced, and until 1976, when PCB-containing sealants were prohibited,37% of the building stocks in Denmark were constructed. This buildingmass equals a total floor area of 143 mio. m2. The remaining PCB can becalculated by multiplying the relevant building area by area-specific lengthof sealed joints with an estimate of the length-specific weight of sealant.The total weight of sealants should be reduced only including the fractionswithout major joint filler replacement, with rubber-like sealants and actuallycontaining PCB of the rubber-like sealants from the relevant period. Finallythis reduced mass of sealants should be multiplied by the average totalconcentration of PCB obtained from the chemical analysis to give a veryrough estimate of total remaining mass. The main results of thequestionnaire survey are summarized in Table E1 together with a generalsummary of results from the chemical analysis.Table E1.Main results of the questionnaire survey based on 100 replies and summary ofaverage results from chemical analysis of 7 rubber-like sealants from the 4 buildings withPCB-containing sealants.Have not replaced windows since 1976Do have rubber-like inner sealantsDo have rubber-like outer sealantsLength of inner sealed joints per areaLength of outer sealed joints per areaBuildings with PCB content in sealantsTotal PCB content in above fractionEstimated weight of sealant per length61%59%22%0.47m/m20.47m/m240%0.21%0.2 kg/m

literature equal to 8. This high correction factor results in a total remainingmass of PCB in Danish sealants of 21000 kg.Details about PCB content in joint sealants are given in Table E2,contamination of indoor surface dust are given in Table E3 and theconcentrations of PCB in indoor air are given in Table E4.Table E2.PCB content (g/g) in indoor joint sealants ( I ), outdoor joint sealants ( O ) andsealant in double-glazed units in windows ( W ).7is the sum of congeners number 28, 52,101, 118, 138, 153 and 180.nis the sum of all identified congeners of the 22 that wereanalysed for. The counter n is the number of congeners that were measured above thereporting limit of 0.5μg/g. ND means that all congeners were below reporting limit.7I 5, Appartment blockI 6, High schoolI 7, High schoolI 9, OfficeI 10, UniversityW 10, UniversityO 1, Single family houseO 2, Single family houseO 3, Single family houseO 4, Single family houseO 5, Apartment blockO 6, High schoolO 8, Storage buildingO 9, OfficeO 10, University1.01113.061.31086.519.74209.8ND4.53.5NDND22.8ND188.4ND

Results in Table E2 indicate that inner sealants in Buildings 6, 7, 9 and 10 contain PCB,while inner sealant in Building 5 only contains traces of PCB. Inner rubber-like sealants werenot found in the remaining buildings. The PCB content is much lower than in the originalcommercial mixtures with the PCB content ranging from 5 to 30%Table E3.PCB contamination (ng/g) of indoor surface dust in the different buildings ( D ).Reporting limit was 30ng/g. Other denominations are like Table 2.7D 1, Single family houseD 2, Single family houseD 3, Single family houseD 4, Single family houseD 5, Apartment blockD 6, High schoolD 7, High schoolD 8, Storage buildingD 9, OfficeD 10, University77.215.589.9124.2ND466.1906.291.1275.068.5

All three figures seem to indicate clear interrelation between PCB content inthe different compartments.DISCUSSIONThere are a number of other possible sources for PCB contamination ofindoor environments. However the clear relations between PCB content ininner sealants, indoor air and indoor surface dust indicate that the innersealant is a major source of PCB content in these compartments.The detailed analysis of indoor air showed as expected that the PCB-congeners determined were mainly non-dioxin like congeners. If a personwith a body mass of 60 kg daily inhales 15 m3/day of air with a PCBconcentration of 1 �g/m3(approximately equal to the maximal concentrationfound in this study), then the resulting exposure is 15 �g/person or250ng/kg body mass/day. This is approximately 100 times below the noobserved adverse effect level (NOAEL) of 30000-40000ng/kg bodyweight/day for effects on liver and thyroid gland found in 90-days oraltoxicity tests for three non-dioxin like PCB with rats (ATSDR 2000, BilagB).Intake of PCB with indoor dust was assessed assuming a daily intake of50mg dust and the highest concentration found in this study of 2 �g/g dust.The resulting exposure is 0.1 �g/person or 2 ng/kg body mass/day. Thedetailed analysis showed congener composition like the originalcommercial mixtures. For these mixtures animal tests have showed alowest observed adverse effect (LOAEL) level of 5 �g/kg body mass/day(ATSDR 2000). The LOAEL is more than 3500 times higher than theestimated highest daily intake of indoor dust.The selected buildings showed PCB concentrations in indoor air in therange from below 30 to just above 1000 ng/m3. This large difference makesit very probable that buildings with even higher indoor air concentrationsmay be found. A combination of low air change rates and large amounts ofsealant with high PCB content may increase the contamination.CONCLUSIONSBased on the data from this limited investigation, the total remaining massof PCB in joint fillers in Danish buildings can be estimated with greatuncertainty to be between 6 and 21 ton.The investigation shows relations between concentrations of PCB insealants, indoor air and surface dust. Furthermore, PCB concentrations in

the soil around the buildings seem to be somewhat related to theconcentrations in outer sealants.In and around those buildings that still have PCB-containing sealants thesealants will still be a major source of contamination of indoor air, surfacedust and the soil around the buildings.PCB in sealants may only have a small contribution to the building users’exposure to the most toxic dioxin-like PCB-congeners. That exposure isprimary due to intake of contaminated food.Results from this limited investigation indicate that the most importantcontribution to the exposure to the most volatile non-dioxin-like PCB-congeners will be PCB in indoor air of buildings with PCB-containingsealants. The levels in indoor air in these buildings may results in anunwanted reduction of the margin of safety.Data also point to a risk that there in Denmark may be buildings with a farhigher PCB-content in the sealants, and exposure to indoor air duringseveral years in these buildings may pose a risk of serious health effects.PerspectivesThis investigation shows that PCB may be contained in joints betweenwindow frames and surrounding structures, and that PCB may be emittedto the surroundings. However, this limited study does, not give support tomore comprehensive conclusions regarding possible health risks becauseof the remaining mass of PCB in Danish buildings.If the aim is a more certain assessment of PCB in Danish buildings then amore comprehensive investigation is required. This may comprise ofsealants samples from each of some hundred Danish buildings from therelevant period. Most of the samples in this investigation were taken fromwindow joints. If a new investigation is performed, it is recommended toinclude glue from double glazing and other construction materials withpossible PCB-contamination.It is rather expensive to analyse samples for PCB-content. Therefore thereis a need for more economic and faster methods to identify PCB-containingmaterials.Occupational exposure in relation to the renovation of PCB containingmaterials is not assessed in this report. There is, however, a need forknowledge about required means to reduce exposure during renovationworks.Based on information from the Danish handlers of dangerous waste it maybe assumed that much Danish construction wastes containing PCB are nothandled according to legislation. There is, therefore, a need fordissemination of knowledge concerning requirements, problems andoptions in relation to identification and handling of waste with a possiblePCB-content among the directly involved.REFERENCES (for this summary – more in the report in Danish)Van den Berg M, Birnbaum L, Bosveld ATC, Brunström B, Cook P, FeeleyM, Giesy JP, Hanberg A, Hasegawa R, Kennedy SW, Kubiak T, Larsen JC,

1.1 FormålProjektet har til formål at undersøge, om der i eksisterende dansk byggerifortsat kan findes bygninger med PCB-holdige materialer, og om der i givetfald er miljø- og sundhedsmæssige risici i forbindelse med bygningensbrug, renovering og nedrivning.Vurderingen skal bygge på:En spørgeskemaundersøgelse involverende byggesagkyndigevedrørende forekomsten af fuger, der kan mistænkes for at indeholdePCB.Målinger af PCB i husstøv og indeluft i udvalgte bygninger, derindeholder PCB i fuger og eventuelt også PCB i termoruder. Desuden,måling af PCB i jorden tæt ved bygningerne.Opstilling af grundlag for vurdering af den sundhedsmæssige risiko udfra en gennemgang af relevant litteratur og ud fra normal procedure foropstilling af grænseværdier.Diskussion af om de målte koncentrationer giver anledning tilsundhedsmæssige risici, og om der er behov for yderligereundersøgelser.

Det bemærkes, at projektet ikke omfatter arbejdsmiljømæssige forhold iforbindelse med udtagning af og udbedring efter PCB-holdige byggevarer.1.2 Projektets baggrund og forhistorieI 2000 gennemførte Statens Byggeforskningsinstitut en undersøgelse:”Andre problematiske stoffer i bygge- og anlægsaffald”, som i SBi-meddelelse 122 gjorde status over kemiske stoffer i såvel byggevarer sombygge- og anlægsaffald. Her blev det konkluderet, at der var behov for endansk undersøgelse, som kunne kortlægge omfanget af PCB-holdigebyggevarer i eksisterende dansk byggeri (Krogh, 2000).I forlængelse af rapporten og på foranledning af Statens Byggeforsknings-institut gennemførte Fugebranchens Samarbejds- og Oplysningsråd enintern undersøgelse blandt medlemmer, med det formål at få overblik overomfanget af PCB-holdige fuger i byggeriet i Danmark inden for perioden.En skønsmæssig opgørelse baseret på en spørgeskemaundersøgelseblandt fagentreprenører og leverandører i fugebranchen specifikt rettet modkendte fuger i byggeriet viste, at forbruget for perioden antageligt kunnefastsættes til ca. 110 tons PCB (FSO, 2000).I forbindelse med undersøgelsen kunne det tillige konstateres, at dentekniske levetid af fugematerialer, som normalt sættes til 25 år for elastiske

fuger, var betydeligt længere. Det blev påvist, at fuger i praksis udskiftessjældent. Der var derfor god grund til at antage, at der stadig er en stor delaf gammel fugemasse tilbage i fuger i danske bygninger. I samråd medStatens Byggeforskningsinstitut skønnedes der således at være ca. 75 tonsPCB tilbage i fuger fra perioden, hvor PCB-holdige fugemasser blevanvendt (FSO, 2000).I perioden 1967-1973 har der været anvendt forseglingslim til termoruder i75 % af produkterne på det danske marked. Der regnes normalt med enlevetid på 20 år for termoruder, men erfaringer fra Norge og Sverige viser,at kun en meget lille del af ruderne faktisk var udskiftet (20 % for Norge og60 % for Sverige). Ud fra ovenstående og forbruget til termoruder i denneperiode beregnes forbruget til 200 tons PCB i termoruders forseglingslim(Trap et al., 2006).Under henvisning til at angivne mængder var skønsmæssige og ikke kunneverificeres, måtte den formodede mængde af PCB tilbage i bygningerneanses for at være betydelig. Det var derfor væsentligt at vurdere, om dervar risiko for sundhedseffekter i forbindelse med bygnings brug, renovering,udskiftning og nedrivning af eksisterende PCB-holdige byggevarer ibygningerne.

Polychlorerede biphenyler, i daglig tale PCB, omfatter en gruppechlorerede forbindelser, der består af 2 sammenknyttede, sekslededebenzenringe (biphenyl) med 1 til 10 chloratomer. Bruttoformel: C12H10-xClx,hvor x= 1-10. Molekylet er vist skematisk i figur 1.2.Der findes 209 mulige forskellige PCB-congenere (WHO 2003). Hvertcongener har forskellige fysisk-kemiske og toksikologiske egenskaber oghar et specifikt IUPAC nr. (IUPAC er den globale kemiorganisation:International Union of Pure and Applied Chemistry).PCB blev teknisk fremstillet ved direkte chlorering af biphenyl og blevhovedsageligt produceret i perioden fra 2. verdenskrigs begyndelse og fremtil 1975. De største kendte producenter af PCB var Bayer (Tyskland),Monsanto (USA, UK) og Kaneka (Japan).PCB kendes under produktnavne som Apirolio (Italien), Aroclor (USA),Clophen (Tyskland), Delor (Tjekkoslovakiet), Elaol (Tyskland), Fenchlor(Italien), Kanechlor (Japan), Phenoclor (Frankrig), Pyralene (Frankrig),Pyranol (USA), Pyroclor (USA), Santotherm (Japan) Sovol (USSR), Sovtol(USSR) m.fl.Den førende producent, Monsanto, markedsførte 1930 - 1977 de hyppigstforekommende PCB-blandinger under produktnavnet Aroclor. Aroclor 1242,1248, 1254, 1260 og 4465 var de hyppigst forekommende PCB-blandinger

anvendt til produktion af fugemasse til fuger og forseglingslim tiltermoruder.PCB er aldrig blevet produceret i Danmark, men indgik i en række lokale ogimporterede byggevarer indtil anvendelsesbegrænsningen i 1976(Miljøministeriet, 1976), hvor anvendelsen af PCB i koncentrationer over0,1 vægtprocent med en række undtagelser, for eksempel i visse lukkedesystemer, blev forbudt (Hansen og Grove, 1983). I 1986 kom i Danmark ettotalforbud mod salg af produkter der indeholdt PCB. Man kan forvente, ateksponeringen med indeluften er faldet betydeligt siden forbuddet mod”åbne” anvendelser.1.4 Anvendelse af PCB-holdige byggevarerPCB er teknisk velegnet til anvendelse i en række byggevarer som fxfugemasse, lim, maling, lak, isolering, plast o.l. I byggeriet indgik PCBsåledes i en årrække i forseglingsmaterialer til termoruder, i fugemasser tilbl.a. kalfatringsfuger, som plastificering i puds, beton, spartel- oggulvmasser, som brandhæmmer i fx kondensatorer, kabler, maling m.m.Op til 1976 har PCB fundet anvendelse som blødgørere i lim ogfugemasser (Hammar, 1992; Zweiner, 1994; Benthe, 1992; Balfanz 1993;Forme, 1994).PCB har primært fundet anvendelse i elastiske fugemasser i perioden1950-1976 i alle typer bygninger og som forseglingslim i termoruder iperioden 1967-1973 (Aktuelle Byggerier, 1978, Hamberg, 1970, Nissen,1984). I denne periode er der sket en kraftig udbygning afbygningsbestanden, og beskrivelser af aktuelle byggerier fra periodenviser, at der primært er brugt elastiske fugemasser af typen polysulfid, somkan indeholde op til 30 % PCB, og som i perioden har været solgt undervarenavne som fx Thiokol, Thioflex, Vulkseal, Vulkfil, Lasto-meric, 1K,Terostat, PRC og Rubberseal. En leverandør i Danmark er bekendt med, atder i et enkelt tilfælde har været produceret og leveret en PCB-holdigplastisk og oliebaseret fugemasse til det danske marked (FSO, 2000).Ud over anvendelsen til forseglingslim og kalfatringsfuger om vinduer ogdøre, inde såvel som ude, har PCB-holdig fugemasse fundet bredanvendelse i fuger i byggeriet fx fuger i betonelementer, i fuger i gulve, vedfuger omkring rørgennemføringer, ved fuger ved søjler, i dilatationsfuger,som topforsegling og som lydisolerende fuger ved skillevægge. En delfuger fra perioden findes skjult i konstruktioner, fx vægkonstruktioner ellerbag beskyttende lister. Endvidere har PCB-holdig fugemasse væretanvendt i fuger i anlægskonstruktioner, fx i fuger i drikkevandsanlæg,anlæg for spildevandsbehandling o.l.1.5 PCB's indvirkning på natur og menneskerBionedbrydeligheden for PCB med lavt chlorindhold er moderat, mensPCB-congenere med højt chlorindhold er svært nedbrydelige både fysisk,kemisk og biologisk. PCB's persistens stiger generelt med antallet afchloratomer (ATSDR, 2000).Siden den danske kemiker Søren Jensens opdagelse i 1960erne af PCB'sbioakkumulative egenskaber (Jensen et al., 1969) er tilstedeværelsen afPCB i de komplekse systemer i naturen, i spildevand, i fedtvæv hosmennesker og dyr veldokumenteret.

Svenske målinger viser endvidere sammenhæng mellem forekomsten afPCB i boligers fugemasser og forekomsten af PCB i blodet hos beboerne.Dette var signifikant for de mest flygtige PCB-congenere (28, 66, 74), menset ikke-signifikant forøget indhold i blodet sås for de øvrige måltecongenere (Johansson et al., 2003). Tyske målinger på skolelæreres blodviste en lignende sammenhæng med PCB i skoler (Gabrio, 2000).Sundhedseffekterne af de tekniske PCB præparater er betydelige ogveldokumenterede. De omfatter hudeffekter, forstyrrelser afleverfunktionen, samt påvirkning af centralnervesystemet ogimmunsystemet (Drinker et al., 1937; Bernes, 1998; Kimbrough, 1987;Ahlborg et al., 1992). Særlig opmærksomhed har fosterskader og PCB'skræftfremkaldende og hormonforstyrrende virkning fået (EEA, 2001). Derses sjældent akutte virkninger, men da stofferne er meget stabile, ophobesde i fødekæderne og kan herved opnå koncentrationer i kroppen, som kanhave alvorlige langtidsvirkninger på mennesker (Umweltbundesamt, 1999).Indholdet er særligt højt i modermælk, og det er derfor særligt vigtigt atbegrænse moderens kropsbelastning med PCB (Jacobson et al., 1990a,1990b, 1996; Sundhedsstyrelsen, 1999; Jensen og Slorach, 1991).Undersøgelser af fødevarer og beregninger af dagligt indtag af PCB medfødevarerne viser, at der for voksne er en ringe sikkerhedsmargen til detacceptable/tolerable daglige indtag (Björndal et al., 1996;Fødevaredirektoratet, 1999; EFSA, 2005). Her er det en komplicerendefaktor, at PCB-congener-sammensætningen ændres betydeligt underopkoncentreringen i fødekæderne.Sammenholdes den ændrede sammensætning på forskellige trin ifødekæderne med den ændring, der over årene sker i fugemasser ved, atde mest flygtige congenere fordamper hurtigst, er det oplagt, atsammensætningen af den PCB-blanding, man finder i fødevarer, vil væreforskellig fra sammensætningen af den oprindelige tekniske PCB-blanding,og den vil også være forskellig fra den PCB-blanding, der forekommer ijord, husstøv og luft. Man vil derfor ikke umiddelbart kunne overførevurderingsgrundlaget for PCB i fødevarer til vurdering af PCB-holdige fugeri bygninger.1.6 Regulering af PCB samt Praksis for håndtering af PCB-holdigebyggevarerSundhedsmæssige grænseværdierSelvom der haves en omfattende viden om PCB's sundhedsskader, er derikke officielt fastlagt en toksikologisk baseret tolerabel daglig indtagelse(IPCS, 1993; Ahlborg et al., 1992). Arbejdstilsynets grænseværdi for PCB iluften er 10 �g/m3som middelværdi over en arbejdsdag med HKanmærkning (Arbejdstilsynet, 2007). Grænsen sættes normalt 50-1000gange lavere i boliger, hvor opholdstiden er længere, og hvor også særligtfølsomme opholder sig. Der findes dog ingen grænseværdier for PCB iindeluften. Det tyske ”Bundesgesundheitsamt” angiver 300 ng/m3som ensikker grænse for indeluften og anbefaler, at boliger med PCB-koncentrationer over 3000 ng/m3saneres af hensyn til beboerne.(Umweltbundesamt, 1999).I Sverige er der lovgivet om, at forekomsten af PCB i alle større bygninger,der er opført eller renoverede i perioden 1956-1973, skal kortlægges før 30.

juni 2008. Forekommer fugemasser med et PCB-indhold over 500 ppm,skal bygningen saneres for PCB senest år 2011 eller 2013. En- ogtofamiliehuse er dog undtaget fra disse regler. Argumentationen for såvidtgående bestemmelser baserer sig både på hensynet til miljøbeskyttelseog sundhedsforhold for bygningernes brugere.Regler for håndtering af affaldDe love, bekendtgørelser m.v., som der refereres til i det følgende, kan allefindes i bilag D med hele titlen og nummer. Ifølge miljøbeskyttelsesloven ogaffaldsbekendtgørelsen påhviler det kommunerne at anvise hvordan affaldskal håndteres. Anvisningerne skal fremgå af kommunersaffaldsregulativer. For bygge- og anlægsaffald er rammerne for dekommunale regulativer udstukket af Cirkulære om kommunale regulativerom sortering af bygge- anlægsaffald med henblik på genanvendelse. Detfremgår af cirkulæret at kun rene sorterede sten- og teglmaterialer og rentbeton må genanvendes, som erstatning for primære råstoffer. Det er icirkulæret præciseret, at de nævnte fraktioner ikke må indeholdeforurenende stoffer, herunder stoffer som kan give anledning til forurenedenedsivning til jord eller grundvand: For eksempel træ og andet organiskmateriale, PCB-fugemasse, tjære, sod, rester af maling og lak.Genanvendelse af alt andet bygningsaffald forudsætter en tilladelse eftermiljøbeskyttelseslovens § 19 eller en godkendelse efter kapitel 5.Bygnings- og nedrivningsaffald indeholdende PCB (f.eks. PCB-holdigefugemasser, PCB-holdige harpiksbaserede gulvbelægning, PCB-holdigetermoruder og PCB-holdige kondensatorer) skal, jf.affaldsbekendtgørelsen, betegnes som farlig affald, når kriterierne ibekendtgørelsens bilag 3 og 4 er opfyldt. Affaldsproducenten (dog ikkehusholdninger) har pligt til at klassificere sit affald i henhold tilaffaldsbekendtgørelsen og anmelde det til kommunen, hvis der er tale omfarligt affald. På baggrund af affaldsproducentens anmeldelse skalkommunen afgøre, om der er tale om farligt affald eller ej, ligesomkommunen skal anvise hvordan affaldet skal håndteres.Miljøstyrelsen, har i skrivelse til samtlige kommunalbestyrelser og amtsrådaf 27. marts 1990 orienteret om, at byggematerialer indeholdende rester afPCB dvs. PCB-holdigt affald ikke må genanvendes.Af skrivelsen fremgår det således, at ”byggematerialer til genanvendelseikke må indeholde rester af maling, lak eller forurenende stoffer, ligesomtræ og andet organisk materiale, at samt tjæreholdige materialer skal værefjernet. Endvidere må der ikke forekomme PCB-holdig fugemasse ellerrester fra skorstene eller lignende i byggematerialerne.” Bygherre, herunderden der er ansvarlig for et bygge- og anlægsarbejde, har pligt til at sikre, atgenbrugte byggematerialer opfylder Miljøstyrelsens retningslinjer og skal påforlangende kunne redegøre for oprindelsen af sådanne. Tilsynet medoverholdelse af Miljøstyrelsens retningslinjer indgår i øvrigt i kommunernesalmindelige miljøtilsyn og påhviler den enkelte kommune jf.Miljøbeskyttelseslovens kapitel 7.Miljøstyrelsen har endvidere, i brev til alle kommuner i 2001 og igen i 2002,præciseret reglerne for bortskaffelse af PCB-holdigt affald.I forlængelse heraf har først Københavns kommune (KøbenhavnsKommune, 2008) og siden enkelte andre kommuner udarbejdetretningslinier for håndtering af PCB-holdigt affald.

PCB er herudover reguleret af Forordning om persistente organiskemiljøgifte og Bekendtgørelse om PCB, PCT og erstatningsstoffer herfor.Denne bekendtgørelse fastlægger bl.a. at affald hvis indhold af PCB udgørmere end 0,005 vægtprocent, skal det bortskaffes ved en af følgendemetoder: Biologisk og fysisk-kemisk behandling, forbrænding på landjord,eller permanent oplagring i et sikkert, dybt underjordisk lager i en tørklippeformation. Forbrænding af PCB-holdigt affald er kun tilladt i anlæg,som er godkendt til at forbrænde farligt affald.Endelig fastlægger bekendtgørelse om håndtering af affald af elektrisk ogelektronisk udstyr, hvordan bl.a. lysarmaturer, som kan indeholdekondensatorer med PCB, skal indsamles og behandles. Ifølgebekendtgørelsen skal producenterne tage brugt elektrisk og elektroniskudstyr tilbage fra erhvervsmæssige kilder, mens kommunerne skaletablerer ordninger til indsamling af brugt elektrisk og elektronisk udstyr frahusholdningerne. Kondensatorer, som indeholder PCB skal håndteres såudslip undgås, og skal afleveres til virksomheder, der er godkendt til athåndtere PCB-holdigt affald.

Praksis for håndtering af PCB-holdige produkter og materialerEfter en indsats med indsamling af elektriske komponenter med signifikantindhold af PCB findes der næppe længere ret mange elektriskekomponenter med PCB. Se dog Arbejdsrapport fra MST nr. 15 2000. "PCBi apparater", hvoraf det fremgår, at en vis mængde PCB muligvis stadig kanvære i brug i små kondensatorer bl.a. i gamle hårde hvidevarer og iarmaturer til lysstofrør, som er mere end 20 år gamle. Der har dog ikkeværet en tilsvarende indsats over for PCB-indholdet i byggevarer iDanmark. Udskiftningen af fuger og kit i termoruder er stort setudelukkende foregået som led i den almindelige vedligeholdelse (Trap etal., 2006).For elastiske fuger omkring vinduer og døre, inde såvel som ude, foretagesudskiftning i praksis ved, at fugen udtages sammen med bagstopning ogevt. isolering ved manuel udskæring med håndværktøj fx kniv - alternativtforetages udskæring med vibrerende fugekniv. Afhængig afkontaktfladernes materiale og beskaffenhed er det praksis, at kontaktfladerslibes med vinkelsliber. Støv og løsdele fjernes fra fugens kontaktflader.Fugen isoleres og bagstoppes. Kontaktfladen forbehandles om nødvendigtved affedtning og/eller primning og fuges. Affald - primært udskårne fuger,fugerester, bagstop og opfejet støv - indsamles på byggepladsen ogbortskaffes i praksis sammen med øvrigt byggeaffald.For termoruder sker udtagning normalt ved manuel adskillelse aftermoruden fra rammen eller fræsning af samlingen mellem liste og glas ogmellem ramme og glas inde og ude. Herefter foregår udtagning af glasmanuelt. Så vidt muligt udtages termoruden i et stykke. Glaslister af trækan i nogle tilfælde genanvendes ved borthøvling af gammelforseglingsmasse. Den udtagne termorude og randzonematerialergenanvendes normalt ikke, men bortskaffes via indsamlingsordning.For øvrige byggevarer (asbestholdige byggevarer og emballage undtaget)som ved nedrivning, renovering, ombygning eller udskiftning omdannes tilaffald, opsamles og sorteres byggeaffaldet lokalt på byggeplads. Det ermuligt, at en del af det PCB-holdige affald på grund af manglende

bevidsthed om problemet ikke sorteres fra, og at det dermed behandlessom rent byggeaffald.PCB-holdige byggevarer/affald kan i praksis på byggepladsen ikke kanskelnes fra ikke-PCB-holdige byggevarer/affald. Antageligt er det kun fåkommuner, som har udarbejdet en vejledning for hvornår PCB-holdigebyggevarer, som i forbindelse med nedbrydning, renovering, ombygningeller udskiftning af fx fuger og termoruder omdannes til affald, skal søgesidentificeret.I projektet er Kommunekemi i Nyborg blevet spurgt, om de rutinemæssigtmodtager PCB-holdige fugerester eller andet PCB-holdigt bygningsaffald.Svaret var, at dette forekommer meget sjældent. Det må derfor formodes,at meget PCB-holdigt byggeaffald ikke bliver behandlet efter reglerne. Derer derfor behov for udbredelse af viden om krav, problemer og muligheder iforbindelse med identificering og håndtering af PCB-holdigt affald ibyggeriet blandt de direkte involverede.ByggeaffaldBygge- og anlægsaffald udgør jf. Miljøstyrelsen ca. 33 % eller ca. 5millioner tons af den samlede affaldsmængde i Danmark (Miljøstyrelsen,2006a). Bygge- og anlægsaffald defineres som affald, der opstår iforbindelse med nybyggeri, renovering og nedrivning. Af affaldsmængdenfra bygge- og anlæg stammer ca. 70-75 % fra nedrivning og ca. 20-25 %fra renoveringer. De resterende ca. 5-10 % stammer fra nybyggeri(Videncenter for affald, 2008).Bygge- og anlægsaffald opdeles i fraktioner, som fordeler sig i 2006 somvist i tabel 1.1. Heraf genanvendes 95 % af bygge- og anlægsaffald, 1 %går til forbrænding og 3 % deponeres.Tabel 1.1. Fraktionsopdeling af bygge- og anlægsaffald i 2006 (Miljøstyrelsen, 2008).BetonTeglAndet bygge- og anlægsaffaldAsfaltJord og stenAndet genanvendeligtDiverse ikke forbrændingsegnet affald fx gipsbaserede materialer,asbest, glas, plast, jern og metallerAndet23 %5%8%16 %37 %4%3%6%

2.1 Kortlægning af PCB og udvælgelse af bygningerFormålet med kortlægningen var at indsamle oplysninger om ca. 100bygninger opført i perioden, hvor fugematerialet kunne være PCB-holdigt,at måle forekomsten i fugerne i 10 af disse bygninger og endelig atbestemme koncentrationer i indeluft, støv og jord omkring de ca. 6 mestkontaminerede bygninger samt 3 bygninger uden PCB i byggevarerne. Detvar målet derigennem at få et vurderingsgrundlag, baseret på danskebygninger, for hvor mange af de gamle PCB-holdige fuger, der stadigfindes, og hvilke koncentrationer inden døre og i den omgivende jord detgiver anledning til.Der er i Danmark ikke tidligere foretaget registrering af bygninger, derindeholder PCB, men det kan konkluderes ud fra undersøgelser i Norge,Sverige og Tyskland, at alle typer bygninger kan indeholde PCB i fugerne.Undersøgelsen afgrænses dog til boliger, institutioner og skoler.I tæt kontakt med kommunerne og på baggrund af FSO’s erfaringer blev100 bygninger, der er bygget i perioden 1950-1976, og som ud frategninger eller anden beskrivelse formodes at indeholde elastiske fuger,udvalgt. I samarbejde med bygningsejere blev der udfyldt et checkskema,der omfatter en beskrivelse af bygningen, herunder om der er anvendtelastiske fuger, og om fugerne er udskiftet. Der angives leveringstidspunktfor termoruder, samt om termoruderne er skiftet.I 10 af de bygninger, hvor det måtte antages, at der er PCB, eftervistesforekomsten i fugerne. Først blev der foretaget en visuel bedømmelse af,om fugerne måtte antages at indeholde PCB. I de tilfælde, hvor dette ikkekunne afvises, blev der udtaget 3 prøver af fugemassen i hver bygning.Mængden af fugemateriale blev bestemt. Samtidig blev der udtaget enprøve af forseglingslim fra en enkelt termorude. Alle prøverne blevanalyseret for indhold af PCB.Vurderingen af eventuelle konsekvenser for miljø og sundhed blev baseretpå resultatet af målingerne i undersøgelsens mest kontamineredebygninger. Der blev udtaget prøver af overfladestøv, indeluft og jorden tætved bygningerne. Der blev endvidere udtaget tilsvarende kontrolprøver frabygninger uden PCB.

2.2 PrøveindsamlingPCB-holdige fugemasser har i bygninger hovedsageligt været anvendt iforbindelse med udfugning omkring dør- og vinduespartier samt i termokit iforbindelse med opsætning af termoruder. Herfra kan emission af PCBtænkes at foregå til luften i bygningen, hvor det vil forefindes enten somdampe eller bundet til støvpartikler. Den udvendige fugeoverflade kantænkes nedbrudt og/eller udvasket med regnvand, og en eventuel PCB-kontaminering vil i så fald sandsynligt kunne forefindes bundet tiljordpartikler umiddelbart i nærheden af fugen.Undersøgelsesprogrammet inkluderede derfor foruden selve fugematerialetogså prøver af indendørsluft, indendørsstøv og jord langs bygningensyderside.Fugeprøverne blev taget ved at stikke tyndvæggede rustfri stålrør med enindvendig diameter på 5 mm ind i fugerne ved brug af en særlig rørholder.Rørene forsynes med inspektionshul, således at man kan se, at rørene erfyldt tilstrækkeligt. Værktøjet anvendes ikke til prøveudtagning påtermoruder, her udtages prøve med kniv. Der indsamles mindst 100 mgfugemasse per fuge til analyse, hvilket kræver ca. 4 indstikninger af rør.Rørene og prøver fra termoruder fremsendes efterfølgende pakket i alufolietil analyse.Samtidigt med udtagning af fugeprøver blev disse prøver undersøgt forchlor-indhold ved Beilsteins Prøve, der kan indikere chlor-forbindelser vedgrønfarvning af en kobbertråd i åben flamme. Formålet var at undersøgeom metoden var tilstrækkeligt følsom og specifik til anvendelse somscreeningsmetode i forbindelse med at påvise fugematerialer, der kanmistænkes for at indeholde PCB.Prøver af indendørsluft blev udtaget ved at suge 1 liter luft per minutigennem et ORBO 608-sorptionsrør (glasrør med to lag Amberlite XAD2 på150 og 75 mg). Opsamlingstiden var på 24 timer ( 15 minutter), somresulterede i et opsamlet luftvolumen på mellem 1,425 og 1,455 m3. Efterprøvetagning blev rørene forseglet i begge ender og sendt til DMU foranalyse.Prøver af indendørsstøv blev indsamlet ved hjælp af en specielt konstrueretfilterforsats, der var forsynet med hjul for at undgå skrabning afoverfladerne. De anvendte glasfiltre var uden binder (AP40009000 fraMillipore) for at undgå kontaminering. Der blev støvsuget 2 m2gulvoverflade i løbet af 2 minutter. I tvivlstilfælde blev det sikret ved vejning,at der var indsamlet en tilstrækkelig støvmængde på over 100 mg.Filterforsatsen blev aftørret med sprit efter hver prøve. Inden brug blevfiltrene termisk renset ved 400-500C og tareret. Prøvestørrelsen var påmellem 0,1 og 1 g. Efter prøvetagning blev filteret placeret i brune glas ogfremsendt til analyse.Jordprøverne blev taget med prøvespade bestående af et rør med diameterpå 7 cm, hvorpå der var sat håndtag og fodstøtte. Der blev taget 3 prøver,som blev opblandet på prøvestedet. Fra kernerne blev eventuelt vækstlagmed rødder skåret fra, hvorefter de øverste 5 cm blev anvendt til analyse.De enkelte delprøver nedsmuldredes i en Rilsan-pose, hvorunder størresten og eventuelle fremmedlegemer blev fjernet. Sammenstikket blev

blandet omhyggeligt i den lukkede pose i 2 minutter ved rystning. Herfrablev 50-100 g jord uden større sten udtaget, som blev sendt til analyse iRilsan-poser.Målinger i luften, støvet og jorden foregik før prøvetagning fra PCB-holdigematerialer, da støv ville kunne frigøres og måleresultaterne kunne blivemisvisende ved samtidig prøvetagning.2.3 PrøveforberedelseFugemasseFindeling og homogenisering blev foretaget ved ”Matrix Solid PhaseDispersion” (MSPD). Udtagne fugeprøver på 100 mg blev placeret på cirka1 gram kromatografisk kolonnemateriale (kiselgelpartikler med C18modificeret overflade) i en lille morter. Efter tilsætning af nogle milliliteracetone blev fugemassen og C18-partiklerne mortet, indtil fugemassen varjævnt fordelt på overfladen af de små partikler. PCB-congenerne var nufordelt og bundet til den store partikeloverflade. PCB-congenerne blevderefter ekstraheret ved hjælp af soxleth-ekstraktion over nat, som er kendtfor at være en meget grundig ekstraktion. Vi valgte denne kombination afMSPD og soxleth-ekstraktion med en hexan:acetone blanding (4:1) for atsikre en komplet ekstraktion fra fugemassen. Der blev analyseret 13fugemasser som enkeltbestemmelse og 2 som dobbeltbestemmelse.IndendørsluftI et pilotforsøg undersøgte vi, om PCB-congenerne kunne ekstraheres frasorptionsrørene ved blot at eluere rørene med et passendeopløsningsmiddel. Dette var beskrevet i den medfølgende dokumentation,men holdt desværre ikke stik, idet genfindingen for denne procedure varunder 80 %. Derfor blev det valgt at soxleth-ekstrahere indholdet medhexan:acetone (4:1). I alt 20 luftrør blev analyseret somenkeltbestemmelse. Foruden den almindelige blindanalyse, som tagerhensyn til hele ekstraktions- og oprensnings-proceduren, blev der foretagetto ekstra blindbestemmelser for de anvendte sorptionsrør.IndendørsstøvGlasfiberfiltre med opsamlet støv blev vejet og derefter soxhlet-extraheretover nat med hexan:acetone (4:1). Der blev målt 10 støvprøver og desuden2 glasfiberfiltre uden støv.JordVi udtog en delprøve på 10 g jord til PCB-analyse og derudover en mindredelprøve til at bestemme jordens tørstofindhold. Prøven blev soxhlet-ekstraheret og oprenset i henhold til DMU’s PCB-analysemetode. Det varnødvendigt at analysere ved hjælp af GC-MS, idet voresstandardanalysemetode (GC-ECD) er mindre robust ved interferens frajordekstrakter. Vi modtog 10 jordprøver, som alle blev analyseret meddobbeltbestemmelse, fordi jord er kendt som en meget heterogen matrice.2.4 PCB-bestemmelseDMU's analysemetode er blevet udviklet til måling af PCB i forskelligemiljømatricer såsom muslinger, fisk, hval og sediment. Metoden er velegnettil lipidholdige prøver, idet den inkluderer en lipidfjernelse, og den er ogsåvelegnet til prøver der ikke indeholder lipid. Metoden er velegnet til måling

af meget lave koncentrationer i miljøprøver, og den er også velegnet tilprøver med høje koncentrater, hvilket i nogle tilfælde kræver fortynding.Prøven tilsættes først ekstraktionsspikes (PCB-3, PCB-40, PCB-198),hvoraf PCB-40 bruges til beregning af genfinding. De spikede prøversoxhlet-ekstraheres over natten med hexan:acetone (4:1). Ekstraktetvakuum-inddampes og oprenses på en multilagssøjle indeholdendedeaktiveret alumina (10 % vand), aktiveret kiselgel, aktiveret kiselgelimprægneret med koncentreret svovlsyre og vandfrit Na2SO4. Søjlerneelueres med 200 ml hexan og inddampes til under 1 ml. 200 �l udtages tilanalyse uden intern standard, for at undersøge eventuel interferens påkvantificeringsstandarden (injektionsspike). Efter tilsætning afinjektionsspike (PCB-53, PCB-155) justeres prøvevolumenet til 1 ml.Prøverne analyseres med. dual-column gas chromatografi og elektroncapture detection (GC-ECD). Hver prøve analyseres på to kolonner medforskellig polaritet (J&W Scientific DB-5 og DB-1701). Der analyseres tostandardrækker, indeholdende alle PCB-congener og pesticider på syvkoncentrationsniveauer. Jordekstrakter blev dog analyseret med GC-MS,idet GC-ECD er mindre robust for interferens fra jordekstrakter. Prøverneblev analyseret i batches med typisk 19 prøver, hvoraf to prøver blevanalyseret i dobbeltbestemmelse. Derudover blev der analyseret enblindprøve (uden prøvemateriale) og to prøver med vores internereferencemateriale.Analysemetoden inkluderer bestemmelse af følgende 22 PCB-congenere:PCB28, 31, 44, 49, 52, 99, 101, 105, 110, 118, 128, 138, 149, 151, 153,156, 170, 180, 187, 188, 194 og 209. Desuden også de chloreredepesticideralfa-HCH, beta-HCH, gamma-HCH, o'p-DDE, o'p-DDT, p'p-DDD,p'p-DDE, p'p-DDTsamt hexachlorbenzen (HCB). Disse stoffer blevmedtaget i analysen, idet de ikke krævede et væsentligt ekstraarbejde.2.4.1 Kvalitetssikring"Dual column gas chromatografi" giver en ekstra mulighed forkvalitetssikring, fordi man kan sammenligne resultaterne fra de to parallellekolonner. Resultaterne fra de to kolonner blev sammenlignet manuelt forhvert enkelt stof. Ved mindre end 10 % afvigelse brugte vi middelværdien,og ellers foretog vi en vurdering af de enkelte resultater med henblik påkromatografiering, interferens etc.Koncentrationerne i referencematerialet blev sat ind i et kontrolkort med”warning” og ”action limits” (henholdsvis to og tre gange standardafvigelsenfor den pågældende PCB-congener eller pesticid). Detektionsgrænser blevberegnet for det enkelte stofs respons i GC-ECD analysen og den valgteprøvemængde; Det vil sige, at detektionsgrænserne var specifikke for hverprøve og hvert stof. Genfindinger skulle være på mindst 80 %, og allemålinger skulle ligge inden for det kalibrerede koncentrationsområde.DMU deltager løbende i internationale præstationsprøvninger for PCB iprøver af marine dyr og havbund organiseret af QUASIMEME.2.4.2 Særlige forhold for dette projektDMU's PCB-analysemetode er blevet udviklet til måling af lavekoncentrationer af PCB og chlorerede pesticider i miljøprøver såsom prøver

af fisk, musling og sediment. Det var derfor nødvendigt at modificeremetoden til at matche de nye prøvematricer og de højere koncentrationer.Vi forventede høje PCB-koncentrationer i enkelte fugemasser, og vi valgtederfor at ekstrahere en forholdsvis lille prøve på 100 mg. Enkelte ekstrakterhavde alligevel høje koncentrationer, som lå over det kalibreredekoncentrationsområde. Derudover, observerede vi i visse typer fugemassekraftig interferens på vores interne standard. Disse ekstrakter blevgenanalyseret efter en yderligere fortynding for at få resultater, der lever optil nævnte kvalitetssikringskrav under punkt 3.4.1. PCB-koncentrationer ienkelte jordprøver var ligeledes så høje, at det krævede ekstra fortyndingerog ekstra analyser.Vi valgte at fastsætte en afrapporteringsgrænse på 0,5 �g/g fugemasse,fordi meget lave koncentrationer ikke var relevante for projektet bl.a. fordigrænsen for farligt affald er 50 ppm eller 100 gange overdetektionsgrænsen. Denne afrapporteringsgrænse er væsentlig højere endden analytiske detektionsgrænse.2.5 Opstilling af vurderingskriterierMålet er at opstille sundhedsmæssige kriterier for eksponering for PCB frabyggevarer. Der foretages en vurdering af den foreliggende toksikologiskeviden om de ikke-dioxinlignende PCB, primært de såkaldtortho-substituerede PCB, som menes at besidde hovedparten af den ikke-dioxinlignende toksiske effekt af PCB-blandinger. Der foreligger alleredeopdaterede internationale vurderinger af de dioxin-lignende PCB (non-ortho-og mono-ortho-coplanare PCB). Med baggrund i denne gennemgangfremsættes forslag til tolerabel daglig/ugentlig indtagelse af dels enkelte,udvalgte PCB og dels PCB-blandinger, der anses for at være relevantemarkører for forurening af jord, husstøv og luft som følge af PCB-anvendelsen i fugemasser m.v. Endelig vurderes grænseværdierne forPCB-markører i ovennævnte medier i forhold til den allerede kendte PCB-indtagelse fra fødevarer. I forhold til den Arbejdstilsynets grænseværdi på10 �g/m3(Arbejdstilsynet, 2007) er det vigtigt at bemærke, at de aktuellesammensætninger af PCB i indeluft, overfladestøv og omgivende jord kanvære meget forskelligt fra de kommercielle blandinger, der må formodes atligge til grund for Arbejdstilsynets værdi. Endvidere er det oplagt, atopholdstiden i boliger er meget længere end arbejdstiden, at der findessærligt følsomme grupper som små børn i boligerne, og at der ikke ersærlige begrundelser for at udsætte beboerne for fare.

3.1 SpørgeskemaundersøgelsenVi udsendte ca. 600 spørgeskemaer til ejere af boliger, boligselskaber,driftspersonale for kontorer, skoler og institutioner og modtog 100besvarelser. Undersøgelsen var på den baggrund ikke repræsentativ forden samlede bygningsbestand i Danmark. Dette skyldes blandt andet detstore antal manglende besvarelser, og at der er stor overvægt af skoler oginstitutioner i Københavns Kommune. Men frafaldet ogoverrepræsentationen af københavnske bygninger har nok ingensammenhæng med forhold som fugelængde og vinduesrenovering. Derforforventes spørgeskemaundersøgelsen alligevel at give et rimeligt billede afforholdene i byggeriet bredt set, men stikprøven på kun 10 bygninger medmålinger af PCB indholdet i fuger vil være stærkt begrænset i forhold til atkunne generalisere resultaterne. Viden om eventuelle problemer iforbindelse med PCB-holdige fuger er yderst begrænset blandt deansvarlige for bygningsdriften. Dermed er det ikke sandsynligt, at vissebygningstyper eller bygninger i bestemte regioner i højere grad har fåetfugerne udskiftet, sådan at det kan påvirke undersøgelsens resultater.Spørgeskemaundersøgelsens resultater kan vurderes på baggrund af densamlede bygningsbestand. I figur 4.1 vises den samlede bestand afbygninger til bolig, undervisning, institution, kontor og lignende, hvormenneskers behov er en primær designfaktor. I perioden 1950 til 1976,hvor der var PCB-holdige fugemasser på markedet, er opført 143 mio. m2,hvilket svarer til 37 % af den samlede bestand på 389 mio. m2. Det skalogså nævnes, at den samlede bestand af bygninger inklusive industri-,avlsbygninger og bygninger til fritidsformål i januar 2003 var 664 mio. m2.

3.2 Skønnet PCB forekomstAnalyseresultaterne viser, at ud af de 10 bygninger, hvor der blev foretageten analyse for indholdet af PCB, fordi de havde gummiagtige fuger fra denrelevante periode, var der 4 bygninger, hvor der med sikkerhed kunnekonstateres PCB i en del af fugerne. De 7 mest kontaminerede fuger havdeet samlet indhold af de analyserede PCB-congenere fra 0,05 o/oo til 9,8o/oo. Middelværdien var 2,1 o/oo. De udvendige fuger indeholdt betydeligtmindre PCB end de indvendige fuger. Usikkerheden der introduceres vedikke at opdele beregningerne imellem ind- og udvendige fuger er dog lillesammenlignet med øvrige usikkerhedskilder.Hvis massen af 1 m fuge antages at være 0,20 kg, kan et overslag overvægten af fugemassen beregnes på baggrund af oplysningerne i Figur 4.1og Tabel 4.1 ved at gange følgende oplysninger sammenNyopført Bygningsareal i den relevante periodeAndel med gummiagtige indvendige fuger plus andel med gummiagtigeudvendige fugerFugelængde per bygningsarealAndel bygninger uden vinduesudskiftningFugemasse per fugelængdeVægten af tilbageværende, gammel gummiagtig fugemasse kan såledesberegnes til:143x106m2x (0,59+0,22) x 0,47m/m2x 0,61 x 0,20kg/m = 6,6x106kgBaseret på disse forudsætninger, kan vægten af resterende PCB dereftermed stor usikkerhed beregnes til:6,6x106kg x 0,4 x 0,0021 = 5.600 kg = 5,6 tonsAlene baseret på de konstaterede variationer i PCB-indholdet fås et intervalfor resterende mængder PCB i vinduesfuger fra 170 til 32.500 kg., hvilketunder alle omstændigheder betydeligt lavere end det tidligere skøn på 70tons. En væsentlig forskel i beregningerne er, at det tidligere skøn varbaseret på en antagelse om, at der var 150 o/oo PCB i de resterende PCB-holdige fuger og ikke væsentligt lavere, som nærværende undersøgelsertyder på, at der er.Den tidligere opgørelse var endvidere ikke baseret på bestanden afbygninger til boliger, kontorer og institutioner med videre, men påoplysninger fra fugeentreprenørerne om forbruget af fugemasser i den

relevante periode. Dermed er forbruget i produktionsbygninger og lignendeogså medtaget i den tidligere opgørelse.Der kan være flere måder at vise analyseresultaterne på. I denne rapporthar vi nedenfor både vist summen af de 22 congenere, som der er blevetanalyseret for og summen af de 7 congenere, som mange andreundersøgelser har været begrænset til. De fleste andre undersøgelserganger en faktor mellem 8 og 3 på summen af de ofte meget få congenere,der er analyseret for, før de rapporterer den samlede mængde PCB.Faktoren kan afhænge af congener mønstret i et forsøg på at matche deoprindelige solgte blandinger. Disse faktorer vil dog i mange tilfældeindeholde en betydelig sikkerhed for at den faktiske samlede koncentrationer under den rapporterede. Den sundhedsmæssige vurdering i dennerapport er baseret på de individuelle congenere, og derfor har der væretbehov for den mere omfattende kemiske analyse.En del af PCB-indholdet i de oprindelige fuger må formodes at værefordampet eller diffunderet væk fra fugerne i løbet af de 20-45 år, der erforløbet, siden de blev påført. Endvidere kunne det konstateres vedprøvetagningen, at de gamle fuger ofte var blevet vedligeholdt ved påføringaf nye lag oven på de gamle eller ved opfugning af revner og sprækker i deoprindelige fuger. Disse nyere fugematerialer vil fortynde PCB-indholdet ifugerne i betydelig grad.Det må formodes, at vinduesrammer og vægmateriale, der gennem mangeår har været i kontakt med PCB-holdige fuger, er blevet forurenet på grundaf diffusion af PCB fra fugematerialet til omgivende materialer. Det er derforvanskeligt at vurdere, hvor meget af den oprindelige PCB-mængde derfortsat er i øvrige bygningsdele.Den kemiske analyse i nærværende undersøgelse er begrænset til 22congenere med udbredt anvendelse. Der er således ikke analyseret for allede mulige PCB-congenere. Den eventuelle fejl ved at have overset etbetydeligt indhold af de mere usædvanlige congenere, der ikke eranalyseret for, vurderes dog at være meget mindre end de mange andreusikkerhedskilder i denne vurdering, der er baseret på et meget spinkeltstatistisk materiale.En meget større undersøgelse i Schweiz (Kohler et al., 2005), deromfattede 1348 elastiske fugeprøver fra bygninger, der var opført fra 1950til 1977, viste i overensstemmelse med resultaterne i dette projekt, at 48 %havde en PCB-koncentration over detektionsgrænsen på 0,02 o/oo.Værdierne i undersøgelsen fremkom ved at gange den samledekoncentration af de 6 målte congenere (28, 52, 101, 138, 153 og 180) med5. I undersøgelsen blev fundet, at 21 % af prøverne havde et PCB indholdover 10 o/oo, hvilket kun én af prøverne havde i nærværendeundersøgelse, efter at sum af delmængden på 7 congenere blev gangetmed 5. Middelkoncentrationen i den schweiziske undersøgelse giver dog etdårligt billede af koncentrationerne, der lå meget bredt fordelt i intervallerfra 0,02 o/oo til over 100 o/oo. Anvendes logaritmiske middelværdier i derapporterede intervaller fås en middelkoncentration på 38 o/oo. Hvis disseoplysninger hypotetisk antages at gælde for danske forhold, fås følgendeberegning af den resterende mængde PCB i bygningsfuger i Danmark:6,6x106kg x 0,48 x 0,038 = 120.000 kg = 120 tons.

Den resterende mængde PCB i bygningsfuger baseret på 22 congenere inærværende projekt kan også sammenlignes med undersøgelsen af Kohleret al. (2005) ved at tage udgangspunkt i summen af de 7 congenere franærværende undersøgelse og gange med 5 som brugt af Kohler et al.(2005) i forbindelse med 6 af de 7 congenere. Dette resulterer i etmiddelindhold på 4,8 o/oo, der svarer til en samlet resterende masse på ca.13 tons. Tallet vokser til 21 tons hvis man i stedet for 5 ganger med 8, somogså tidligere er brugt af andre.Samtlige de 2.439 analyser af PCB i fugemasse, som blev udført iGøteborg Kommune på baggrund af mistanke om PCB kontaminering,havde en middelkoncentration på 32 o/oo (14 % lå over 100 o/oo og 28 %lå over 10 o/oo) (Andreason, 2005).Vi har i dette projekt kun analyseret i alt 10 fugeprøver og kun 7 fugeprøverindgår i middelværdien. Middelværdien havde været mere end 10 gangestørre, hvis en af prøverne med højt PCB-indhold fra KøbenhavnsKommunes undersøgelser (Bilag E) var medtaget i dette skøn. Her er derfundet værdier op til 200 o/oo. Det er dog meget lidt sandsynligt, at vi aftilfældige årsager havde kunnet få et udvalg af fuger, hvor koncentrationikke var over 100 o/oo i en eneste prøve, hvis forekomsten heraf som iSchweiz var 10 % eller som i Gøteborg var 14 %. De store undersøgelserunderstreger, at det statistiske grundlag for at vurdere den resterendemængde PCB i danske bygningsfuger er meget svagt i nærværendeundersøgelse.Ovennævnte 2 undersøgelser var baseret på begrundede mistanker om, atfugerne ville indeholde PCB. Grundlaget for vore analyser har været etlangt mere tilfældigt udvalg af fuger. Dette må formodes at være denvæsentligste årsag til det betydeligt mindre middelindhold af PCB inærværende undersøgelse.Tabel 4.1a sammenfatter den skønnede resterende mængde PCB ivinduesfuger under de forskellige forudsætninger.Tabel 4.12 Skønnede resterende mængder PCB under forskellige forudsætninger.ForudsætningAlene summen af de 22 analyseredecongenereSummen af 7 congenere gange 5Summen af 7 congenere gange 8PCB koncentrationer fra undersøgelse iSchweizResterendemængde PCB(tons)5,61321120

Koncentrationer af specifikke PCB-congenere blev målt i fuger,indendørsluft, indendørsstøv samt jord uden for vinduer. Desuden erenkelte chlorerede pesticider såsom DDT og lindan blevet målt iindendørsluft og støv, fordi de er inkluderet i DMU’s analysemetode forPCB-congenere. Den samlede resultatmatrice, der indeholder mere end1000 enkeltmålinger, er vist i Bilag A.Desuden er disse resultater sammenfattet i de følgende afsnit.3.3.1 FugerDe målte PCB-koncentrationer i fuger kan ses i Tabel 4.2. Den højestekoncentration blev målt i en termokit fuge i bygning 10. Denne fuge liggerbeskyttet bag en træliste, hvilket givetvis betyder en mindre fordampning.Koncentrationer i de indre fuger i bygning 6 og bygning 9 var ligeledesmeget høje. Summen af de 7 indikator PCB’ere (7PCB) er vist i andenkolonne, summen af alle congenere som kunne måles (n PCB) er vist itredje kolonne, mens den sidste kolonne viser antallet congenere (nPCB),som kunne måles.Tabel 4.2: PCB-koncentrationer i fuger7PCBIndre, B 5, EtageboligIndre, B 6, GymnasiumIndre, B 7, GymnasiumIndre, B 9 , KontorIndre, B 10, UniversitetThermokit, B 10, UniversitetYdre, B 1, EnfamiliehusYdre, B 2, EnfamiliehusYdre, B 3, EnfamiliehusYdre, B 4, EnfamiliehusYdre, B 5, EtageboligYdre, B 6, GymnasiumYdre, B 8, LagerYdre, B 9, KontorYdre, B 10, UniversitetnPCBn PCB4202020172008600150190

Analyseresultaterne er præsenteret i Bilag C. Det fremgår heraf atAnalytica stort set får samme resultat som DMU, tidligere havde fundet forde gamle fugeprøver, og at der er god overensstemmelse mellemanalyserne for de nye prøver. Analytica A/S har dog en højeredetektionsgrænse end DMU.Det skal endvidere bemærkes at firmaet rutinemæssigt har forsøgt atestimere det samlede indhold af PCB i prøverne på baggrund af de syvanalyserede congener. Da firmaet ikke har fundet et godt match til gamlekommercielle PCB-blandinger, har man ganget den samlede koncentrationaf de 7 congener med en faktor helt oppe på 8. Denne faktor er høj i forholdtil faktor 5 som er nævnt i afsnit "4.1.1 Spørgeskemaundersøgelsen" somen alternativ måde at beregne den resterende masse af PCB i fuger idanske bygninger.3.3.3 LuftDer blev taget to luftprøver i hver bygning, og de målte PCB-koncentrationer er vist i Tabel 4.3. De fleste resultater fornPCB ligger iområdet fra under detektionsgrænsen til 100 ng/m3, menskoncentrationerne i bygning 6 blev målt til henholdsvis 344 og 1152 ng/m3.Tabel 4.3: PCB-koncentrationer i luft7PCBBygning 1, 1, Fritliggende enfamiliehusBygning 1, 2, Fritliggende enfamiliehusBygning 2, 1, Fritliggende enfamiliehusBygning 2, 2, Fritliggende enfamiliehusBygning 3, 1, Fritliggende enfamiliehusBygning 3, 2, Fritliggende enfamiliehusBygning 4, 1, Fritliggende enfamiliehusBygning 4, 2, Fritliggende enfamiliehusBygning 5, 1, EtageboligBygning 5, 2, EtageboligBygning 6, 1, GymnasiumBygning 6, 2, GymnasiumBygning 7, 1, GymnasiumBygning 7, 2, GymnasiumBygning 8, 1, LagerBygning 8, 2, LagerBygning 9, 1, KontorBygning 9, 2, KontorBygning 10, 1, UniversitetBygning 10, 2, UniversitetnPCBng/m39,87,811,911,54,22,3<1<1<1<13441153104108<1<112,011,761,062,3n PCB546632000061388006666

3.4 Korrelationer mellem PCB-indhold i fuger og andre medierPCB-indholdet i luften, overfladestøvet og jorden kan stamme fra flerekilder. Man må formode, at der er en sammenhæng mellem størrelsen afde formodede primære kilder og de målte koncentrationer. I Figurerne 4.2til 4.5 er sammenhængen mellem koncentrationen af PCB i fugerne og deøvrige medier vist. Der er ikke foretaget en egentlig statistisk analyse afdisse sammenhænge fordi datagrundlaget er begrænset. Inden døre ses iFigur 4.2 til 4.4 tydelig sammenhæng mellem koncentrationerne i fuger, luftog overfladestøv. Tilsvarende ses også i figur 4.5 en dog noget svageresammenhæng mellem PCB-koncentrationen i de ydre fuger og jordenomkring bygningen.

4.1 Læsevejledning til den sundhedsmæssige vurderingDen sundhedsmæssige vurdering henvender sig til alle med interesse forde toksikologiske effekter ved eksponering for PCB i bygninger ogbygningsnære omgivelser. De enkelte kapitler kan læses uafhængigt afhinanden. For at opnå et overordnet overblik kan kapitlerne med fordellæses sammenhængende.4.1.1 Toksikologiske egenskaber af PCBI afsnittet om de toksikologiske egenskaber for PCB gives et sammendragaf de vigtigste toksikologiske effekter af PCB. Her med fokus på detoksikologiske konsekvenser som følge af gentagne eksponeringer overlang tid, der kan udgøre en sundhedsmæssig risiko. Underafsnittettoksikokinetikindeholder en beskrivelse af optagelse, omsætning, fordeling,ophobning og udskillelse af PCB i organismen. Det fremhæves samtidig atlængerevarende ophold i boliger med PCB-holdige fugemasser kan givesignifikant forhøjede PCB-niveau i blodet, hovedsageligt som følge af demest flygtige PCB-forbindelser. Efterfølgende gives en vurdering af deaktuelle effekter ved eksponering for PCB. Her kan de nævnes, at detoksikologiske effekter som er observeret i forsøgsdyr, eksponeret forindividuelle ikke-dioxinlignende PCB, omfatter effekter på lever,skjoldbruskkirtel og immunsystem, hormonforstyrrende effekter, og effekterpå reproduktionsevnen og på udvikling af reproduktionsorganer ognervesystemet, specielt i afkom af forsøgsdyr eksponeret undergraviditeten (inutero).Disse toksikologiske effekter er imidlertid ikkespecifikke for de ikke-dioxinlignende PCB, men ses også efter eksponeringfor dioxinlignende PCB.For en mere detaljeret gennemgang af de toksikologiske egenskaber forPCB, herunder med angivelse af litteraturreferencer, henvises til Bilag B,der samtidig indeholder en mere fyldig gennemgang af videngrundlaget foropstilling af sundhedsskadelige effekter ved udsættelse for PCB.4.1.2 Vurdering af baggrundsniveauet af PCBI dette afsnit gives en vurdering af baggrundsniveauet for PCB, og derfokuseres her primært på de fødevarerelaterede eksponeringer, da devurderes at udgøre op til 90 % af menneskers eksponering for PCB. Det erher relevant at se på, hvordan denne baggrundsbelastning vurderes isundhedsmæssig henseende, idet eventuel yderligere eksponering fraPCB-holdig fugemasse kommer oven i denne eksponering.Der gives samtidig en nærmere gennemgang af sundhedsrisici forbundetmed eksponering for de ikke-dioxinlignende PCB, her med redegørelse forbåde ekstern og intern ophobet dosis. Det antages her, at en vurdering afintern ophobet dosis (body burden) vil være et mere velegnetekponeringsmål end den daglige eksponering ved vurderingen af de ikke-

dioxinlignende PCB, idet de toksiske effekter primært anses at være knyttettil den samlede PCB ophobning i kroppen.4.1.3 Vurdering af PCB i indeluft, husstøv og forurenet jord.Til slut gives en vurdering af de sundhedsmæssige effekter vedeksponering for PCB i henholdsvis indeluft, husstøv og forurenet jord. Detvurderes samlet her, at ikke-dioxinlignende PCB i indeluften vil kunnebidrage signifikant til menneskers eksponering for de lavere chloreredePCB. Selv om de fundne niveauer ikke umiddelbart vurderes som værendesundhedsmæssigt betænkelige, vil de medføre en uønsket, forøgetkropsbelastning med ikke-dioxinlignende PCB. Luftkoncentrationen i denmest forurenede bygning medfører således en forholdsvis lavsikkerhedsmargin, idet eksponeringen er ca. 70 gange under et nul-effekt-niveau i dyreforsøg (sædvanligvis anvendes en sikkerhedsmargin på 100).Det bør her understreges, at de udvalgte bygninger formentlig ikke erblandt de mest kontaminerede i Danmark. Det kan derfor på baggrund afdet begrænsede grundlag i denne undersøgelse ikke afvises, at der findesbygninger i Danmark, hvor indeluften er væsentligt mere forurenet medPCB, og at længerevarende ophold her kan udgøre en sundhedsfare forbeboerne.De sundhedsmæssige risici ved indtagelse gennem munden af PCB frastøv og jord er betydeligt mindre end ved indånding af PCB fra indeluften. Isundhedsmæssig henseende er bidraget fra jord omkring bygningerne medPCB i fugerne mindre end bidraget fra støvet i boligerne.4.2 Baggrund for den sundhedsmæssige vurderingDe fleste lavere chlorerede PCB-congenere omsættes (metaboliseres)relativt hurtigt i dyr og mennesker, mens de højere chlorerede congenere ermeget stabile og bioakkumulerer op gennem fødekæderne.Sammensætningen af de PCB-blandinger, som mennesker udsættes forgennem forskellige medier, såsom fødevarer, arbejdsmiljø, indeklima ogjordforurening, er derfor vidt forskellige.Fra et toksikologisk synspunkt kan PCB inddeles i to grupper. Den enegruppe består af 12 congenere, såkaldte non-ortho og mono-orthosubstituerede "coplanare" PCB, som har samme toksikologiske egenskabersom de polychlorerede dibenzo-p-dioxiner (PCDD) og dibenzofuraner(PCDF), og som er blevet tildelt dioxin-toksicitets-ækvivalence-faktorer(TEF værdier) af WHO (van den Berg et al., 1998, 2006). De kaldes derfordioxinlignende PCB. De resterende PCB har ikke dioxinlignendeegenskaber, men kan have andre toksikologiske profiler. Denne gruppePCB kaldes ikke-dioxinlignende PCB.De ikke-dioxinlignende PCB udgør mængdemæssigt hovedparten af detekniske produkter, mens de dioxinlignende PCB kun forekommer i lavekoncentrationer, der imidlertid, sammen med forurening med PCDF, derforekommer som forurening i PCB, har signifikant toksikologisk betydning.Da de dioxinlignende PCB og PCDF er langt mere toksiske end de ikke-dioxinlignende PCB, har disse stoffer ofte været den primære årsag tilmange af de effekter, som er beskrevet i forsøgsdyr og mennesker eftereksponering for PCB-holdige blandinger, selv om effekterne ofte kunbeskrives som PCB-effekter.

I nedenstående tabel 5.1 er data fra de mest centrale dyreksperimentelleundrsøgelser gengivet. De angivne NOAEL –værdier (no observed adverseeffect level) og LOAEL-værdier (lowest observed adverse effect level)danner grundlag for denne undersøgelses sundhedsmæssige vurderning afPCB afgivet fra fugemasser.Tabel 5.1: Sammenfatning af dyreforsøgsresultater.PCB testetAroclor***1254Aroclor1254Aroclor1254Aroclor1254Aroclor1254Aroclor1254PCB 28PCB 128PCB 153PCB 77**PCB 105**PCB 118**PCB 126**DyreartAbeAbeAbeAbeAbeAbeForsøgstype72 måneders fodringforsøg72 måneders fodringforsøg20 ugers fodringsforsøg20 ugers fodringsforsøg66 måneders fodringsforsøg,incl. Reproduktionsfase66 måneders fodringsforsøg,incl. Reproduktionsfase0,80,0050,020,0050,080,08NOAEL*LOAEL Mest følsomme*organ ellerparameter0,08Øget levervægtSkjoldbruskkirtel,binyrebarkhormoner, hæmatologiImmunsystemNeurotransmittere ihjernenReproduktionseffekterIndlæring ogudvikling afimmunsystem hosungerLever ogskjoldbruskkirtelLever ogskjoldbruskkirtelLever ogskjoldbruskkirtelLever ogskjoldbruskkirtelLever ogskjoldbruskkirtelLever ogskjoldbruskkirtelLever ogskjoldbruskkirtel

4.3 Toksikologiske egenskaber af PCBI det følgende gives et sammendrag af de vigtigste toksikologiske effekteraf PCB. En mere detaljeret gennemgang med angivelse aflitteraturreferencer er foretaget i Bilag B.4.3.1 ToksikokinetikPCB absorberes i udstrakt grad hos mennesker og forsøgsdyr efter peroralindtagelse, og optages efter inhalation. Molekylvægt og fedtopløselighed erde bestemmende faktorer for absorption fra mave-tarm kanalen.Hovedparten af congenere med 4-6 kloratomer absorbers (90-50 %), menshepta- og octa-chlorerede congenere absorberes i mindre omfang.PCB fordeles først til blod, lever og muskelvæv og fordeles derpå tilfedtvævet. På grund af den høje fedtopløselighed og modstandsdygtighedover for metabolisering (omsætning) i kroppen, især for de højt chloreredePCB, ophobes stofferne især i fedtvævet.

PCB omdannes i leveren til vandopløselige metabolitter. De PCB, dermetaboliseres lettest, har to sidestillede, usubstituerede kulstofatomer iyderstillingerne (3,4 eller 4,5). Den vigtigste udskillelsesvej for de højtchlorerede, uomdannede PCB er med galde til fæces og for lavt chloreredePCB og metabolitterne med urinen. PCB kan passere placenta i gravide dyrog mennesker og hos diegivende dyr/ ammende mødre kan PCB udskillesmed modermælk.Estimater af eliminationshalveringstiderne for PCB i mennesker, baseret pågentagne målinger af kropsbelastningen, varierer fra 0,02 år til uendeligt forindividuelle congenere. Ifølge ATSDR (2000) anses halveringstider påmellem 2,5 og 5 år for at være de bedste estimater, mens andre estimaterangiver længere halveringstider for de højt chlorerede PCB. Halveringtiderfor dioxiner og nogle dioxinlignende PCB angives af SCF (2001) til at være5 – 11 år (7½ år for 2,3,7,8-TCDD).De PCB, som formodes at være af størst toksikologisk betydning, er dePCB, der ophobes i kroppen og herved opnår høj intern dosis. Baseret påanalyserne af modermælk fra 18 europæiske lande drejer det sig om defølgende ikke-dioxinlignende PCB: PCB18, 28, 33, 37, , 52, 60, 66, 74, 99,101, 110, 128, 138, 141, 153, 170, 180, 183, 187, 194, 206 og 209, og dedioxin-lignende PCB: 77, 81, 105, 114, 118, 123, 126, 156, 157, 169 og189. Den dominerende congener er PCB 153, efterfulgt af PCB 138 ogPCB 180. Disse 3 di-ortho congenere udgør op mod 65% af PCB imodermælk.At frigivelse af PCB fra fugemasse kan optages i mennesker er fundet i ensvensk undersøgelse, idet beboere i boliger med PCB-holdige fugemasserhavde signifikant forhøjede PCB-niuveauer i blodet, hovedsageligt somfølge af de mest flygtige PCB-forbindelser, sammenlignet med beboere iboliger uden PCB-holdige fugemasser.4.3.2 Akut toksicitetDen akutte toksicitet af PCB i forsøgsdyr varierer for de forskelligekommercielle blandinger, men er generelt lav med LD50værdier mellem1000 and 4000 mg/kg legemsvægt i rotter. Med de PCB-koncentrationer,der forekommer i stort set alle eksponeringsscenarier, er de akutte doseruden toksikologiske konsekvenser, mens det er de koncentrationer, somophobes i kroppen som følge af gentagne eksponeringer over lang tid, derpotentielt kan udgøre en sundhedsmæssig risiko.4.3.3 Toksiske effekter efter gentagen eksponeringViden om de sundhedsskadelige effekter af PCB i mennesker stammerprimært fra undersøgelser af folk i Japan (Yusho-episoden) og Taiwan (Yu-Cheng-episoden) eksponeret gennem indtagelse af risolie kontamineretmed varme-degraderet Kanechlor. Man fandt ændringer i levervævetsandsynligvis som følge af enzyminduktion, øget serumtriglycerid, ogleverporphyri hos eksponerede personer. Endvidere sås en sammenhængmellem PCB eksponering og forandringer i skjoldbruskkirtlen. Chloracne ogandre hudforandringer såvel som synsforstyrrelser er også blevetrapporteret. Immunologiske forandringer omfattede øget følsomhed forinfektioner hos voksne og børn. Forandringer i de sensoriske og motoriskenerver er også blevet observeret hos højt eksponerede Yusho- og Yu-Cheng-patienter.

De toksikologiske effekter af peroral indtagelse af PCB er undersøgt i enrække dyreforsøg. De fleste undersøgelser er blevet foretaget med dekommercielle PCB-blandinger.De PCB-inducerede levereffekter i rotter omfatter mikrosomalenzyminduktion (specielt målt som EROD aktivitet, som skyldes indholdetaf dioxinlignende PCB og PCDF), øget serumniveauer af leverrelateredeenzymer og fedtstoffer, leverforstørrelse, ændret porphyrin og vitamin Ametabolisme, og histopathologiske forandringer, som efter højere dosereller længerevarende eksponeringer kan udvikles til degenerativeforandringer og/eller tumorer. Induktion af de mikrosomale enzymer(EROD) er den effekt af dioxin i rotter, der ses ved laveste dosis, og den erset efter daglig peroral administration af Aroclor 1242, 1248, 1254, eller1260 i 4 uger med dosisniveauer fra 0,03 mg/kg legemsvægt/dag (denlaveste dosis testet).I nyere 2-års fodringsforsøg med rotter sås effekter på lever(hepatocellulær hypertrofi og vacuolisering) efter daglig administration afAroclor 1016, 1242, 1254, eller 1260 svarende til dosisniveauer på 1-2mg/kg legemsvægt/dag. Levereffekterne var mere alvorlige i hunrotterneend i hanrotterne og udviste følgende toksicitetsrækkefølge: Aroclor 1254 >12601242 > 1016. I rhesusaber er der set effekter på leveren(leverforstørrelse, fedtophobning, levernekrose og forandringer igaldegangene), øget serumtriglycerider og nedsat serumbilirubin ogcholesterol. Laveste effekt niveau (LOAEL) for effekter af de kommerciellePCB-blandinger på leveren var 0,08 mg/kg legemsvægt/dag for Aroclor1254 i aber efter 72 måneders indtagelse med foderet. Den mest følsommeeffekt var øget levervægt.I rotter sås effekt på skjoldbruskkirtlen i form af nedsat serum koncentrationaf thyroideahormonerne T4 og T3 efter indtagelse af 0,09 mg Aroclor1254/kg legemsvægt/dag (laveste dosisniveau testet) med foderet igennem5 måneder. Histologiske forandringer er set i rotter efter 0,25 mg Aroclor1254 /kg legemsvægt/dag i foderet i 5 uger, men ikke efter 0,025 mg/kglegemsvægt/dag. I rhesusaber blev der ikke set effekter påskjoldbruskkirtlen eller hormonerne efter eksponering for Aroclor 1254 idosisniveauer på op til 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i op til 72 måneder(NOAEL).I rotter og aber er der konstateret ændringer i niveauerne afbinyrebarkhormoner efter daglig indtagelse af Aroclor 1254. Der er ikke sethistologiske forandringer i binyrerne. NOAEL var 0,08 mg Aroclor 1254/kglegemsvægt/dag til aber i 72 måneder. NOAEL for hæmatologiske effekter(anæmi) af Aroclor 1254 var ligeledes 0,08 mg/kg legemsvægt/dag til aber i72 måneder.Morfologiske og funktionelle ændringer af immunsystemet efter doseringmed PCB er set i mus, rotter, marsvin, kaniner og aber og omfatter atrofi afthymus og milt, nedsat antistofproduktion rettet mod fremmede antigener,øget følsomhed for infektioner med virus og andre mikroorganismer, nedsathudreaktion mod tuberculin og øget proliferation af lymfocytter i milten somrespons på mitogen-stimulering. LOAEL for Aroclor 1254 var 0,005 mg/kglegemsvægt/dag i aber.

Ændringer i niveauerne af neurotransmittere, hyppigst i form af nedsatdopaminkoncentration i forskellige hjerneområder, er set i aber, rotter ogmus. LOEL for Aroclor 1016 og 1260 var 0,8 mg/kg legemsvægt/dag tilaber i 20 uger.Undersøgelser af individuelle renfremstillede PCB-congener er foretaget ien række sammenlignelige 13-uger perorale toksicitetsstudier i rotter med 3ikke-dioxinlignende PCB (28, 128, 153) og 4 dioxinlignende PCB (77, 105,118, 126). Et bredt spektrum af toksikologiske effekter er blevet observeret.De mest følsomme organer var lever (specielt i hunner) og skjoldbruskkirtel(ATSDR 2000). Der sås øget levervægt, biokemiske forandringer(forhøjede serumenzymer og cholesterol, forhøjet leverporphyrinniveau ognedsat lever-vitamin A), samt histopathologiske forandringer i leveren(cytoplasmisk vakuolisering og øget fedtophobning). Effekterne påthyroidea bestod i histopatologiske forandringer af varierende grad for deindividuelle congenere. Den mest toksiske congener var PCB 126(dioxinlignende PCB) med et LOAEL på 0,0008 mg/kg legemsvægt/dag. Denæst mest toksiske var PCB 105 (dioxinlignende PCB) med LOAEL på0,039 mg/kg legemsvægt/dag. De dioxinlignende PCB 77 og 118 havdeLOAEL på henholdsvis 0,087 og 0,170 mg/kg legemsvægt/dag, mens deikke-dioxinlignende PCB 153, 28 og 128 var de mindst toksiske medensartede LOAEL-værdier på henholdsvis 0,34, 0,36 og 0,42 mg/kglegemsvægt/dag. NOAEL for de ikke-dioxinlignende PCB var 0,036 mg/kglegemsvægt/dag for PCB 28, 0,042 mg/kg legemsvægt/dag for PCB 128 og0,034 mg/kg legemsvægt/dag for PCB 153.4.3.4 GenotoksicitetBåde dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB har generelt væretinaktive iin vitro-ogin vivo-testfor genotoksicitet.4.3.5 CancerDen kræftfremkaldende effekt af PCB i mennesker er undersøgt iarbejdsmiljøet og i case-control-undersøgelser af miljøeksponering. Nogleaf mortalitetsstudierne antyder, at arbejdsmiljømæssig udsættelse for PCBkan være associeret med øget risiko for kræft i forskellige væv.En række perorale cancerstudier er udført i dyreforsøg med kommerciellePCB-blandinger. Den mest omfattende undersøgelse, publiceret i 1998,sammenlignede de fire mest anvendte kommercielle Aroclor blandinger(1016, 1242, 1254 og 1260). Øget tumorforekomst blev fundet i lever ogskjoldbruskkirtel, mens der sås nedsat forekomst af brysttumorer. Effekten ileveren sås primært i hunrotter, ikke i hannerne. Aroclor 1254 var den mestpotente PCB-blanding.Resultaterne fra de kroniske carcinogenicitetsstudier i rotter med forskelligetekniske PCB-blandinger indikerer imidlertid samlet, at forekomsten aflevertumorer og skjoldbruskkirteltumorer ikke afhænger af dosis af totalPCB, men af den totale dioxinaktivitet i disse tekniske blandinger (Mayes etal., 1998). Undersøgelser viser, at i rotter spiller tilstedeværelsen af deikke-dioxinlignende PCB sammen med dioxinlignende PCB i tekniskeblandinger en ubetydelig rolle som carcinogener, hvis overhovedet nogen(EFSA, 2005).

4.3.6 ReproduktionstoksicitetMenstruationsforstyrrelser blev set hos kvinder under Yusho-episoden.Kønsmodning og udvikling af kønsorganer var ikke ændret hos drenge fødtaf Yu-Cheng-mødre. For børn af Yusho- og Yu-Cheng-kvinder sås derlavere fødselsvægt og nedsat vækst tidligt i livet, og der er rapporteret omadfærds- og indlæringsmæssige ændringer hos disse børn.Epidemiologiske studier af befolkningsgrupper med højt konsum afkontamineret fisk antyder, at udsættelse for PCB i fostertilstanden(perinatalt) kan have effekter på udviklingen af nervesystemet med bl.a.motoriske, adfærdsmæssige og indlæringsmæssige forstyrrelser til følge.Disse effekter tilskrives primært eksponeringen i fostertilstanden. Det eruklart, om effekterne er reelle, da resultaterne af de forskelligeundersøgelser er svage og varierer meget og i visse tilfælde er modstridige.Hos forsøgsdyr er reproduktions- og udviklingseffekter derimodveldokumenteret ved eksponering med kommercielle PCB-blandinger ogenkelte congenere.Reproduktionseffekter i hunner eksponeret for kommercielle PCB-blandinger er set i en række forskellige dyrearter, såsom rotter (forlængetoestrus, nedsat seksuel modtagelighed, nedsat implantationsrate i voksneog/eller deres unger eksponeret under graviditeten og laktationsperioden),mus (nedsat befrugtning), og aber (forlænget menstruation, nedsatfertilitet). Aber forekommer at være særligt følsomme forreproduktionseffekterne af PCB. NOAEL for reproduktionseffekter afAroclor 1254 i aber var 0,005 mg/kg legemsvægt/dag i 37 måneder førparring og i de efterfølgende 29 måneder. LOAEL var 0,02 mg/kglegemsvægt/dag. Oplysninger om reproduktionseffekter i hanner erbegrænsede.I forsøgsdyr er de mest følsomme effekter af dioxiner og dioxinlignendePCB påvirkning af reproduktions-, nerve- og immun-systemernes udvikling ifostertilstanden. En enkeltdosis på 50 – 200 ng TCDD/kg legemsvægt tilhunrotter på dag 15 i drægtighedsperioden bevirker feminisering, nedsatsædkvalitet og nedsat immunforsvar hos det hanlige afkom.Udviklingsmæssige effekter af de kommercielle PCB-blandinger er set iungerne fra doserede forsøgsdyr inkluderende rotter (nedsat vækst,forandringer i skjoldbruskkirtlen og hormoner, adfærds- ogindlæringsmæssige forandringer, og forandringer ireproduktionssystemerne), mus (adfærds- og indlæringsmæssigeændringer), og aber (nedsat vækst, adfærds- og indlæringsmæssigeændringer, og forandringer i immunsystemet). LOAEL forudviklingsmæssige effekter af kommercielle PCB-blandinger (Aroclor 1254)i abeunger var 0,005 mg/kg legemsvægt/dag til mødrene i 37 måneder førparring og de efterfølgende 29 måneder gennem drægtighed, fødsel ogungernes opvækst. Effekterne var relaterede til hud, negle ogimmunsystemet og vurderes overvejende at skyldes dioxinlignendepåvirkning.For de individuelle ikke-dioxinlignende PCB, som er testet forreproduktionseffekter i gnavere, omfattende østrogene effekter og effekterhos unger på skjoldbruskkirtlen og på udviklingen af reproduktionsorganer

og nervesystemet (PCB 18, 28, 47, 52, 101, 110, 153), varierede NOAELfra >1 mg til > 50 mg/kg legemsvægt.I undersøgelser foretaget i det samme laboratorium, under anvendelse afdet samme forsøgsdesign (dosering fra dag 10 – 16 idrægtighedsperioden) var LOAEL for PCB 126 <0,001 ug/kglegemsvægt/dag og 4 mg/kg legemsvægt/dag for PCB 118. For PCB 77 varNOAEL 2 mg/kg legemsvægt/dag, mens de ikke-dioxinlignende PCB 28,153 og 95 havde NOAEL på henholdsvis 8, 16 og 32 mg/kglegemsvægt/dag.Grupper af abeunger (Rhesus og Cynomolgus) indtog en veldefineret PCB-blanding (hovedsagelig mono- og di-ortho-substituerede congenere) frafødsel til de var 20 uger gamle. Blandingen havde en PCB-sammensætning, der var analog til den, der forekommer i modermælk iCanada. Den daglige indtagelse af blandingen var 0,0075 mg/kglegemsvægt. Aberne blev fulgt, indtil de var 66 uger gamle. Doseringenhavde ingen effekt på ungernes tilvækst og gav ikke anledning tilsignifikante forandringer i biokemiske parametre inkluderendeleverenzymer, bilirubin, triglycerider og cholesterol. Med hensyn tilimmunologiske parametre var den eneste statistisk signifikante effekt enreduktion i niveauet af IgM- og IgG-antistoffer mod røde blodlegemer fra fårog en reduktion i niveauet af HLA-DR celleoverflade-markør (Arnold et al.,1999).I abeunger (Cynomolgus), som indtog ovennævnte veldefinerede PCB-blanding fra fødsel til de var 20 uger gamle, blev der observeret nedsatindlæringsevne i nogle parametre og stædig adfærd i de doserede unger ien alder af 2½ til 5 år, hvor testene blev foretaget (Rice, 1999).4.4 Vurdering af baggrundsniveauet af PCBDa hovedkilden til PCB-eksponering stammer fra PCB i fødevarer, er detrelevant først at se på, hvordan denne baggrundsbelastning vurderes isundhedsmæssig henseende, idet eventuel yderligere eksponering fraPCB-holdig fugemasse kommer oven i denne eksponering. Det er dogvigtigt ved den sundhedsmæssige vurdering af de forskellige typer afpotentielle yderligere PCB-eksponeringer at tage hensyn til de forskelligePCB-sammensætninger, som findes i de pågældende medier.Det er blevet estimeret, at mere end 90 % af menneskers eksponering forPCB sker med fødevarerne, primært fra fødevarer af animalsk oprindelse(kød, mælkeprodukter, fjerkræ, æg, fisk) (EFSA, 2005). Dengennemsnitlige (livslange) daglige indtagelse hos voksne af ikke-dioxinlignende PCB med kosten er blevet estimeret til mellem 10 og 50ng/kg legemsvægt/dag. Det er de højt chlorerede og persistente PCB,såsom PCB153, 138 og 180, der dominerer kvantitativt. Samtidig indtages igennemsnit 1-2 pg WHO-TEQ/kg legemsvægt/dag af persistente dioxinerog dioxinlignende PCB med kosten (SCF, 2000, 2001).Sammensætningerne af PCB i fødevarer er markant forskellige frasammensætningerne af de kommercielle PCB, hvorfor resultaterne fra detoksikologiske undersøgelser af de kommercielle PCB-blandinger ikke eregnede til risikovurdering af PCB i fødevarer. Derfor vurderesdioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB her separat.

De dioxinlignende PCB er blevet vurderet sammen med PCDD og PCDF afEU's Videnskabelige Komite for Fødevarer (SCF, 2000; 2001), som harfastsat en tolerabel ugentlig indtagelse (TWI) på 14 pg WHO TEQ/kglegemsvægt. Påvirkning af de hanlige kønsorganer i rotteunger, hvis mødreblev doseret med dioxin, blev vurderet som den kritiske effekt. Somtidligere omtalt anvendte denne vurdering den interne dosis(kropsbelastningen) som mål for eksponeringen. En toksikologisk vurderingaf dioxiner og dioxinlignende PCB er også foretaget for Miljøstyrelsen iforbindelse med fastsættelse af jordkvalitetskriterier for disse stoffer(Nørhede og Larsen, 2003).4.4.1 Ikke-dioxinlignende PCBDe ikke-dioxinlignende PCB, som må formodes at være af størstsundhedsmæssig betydning, er de PCB, der ophobes længe i kroppen ogherved opnår høj intern dosis. Baseret på analyserne af modermælk(Annex 1, tabel 4.1) drejer det sig om de følgende ikke-dioxinlignende PCB:PCB18, 28 (markør), 33, 37, 47, 52 (markør), 60, 66, 74, 99, 101 (markør),110, 128, 138 (markør), 141, 153 (markør), 170, 180 (markør), 183, 187,194, 206, og 209.4.4.2 Vurdering af ikke-dioxinlignende PCB, baseret på ekstern dosis(daglig indtagelse)De toksikologiske effekter, som er observeret i forsøgsdyr, eksponeret forindividuelle ikke-dioxinlignende PCB, omfatter effekter på lever ogskjoldbruskkirtel, immunotoksicitet, østrogeneffekt, og effekter påreproduktionsevnen og på udvikling af reproduktionsorganer ognervesystemet, specielt i afkom af forsøgsdyr eksponeret undergraviditeten (inutero).Disse toksikologiske effekter er imidlertid ikkespecifikke for de ikke-dioxinlignende PCB, men ses også efter eksponeringfor dioxinlignende PCB. Specielle studier indikerer, at hydroxyleredemetaboliter eller methylsulfon metaboliter også kan have bidraget til nogleeffekter, specielt østrogeneffekt og effekter på skjoldbruskkirtlen.I akutte og subakutte undersøgelser (få dages dosering) vedrørende disseeffekter er NOAEL for individuelle ikke-dioxinlignende PCB generelt størreend 1 mg/kg legemsvægt/dag. For de ikke-dioxinlignende PCB som ertestet for reproduktionseffekter og for udviklingseffekter i gnavere,omfattende østrøgene effekter, effekter på skjoldbruskkirtlen og pånervesystemets udvikling i rotter (PCB18, 28, 47, 52, 101, 110, 153),varierede NOAEL fra >1 mg til > 50 mg/kg legemsvægt. I de flesteundersøgelser blev rotter eksponeret fra dag 10 – 16 idrægtighedsperioden, enten ved sondefodring eller indsprøjtning ibughulen. Disse NOAEL værdier er mere end titusinde gange højere endden estimerede gennemsnitlige, daglige indtagelse af ikke-dioxinlignendePCB hos mennesker. Derfor forekommer det usandsynligt, at eksponeringfor ikke-dioxinlignende PCB med fødevarer har akutte, toksiske effekter imennesker.Potensen af forskellige PCB vedrørende effekter på reproduktionsevnen irotter og med hensyn til ungernes udvikling kan også sammenlignes ud fraundersøgelser foretaget i det samme laboratorium, under anvendelse af detsamme forsøgsdesign (dosering fra dag 10 – 16 i drægtighedsperioden).LOAEL for PCB126 var <0,001 ug/kg legemsvægt/dag og for PCB118 varLOAEL 4 mg/kg legemsvægt/dag. For PCB77 var NOAEL 2 mg/kg

legemsvægt/dag, for PCB28 8 mg/kg legemsvægt/dag, for PCB153 16mg/kg legemsvægt/dag og for PCB95 (forekommer ikke i modermælk) 32mg/kg legemsvægt/dag.Signifikant lavere NOAEL-værdier for ikke-dioxinlignende PCB errapporteret for effekter på lever og skjoldbruskkirtel i nogle fåundersøgelser af individuelle PCB (PCB 28, 128 og 153), som er blevettestet i 90 dages subkroniske rotteforsøg. Her var NOAEL 30 – 40 ug/kglegemsvægt/dag (PCB 28: 36 ug/kg legemsvægt/dag; PCB 128: 43 ug/kglegemsvægt/dag og PCB 153: 34 ug/kg legemsvægt/dag). De tilsvarendeLOAEL-værdier var 10 gange højere.Indtil nu er der ikke blevet offentliggjort langtids- og karcinogenicitetsunder-søgelser af ikke-dioxinlignende PCB-congenere. En endnu ikkeoffentliggjort 2 års undersøgelse af PCB 153 for langtidseffekter, herunderkræftfremkaldende effekt i rotter, indikerer et NOAEL på ca. 70 ug/kglegemsvægt/dag for effekter på lever og skjoldbruskkirtlen. Der sås ingentydelig kræftfremkaldende effekt. Som tidligere nævnt viser de tilgængeligedata fra dyreforsøg med de kommercielle PCB-blandinger, at disses evnetil at inducere tumorer i lever og skjoldbruskkirtlen overvejende, hvis ikkefuldstændigt, kan skyldes deres indhold af dioxinlignende forbindelser.Endvidere udviser PCB ikke genotoksiske egenskaber, hvorfor enrisikovurdering kan gennemføres under antagelse af, at der eksisterer entærskelværdi for effekt.Der foreligger ikke internationalt accepterede vurderinger af ikke-dioxinlignende PCB. Som en konservativ vurdering kan det antages, at alleikke-dioxinlignende PCB har toksikologiske potenser tilsvarende PCB28,128, 153 med et NOAEL på 30 ug/kg legemsvægt/dag for effekter på leverog skjoldbruskkirtel. Dette NOAEL giver en sikkerhedsmargen på ca. 1000 iforhold til den estimerede daglige indtagelse af PCB hos mennesker (10-50ng/kg legemsvægt/dag). Sundhedsmæssigt må en sikkerhedsmargin afdenne størrelse anses for tilstrækkelig. Endvidere anses denne vurderingfor at være konservativ, da størstedelen af effekterne set i studier med ikke-dioxinlignende PCB sandsynligvis er relateret til dioxineffekter, daforurening med dioxinlignende PCB i disse blandinger var hyppige.4.4.3 Vurdering af ikke-dioxinlignende PCB, baseret på intern dosis(kropsbelastning (body burden))De lavere NOAEL-værdier, som er set for 3 individuelle ikke-dioxinlignendePCB i subkroniske studier, sammenlignet med de højere NOAEL-værdier,der ses i meget korterevarende doseringsforsøg, understreger betydningenaf at tage hensyn til disse stoffers akkumulering i kroppen. Med analogi tilrisikovurderingerne af PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB foretaget afEU's Videnskabelige Komite for Fødevarer (SCF) i 2000 og 2001 antagesdet, at kropsbelastningen (body burden, BB) i forsøgsdyr og mennesker vilvære et mere velegnet dosismål end den daglige eksponering vedvurderingen af de ikke-dioxinlignende PCB.Som tidligere nævnt anses de PCB, som ophobes i kroppen, for at være afstørst toksikologisk betydning for mennesker. Det drejer sig om følgendeikke-dioxinlignende PCB: PCB 18, 28 (markør), 33, 37, 47, 52 (markør), 60,66, 74, 99, 101 (markør), 110, 128, 138 (markør), 141, 153 (markør), 170,180 (markør), 183, 187, 194, 206, og 209. Den samlede koncentration(medianværdi) af disse er i alt 240 ng/g fedt. (EFSA, 2005). Hvis det

antages, at mennesker indeholder 20% fedt, svarer dette til enkropsbelastning på 48 ug/kg legemsvægt. For at opnå dennekropsbelastning kræves en daglig indtagelse af 24 ng/kg legemsvægt,under antagelse af at den biologiske halveringstid (T½) er 7.5 år, ogbiotilgængeligheden fra fødevarer 50 %, ligesom for dioxiner. For de dioxin-lignende PCB: 77, 81, 105, 114, 118, 123, 126, 156, 157, 169 og 189 erkoncentrationen 24 ng/g fedt, svarende til en kropsbelastning på 4,8 ug/kglegemsvægt. Denne kropsbelastning vil opnås ved daglig indtagelse af 2,4ng/kg legemsvægt, igen under antagelse af T½ på 7,5 år ogbiotilgængelighed på 50 %. Omregnet til dioxin TEQ svarer det til enkoncentration på 0,0176 ng TEQ/g fedt og kropsbelastning på 3,5 ngTEQ/kg legemsvægt, svarende til en daglig indtagelse af 1,76 pg TEQ/kglegemsvægt (T½ = 7.5 år).For de ikke-dioxinlignende PCB, som er undersøgt for effekter påreproduktion og udvikling, herunder østrogene effekter (PCB18, 28, 47, 52,95, 101, 110, 128, 132, 149, 153, 170, 180, 206, 209) varierer NOAEL-kropsbelastningsniveauerne generelt fra >1 - >50 mg/kg legemsvægt (seTabel 6.1 i Bilag B) og de tilsvarende MOBB (Margin of body burden)varierer fra >5000 – 1000000, hvilket må anses for at udgøre entilstrækkelig sikkerhedsmargen.I undersøgelser i rotter med en rekonstitueret PCB-blanding, medsammensætning som i modermælk (og indeholdt derfor ogsådioxinlignende PCB) var NOAEL for reproduktions- og udviklingsmæssigeeffekter 0,5 mg og LOAEL 2 mg/kg legemsvægt/dag. Dette svarede tilkoncentrationer af total PCB i fedtvæv på henholdsvis 27 og 156 ug/g fedt.Dette ville igen svare til kropsbelastninger på 2700 og 15500 ug PCB/kglegemsvægt under antagelse af 10% fedt i disse rotter. NOAEL-kropsbelastningen er ca. 55 gange højere end ovennævnte humanekropsbelastning på omkring 50 ug total PCB/kg legemsvægt (4,8 + 48ug/kg legemsvægt for sum af dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB).En MOBB på 55 anses at være sundhedsmæssigt tilstrækkeligt, idet manved at anvende body burden princippet har elimineret en væsentligusikkerhed ved ekstrapolation fra dyr til mennesker, og således kanreducere den normale dyr-til-menneske usikkersfaktor på 10 betragteligt.NOAEL for effekter på lever og skjoldbruskkirtel i 90-dagesfodringsforsøgene i rotter med PCB 28, 128 og 153 var henholdsvis 36, 43og 34 ug/kg legemsvægt/dag. Ud fra de målte PCB-koncentrationer ifedtvævet fra forsøgsdyrene efter de 90 dages dosering kankropsbelastningerne på NOAEL-niveau estimeres til 0,4, 0,8 og 1,2 mg/kglegemsvægt for PCB 28, 128 og 153. En sammenligning medkropsbelastningerne hos mennesker med disse PCB, udtrykt som MOBB,giver følgende resultat: MOBB for PCB 28 er 900, for PCB 128 er den 6300og for PCB 153 kun 85. Skønt disse PCB viste stort set samme potens idyreforsøgene, så har PCB 153 langt den mindste MOBB på grund af denhøje koncentration i menneskers fedtvæv. MOBB værdier af dennestørrelse må anses som sundhedsmæssigt tilstrækkelige, idet man, ved atanvende body burden princippet har elimineret en væsentlig usikkerhedhedved ekstrapolation fra dyr til mennesker, og således kan reducere dennormale dyr-til-menneske usikkersfaktor på 10 betragteligt.Tilsvarende effekter på leveren og skjoldbruskkirtlen hos rotter ses eftereksponering for PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB. Med alle 3 PCB såsen signifikant induktion af EROD aktivitet i leveren, og med høje doser PCB

128 og 153, men ikke med PCB 28, sås reduktion af vitamin Akoncentrationen i leveren. Sammen med det forhold, at hunrotterne varmere følsomme end hanrotterne for effekterne på leveren, indikerer dette,at testpræparationerne kan have været kontamineret med dioxinlignendeaktivitet, især for PCB 128 og 153 (EFSA, 2005). Derfor kan effekterne pålever og skjoldbruskkirtlen delvist, eller måske endda overvejende, skyldesdioxineffekt. For de dioxinlignende PCB, som er undersøgt i tilsvarende 90dages rotteforsøg, var de mest følsomme effekter på lever ogskjoldbruskkirtel og de rapporterede NOAEL var 8,7, 3,9, 17 og 0,01 ug/kglegemsvægt/dag for henholdsvis PCB 77, 105, 118 og 126. De tilsvarendekropsbelastninger kan estimeres til 5, 110, 425 og 0,125 ug/kglegemsvægt, hvilket leder til beregnede MOBB på 2500, 260, 190 og 15 forhenholdsvis PCB 77, 105, 118 og 126, hvilket umiddelbart må anses somsundhedsmæssigt tilstrækkeligt, da MOBB sammenligningen ikke krævertilsvarende numerisk sikerhedsmargin, som hvis effektniveauernesammenlignes på basis af ekstern dosis.4.4.4 Kommercielle PCB-blandingerBaseret på en lang række toksikologiske undersøgelser af de kommerciellePCB-blandinger er det mest følsomme LOAEL i aber for effekter påreproduktion, indlæringsevne og immunotoksicitet 0,005 mg Aroclor1254/kg legemsvægt/dag. Dette LOAEL giver en eksponeringsmargen på100 - 500 i forhold til den estimerede daglige indtagelse af PCB medfødevarer (10-50 ng/kg legemsvægt/dag). Denne margin bør ikke væremeget lavere, idet en tilstrækkelig sikkerhedsmargin er nødvendig for attage hensyn til de usikkerheder, der ligger i ekstrapolation fra dyr tilmennesker og befolkningen indbyrdes.4.5 Vurdering af PCB i indeluft, husstøv og forurenet jordI tilfældet luft, husstøv og jord adskiller sammensætningerne sig indbyrdesog markant fra den sammensætning, der kendes fra fødevarer.De PCB, som er fundet i indeluften, er primært ikke-dioxinlignende, flygtigeog lavt chlorerede PCB, såsom PCB 28, 31, 44, 49 og 52. Disse congeneremetaboliseres hurtigere og akkumuleres i langt mindre omfang end defleste af de congenere, som forekommer i fødevarer. Her er det heller ikkerelevant at anvende resultaterne fra de toksikologiske undersøgelser medde kommercielle PCB-blandinger, fordi effekterne, der er set, domineres afde dioxinlignende PCB og muligvis til en vis grad også af højt chlorerede,ikke-dioxinlignende PCB.Når det drejer sig om eksponering for PCB via direkte kontakt medfugemasser og forurenet jord, så er det mere relevant at anvenderesultaterne fra de toksikologiske undersøgelser af de kommercielleblandinger, da PCB sammensætningerne her er mere sammenlignelige.Husstøv forekommer at indtage en mellemstilling med hensyn til PCBsammensætning, og sammenligning med de kommercielle blandinger måanses for at give en forsigtig, men brugbar vurdering.4.5.1 IndeluftDe største PCB-koncentrationer på 344 og 1153 ng/m3er fundet i prøvernefra bygning 6. (gymnasium). Ud over ovennævnte lavt chlorerede PCB blevder her også påvist lave koncentrationer af de ikke-dioxinlignende PCB99,

101, 110, 138 og 153 plus de dioxinlignende PCB 105 og 118. Densamlede koncentration af PCB var i størrelsesordenen 1 �g/m3. Idet dertages udgangspunkt i Miljøstyrelsens vejledning (Miljøstyrelsen, 2006b), såantages det, at en person (et barn på 1-5 år) indånder 0,5 m3luft/kglegemsvægt/dag. I dette tilfælde vil der opnås en eksponering på 0,5 �g/kglegemsvægt/dag, hvilket såldes medfører en markant højere eksponeringend med fødevarer (0,01-0,05 �g/kg legemsvægt/dag). Dvs. vurderingen erbaseret på de højest fundne koncentrationer i denne undersøgelse, ogunder antagelse af at sådanne koncentrationer også kan findes i boliger,hvor man kan opholde sig op til 24 timer i døgnet.I forhold til til NOAEL-niveauet for PCB28 på 36 �g/kg legemsvægt/dag foreffekter på lever og skjoldbruskkirtel opnås en sikkerhedsmargin påomkring 70. For det konkrete scenarie medfører det en lettere reduceretsikkerhedsmargin i forhold til en sikkerhedsmargin på 100, hvilket man oftetilstræber for dels at tage hensyn til, at NOAEL-værdien er baseret påeffekter i forsøgsdyr, og dels at tage hensyn at følsomheden overforeffekter kan variere i befolkningen.Såfremt risikovurderingen for de ikke-dioxinlignende PCB baseres påkropsbeslastningen med PCB, svarer NOAEL på 36 �g/kg legemsvægt/dagfor PCB28 for effekt på lever og skjoldbruskkirtel i et 13 ugersfodringsforsøg med rotter til en estimeret kropsbelastning på 0,4 mg/kglegemsvægt. Af de PCB, der blev påvist i indeluften, kan kun PCB28, 52,99 og 101 påvises i fedtvæv hos mennesker, hvor mediankoncentrationener omkring 10 ng/g fedt (EFSA, 2005), modsvarende en kropsbelastning på2 ug/kg legemsvægt, hvilket er 200 gange mindre end NOAEL-kropsbelastningen i forsøgsdyrene. Hvis det antages, at ekstremt højePCB-niveauer kan føre til en 30 gange højere kropsbelastning med PCB28,som set i svenske undersøgelser, vil der kun være en sikkerhedsfaktor iform af en margin of body burden på en værdi på 200 : 30 eller 6,6 mellemden potentielle kropsbelastning i mennesker og NOAEL-kropsbelastningeni forsøgsdyr. Sådanne niveauer vil således medføre en utilstrækkeligsundhedsmæssig sikkerhedsmargin.Det vurderes samlet, at ikke-dioxinlignende PCB i indeluften vil kunnebidrage signifikant til menneskers eksponering for de lavt chlorerede PCB.Selv om de fundne niveauer ikke umiddelbart vurderes at medføresundhedsmæssigt betænkelige effekter, vil de kunne medføre en uønsket,forøget kropsbelastning med ikke-dioxinlignende PCB. Såfremt derforekommer væsentligt højere niveauer af ikke-dioxinlignende PCB, kandette ikke udelukkes at påvirke beboerne sundhedsmæssigt.De dioxinlignende PCB 105 og 118, som kun er påvist i prøverne frabygning 6, er mængdemæssigt de dominerende dioxinlignende PCB i defleste kommercielle PCB-produkter. Den samlede koncentration af disse toPCB var 6,6 ng/m3, svarende til daglig eksponering på ca. 3,3 ng/ kglegemsvægt/dag for et 1-5 årigt barn, der dagligt indånder 0,5 m3luft/kg/legemsvægt. Omsat til indtagelse af TCDD-toksicitetsækvivalenter (beggecongenere har en WHO-TEF-værdi på 0,0001) svarer dette til eneksponering for 0,33 pg /kg legemesvægt/dag eller 2,3 pg/kglegemsvægt/uge. Dette svarer til ca. 16 % af den tolerable ugentligeindtagelse på 14 pg WHO-TEQ/kg legemsvægt fastsat af SCF (2001,2002). Selv om dette ikke isoleret set anses for at være sundhedsmæssigtbetænkeligt, skal det ses i sammenhæng med den højere eksponering, derallerede forekommer gennem føden, hvorfor denne eksponering må anses

for at være et unødigt ekstrabidrag. I visse mere ekstreme tilfælde medforhøjede PCB-niveauer kan sundhedsmæssige konsekvenser fra dedioxinlignende PCB således heller ikke udelukkes.4.5.2 HusstøvI denne undersøgelse blev der fundet PCB-koncentrationer på ca. 2 �gsum-PCB/g i husstøv fra bygning 7. Hvis det forudsættes, at PCB profilen ihusstøv ligner den i de kommercielle blandinger, opnås en forsigtigvurdering. Af Miljøstyrelsen (2006b) anføres børns gennemsnitligeeksponering for jord at ligge på 100 mg for 1-3 årige børn. Andre kilderangiver hustøveksponeringen til at udgøre ca 55 % i forhold til jordindtagetsvarende til 55 mg eller ca. 4 mg støv/kg legemsvægt/dag for et 1-3 årigtbarn på 13 kg. Med den ovennævnte PCB-koncentration på ca. 2 �g sum-PCB/g i husstøv vil dette således medføre en eksponerimg på 8 ng PCB/kg legemsvægt/dag.Da PCB sammensætningen i støv kan antages at være mestsammenlignelig med PCB-sammensætningen i de kommercielle PCB-blandinger, synes det mest relevant at vurdere eksponeringen i forhold tiltoksikologiske data foretaget med PCB-blandinger. Her er der fundet enLOAEL på 0,005 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag for effekter påreproduktion, indlæringsevne og immuntoksikologiske parametre i aber.Der vil således være en sikkerhedsmargin på ca. 600 op til dette niveau,hvorfor støvbelastningen må anses for mindre kritisk end eksponeringengennem luften. Hvis det videre antages, at en voksen person på 60 kgdagligt indtager 50 mg støv, vil eksponeringen blive 0,1 �g PCB/person,eller ca. 2 ng PCB/kg legemsvægt/dag. Hvis det antages, at 100%absorberes via inhalation eller fra mave-tarm-kanalen, vil der i dette tilfældevære en margin of exposure (MOE) på omkring 3.500 til LOAEL, ogeksponeringen vil kun udgøre et beskedent bidrag til kropsbelastningenmed PCB.4.5.3 JordDet antages, at PCB-profilen i jorden ligner den i de kommercielleblandinger. Der blev i denne undersøgelse fundet op til ca. 350 ng sum-PCB/g jord fra bygning 2. Dersom et barn på 13 kg indtager 0,1 g jord perdag, bliver den daglige indtagelse af sum-PCB 2,7 ng/kg legemsvægt,hvilket giver en sikkerhedsmargin på ca. 1.800 i forhold til et LOAEL-niveaupå 0,005 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag for effekter på reproduktion,indlæringsevne og immuntoksikologiske parametre i aber.Ud fra de foretagede målinger må bidraget fra jord i sundhedsmæssighenseende således betragtes at være væsentligt mindre betydeligt endbidraget fra luft og også mindre betydeligt end bidraget fra indestøv.

5 DiskussionUndersøgelsen er gennemført med et begrænset budget, og der er derforkun analyseret fuger fra 10 bygninger. Undersøgelsen giver mulighed forvurdering af restmængder, eksponering og sundhedsrisiko i de 10bygninger, men den lille prøvestørrelse berettiger ikke til vidtrækkendekonklusioner om sundhedsfarer, og resterende mængder af PCB i danskebygningers fuger generelt.Vi har valgt at udvælge bygninger med et meget genereltinklusionskriterium der indebar at bygningerne skulle være opført i denperiode hvor PCB-holdige fugematerialer blev anvendt, og fugerne omkringvinduerne skulle være gummiagtige. Derved var det målet at få et indtryk afproblemet baseret på det generelle og naive perspektiv, udenselektionsbias I takt med, at der indhentes et større erfaringsmateriale, vilman formodentligt kunne målrette indsatsen overfor PCB bedre.Beilsteins prøve med en glødende kobbertråd, der ved grønfarvning aftråden i en flamme indikerer chlor-holdige forbindelser, blev udført påsamtlige fugematerialer. Grønfarvning forekom ved de ydre fuger i bygning4, 5 og 9. De efterfølgende kemiske analyser viste, at kun bygning 9 havdeet signifikant PCB-indhold. På det grundlag kunne det afvises, at prøvenkunne anvendes til screening for PCB-holdige fugematerialer.Under forskellige forudsætninger kan resultaterne bruges til et megetusikkert skøn på fra 5,6 ton gældende udelukkende for summen af de 22congenere der er analyseret for i undersøgelsen over 13 ton hvis summenaf de 7 congenere der oftest analyseres for ganges med faktor 5 og til 21ton når faktor 8 anvendes. Endelig bliver skønnet så højt som 120 tons vedbrug af koncentrationsoplysninger fra en udenlandsk undersøgelse, hvorbygninger var udvalgt på grundlag af en begrundet mistanke om PCB ifugerne. Det vurderes dog mest sandsynligt at depotet er istørrelsesordenen 20 ton da de udenlandske bygninger har været særligtudvalgt, og de fundne PCB koncentration i fugerne, derfor må antages atligge væsentligt over gennemsnittet.Andre kilder til kontaminering med PCB i indeklimaet og i jorden rundt ombygningerne kunne være andre byggevarer og kondensatorer i ældreelektrisk udstyr. De tydelige sammenhænge mellem koncentrationerne ifugerne, indeluften, overfladestøvet og jorden tyder dog på, at fugerne harværet den primære PCB-kilde i de bygninger, hvor der er anvendt PCB-holdige fuger.Den detaljerede analyse af congenere i indeluften viste, at denneforurening var domineret af ikke-dioxinlignende congenere. Dissecongenere kommer tættest på koncentrationer, der har vistsundhedseffekter i dyreforsøg. For indånding af PCB fra luften er der fundeten sikkerhedsmargen på ca. 70 i forhold til nul-effekt-niveau i et 90 dagesforsøg med rotter. Dette må anses at for at være en lettere reduceretsikkerhedsmargin i forhold til hvad man normalt tilstræber i forbindelse medtoksikologiske risikovurderinger. Det skal dog samtidigt nævnes, at der ervæsentligt større margin op til effektniveauet i dyreforsøget samtidig med,

at der er blevet rejst mistanke om, at eksponeringen under dyreforsøgeneer foregået med en PCB-blanding, der i realiteten har været forurenet meddioxinlignende congenere. Endvidere har rotter har en fedtprocent på kun10 % eller ca. halvdelens af menneskers fedtprocent, hvorfor forsøgeneformodentlig har overvurderet faren ved lang tidseksponering af menneskerfor ikke-dioxinlignende congener. Der er imidlertid også forhold, der tæller iden anden retning. Fx er opholdstiden i kroppen af PCB langt længere formennesker end forsøgsdyr.For de dioxinlignende PCB vurderedes eksponeringen tilsvarende atudgøre op til 16% af den tolerable dosis fastsat af SCF i 2001-2002. Dettemå også anses som en høj belastning, især da eksponeringen skal læggesoven i en væsentligt større belstning fra fødevarer, hvorfor den samledeeksponering vil ligge meget tæt på den tolerable dosis. Det skal ogsåbemærkes, at vurdering af risiko ved ophold i bygninger med PCB-holdigefuger er baseret på de højest fundne koncentrationer i denne undersøgelse(et gymnasium) og under antagelse af at sådanne koncentrationer ogsåkan findes i boliger, hvor man kan opholde sig op til 24 timer i døgnet.Med hensyn til PCB eksponeringen gennem husstøv blev der hos børn derindtager ca. 50 mg overfladestøv om dagen fundet en sikkerhedsmarginpå 600 i forhold til det laveste effekt-niveau i dyreforsøg. Dette vurderesikke at give anledning til sundhedsrisiko.Med hensyn til PCB eksponeringen gennem jord blev der hos børn derindtager ca. 100 mg jord om dagen pga. det lavere indhold i jord fundet ensikkerhedsmargin på 1800 i forhold til det laveste effekt-niveau idyreforsøg. Dette vurderes ikke at give anledning til sundhedsrisiko.Koncentrationen af PCB i indeluften vil afhænge af kildestørrelsen,fordampning og fortyndingen med ventilationsluften. De 10 bygninger, hvoride detaljerede målinger er foretaget, er udvalgt, fordi det på baggrund afbesvarelserne af spørgeskemaet blev vurderet, at der kunne være PCB-indhold i fugerne. Bygningerne er derfor et tilfældigt udvalg, og det er ikkesandsynligt at de er de mest kontaminerede bygninger i Danmark.Udenlandske undersøgelser og enkelte målinger på affald fra nedrivninger iKøbenhavn viser, at der findes bygninger med mere omfattende indendørsbrug af fugematerialer med højere indhold af PCB og dermed formodentligtbetydeligt mere PCB i indeluften. Undersøgelser fra Københavns kommunetyder således på, at der kan findes bygninger i Danmark, hvor indeluften ervæsentligt mere forurenet med PCB, og at længerevarende ophold her kanudgøre en reel sundhedsrisiko for beboerneDe kraftigst kontaminerede bygninger må i Danmark antages at væresvære at finde. Der forventes at være behov for en omfattende screening afbygninger. Wilkins et al. (2002) har introduceret en stadig temmelig kostbarscreeningsmetode. Det kan være muligt at forbedre den foreslåede metodeyderligere.Gennemføres flere danske undersøgelser, vil det være relevant at ogsåmedtage andre byggematerialer, der mistænkes for at indeholde PCB. Idenne undersøgelse er kun indgået termokit fra en termorude. Denneprøve viste en PCB koncentration på lige under 1 %, hvilken var denoprindelige undersøgelses højeste fund. På den baggrund vil det værerelevant at lade termokittet indgå med større vægt i eventuelle fremtidigeundersøgelser.

Ønskes et mere sikkert billede af forekomst af PCB-holdigt fugemateriale idanske bygninger vurderes det, at der skal tages prøver af flere forskelligebyggematerialer i hver af et større antal bygninger fra den relevanteperiode. Nærværende undersøgelse viste, at der var signifikant indhold afPCB i 40 % af vinduesfugerne fra bygninger opført med gummiagtige fugeri den relevante periode. Undersøgelsen tyder også på en meget storspredning i PCB-indholdet fra nogle få ppb op til 20-30 %. På den baggrundvurderes det, at en mere dækkende undersøgelse bør omfatte PCB-bestemmelse i mindst 5 materialeprøver fra hver af nogle hundredebygninger fra både industri- skole-, institutions- og boligbyggeri.Det er i øjeblikket dyrt at få analyseret prøver for indhold af PCB. Analyseaf en enkelt prøve koster ca. 5.000 kr. Der er derfor behov for udvikling aføkonomiske hurtigmetoder til identifikation af PCB-holdige fuger.I Sverige er vedtaget en lov der medfører at forekomsten af PCB i allestørre bygninger, der er opført eller renoverede i perioden 1956-1973, skalkortlægges før 30. juni 2008. Forekommer fugemasser med et PCB-indholdover 500 ppm, skal bygningen saneres for PCB senest år 2011 eller 2013.En- og tofamiliehuse er dog undtaget fra disse regler. Argumentationen forså vidtgående bestemmelser baserer sig både på hensynet tilmiljøbeskyttelse og sundhedsforhold for bygningernes brugere.Problemet med PCB-holdige byggevarer er ikke alment kendt. Der er derforen risiko for, at bygningsarbejdere beskæftiget med nedrivning ellerrenovering vil kunne eksponeres unødigt for PCB. Arbejdet vil også kunnemedføre unødige miljøbelastninger. Der er således et behov for informationom kravene til værnemidler i forbindelse med kontakt med PCB-holdigebyggevarer og om kravene til håndtering og deponering af PCB-holdigtaffald. I den forbindelse vil det være af værdi at kunne informere om,hvornår man skal være særligt opmærksom på om byggevarerneindeholder PCB.

6 KonklusionerDen samlede restmængden af PCB i danske bygningsfuger kan kunvanskeligt vurderes i en undersøgelse af så begrænset omfang som denne.Resultaterne bruges til et meget usikkert skøn over den mest sandsynligerestmængde, som spænder fra 6 ton til 21 ton.Undersøgelsen viser, at der inden døre er en tydelig sammenhæng mellemkoncentrationerne af PCB i fuger, luft og overfladestøv. Det ser også ud til,at der er en vis sammenhæng mellem PCB niveauerne i de ydre fuger og ijorden nær huset, men denne sammenhæng er dog svagere.Ved de bygninger, der har gamle fuger med PCB, vil fugerne stadig væreen væsentlig kilde til PCB i indeluften, overfladestøvet og jorden omkringbygningerne.Det vurderes, at PCB i bygningsfuger i de undersøgte bygninger kun i etvist omfang bidrager til menneskers udsættelse for de mest giftige,dioxinlignende PCB-congenere, som primært kommer fra indtagelse affødevarer.Måleresultaterne i denne undersøgelse viser, at det vigtigste bidrag tileksponeringen for de mere flygtige ikke-dioxin-lignende PCB typisk vil væreindeluftens indhold af PCB i bygninger med PCB-holdige fuger, og atniveauerne i indeluften kan medføre en uhensigtsmæssigt reduceretsikkerhedsmargin i forhold til sundhedsskadelige effekter.Undersøgelse af fuger fra Københavns Kommune peger på, at der iDanmark kan findes et begrænset antal bygninger, hvor højere PCB-indhold i bygningens fuger vil kunne kan give anledning til forøget risiko foralvorlige sundhedsskader ved lang tids ophold i bygningen

7 PerspektiveringUndersøgelsen viser, at der forekommer PCB i vinduesfuger og at fugerneafgiver PCB til omgivelserne. Undersøgelsens begrænsede datagrundlaggiver imidlertid ikke mulighed for vidtrækkende konklusioner om omfangetaf eventuelle sundhedsfarer og om resterende mængder af PCB i danskebygningers fuger.Ønskes et mere dækkende billede af forekomst af PCB-holdigtfugemateriale i danske bygninger vurderes det, at der skal undersøgesprøver fra et trecifret antal bygninger fra den relevante periode. De flestemålinger i denne undersøgelse er foretaget på fuger mellem vægge ogvinduer. Gennemføres flere danske undersøgelser, vil det være relevant atlade termokit og andre byggematerialer, der mistænkes for at indeholdePCB indgå med større vægt.Det er i øjeblikket forholdsvist dyrt at få analyseret prøver for indhold afPCB. Der er derfor behov for udvikling af mindre kostbare og hurtigemetoder til identifikation af PCB-holdige fuger.Eksponering i forbindelse med arbejdet med udskiftning af PCB-holdigefuger er ikke vurderet i denne rapport. Der gøres dog opmærksom på, atder kan forventes arbejdsmæssige eksponeringer, hvis arbejdet udføresuden effektive personlige værnemidler. Disse eksponeringer kan blivevæsentligt højere end de eksponeringer, der sker via indeluft/støv ibygninger med PCB-holdige fuger.På baggrund af oplysninger fra Kommunekemi må formodes, at megetPCB-holdigt byggeaffald ikke bliver bortskaffet efter reglerne. Der er derforblandt de direkte involverede behov for udbredelse af viden om krav,problemer og muligheder i forbindelse med identificering og håndtering afPCB-holdigt affald i byggeriet.

8 ReferencerAhlborg, U., Hanberg, A., Kenne, K. (1992). Risk Assessment ofPolychlorinated Biphenyls (PCB). Nord 26. Nordic Council of Ministers,Copenhagen.Aktuelle Byggerier 1969-1973 (1978). Institutioner og erhverv. DIABhusbygning. Teknisk Forlag.Andreason, U. (2005). Gøteborgs Kommune MiljöförvaltningenNärmiljöavdelningen. Personlig kommunikation.Arbejdstilsynet (2007). Grænseværdier for stoffer og materialer (At-vejledning C.O.1).Arnold, D.L., Bryce, F., Mes, J., Tryphonas, H., Hayward, S., Malcolm, S.(1999). Toxicological consequences of feeding PCB congeners to infantrhesus (Macacamulatta)and cynomolgus (Macacafascicularis)monkeys.Food Chem. Toxicol. 37: 153-167.ATSDR (2000). Toxicological Profile for Polychlorinated Biphenyls(Update). U.S. Department of Health & Human Services, Public HealthService, Agency for Toxic Substances and Disease Registry, Atlanta.Balfanz, E., Fuchs, J., Kieper, H. (1993). Sampling and analysis ofpolychlorinated biphenyls (PCB) in indoor air due to permanently elasticsealants. Chemosphere 26: 871-880.Benthe, C., Heinzow, B., Jessen, H., Mohr, S., Rotard, W. (1992).Polychlorinated biphenyls. Indoor air contamination due to Thiokolrubbersealants in an office building. Chemosphere 25: 1481-1486.Bernes, C. (1998). Persistent organic pollutions: A Swedish view of aninternational problem. Swedish Environmental Protection Agency. Monitor16.Björndal, H., Flodström, S., Jansson, B., Johansson, N., Jonsson, P.,Lundgren, A., Svanberg, O., Östman M. (1996). POP stabila organiskamiljögifter. Naturvårdsverkets rapport 4563, Solna.Drinker C. K., Warren M. F., Bennet G. A. (1937) The Problem of PossibleSystemic Effects from Certain Chlorinated Hydrocarbons. Source: Journalof Industrial Hygiene and Toxicology, Vol. 19, No. 7, (Paper presented atthe Symposium on Certain Chlorinated Hydrocarbons, Harvard School ofPublic Health, June 30, 1937), pages 283-311.EFSA (2005). Opinion of the Scientific Panel on Contaminants in the FoodChain on a request from the Commission related to the presence of nondioxin-like polychlorinated biphenyls (PCB) in feed and food. Adopted on 8November 2005. The European Food Safety Authority, Parma. The EFSAJournal 2005; 284: 1-137.

EEA (2001). Late lessons from early warnings: the precautionary principle1896-2000, Environmental issue, Report No 22 Edited by: Harremoës, P.,Gee, D., MacGarvin, M., Stirling, A., Keys, J., Wynne, B., Vaz, S. G.European Environment Agency, Copenhagen.FSO (2000). Fugebranchens Samarbejds- og OplysningsrådSpørgeskemaundersøgelse om anvendelse af fugemasser med PCB.Fødevaredirektoratet (1999). Overvågningsrapporten 1994-1996 (Sewww.fdir/publikationer/publikationer/publikationer/ovevaagningsrapport)Gabrio, T., Piechotowski, I., Wallenhorst, T., Klett, M., Cott, L., Friebel, P.,Link, B., Schwenk, M. (2000) PCB-blood levels in teachers, working inPCB-contaminated schools. Chemosphere 40: 1055-1062.Hamberg, A., Olsen, F. B. (1970). Vægkonstruktioner. DIAB Husbygning.Den private ingeniørfond. Danmarks Tekniske HøjskoleHammar, T. (1992). PCB i fogmassor. Länsstyrelsen i Kalmar Läninformerar 1992:10.Hansen, E., Grove, A.(1983). PCB/PCT-forurening - En udredning omforbrug, forurening og transportveje for PCB og PCT i Danmark.COWIconsult for Miljøstyrelsen, september 1983 (ikke publiceret).IPCS (1993). Environmental Health Criteria 140. Polychlorinated Biphenylsand Terphenyls (Second Edition). International Programme in ChemicalSafety, World Health Organization, Geneva.Jacobson, J. L., Jacobson, S.W., Humphrey H. E. B. (1990a). Effects ofinuteroexposure to polychlorinated biphenyls and related contaminants oncognitive functioning in young children. J. Pediatr. 116: 38-45.Jacobson, J. L., Jacobson, S. W., Humphrey H. E. B. (1990b). Effects ofexposure to PCBs and related contaminants on growth and activity inchildren. Neurotoxicol. Teratol. 12: 319-326.Jacobson, J. L., Jacobson, S., W. (1996). Intellectual impairment in childrenexposed to polychlorinated biphenylsin utero.N. Engl. J. Med. 335: 783-789.Jensen, A. A., Slorach, S. A. Chemical Contaminants in Human Milk. BocaRaton: CRC Press, 1991.Jensen, S., Johnels, A.G., Olsson, M., Otterlind, G. (1969). DDT and PCBin marine animals from Swedish waters. Nature 224: 247.Johansson N, Hanberg A, Wingfors H. (2003). PCB in building sealant isinfluencing PCB levels in blood of residents. Organohalogen Compounds63: 381–384.Kimbrough, R. D. (1987). Human health effects of polychlorinated biphenyls(PCBs) and polybrominated biphenyls (PBBs). Ann. Rev. Pharmacol.Toxicol. 27: 87-111.

Kohler, M., Tremp, J., Zennegg, M., Seiler, C., Minder-Kohler, S., Beck ,M., Lienemann, P., Wegmann, L., Schmid, P. (2005). Joint Sealants: AnOverlooked Diffuse Source of Polychlorinated Biphenyls in Buildings.Environ. Sci. Technol. 39: 1967-1973.Krogh, H. 1999. Problematiske stoffer i byggevarer. SBi-meddelelse 122.Statens Byggeforskningsinstitut.Københavns Kommune, Teknik- og Miljøforvaltningen, Center for Miljø.Københavns Kommunes PCB vejledning. Fundet 28. oktober 2008 påhttp://www.miljoe.kk.dk/byggeaffald/PCBMayes, B. A., McConnell, E. E., Neal, B. H., Brunner, M. J., Hamilton, S. B.,Sullivan, T. M., Peters, A. C., Ryan, M. J., Toft, J. D., Singer, A. W., Brown,J. F., Jr., Menton, R. G., and Moore, J. A. (1998). Comparativecarcinogenicity in Sprague-Dawley rats of the polychlorinated biphenylmixtures Aroclors 1016, 1242, 1254, and 1260. Toxicol. Sci. 41: 62–76.Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 18 af 15. januar 1976 ombegrænsninger i indførslen og anvendelsen af PCB og PCT.Miljøstyrelsen (2004) Affaldsstatistik 2003. Orientering fra Miljøstyrelsen,nr. 14, 2004.Miljøstyrelsen (2006a). Affaldsstatistik 2005. Orientering fra Miljøstyrelsennr. 6, 2006.Miljøstyrelsen (2006b) Metoder til fastsættelse af kvalitetskriterier forkemiske stoffer i jord, luft og drikkevand med henblik på at beskyttesundheden, Vejledning fra Miljøstyrelsen nr. 5, 2006.Miljøstyrelsen (2008). Affaldsstatistik 2006. Orientering fra Miljøstyrelsennr. 2, 2008.Maag, J. og Lassen, C. (2000). PCB i apparater i Danmark. Arbejdsrapportfra Miljøstyrelsen Nr. 15.Nissen, H. (1984). Montagebyggeri. Polyteknisk Forlag.Nørhede, P., Larsen, J. C. (2003). Evaluation of health hazards byexposure to PCDDs, PCDFs and dioxin-like PCBs. Institut forFødevaresikkerhed og Ernæring, Fødevaredirektoratet. Baggrundsrapportudarbejdet for Miljøstyrelsen.Rice. D. C. (1999). Behavioral impairment produced by low-level postnatalPCB exposure in monkeys. Environ. Res. 80: 113-121.SCF (2000). Scientific Committee on Food. Opinion on the RiskAssessment of Dioxins and Dioxin-like PCBs in Food (Adopted on 22November 2000) http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/out78_en.pdfSCF (2001). Scientific Committee on Food. Opinion on the riskassessment of dioxins and dioxins-like PCBs in food (update based on thenew scientific information available since the adoption of the SCF opinion of22 November 2000) (adopted by the SCF on 30 May 2001)http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/out90_en.pdf

Sundhedsstyrelsen (1999). Indhold af dioxiner, PCB, visse chlorholdigepesticider, kviksølv og selen i modermælk hos danske kvinder 1993-94.Sundhedsstyrelsen.Trap, N., Lauritzen, E. K., Rydahl, T., Egebart, C., Krogh, H., Malmgren-Hansen, B., Høeg, P. Jakobsen, J. B. Lassen, C. (2006). Miljøprojekt nr.1084, Problematiske stoffer i bygge- og anlægsaffald - kortlægning,prognose og bortskaffelsesmuligheder. Miljøstyrelsen.Umweltbundesamt (1999). Stoffmonographie PCB - Referenzwerte für Blut.Bundesgesundheitsblatt - Gesundheitsforschung - Gesundheitsschutz.Institut für Wasser-, Boden- und Lufthygiene des Umweltbundesamtes,Kommission ”Human – Biomonitoring” des Umweltbundesamtes. 42: 511-21. Springer Verlag, Berlin..Van den Berg, M., Birnbaum, L., Bosveld, A. T. C., Brunström, B., Cook, P.,Feeley, M., Giesy, J. P., Hanberg, A., Hasegawa, R., Kennedy, S.W.,Kubiak, T., Larsen J.C., van Leeuwen F.X.R, Liem A.K.D, Nolt C., PetersonR.E., Poellinger, L., Safe, S., Schrenck, D., Tillitt, D., Tysklind, M., Younes,M., Wærn, F., Zacharewski, T. (1998). Toxic Equivalency Factors (TEFs)for PCBs, PCDDs, PCDFs for Humans and for Wildlife. Environ. HealthPerspect. 106: 775-792.Van den Berg, M., Birnbaum, L., Denison, L., De Vito, M., Farland, W.,Feeley, M., Fiedler, H., Hakansson, H., Hanberg, A., Haws, L., Rose, M.,Safe, S., Schrenck, D., Tohyama, C., Tritscher, A., Tuomisto, J., Tysklind,M., Walker, N., Peterson, R.,E. (2006). The 2005 World HealthOrganization re-evaluation of human and mammalian toxic equivalencyfactors for dioxins and dioxin-like compounds. Toxicol. Sci. 93: 223-241.Videncenter for affald, 2008. Fundet 17. september 2008 påhttp://www.affaldsinfo.dk/Kommuner/Kilder+typer+og+fraktioner/Affald+fra+bygge-+og+anl%c3%a6gsvirksomhed.WHO (2003). Polychlorinated biphenyls: human health aspects. ConciseInternational Chemical Assessment Document 55.http://www.inchem.org/documents/cicads/cicads/cicad55.htmWilkins, K., Bøwadt, S., Larsen, K., Sporring, S. (2002). Detection of indoorPCB contamination by thermal desorption of dust. A rapid screeningmethod? Environ Sci. Pollut. Res. Int. 9: 166-168.Zweiner, G. (1994). Polychlorierte Biphenyle in Gebaude. DeutschesArkitechtblatt, Ausgabe Baden-Wuerttemberg 26: 786-789.

PCBere i fugemasseLokalitet:inde/udePrøve:CB-28CB-31CB-44CB-49CB-52CB-99CB-101CB-105CB-110CB-118CB-128CB-138CB-149CB-151CB-153CB-156CB-170CB-180CB-187CB-194CB-209HCBGenfindingCB-40CB-198Prøvens vægt (gww)Kørt vedfortyndingBegrundelseBygning 5inde4-0630i-1<<<<<<<<<<<<<<<<<<Bygning 5inde4-0630i-20,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,9 <0,5 <0,70,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,70,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 <Bygning 5Bygning 5udeude04-0630u-1 04-0630u-20,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,7 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,7 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,50,5 <0,5 <0,595%98%0,09981lave konc.96%104%0,09611lave konc.

PCBere og klorerede pesticider i husstøvLokalitet:Prøve:CB-28CB-31CB-44CB-49CB-52CB-99CB-101CB-105CB-110CB-118CB-128CB-138CB-149CB-151CB-153CB-156CB-170CB-180CB-187CB-188CB-194CB-209alfa-HCHbeta-HCHgamma-HCHHCBo'p-DDEo'p-DDTp'p'-DDDp'p-DDEp'p-DDTTNCGenfinding(CB-40)Prøvens vægt(g)Bygning 1 Bygning 2 Bygning 3 Bygning 4 Bygning 504-061804-061904-062304-062204-062016 <1510 <15 <1517 <15 <10 <15 <1512 <15 <10 <15 <159 <15 <10 <15 <1516 <30 <20 <30 <305 <15 <10 <15 <1514161427 <154 <30 <20 <30 <309 <15 <1016 <158 <15 <1017 <152 <15 <10 <15 <159 <152529 <156 <152130 <151 <15 <10 <15 <159 <152633 <151 <15 <10 <15 <152 <15 <10 <15 <156 <151417 <153 <15 <10 <15 <151 <30 <20 <30 <30<1 <15 <10 <15 <15<1 <15 <10 <15 <15<1 <15 <10 <15 <152 <15 <10 <15 <159 <30 <20 <30 <30<10 <10136 <15 <10 <15 <15952011816 <1567422 <10 <15 <158610015 <15 <15999190336876 <15<1 <15 <10 <15 <1585%1,33096%0,05591%0,09291%0,04889%0,054

PCBere og klorerede pesticider i husstøvresultater ing/gLokalitet:Bygning 6 Bygning 7 Bygning 8 Bygning 9 Bygning10Prøve:04-062504-062404-062104-062704-0626CB-2818116416815CB-31205211 <15919CB-44149385 <152021CB-49114264 <151014CB-52150423 <302926CB-992171 <1520 <5CB-10152157166414CB-1053749 <3035 <10CB-1104197 <15516CB-1184170 <1555 <5CB-128<10 <10 <1518 <5CB-138223626609CB-1492042284112CB-151<1013 <159 <5CB-1532039334611CB-156<10 <10 <1511 <5CB-170<10 <10 <159 <5CB-180<1017 <15127CB-187<1014 <156 <5CB-188<20 <20 <30 <10 <10CB-194<10 <10 <15 <5 <5CB-209<10 <10 <15 <5 <5alfa-HCH<10 <10 <15 <5 <5beta-HCH<10 <10 <15 <5 <5gamma-HCH<20 <20 <30 <10 <10HCB<10 <100 <5 <5o'p-DDE<26 <10 <15245o'p-DDT<1014 <156 <5p'p'-DDD<10 <10 <15 <5 <5p'p-DDE<10 <10 <15 <5 <5p'p-DDT174717429TNC<10 <10 <15 <5 <5Genfinding(CB-40)Prøvens vægt(g)85%0,11594%0,10394%0,05897%0,19194%0,241

Lokalitet:Bygning 1Bygning 2Prøve:04-0640-1 04-0640-2 04-0641-1 04-0641-2CB-282,322,101,831,88CB-312,662,362,072,19CB-441,411,211,641,70CB-491,04 <1,001,381,16CB-522,322,133,763,46CB-99<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-101<1,00 <1,001,191,14CB-105<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-110<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-118<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-128<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-138<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-149<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-151<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-153<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-156<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-170<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-180<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-187<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-194<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-209<1,00 <1,00 <1,00 <1,00alfa-HCH<1,00 <1,00 <1,00 <1,00beta-HCH<1,00 <1,00 <1,00 <1,00gamma-HCH1,091,04 <1,00 <1,00HCB<1,00 <1,00 <1,00 <1,00o'p-DDT<1,00 <1,00 <1,00 <1,00p'p'-DDD<1,00 <1,00 <1,00 <1,00p'p-DDE<1,00 <1,00 <1,00 <1,00p'p-DDT<1,00 <1,00 <1,00 <1,00TNC<1,00 <1,00 <1,00 <1,00Genfinding (CB-100,0399,6396,25100,96240)921Genfinding (CB-95,2294,5896,4598,69198)Luftvolumen i m31,4401,4401,4401,440

PCBere i luftLokalitet:Bygning 3Bygning 4Prøve:04-0645-1 04-0645-2 04-0644-1 04-0644-2CB-281,471,07 <1,00 <1,00CB-311,661,22 <1,00 <1,00CB-44<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-49<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-521,02 <1,00 <1,00 <1,00CB-99<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-101<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-105<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-110<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-118<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-128<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-138<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-149<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-151<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-153<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-156<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-170<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-180<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-187<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-194<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-209<1,00 <1,00 <1,00 <1,00alfa-HCH<1,00 <1,00 <1,00 <1,00beta-HCH<1,00 <1,00 <1,00 <1,00gamma-HCH<1,00 <1,00 <1,00 <1,00HCB<1,00 <1,00 <1,00 <1,00o'p-DDT<1,00 <1,00 <1,00 <1,00p'p'-DDD<1,00 <1,00 <1,00 <1,00p'p-DDE<1,00 <1,00 <1,00 <1,00p'p-DDT<1,00 <1,00 <1,00 <1,00TNC<1,00 <1,00 <1,00 <1,00Genfinding (CB-97,25111,5899,5699,257140)344Genfinding (CB-98,87106,1493,5797,98198)Luftvolumen i m31,4551,4551,4401,440

PCBere i luftResultater i nanogram3per mLokalitet:Bygning 6Bygning 7Prøve:04-0647-1 04-0647-2 04-0646-1 04-0646-2CB-28111,71426,7417,2017,77CB-31135,78339,7023,3024,04CB-4429,12107,5217,6018,64CB-4926,94110,1315,5016,05CB-5238,54131,2624,9226,37CB-99<1,005,151,361,44CB-1012,3513,892,672,82CB-105<1,002,27 <1,00 <1,00CB-110<1,006,111,181,26CB-118<1,004,31 <1,00 <1,00CB-128<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-138<1,001,55 <1,00 <1,00CB-149<1,002,44 <1,00 <1,00CB-151<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-153<1,001,77 <1,00 <1,00CB-156<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-170<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-180<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-187<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-194<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-209<1,00 <1,00 <1,00 <1,00alfa-HCH<1,00 <1,00 <1,00 <1,00beta-HCH<1,00 <1,00 <1,00 <1,00gamma-HCH<1,00 <1,00 <1,00 <1,00HCB1,51 <1,00 <1,00 <1,00o'p-DDT<1,00 <1,00 <1,00 <1,00p'p'-DDD<1,00 <1,00 <1,00 <1,00p'p-DDE<1,00 <1,00 <1,00 <1,00p'p-DDT<1,00 <1,00 <1,00 <1,00TNC<1,00 <1,00 <1,00 <1,00Genfinding (CB-109,67 interferens103,5097,794440)537Genfinding (CB-94,7792,8492,6191,92198)Luftvolumen i m31,4551,4551,4551,455

PCBere i luftResultater i nanogram per3mLokalitet:Bygning 10Bygning 9Prøve:04-0649-1 04-0649-2 04-0650-1 04-0650-2CB-2812,6312,942,491,59CB-3116,7116,972,801,81CB-448,148,331,611,67CB-497,667,771,331,22CB-5213,7914,332,753,63CB-99<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-1012,041,941,051,75CB-105<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-110<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-118<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-128<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-138<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-149<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-151<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-153<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-156<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-170<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-180<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-187<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-194<1,00 <1,00 <1,00 <1,00CB-209<1,00 <1,00 <1,00 <1,00alfa-HCH<1,00 <1,00 <1,00 <1,00beta-HCH<1,00 <1,00 <1,00 <1,00gamma-HCH<1,00 <1,00 <1,00 <1,00HCB<1,00 <1,00 <1,00 <1,00o'p-DDT<1,00 <1,00 <1,00 <1,00p'p'-DDD<1,00 <1,00 <1,00 <1,00p'p-DDE<1,00 <1,00 <1,00 <1,00p'p-DDT<1,00 <1,00 <1,00 <1,00TNC<1,00 <1,00 <1,00 <1,00Genfinding (CB-98,75102,92100,77101,0040)Genfinding (CB-96,6495,1992,3497,80198)Luftvolumen i m31,4401,4401,4401,440

LokalitetBygning 6Bygning 7Prøve04-0658-1 04-0658-2 04-0657-1 04-0657-2CB286,426,810,150,13CB3110,0110,720,160,16CB445,975,970,860,83CB495,505,670,480,47CB527,738,121,131,22CB992,102,162,402,18CB1015,715,895,606,20CB1052,342,304,374,73CB1105,195,335,446,14CB1183,873,936,136,74CB1282,102,172,412,69CB13811,2011,5211,1011,17CB1497,337,366,856,94CB1511,841,941,551,53CB1539,299,759,118,95CB1561,221,181,271,37CB1703,433,482,311,98CB1806,146,244,393,98CB1874,554,782,972,45CB188< 0,05< 0,05< 0,05< 0,05CB1941,231,320,590,45CB2090,110,12< 0,07< 0,08Tørstof i %96,9096,7598,9398,91Genfinding136,98134,87102,5898,03Prøvens vægt 10,0210,1610,1410,01(g)sum7 PCB50,3652,2637,6038,38sum PCB103,28106,7669,2670,31n over ql20202121

1 IndledningSkønt fremstilling og anvendelse af PCB har været forbudt i næsten alleindustrielle lande siden sidst i 1980erne kan deres fortsatte udledning tilmiljøet ikke undgås, især på grund af utilstrækkeligebortskaffelsesmetoder, læk i transformere og hydrauliske systemer, somfortsat er i anvendelse, og , af særlig relevans for denne vurdering, somfølge af PCB indholdet i tidligere anvendte byggematerialer. PCB cirkulererglobalt ved ætmosfærisk transport og er derfor til stede i alle miljømedier.Når de først er frigivet til miljøet kan de individuelle PCB undergå bio- ogfoto-degradering, som resulterer i, at sammensætningen af de PCBblandinger, som findes i miljøet, er forskellige fra de oprindeligekommercielle tekniske produkter. Disse forandringer er endnu mereudtalte, når PCB blandingerne optages af pattedyr og mennesker. Mens defleste lavere chlorinerede PCB congenere metaboliseres relativt hurtigt, såer de højere chlorinerede congenere meget stabile og bioakkumulerer opgennem fødekæderne.Afhængigt af chlorindholdet og produktionsprocessen varieredesammensætningen af individuelle PCB congenere i de tekniske blandinger,som blev udbudt under handelsnavne såsom Aroclor, Clophen,Phenochlor, Kanechlor, Pyralene, Fenclor og Delor. Således harblandinger med det samme totale chlorindhold fra forskellige producenter(f.eks. Aroclor 1260 og Clophen A60) forskellig sammensætning. Selv omder teoretisk set eksisterer 209 forskellige PCB congenere, skønnes det, atde tekniske blandinger indeholder omkring 100-140 individuelleforbindelser.Ved den sundhedsmæssige vurdering af PCB er det vigtigt at skelnemellem de dioxinlignende PCB og de ikke-dioxinlignende PCB. I dennevurdering defineres de dioxinlignende PCB, som de 12 non-ortho og mono-ortho substituerede "coplanare" PCB congener, som er blevet tildelttoksicitets-ækvivalent-faktorer (TEF værdier) af WHO (van den Berg et al.,1998) fordi de har samme toksikologiske egenskaber som de polychlorededibenzo-p-dioxiner (PCDD) og dibenzofuraner (PCDF) (”dioxiner”). Deikke-dioxinlignende PCB udgør mængdemæssigt hovedparten af detekniske produkter, mens de dioxinlignende PCB kun forekommer i lavekoncentrationer. De tekniske produkter indeholder også andre chloreredeforbindelser som forureninger, såsom polychlorerede naphthalener (PCN)og polychlorerede dibenzofuraner (PCDF). Da de dioxinlignende PCB ogPCDF er langt mere toksiske end de ikke-dioxinlignende PCB, har dissestoffer ofte været den primære årsag til mange af de effekter, som erbeskrevet i forsøgsdyr og mennesker efter eksponering for PCBblandinger, selvom effekterne ofte kun beskrives som PCB effekter. De 12dioxinlignende PCB indgår som en vigtig del af de nyeste internationalerisikovurderinger af ”dioxiner”. Der er givet et kort sammendrag afforekomst, indtagelse og toksikologisk vurdering af dioxiner ogdioxinlignende PCB i afsnit 5.1.

2 Forsøg på at estimere total-PCBkoncentrationerMed det formål at kunne sammenligne og foretage toksikologiskevurderinger af resultaterne fra kemiske analyser af PCB er der gjort mangeforsøg på at estimere den totale PCB koncentration ud fra bestemmelse afindividuelle congenere. Principielt er det muligt at bestemme alle 209congenere ved gaskromatografisk analyse. Men da dette eruforholdsmæssigt tidsrøvende er forskellige andre metoder blevetforeslået.Schulte and Malisch (1984) fandt, at summen af PCB 138, 153 og 180 igennemsnit udgjorde 61% af den human kropsbelastning med PCB, ogforeslog at multiplicere summen af deres koncentrationer i humane prøvermed 1,64 for at estimere den totale PCB koncentration. Denne faktor på1,64 bekræftes af resultaterne af de seneste analyser af PCB imodermælk, og må anses for at være rimeligt præcis at anvende vedestimering af menneskers totale kropsbelastning med PCB.For fødevarer af animalsk oprindelse anses denne faktor på 1,64 for atvære for usikker. Beck and Mathar (1985) foreslog at fokusere på analyseaf de følgende 6 PCB congenere:PCB 28 (2,4,4’ – trichlorobiphenyl)PCB 52 (2,2’,5,5’ – tetrachlorobiphenyl)PCB 101 (2,2’,4,5,5’ – pentachlorobiphenyl)PCB 138 (2,2’,3,4,4’,5’ – hexachlorobiphenyl)PCB 153 (2,2’,4,4’,5,5’ – hexachlorobiphenyl)PCB 180 (2,2’,3,4,4’,5,5’ – heptachlorobiphenyl)Den stenografiske nomenklatur refererer til det systematiskenummereringssystem foreslået af Ballschmiter og Zell i 1980 ogmodificeret af Ballschmiter et al. i 1987 og 1992. Dette system er nugenerelt accepteret.Disse 6 individuelle congenere (ofte betegnet ”markør-PCB” eller”indikator-PCB”) blev ikke udvalgt ud fra en toksikologisk synsvinkel, menblev anset for indikatorer for de forskellige PCB mønstre i de varierendetyper af prøver, såsom dem hvor de tekniske blandinger var kilden tilforurening, såvel som miljøprøver og humane prøver, hvor PCB mønstreneer signifikant påvirket af bio- og foto-degradering, metabolisme ogbioakkumulation. I mange tilfælde medtages også PCB 118, som er endioxinlignende PCB, som en syvende congener i gruppen af indikator-PCB. Hollandske undersøgelser har indikeret, at der opnås et rimeligtestimat af total-PCB indholdet i fedtholdige fødevarer ved at multipliceresummen af disse 6-7 PCB congenere med en faktor 2 (Liem and Thelen.Situationen bliver mere kompliceret, når der ses på forskellige matricermed det formål at udrede kilder til forurening eller for at undersøge

eksponeringsveje for mennesker. For eksempel er det almindelig praksisved analyse af indeluft at måle de førnævnte 6 indikator-PCB, adderedederes koncentrationer og multiplicere med en faktor på 5 for at estimereden totale PCB koncentration (VDI 1997). Afhængigt af chlorindholdet iden PCB-holdige fugemasse, som anses for den mest sandsynligeforureningskilde, kan resultaterne af luftmålinger i de respektive bygningerføre til enten under- eller overvurdering at den virkelige PCB koncentration.Dette er specielt vigtigt fordi luftprøver domineres af de mest flygtige laverechlorerede PCB congenere 28 og 52 mens de mere stabile PCB 138, 153og 180 er af mindre betydning på grund af deres mindre flygtighed. Imodsætning hertil bioakkumuleres de sidstnævnte PCB i fødekæderne oger dominerende i humane prøver, mens PCB 28 og 52 normalt kun findesnær detektionsgrænsen.

3 Kilder til human eksponering forPCBMennesker eksponeres for PCB på 4 forskellige måder. (i) indtagelse affødevarer; (ii) indtagelse af jord; (iii) absorption gennem huden; (iv)inhalation. Med undtagelse af specielle ulykkestilfælde ogarbejdsmiljømæssige eksponeringer, så er fødevarer, specielt fisk oganimalske produkter, den vigtigste eksponeringsvej for menneskersudsættelse for PCB. Det anslås, at fødevarerne bidrager med mere end90% til menneskers kropsbelastning med PCB.3.1 FødevarerSelvom der er en vis skepsis vedrørende analyseresultater fraundersøgelser tidligere end 1990erne, er der set et klart og markant fald iPCB niveauerne i miljøet og fødekæderne på ca 90% gennem de sidste 2årtier og som følge heraf også i menneskers indtagelse af PCB medfødevarer.Den seneste og mest omfattende undersøgelse af PCB forekomsten ifødevarer og den deraf følgende indtagelse hos mennesker er enHollandsk undersøgelse fra 2003 (Baars et al., 2004). Den estimeredegennemsnitlige daglige (livslange) indtagelse af de 7 indikator PCB (28,52, 101, 118, 138, 153 og 180) blev estimeret til at være 5.6 ng per kglegemsvægt. 95-percentilen for PCB indtagelsen i befolkningen blevestimeret til 11.9 ng per kg legemsvægt og dag. Indtagelsen hos småbørnvar højere per kg legemsvægt end hos voksne, op til 25 ng per kglegemsvægt per dag. Til sammenligning blev den gennemsnitlige dagligeindtagelse i Holland af de 7 PCBer i 1978, 1984/1985 og 1994 estimeret tilhenholdsvis 83 ng per kg legemsvægt i 1978 til 39 ng/kg legemsvægt i1984/1985 og til 10 ng/kg legemsvægt i 1994. I disse undersøgelser blev ialt 29 PCB målt, og de 7 indikator PCB udgjorde henholdsvis 56, 53 og50% heraf (Liem and Theelen).PCB indtagelsen med fødevarer er også blevet estimeret i 3 undersøgelseri Tyskland i slutningen af 1990erne med resultater, der er sammenligneligemed de Hollandske. Her blev forekomsten af PCB i fødevarer dog kunestimeret på grundlag af bestemmelse af 3 PCB congenere (138, 153,180).I Danmark blev den gennemsnitlige daglige indtagelse (1993-1997) hosvoksne af PCB-sum (10 congenere: 28, 52, 101, 105, 118, 138, 153, 156,170 og 180) og af total PCB estimeret til henholdsvis 2.2 og 4.0 �g/dag, og95 percentilen til 3.6 and 6.0 �g/dag (FDIR 2000).Samlet indikerer de seneste undersøgelser, at den gennemsnitligeindtagelse af de 7 indikator PCB hos voksne og småbørn nu sandsynligviser i området 5 – 25 ng/kg legemsvægt og dag.

3.2 IndeluftPCB congenere har generelt lave damptryk, men der er signifikanteforskelle mellem de forskellige congenere. De højere chloreredecongenere har significant lavere damptryk end de lavere chloreredecongenere. Således er damptrykket for PCB 153 på 0.00012 Pa mensdamptrykket for PCB 18, 28 og 66 er rapporteret til henholdsvis 0.14, 0.026og 0.001 Pa (Hansen, 1999). Typisk udviser congener sammensætningen iluft forhøjede niveauer af de lavere chlorerede congenere som PCB 18,28, 52, 66 og 74. Sådanne PCB sammensætninger vil primært findes i lufttæt ved kilder, hvor tekniske PCB blandinger kommer i direkte kontakt medluften. Sådanne eksponeringer er typiske for erhvervsmæssig udsættelse,men er også blevet fundet i bygninger, som indeholder PCB ifugematerialer og andre byggematerialer. I disse tilfælde kan der findesforhøjede niveauer af lavere chlorerede PCB i indeluften.PCB blev anvendt i mange lande fra 1950erne op til de tidlige 1970ere iforskellige slags byggematerialer. Det mest betydende af disse varformentligt i fugemasser anvendt mellem cement blokke og omkringvinduer og døre, hovedsagelig på bygningens udvendige side. Andreanvendelser var i gulvmalinger, hovedsageligt til industriel anvendelse,som brandhæmmere i blandt andet akustiske plader og i lim i isolations-vinduer. PCB koncentrationerne i tilbageblevne fugemasser er i dag fundettil at være fra få procent til omkring 30%. I andre tilfælde skyldes fund aflavere koncentrationer formentligt kontaminering.Man antog i lang tid at PCB ville forblive i fugemassen og bygningernemed mindre det blev fjernet fysisk. Senere undersøgelser har imidlertidvist, at PCB kan trænge ud fra bygningerne og påvises i indeluften(Balfanz et al., 1993; Benthe et al., 1992; Jansson et al., 1997; Zweiner,1994).Indendørs koncentrationerne af PCB i bygninger, som indeholder PCBholdige fugemasser eller andre typer byggematerialer, kan være adskilligestørrelsesordener højere end i tilsvarende bygninger uden sådannefugemasser. PCB niveauerne i bygninger, hvor der ikke har være anvendtPCB-holdige materialer, er generelt ikke forskellige fra udeluften itilsvarende områder.I flere tyske skoler er der fundet PCB niveauer over 10 �g/m3 (Ewers etal., 1998; Neisel et al., 1999; Gabrio et al., 2000). Det står klart, ateksponering til forhøjede niveauer af PCB i indeluften udgør en anderledeseksponering til PCB sammenlignet med den, der fås via kosten. De erogså klart, at PCB i indeluften kun indeholder meget små mængder afdioxinlignende PCB.

4 Menneskers kropsbelastningmed PCBMenneskers kropsbelastning med PCB er blevet undersøgt i mangestudier. Da nogle af de mest følsomme effekter af PCB er relateret tilfostrets påvirkning under graviditeten og muligvis i ammeperioden ansesde nyeste undersøgelser af modermælk som de mest relevante iforbindelse med en toksikologisk vurdering af PCB, da disse afspejler dennuværende kropsbelastning hos den gravide kvinde.I 2001/2002 blev 58 poolede prøver af modermælk fra 18 Europæiskelande analyseret for for både PCDD/PCDF og PCB i forbindelse med dettredje.” WHO human milk field study”. Der blev analyseret for følgene 37PCB congener:non-ortho PCB:37, 77, 81, 126, 169mono-ortho-PCB:28, 33, 55, 60, 66, 74, 105, 110, 114, 118, 122, 123, 124, 156, 157, 167,189di-ortho PCB:18, 47, 52, 99, 101, 128, 138, 141, 153, 170, 180, 183, 187, 194, 206, 209Middelværdi, median, minimum og maksimumværdier for 34 PCB erangivet i Tabel 4.1. PCB 55, 122, 123 og 124 kunne kun påviseslejlighedsvis i koncentrationer nær detektionsgrænsen og er ikke medtageti tabellen. Niveauerne af non-ortho congenerne er angivet som pg/g fedt,mens niveauerne af mono-ortho og di-ortho PCB er angivet som ng/g fat.Som det fremgår var den dominerende congener i alle tilfælde PCB 153,efterfulgt af PCB 138 og PCB 180. Disse 3 di-ortho congenere udgør opmod 65% af PCB i modermælk.Tabel 4.1. PCB i 58 poolede modermælksprøver fra 18 Europæiske lande(Resultater fra “3. WHO human milk field study”, Malisch and van Leeuwen, 2004)PCB Congenernon-ortho377781126169mono-ortho283360*6674Middelpg/g fedt24.911.04.848.930.9ng/g fedt4.60.110.872.38.4Median12.75.92.746.129.4Minimu4.92.80.9912.16.9Maximu576.2173.371.4107.979.5Median%0.01< 0.01< 0.010.020.01%0.870.020.160.482.70

4.1 Bidrag fra indeluft til PCB niveauer i blodIndeluft kan i visse tilfælde bidrage signifikant til den generelle PCBeksponering, som overvejende stammer fra fødevarer. Det understøttes afresultater fra en Svensk undersøgelse, hvor blodprøver blev udtaget frapersoner som boede i to områder med henholdsvis høje og lave PCBkoncentrationer i bygningernes fugemasser (Johansson et al., 2001; 2003).Som eksempel er nogle af resultaterne opsummeret i Tabel 1. Niveauerneaf PCB 28 i blodet var betydeligt højere i denne undersøgelse end i mangeandre studier. Dette skyldes formentlig en relativt højere koncentration afdenne congener i indeluften sammenholdt med det forhold, at personerneher opholdt sig i meget længere tid indendørs end i de tilsvarende tyskeundersøgelser af skolelærere fra PCB forurenede skoler.Tabel 4.1.1. Middel PCB koncentrationer af de seks indikator PCB og summen af30 PCB congenere i blod fra personer boende i huse med og uden PCB-holdigefugemasser (Johanssonet al.,2001).

På trods af en stor inter-individual variation blev middelkoncentrationenfundet forhøjet for alle de PCB congenere som forekom i størstkoncentration i blodet fra personer som havde boet i “PCB huse”. Det kanbemærkes, at signifikant forskel mellem de to grupper ikke kun blevobserveret for PCB 28, 74, 66 og 99 men også for sum-PCB baseret på 30kvantificerede congenere.Flere tyske undersøgelser har vist mindre udtalte forskelle i PCBniveauerne i blodet hos skolelærere, på trods af, at der har været måltmeget højere PCB koncentrationer i skolernes indeluft. Ewers et al. (1998)kunne således ikke identificere nogle af de lav-chlorerede PCB iblodprøver fra skolelærere, men ligesom i den svenske undersøgelse blevder observeret svagt forøgede niveauer af PCB 153 og 138. På den andenside rapporterede Gabrio et al. (2000) om forhøjede niveauer af PCB 28 iblod fra skolelærere, men uden informationer om de andre lav-chloreredecongenere. Schwenk et al. (2002) har rapporteret resultater som er meresammenlignelige med de svenske resultater, inkluderende en 8-foldforøgelse for PCB 28 og 2.3-fold for PCB 52 og 101 i blod fra skolelærere.Forskellen for de højere chlorerede congenere 138, 153 og 180 var mindreudtalt.Samlet er konklusionen, at der kan være situationer hvor segmenter afbefollkningen eksponeres for signifikant forhøjede niveauer af primærtlavere-chlorerede, ikke-dioxinlignende PCB i indeluften. Da eksponeringenforegår indendørs, har den en kronisk karakter, når det drejer sig omboliger, hvor man opholder sig permanent. Selvom disse lavere-chloreredePCB generelt bliver metaboliseret hurtigere end de højere-chlorerede PCB(inklusive de dioxinlignende PCB) vil den kontinuerte eksponering kunnevedligeholde en vis kropsbelastning på et forhøjet niveau.

5 Toksikologisk vurdering af PCBDen toksikologiske vurdering af PCB eksponeringer kompliceres ved, atder er tale om blandinger af congenere med forskellige toksikologiskeegenskaber, og at sammensætningen af de PCB blandinger, sommennesker udsættes for gennem forskellige medier, såsom fødevarer,arbejdsmiljø, indeluft og jordforurening, er vidt forskellige. Fra ettoksikologisk synspunkt kan PCB inddeles i to grupper. Den ene gruppebestår af 12 congenere, såkaldte non-ortho og mono-ortho substituerede"coplanare" PCB, som har samme toksikologiske egenskaber som depolychlorede dibenzo-p-dioxiner (PCDD) og dibenzofuraner (PCDF)(”dioxiner”) og kaldes derfor dioxinlignende PCB. De resterende PCB harikke dioxinlignende egenskaber og har andre toksikologiske profiler. Dennegruppe PCB kaldes i denne rapport for de ikke-dioxinlignende PCB.De dioxinlignende PCB er for nyligt blevet vurderet sammen med PCDD ogPCDF i internationale ekspertgrupper, såsom EU's Videnskabelige Komitefor Fødevarer (SCF 2000; 2001) og FAO/WHO Joint FAO/WHO ExpertCommittee on Food Additives (JECFA). En toksikologisk vurdering afdioxinerne og de dioxinlignende PCB er nyligt foretaget for Miljøstyrelsen iforbindelse med fastsættelse af jordkvalitetskriterier for PCDD, PCDF ogdioxinlignende PCB og er indeholdt i Nørhede og Larsen (2003).Et andet vigtig forhold er, at med de PCB koncentrationer, der forekommeri stort set alle scenarier, så er de akutte doser uden toksikologiskekonsekvenser, mens det er de koncentrationer, som ophobes i kroppensom følge af gentagne eksponeringer over lang tid, der kan udgøre ensundhedsmæssig risiko.Gentagen peroral eksponering for kommercielle PCB blandinger har iforsøgsdyr givet effekter på lever, mavesæk, skjoldbruskkirtel, binyrer, hudog øjne, samt effekter på det bloddannende system, immunsystemet ognervesystemet. Endvidere er der påvist kræftfremkaldende effekter ogeffekter på reproduktionsevnen og på afkommets udvikling. Sådanneeffekter ses også efter indtagelse af PCDD og PCDF, og det antages atindholdet af dioxinlignende PCB og PCDF i blandingerne har haftafgørende betydning for effekterne.Informationer vedrørende de sundhedsskadelige effekter af PCB imennesker stammer primært fra undersøgelser af folk i Japan (Yushoepisoden) og Taiwan (Yu-Cheng episoden) eksponeret gennem indtagelseaf risolie kontamineret med varme-degraderet Kanechlor. Problemet medat vurdere de ikke-dioxinlignende PCBs betydning for disse episoder er, atPCB i den opvarmede kontaminerede risolie havde dannet kraftigtforøgede mængder af polychlorede dibenzofuraner (PCDF), der hardioxinlignende effekter, og som generelt anses for at være den primæreårsag til de observerede effekter. I andre undersøgelser, hvorbefolkningsgrupper har været eksponeret gennem miljøet, for eksempelved højt konsum af PCB kontaminerede fisk, vil eksponeringen ud overPCB også omfatte PCDD og PCDF. Samlet kan de effekter, der er set i

mennesker ikke tilskrives PCB alene, hvilket forringer deres anvendelighedi risikokarakteriseringen.De toksikologiske effekter af peroral indtagelse af PCB er også undersøgt ien række dyreforsøg. De fleste undersøgelser er blevet foretaget med dekommercielle PCB blandinger produceret i USA (Aroclor), Japan(Kanechlor) og Tyskland (Clophen). Disse kommercielle PCB blandinger erforskellige med hensyn til procentandele af individuelle PCB congenere,produktionsmetoder, og niveau af forureninger (især PCDF).De flesteundersøgelser er foretaget i rotter, mens undersøgelser i aber indikerer, atdenne dyreart er den mest følsomme over for effekterne af PCB. Visseeffekter (effekter på mavesæk, hud, øjne, som er typiske dioxin effekter iaber) er kun set i aber. Aroclor 1254 er blevet anvendt i de flesteundersøgelser og sammenlignelige 2-år studier i rotter med Aroclor 1016,1242, 1254, eller 1260 indikerer at Aroclor 1254 er den mest toksiske afdisse PCB blandinger.Ligesom for undersøgelserne i mennesker vanskeliggøres tolkningen af deikke-dioxinlignende PCBs betydning i disse dyreforsøg ved, at dekommercielle PCB blandinger også indeholder dioxinlignende PCB ogPCDF. Således er variationen i sammensætningen af congenere ogmængden af urenheder blevet bestemt i to Aroclor 1254 lots (Kodavanti etal. 2001). Mængderne af non-ortho og mono-ortho PCBs var signifikantforskellige. Det samme gjaldt mængderne af PCN og PCDF, der dannessom uønskede biprodukter. Når disse data blev omsat til ”dioxin”toksicitetsækvivalenter under anvendelse af TEF værdierne foreslået afWHO i 1997, sås det, at Aroclor 1254 (renhed > 99%) med lot nummer6024 indeholdt 38,3 �g TEQ/g og Aroclor 1254 (renhed > 99%) med lotnummer 124-191 indeholdt 395,1 �g TEQ/g. Aroclor 1254 med lot nummer6024 er af den type, som blev anvendt kommercielt i mange år, menstypen med lot nummer 124-191 blev fremstillet (1974 – 1976) med en nymetode kort før nye anvendelser ophørte, og udgør ca. 1% af den totaleproduktion af Aroclor 1254. Det er imidlertid denne type som primært harværet anvendt til de toksikologiske undersøgelser gennem de seneste 30år. Denne op til 10-fold forskel i TEQ indholdet mellem den kommercieltdominerende tekniske blanding og den blanding der er hyppigst testet, måtages i betragtning ved tolkningen af betydningen af de toksikologiskestudier for vurdering af PCB, da hovedparten af effekterne der ses,formentlig skyldes de dioxinlignende aktiviteter.Herudover er der foretaget undersøgelser af rekonstituerede PCBblandinger, der skulle simulere sammensætningen af PCB i modermælk(og hermed også humant fedtvæv) i aber (0.0075 mg/kg legemsvægt/dagfra fødsel og 20 uger frem) og rotter (i reproduktions ogudviklingsundersøgelser). Disse blandinger har også indeholdtdioxinlignende PCB, som muligvis er af større betydning for effekterne endindholdet af de kvantitativt dominerende ikke-dioxinlignende PCB.Oplysninger om individuelle PCB congenere er tilgængelige frasammenlignelige 13 ugers fodringsforsøg i rotter med 4 dioxinlignendePCB congenere (77, 105, 118, 126) og 3 ikke-dioxinlignende congenere(28, 128, 153). Igen kan der være problemer med forureninger i disse”rene” PCB kongenere. Således vides teststoffet PCB 153 (den ikke-dioxinlignende PCB, der er ophobet i størst mængde i mennesker) atindeholde 2,3,7,8-PCDF, som formentlig er hovedårsagen til de effekter

der er set. Ligeledes vil PCB 118 (svagt dioxinlignende) kunne indeholdeden mest potente dioxinlignende PCB 126 som en betydningsfuldforurening.5.1 Dioxiner og dioxinlignende PCB"Dioxiner" (polychlorerede dibenzo-para-dioxiner og – dibenzofuraner;PCDD og PCDF) er en gruppe af nærtbeslægtede chlorholdige stoffer,som dannes i små mængder ved forbrændingsprocesser (f.eks.affaldsforbrænding) og forskellige industrielle processer. De kan ogsåforekomme som forurening i forskellige chlorholdige kemikalier. Dioxinerneforekommer overalt i miljøet.Nogle af dioxinerne opkoncentreres i fødekæderne og forekommer ifedtholdige animalske produkter og fisk, og ophobes i menneskersfedtvæv. De væsentligste kilder til dioxiner i danskernes kost er fede fisk,mejeriprodukter og kød.Visse PCB-forbindelser har samme toksiske effekter som dioxin.Eksponeringen for dioxin-lignende PCB medtages derfor, når den humanebelastning med dioxin bliver vurderes. Kilderne til PCB er som tidligerenævnt andre end for dioxinerne, men når først PCB optræder sommiljøforurening eller som forurening i foderstoffer, så følges de sammeeksponeringsveje som for dioxinerne.5.1.1 Toksikologiske egenskaber af dioxiner og dioxinlignende PCBDen mest giftige og bedst undersøgte dioxin er 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD). TCDD har et bredt spektrum af toksiske virkninger, hvorde mest kritiske i forsøgsdyr omfatter kræftfremkaldende effekt, påvirkningaf immunforsvaret, nedsat reproduktionsevne og påvirkning af fostre ogungernes udvikling og adfærd. Endvidere påvirkes forskelligehormonsystemer. De 16 andre dioxiner og 12 dioxinlignende PCB er langtmindre grundigt undersøgt, men da de virker på samme måde som TCDD,blot med mindre og varierende styrke, har WHO fastsat TCDDtoksicitetsækvivalensfaktorer (TEFs) for disse stoffer. Ved at multiplicerekoncentrationerne af de enkelte dioxiner og dioxinlignende PCB med deresrespektive TEF, kan bidraget til den samlede virkning beregnes som TCDDtoksicitetsækvivalenter (WHO-TEQ).Dioxiner med op til 6 chloratomer absorberes godt fra mave-tarmkanalen(50-90%) mens op-tagelse ved indånding anses for at være betydeligtmere begrænset. Biotilgængeligheden af PCDD og PCDF efter hudkontakter sandsynligvis mindre end 1%. PCDD, PCDF og PCB metaboliseresmeget langsomt og ophobes derfor i kroppen, hovedsageligt i fedtvæv oglever. For TCDD er halveringstiden i mennesker mellem 5,5 og 11 år.De biokemiske og toksiske effekter af dioxiner og dioxinlignende PCBmedieres gennem binding til et intracellulært protein, den såkaldte arylhydrocarbon receptor (AhR). Som konsekvens af denne binding til AhRses blandt andet en følsom, tidlig og specifik induktion af leverensmikrosomale mono-oxygenaser (cytokrom P450) hørende til CYP1 Afamilien. Denne type enzyminduktion kan for eksempels måles somforøget ethoxyresorufin deethylase aktivitet (EROD aktivitet). I modsætningtil dioxinerne og de dioxinlignende PCB bindes de ikke-dioxinlignende PCB

-------------------------------------PCDD og PCDFWHO TEF-------------------------------------------------------2,3,7,8-TCDD11,2,3,7,8-PeCDD11,2,3,4,7,8-HxCDD0.11,2,3,6,7,8-HxCDD0.11,2,3,7,8,9-HxCDD0.11,2,3,4,6,7,8-HpCDD 0.01OCDD0.00012,3,7,8-TCDF0.11,2,3,7,8-PeCDF0.052,3,4,7,8-PeCDF0.51,2,3,4,7,8-HxCDF0.11,2,3,6,7,8-HxCDF0.11,2,3,7,8,9-HxCDF0.12,3,4,6,7,8-HxCDF0.11,2,3,4,6,7,8-HpCDF 0.011,2,3,4,7,8,9-HpCDF 0.01OCDF0.0001-------------------------------------------------------PCBWHO TEF-------------------------------------------------------Non-ortho PCBs3,3',4,4'-CB (77)0.00013,4,4',5-CB (81)0.00013,3',4,4',5-CB (126)0.13,3',4,4',5,5'-CB (169) 0.01Mono-ortho PCBs2,3,3',4,4'-CB (105)0.00012,3,4,4',5-CB (114)0.00052,3',4,4',5-CB (118)0.00012,3,4,4'5-CB (123)0.00012,3,3',4,4',5-CB (156) 0.00052,3,3',4,4',5'-CB (157) 0.00052,3',4,4',5,5'-CB (167) 0.000012,3,3'4,4'5,5'-CB (189) 0.0001--------------------------------------------------------

I forsøgsdyr er de mest følsomme effekter påvirkning af reproduktions-,nerve- og immun-systemernes udvikling i fostertilstanden. En enkeltdosispå 50 – 200 ng TCDD til hunrotter på dag 15 i drægtighedsperiodenbevirker feminisering, nedsat sædkvalitet og nedsat immunforsvar hos dethanlige afkom.PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB er negative i forskellige in vitro og invivo testsystemer for gen-skadende (mutagen og genotoksisk) effekt.TCDD øger forekomst af tumorer, især levertumorer og tumorer iskjoldbruskkirtlen, hos mus og rotter. NOAEL for levertumorer i hunrotter er1 ng/kg legemsvægt/dag. I epidemiologiske studier af mennesker udsat fordioxiner i arbejdsmiljøet er der rapporteret svagt øget dosisafhængigforekomst af kræft dog uden at specielle kræftformer dominerede.I 2001 fastsatte EUs Videnskabelige Komité for Levnedsmidler (SCF) enugentlig tolerabel indtagelse (TWI) for dioxin og dioxinlignede PCB på 14pg WHO-TEQ/kg legemsvægt. Vurderingen var baseret på undersøgelseraf TCDD, men blev udvidet til at omfatte alle 17 chlorerededioxiner/dibenzofuraner og 12 dioxinlignende PCB, som WHO har fastsattoksicitetsækvivalenter (TEF) for. De mest følsomme, kritiske effekter iforsøgsdyr var relateret til påvirkning af kønsorganernes udvikling hoshanrotter, hvis mødre var blevet doseret med TCDD idrægtighedsperioden. Mange undersøgelser har vist, at det ikke er dendaglige indtagelse af små mængder dioxiner, der har betydning fortoksiciteten, men den koncentration, der efter en vis tid opnås i kroppensmålorganer (dette gælder generelt for de fleste stoffer, somopkoncentreres i kroppen). For dioxinerne er det vist, at den totalekropsbelastning (body burden) er det mest velegnede mål til at udtrykke“dosis” med. Kropsbelastningen i de rotte mødre, hvor ovennævntefølsomme effekter (LOAEL) blev set i det hanlige afkom, var mellem 40 og100 ng TCDD/kg legemsvægt. I en enkelt undersøgelse sås et NOAEL vedkropsbelastning på 20 ng TCDD/kg legemsvægt. Det er relativt simpelt atberegne den daglige indtagelse af TCDD, der skal til for at opnå entilsvarende kropsbelastning (i ligevægt - steady-state) hos mennesker,nemlig fra 20 pg/kg legemsvægt/dag til 50 pg/kg legemsvægt/dag i mereend 30 år for LOAEL og 10 pg/kg legemsvægt/dag for NOAEL (peroralbiotilgængelighed for TCDD sat til 50%, halveringstiden for TCDD fastsattil 7½ år, og der kræves 4-5 halveringtider for at opnå steady-state). Ud fradisse overvejelser fastsatte SCF TWI til 14 pg WHO-TEQ/kglegemsvægt/uge modsvarende en daglig indtagelse på 2 pg WHO-TEQ/kglegemsvægt/dag. Ud fra de samme undersøgelser og overvejelserfastsatte FAO/WHO’s ekspertgruppe JECFA i 2001 en tolerabel månedligindtagelse på 70 pg WHO-TEQ/kg legemsvægt.5.1.2 Indtag af dioxin og dioxinlignende PCB.Fed fisk (op til 10 pg TEQ/g produkt), mælk og mejeriprodukter (op til 3 pgTEQ/g fedt) og kød og kødprodukter (op til 3 pg TEQ/g fedt) er defødevarer, der indeholder mest PCDD og PCDF. Indtagelsen af PCDD,PCDF og dioxinlignende PCB med fødevarer skønnes at være omkring 2pg TEQ/kg legemsvægt/dag i gennemsnit. Ammende spædbørn kanindtage op til 100 pg TEQ/kg legemsvægt/dag med modermælken. Daperioden, hvor børnene ammer, kun udgør en kort periode af mennesketslivslængde, og dioxinkoncentrationerne i fedtvæv og målorganer ikke stiger

væsentligt på grund af barnets kraftige forøgelse i vægt og vævsfedt,anses dette ikke at udgøre en speciel risiko.5.2 Toksikologiske effekter af PCB5.2.1 ToxicokinetikMennesker og forsøgsdyr absorberer PCB fra mave-tarmkanalen efterperoral indtagelse. Absorption efter inhalation er mindre godt belyst, menantages at kunne finde sted. Molekylvægt og fedtopløselighed er debestemmende faktorer for absorption fra mave-tarm kanalen. Congeneremed 4-6 chlor atomer absorbers godt (90-50 %) mens hepta- og octa-chlorerede congenere absorbers i mindre omfang (Nørhede og Larsen2003, WHO 2003, ATSDR 2000).PCB fordeles først til lever og muskelvæv og translokeres derpå tilfedtvævet. På grund af den høje fedtopløselighed og resistens imodbiotransformation, især for de højere chlorerede PCB, akkumuleresstofferne i fedtvævet. (Nørhede og Larsen 2003, WHO 2003, ATSDR2000).PCB metaboliseres af de mikrosomale cytochrom P450 systemer til polæremetabolitter som kan konjugeres med glucuronsyre og glutathion. MangePCB udviser en høj resistens mod metabolisme. De PCB, dermetaboliseres lettest, har to sidestillede usubstituerede kulstofatomer iyderstillingerne (3,4 eller 4,5). Disse positioner oxideres af cytochromeP450 systemet. Den vigtigste udskillelsesvej for især de højere chlorerede,uomdannede PCB er med galde til fæces og for lavere chlorerede PCB ogmetabolitterne med urinen. PCB kan passere placenta i gravide dyr ogmennesker og udskilles med modermælk (Nørhede og Larsen 2003, WHO2003, ATSDR 2000).Estimater af eliminations halveringstiderne for PCB i mennesker, baseretpå gentagne målinger af kropsbelastningen, er rapporteret at variere fra0,02 år til uendeligt for individuelle congenere. Ifølge ATSDR måhalveringstider på mellem 2,5 og 5 år anses for at være de bedsteestimater (ATSDR 2000), mens andre estimater angiver længerehalveringstider for de højere chlorerede PCB (Wolff et al., 1992).Halveringtider for dioxiner og nogle af de dioxinlignende PCB angives afSCF (2000) til at være 5 – 11 år (7½ år for 2,3,7,8-TCDD).5.2.2 Toksikologiske effekter af kommercielle PCB blandingerAkut toksicitetDen akutte toksicitet af PCB i forsøgsdyr varierer for de forskelligekommercielle blandinger, men er generelt lav med LD50 værdier mellem1010 and 4250 mg/kg legemsvægt i rotter (WHO 2003, ATSDR 2000).Subkronisk toksicitet i menneskerInformationer vedrørende de sundhedsskadelige effekter af PCB imennesker stammer primært fra undersøgelser af folk i Japan (Yushoepisoden) og Taiwan (Yu-Cheng episoden) eksponeret gennemindtagelse af ris olie kontamineret med varme-degraderet Kanechlor og fra

folk eksponeret gennem indtagelse af højt kontaminerede fisk.Ultrastrukturelle forandringer indikativ for mikrosomal enzyminduktion sås ileveren hos Yusho patienter. Øget serum cholesterol, men ikketriglycerider, er rapporteret for konsumenter af forurenede fisk, mens øgetserum triglycerid, men ikke cholesterol, er rapporteret for Yusho og Yu-Cheng patienter. Lever porphyri blev almindeligt konstateret hos personer iYu-Cheng episoden, men forekom ikke så ofte hos Yusho patienter.Epidemiologiske undersøgelser har antydet en sammenhæng mellem PCBeksponering og forandringer i skjoldbruskkirtlen hos mennesker; blandt Yu-Cheng patienterne er der således set en øget forekomst af struma.Chloracne og andre hudforandringer, såvel som synsforstyrrelser er blevetrapporteret hos individer under Yusho og Yu-Cheng episoderne. Effekterpå hud og øjne er ikke set i personer med højt konsum af kontamineretfisk. Immunologiske forandringer, som er rapporteret i forbindelse medindtagelsen af kontamineret risolie i Yusho and Yu-Cheng episoderne,indtagelse af kontaminerede fisk, og i forbindelse med generelmiljøeksponering, omfatter øget følsomhed for luftvejsinfektioner hosvoksne og deres børn, og forekomst af mellemørebetændelse hos børnfødt af højt eksponerede mødre, nedsat total serum IgA og IgM antistofniveauer, og/eller forandringer i T-lymphocyt underklasser. Forandringer ide sensoriske og motoriske nerver er blevet observeret hos højteksponerede Yusho og Yu-Cheng patienter. Der er dog ingen evidens forat PCB har neurotoksiske effekter hos voksne i de niveauer, somalmindeligvis forekommer i omgivelserne (ATSDR 2000).Subkronisk og kronisk toksicitet af kommercielle PCB blandingerHovedparten af de toksikologiske undersøgelser af PCB er foretaget iforsøgsdyr eksponeret for kommercielle PCB blandinger i foderet. De flesteforsøg har været sub-akutte eller sub-kroniske studier mens der foreliggerrelativt få langtidsundresøgelser for kroniske og kræftfremkaldende effekterefter peroral indtagelse. Aroclor 1254 er blevet anvendt i de flesteundersøgelser.Effekter på leverenLevertoksicitet efter PCB eksponering er veldokumenteret i forsøgsdyreksponeret for kommercielle blandinger eller individuelle congenere. DePCB-inducerede levereffekter, som til en vis grad forekommer at værereversible, omfatter mikrosomal enzyminduktion (EROD), øget serumniveauer af lever relaterede enzymer og lipider, leverforstørrelse, ændretporphyrin og vitamin A metabolisme, og histopathologiske forandringer,som efter højere doser eller længerevarende eksponeringer kanvidereudvikles til non-neoplastic degenerative forandringer og/eller tumorer(se sektion 5.2.4).Induktion af de mikrosomale enzymer (EROD) er den mest følsommeeffekt i rotter og er set efter daglig peroral administration af Aroclor 1242,1248, 1254, eller 1260 i 4 uger med dosisniveauer fra 0.03 mg/kglegemsvægt/dag (den laveste dosis testet). Øget udskillelse afcoprophophyrin, øget levervægt og lipid ophobning i leveren er set i rotterfodret med 0.25 mg Aroclor 1242 /kg legemsvægt/dag i 2-6 måneder.I nyere 2-års fodringsforsøg i rotter sås levereffekter (hepatocellulærhypertrofi og vacuolisering) efter daglig administration af Aroclor 1016,1242, 1254, eller 1260 svarende til dosisniveauer på 1-2 mg/kglegemsvægt/dag. Øget serum cholesterol blev set i hun rotter eksponeret

for Aroclor 1242, 1254 og 1260 fra 1,4-5,7 mg/kg legemsvægt/dag.Levereffekterne var sædvanligvis mere alvorlige i hunrotterne end ihanrotterne og udviste følgende toksicitets mønster: Aroclor 1254 > 12601242 > 1016.Da EROD induktion er specifik for PCDD, PCDF og dioxinlignende PCBanses hovedparten af effekterne i rotter at skyldes en dioxinlignendevirkning.I Rhesus aber er der set effekter på leveren (leverforstørrelse,fedtophobning, levernekrose og forandringer i galdegangene) efter 12-28måneders fodring med 0,2 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag. Øgetlevervægt og serum triglycerider, og nedsat serum bilirubin og cholesteroler set i Rhesus aber som indtog 0,08 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dagi 72 måneder; der sås ingen effekter med doser på op til 0,04 mg/kglegemsvægt/dag. I en anden undersøgelse, hvor aberne blev doseret medAroclor 1254 i 37 måneder sås nedsat plasma cholesterol med doser fra0,04 mg/kg legemsvægt/dag og øget plasma triglycerid fra 0,005 mg/kglegemsvægt/dag.LOAEL for lever effekter af de kommercielle PCB blandinger var 0,08mg/kg legemsvægt/dag for Aroclor 1254 i aber efter 72 månedersindtagelse med foderet. Den kritiske effekt var øget levervægt.Effekter på mave-tarm kanalenAdministration af PCB 1248 med foderet til Rhesus aber i dosis-niveauerfra 1,3 mg/kg legemsvægt/dag eller Aroclor 1242 fra 0,12 mg/kglegemsvægt/dag i 2 måneder har medført gastritis med hypertrofi oghyperplasi af tarm mucosa, som udviklede sig til sårdannelse ogblødninger i tarmvæggen. Effekter på tarmepithel er også iagttaget iCynomolgus aber, der fik 0,2 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag medfoderet i 12-13 måneder og i Rhesus aber behandlet på samme måde i 28måneder, men ikke i Rhesus aber som fik 0,08 mg Aroclor 1254/kglegemsvægt/dag i 72 måneder.NOAEL for de kommercielle PCB blandinger (Aroclor 1252) for effekter påmave-tarm kanalen hos aber var 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i 72måneder. Den observerede effekt på mave-tarm epithelet i aber er specifikfor dioxiner, og derfor ikke relevant for de ikke-dioxinlignende PCB.Effekter på skjoldbruskkirtlen (thyroidea)Forskellige effekter på thyroidea og relaterede hormonsystemer er set iforsøgsdyr. Effekterne på thyriodeahormonerne omfatter nedsat produktionog serum niveauer, interferens med transport af hormoner og øgetmetabolisk nedbrydning. Effekterne på selve thyroidea omfatter hyperplasi,hypertrofi og øget vakuolisering af follikelcellerne, nedsat størrelse affollikelceller og forstørrelse af thyroidea.I rotter sås nedsat serum koncentration af thyroidea hormonerne T4 og T3efter indtagelse af 0,09 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag (lavestedosisniveau testet) med foderet igennem 5 måneder. Histologiskeforandringer er set i rotter efter 0,25 mg Aroclor 1254 /kg legemsvægt/dag ifoderet i 5 uger, men ikke efter 0,025 mg/kg legemsvægt/dag.

I Rhesus aber blev der ikke set effekter på thyroidea og hormonerne eftereksponering for Aroclor 1254 i dosisniveauer på op til 0,08 mg/kglegemsvægt/dag i op til 72 måneder. I en enkelt undersøgelse i Rhesusaber blev der set forstørret thyroidea og histologiske forandringer efterindtagelse af 0.2 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag i 28 måneder, mensder i en anden undersøgelse med Cynomolgus aber, som blev doseret påtilsvarende måde, ikke blev set effekter på thyroidea.Samlet er NOAEL for de kommercielle PCB blandinger (Aroclor 1254) foreffekter på skjoldbruskkirtlen hos aber på 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i 72måneder.Effekter på binyrerneI rotter er der konstateret ændringer i niveauerne af binyrebarkhormonerefter daglig indtagelse med foderet af 0,1 mg Aroclor 1254/kglegemsvægt/dag i 15 uger, men ikke efter 0,05 mg/kg legemsvægt/dagigennem 5 måneder. Der er ikke set histologiske forandringer i binyrernehos rotter som har indtaget op til 25 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dagmed foderet i 15 uger.I aber er der ikke set effekter på binyrerne af Aroclor 1254 i foder meddoser op til 0,2 mg/kg legemsvægt/dag i 12 måneder, eller op til 0,08mg/kg legemsvægt/dag i 72 måneder. Effekt på serum hormon niveauerneer heller ikke set efter doser op til 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i op til 22måneder.NOAEL for effekter på niveauet af binyrebarkhormon i serum var 0,08 mgAroclor 1254/kg legemsvægt/dag til aber i 72 måneder. NOAEL var 0,05mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag til rotter i 5 måneder, mens LOAELvar 0,1 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag til rotter i 15 uger.Effekter på hud og øjneHudeffekter, som inkluderer ødemer i ansigtet, acne, folliculitis og alopecia,og effekter på øjnene, som omfatter opsvulmen og rødmen af øjenlåg samtudflåd, er set i aber eksponeret for 0,1 mg Aroclor 1248/kglegemsvægt/dag eller 0,12 mg Aroclor 1242/kg legemsvægt/dag i 2måneder. Kronisk indtagelse hos aber med foderet af 0,1 mg Aroclor1248/kg legemsvægt/dag i 12 måneder, eller 0,2 mg Aroclor 1254/kglegemsvægt/dag i 12-28 måneder resulterede i progressive effekter påhud og øjne. Effekterne omfattede faciale ødemer, acne, tab affingernegle, udflåd fra øjne og inflammation af tårekanal, og hyperplasi ognekrose i ganen i varierende sværhedsgrad. Forandringer i finger- ogtånegle er observeret i aber efter indtagelse af Aroclor 1254 i doser på0,005 mg/kg legemsvægt/dag i 37 måneder eller 0,04 mg/kglegemsvægt/dag i 72 måneder.LOAEL for effekter af kommercielle PCB blandinger (Aroclor 1254) på hudog øjne er 0,005 mg/kg legemsvægt/dag til aber i 35 måneder. Effekternepå hud og øjne er kun set i aber (og mennesker) og er specifikke fordioxiner og dioxin-lignende PCB. De har derfor ikke relevans forvurderingen af de ikke-dioxinlignende PCB.Hæmatologiske effekterAntal røde blodlegemer og hæmoglobin koncentrationen var reduceret hoshun-rotter, som fik Aroclor 1016 eller 1260 med foderet i 24 måneder i

doser fra henholdsvis 2,7 eller 1,4 mg/kg legemsvægt/dag.Hæmatologiske effekter blev ikke set i hun-rotter behandlet på same mådemed Aroclor 1242 i doser fra 5,7 mg/kg legemsvægt/dag eller Aroclor 1254i doser fra 6,1 mg/kg legemsvægt/dag. I han-rotter er der ikke sethæmatologiske effekter efter eksponering for Aroclor 1016, 1242, 1254,eller 1260 i dosis niveauer fra 8,0, 5,7, 8,1, eller 4,1 mg/kglegemsvægt/dag.Anæmi, manifesteret ved nedsat hæmoglobin indhold og hæmatocrit oghypocellularitet af erythrocyter og forstadier til blodceller i knoglemarven, erobserveret i aber behandlet med Aroclor 1248 eller 1254 i dosis niveauerfra 4 mg/kg legemsvægt/dag i 2 måneder, eller fra 0,2 mg/kglegemsvægt/dag i 12-28 måneder. I een undersøgelse sås hæmatologiskeforandringer som tydede på anæmia i aber behandlet med 0,08 mg Aroclor1254/kg legemsvægt/dag i 37 måneder, mens der i en andenundersøgelse ikke sås effekter på hæmatologiske parametre hos aber,somindtog Aroclor 1254 i doser fra 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i 72 måneder.NOAEL for hæmatologiske effekter af kommercielle PCB blandinger(Aroclor 1254) var 0.08 mg/kg legemsvægt/dag til aber i 72 måneder,mens LOAEL var 0,2 mg/kg legemsvægt/dag i 12-28 måneder.Effekter på immunsystemetImmunotoksiciteten af kommercielle PCB blandinger er velkendt.Morfologiske og funktionelle ændringer af immunsystemet er set i mus,rotter, marsvin, kaniner og aber og omfatter atrofi af thymus og milt, nedsatantistof produktion rettet mod fremmede antigener, øget følsomhed forinfektioner med virus og andre mikroorganismer, nedsat hudreaktion modtuberculin og øget proliferation af lymfocytter i milten som respons påmitogen-stimulering. De tilgængelige data indikerer at aber er merefølsomme for PCB end de andre dyrearter. Nedsat respons af IgM og IgGantistoffer overfor røde blodlegemer fra får (SRBC) er den parameter, deroftest er fundet påvirket af PCB i aber.I nyere 2-års perorale toksikologiske undersøgelser i rotter blev der ikkefundet ændringer i antallet af hvide blodlegemer eller histologiskeforandringer i thymus, milt og lymfeknuder efter indtagelse af foderindeholdende Aroclor 1016, 1242, 1254, eller 1260 i dosisniveauer op til 4-8 og 6-11 mg/kg legemsvægt/dag i henholdsvis hanner og hunner.I aber er der observeret nedsat antistof-respons over for SRBC, øgetfølsomhed for bakterielle infektioner, og/eller histopathologiskeforandringer i thymus, milt og lymfeknuder efter indtagelse af Aroclor 1248og 1254 i dosisniveauer fra 0,1 to 0,3 mg/kg legemsvægt/dag i fra 238-267dage og op til 28 måneder. I den mest omfattende undersøgelse, hvorRhesus aber blev givet Aroclor 1254 oralt i kapsler, blev der påvistsignificant dosis-relateret fald i IgM og IgG antistofreaktion over for SRBCved dosis niveauer fra 0,005 mg/kg legemsvægt/dag (den lavesteundersøgte dosis) efter 23 måneder. Ændringer i T-lymphocytsammensætning blev set efter 0,08 mg/kg legemsvægt/dag.LOAEL for kommercielle PCB blandinger (Aroclor 1254) for effekter påimmunsystemet var 0,005 mg/kg legemsvægt/dag. Effekterne påimmunsystemet anses langt overvejende for at være dioxinlignendeeffekter og er derfor af mindre relevans for de ikke-dioxinlignende PCB.

Effekter på nervesystemetAdfærdmæssige forandringer (effekt på motorik og effekter på højerecognitive funktioner, f.eks indlæring, hukommelse og opmærksomhed) erset i rotter og aber efter både pre- og/eller postnatal eksponering forkommercielle blandinger, veldefinerede blandinger, enkelte congenere ogforurenede fisk. Både dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB har givetadfærdsmæssige forandringer i forsøgsdyr.Ændringer i niveauerne af neurotransmittere, hyppigst i form af nedsatdopamin koncentration i forskellige hjerneområder er set i aber, rotter ogmus. Nedsat dopamin er set i voksne rotter efter indtagelse af Aroclor 1254i dosis niveauer fra 39 mg/kg legemsvægt/dag i 30 dags, og i aber efterAroclor 1016 eller 1260 i dosis niveauer fra 0,8 mg/kg legemsvægt/dag i 20uger.LOEL for kommercielle PCB blandinger (Aroclor 1016 og 1260) påniveauer af neurotransmittere i hjernen var 0,8 mg/kg legemsvægt/dag tilaber i 20 uger.5.2.3 GenotoksicitetPCB er blevet undersøgt for genotoksiske effekter i en lang række in vitroog in vivo testsystemer (ATSDR 2000). Aroclor 1260 gav ikke DNAaddukter i rottelever. Aroclor 1242 og 1254 inducerede ikke kromosomforandringer i knoglemarvsceller eller sædceller fra rotter og mus efterenkelte eller gentagne doseringer. Dominant letale mutationer blev hellerikke påvist i han-rotter behandlet med Aroclor 1242 eller 1254. En enkeltundersøgelse i rotter med en enkeltdosis af Aroclor 1254 viste tegn påDNA skader i leveren 4-12 timer efter indgift, men skader kunne ikkepåvises efter 48 timer (ATSDR 2000, IARC 1987).Aroclor 1254 var ikke mutagent i bakterier (Salmonella typhimurium) medeller uden metabolisk aktivering og Aroclor 1242 eller Clophen A60inducerede ikke gen-mutationer i V79 celler fra kinesiske hamstre. Aroclor1254 har induceret kromsom forandringer i et enkelt studie med humanelymfocytter, men ikke i andre studier. UDS (unscheduled DNA synthesis)er også påvist i et enkelt studie med rotte lever celler (ATSDR 2000, IARC1987).Den samlede konklusion er at PCB generelt har været inaktive i in vitro ogin vivo test for genotoksicitet. Data fra dyreforsøg indikerer imidlertid, at dekommercielle PCB blandinger kan inducere tumorer i lever og thyroideahos mus og rotter. Da PCB, især de lavere chlorerede PCB, kanmetaboliseres af Cytokrom P450 systemerne med dannelse af reaktiveintermediater, såsom aren-epoxider og quinoner, til følge, kan en cancer-initierende effekt teoretisk set ikke afvises. Der er imidlertid ingen direkteevidens for en sådan mekanisme.5.2.4 Kræftfremkaldende effektDen kræftfremkaldende effect af PCB i mennesker er undersøgt iretrospektive mortalitets studier i arbejdere og i case-control undersøgelseraf miljøeksponering ved at undersøge association mellem serum ellerfedtvævs koncentrationer og forekomst af kræft. Nogle af

mortalitetsstudierne antyder, at arbejdsmiljømæssig udsættelse for PCBkan være associeret med øget risiko for kræft i forskellige væv, især lever,galdeveje, mavetarmkanal og hud. Der er ikke fundet nogen klarsammenhæng til kræft i andre væv, som f.eks. bryst, hjerne, blod oglymfesystem.En lang række case-control studier har undersøgt den muligesammenhæng mellem brystkræft og koncentrationen af PCB i brystvæveller blod i den almindelige befolkning. I nogle, men langt fra alle,undersøgelser er der fundet forhøjet PCB koncentration i brystvæv hoskvinder med brystkræft. Ingen af undersøgelserne som har været baseretpå koncentrationer af PCB i blodet har vist nogen sammenhæng tilbrystkræft. Ingen af de prospektive studier har fundet at PCB varassocieret med brystkræft.En række perorale cancer studier er udført i dyreforsøg med kommerciellePCB blandinger. Den mest omfattende undersøgelse, publiseret i 1998,sammenlignede de fire mest anvendte kommercielle Aroclor blandinger(1016, 1242, 1254 og 1260), som blev indgivet med foderet til rotter idosisniveauer på henholdsvis 2.0-11.2 (1016), 2.0-5.7 (1242), 1.0-6.1(1254), eller 1.0-5.8 (1260) mg/kg legemsvægt/dag i 24 måneder. Øgettumourforekomst blev fundet i lever og thyreodea, men der sås nedsatforekomst af brysttumorer. Effekten i leveren sås primært i hunrotter, ikke ihannerne. Responset øgedes med dosis og potensen var Aroclor 1254 >Aroclor 1260 > Aroclor 1242 > Aroclor 1016 (Mayes et al., 1998).Tidligere langtidsstudier i rotter havde også fundet, at kommercielleblandinger med 60% chlorindhold (Aroclor 1260 and Clophen A60)inducerede levertumorer primært i hunrotter. Med kommercielle blandingerindeholdende mindre end 60% chlor var levertumorer rapporteret ilangtidsforsøg med Aroclor 1254 og Clophen A30.Peroral indgift af kommercielle PCB blandinger eller enkelt congenere kanpromotere preneoplastiske forandringer og tumorer i lever og lunger hosrotter og mus, der forudgående har været behandlet med et initierendecarcinogen. Tumor promotere er stoffer som kan føre til udvikling af kræftuden selv at besidde relevante genotoksiske egenskaber. Stoffernesvirkning er afhængig af, at der allerede er initierede celler til stede, der harkritiske genestiske skader, som gør cellen følsom over fortumorpromotorerne. Sådanne initierede celler dannes og destrueres tilstadighed i organismen og ved tilstedeværelse af en promoter, kan cellenoverleve og udvikle sig til pre-neoplastiske celler. Prototypen på entumorpromotor er 2,3,7,8-TCDD. Der er general enighed om, at der findesen tærskelværdi for effekten af tumorpromotorer under hvilken der ikkeforeligger risiko for udvikling af tumorer.Samlet indikerer de foreliggende data, at dioxiner og dioxinlignende PCBer tumorpromotorer. Nogle ikke-dioxinlignende PCB har også visttumorpromoterende egenskaber. Der er imidlertid usikkerheder omkringdette, da det har vist sig, at mange af de PCB der har været anvendt iundersøgelserne har været forurenet med enten dioxinlignende PCB ellermed dioxin (dibenzofuraner). Fortolkningen af cancerstudierne med dekommercielle blandinger besværliggøres af, at disse blandinger indeholderbåde dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB. Da levertumorer (ogthyreodea tumorer) er den typiske kræftfremkaldende effekt for dioxin

prototypen TCDD og for den mest potente ikke-dioxinlignende PBC 126 irotter, er det sandsynligt, at den leverkræftfremkaldende effekt af detekniske PCB blandinger skyldes den dioxinlignende effekt, som findes idisse blandinger.Rent faktisk indikerer resultaterne fra de kroniske carcinogenicitetsstudier irotter med forskellige tekniske blandinger at forekomsten af levertumorerog thyreodea tumorer ikke afhænger af dosis af total PCB, men af dentotale TCDD-TEQ forekomst i disse tekniske blandinger (Mayes et al.,1998). Således giver kvantitative sammenligninger med resultaterne fralangtidundersøgelsen i rotter med TCDD (Kociba et al., 1978) næstenidentiske dosis-responskurver for total TEQ i forskellige PCB blandinger ogTCDD som inducere af levertumorer i hunrotter. Ved de lavere TEQ doserkunne forekomsten af thyreodeatumorer ikke skelnes fra kontrolværdierne,hvorfor egentlige dosis-responskurver ikke kan fastlægges. Disseundersøgelser viser, at i rotter spiller tilstedeværelsen af de ikke-dioxinlignende PCB sammen med dioxinlignende PCB i tekniskeblandinger en ubetydelig rolle som carcinogener, hvis overhovedet nogen.Udviklingen af thyreodeatumorer menes at skyldes at Aroclorbehandlingen (og dioxin behandling) nedsætter niveauet af thyreodeahormoner i blodet. Dette resulterer i øget frigivelse af thyreodeastimulerende hormon (TSH) fra hypofysen (Vansell et al., 2004). Denneeffekt vides at være en risikofaktor for udvikling af thyreodeatumorer irotter.Mekanismen bag udviklingen af levertumorer efter behandling meddioxinlignende stoffer er ikke fuldt klarlagt. For TCDD har der væretforeslået forskellige mekanismer. En promoterende og ”indirekte”genotoksisk effekt er foreslået som følge af TCDDs potente evne til atinducere bl.a. CYP1A1 and 1A2. Især CYP1A1 (Nebert et al., 2004) erinvolveret i den metaboliske aktivering af endogene stoffer, såsom oxygen(Shertzer et al., 1998) eller oestradiol (Wyde et al., 2001). De reaktiveomdannelsesprodukter, såsom superoxid og oestradiol quinon kan føre tilgenotoksiske effekter (Wyde et al., 2002). De ikke-dioxinlignende PCBfører til induktion af andre CYP enzymer (CYP2B og 3A). Betydningenheraf (om nogen) for udvikling af kræft kendes ikke.Samlet kan en potential kræftfremkaldende effekt af eksponering for dekommercielle PCB blandinger ikke udelukkes. Effekten er sekundær tillevertoksicitet, vil lang overvejende være drevet af indholdet afdioxinlignende PCB og PCDF, og anses ikke for at udgøre en risiko veddosis niveauer (kropsbelastninger) hvor der ikke forekommer effekter påleveren.5.2.5 Effekter på reproduktion og udviklingInformationer vedrørende de sundhedsskadelige effekter af PCB imennesker stammer primært fra undersøgelser af folk i Japan (Yushoepisoden) og Taiwan (Yu-Cheng episoden) eksponeret gennem indtagelseaf ris olie kontamineret med varme-degraderet Kanechlor og også fra højteksponerede mennesker, feks gennem højt indtag af kontaminerede fisk.Menstruations forstyrrelser blev set i kvinder under Yusho episoden.Kønsmodning og udvikling af kønsorganer var ikke ændre hos drenge født

af Yu-Cheng mødre. Fertilitet, frugtbarhed og forekomst af spontaneaborter er ikke undersøgt i Yusho og Yu-Cheng patienter. For børn afYusho og Yu-Cheng kvinder sås der lavere fødselsvægt og nedsat væksttidligt i livet, og der er rapporteret om adfærds- og indlæringsmæssigeændringer i disse børn.Epidemiologiske studier af befolkningsgrupper med højt konsum afkontamineret fisk antyder, at udsættelse for PCB i fostertilstanden(perinatalt) kan have effekter på udviklingen af nervesystemet med bl.a.motoriske, adfærdsmæssige og indlæringsmæssige defekter til følge. Påtrods af at det nyfødte barns eksponering for PCB er lang højere efterindtagelse af modermælk, tilskrives disse effekter primært eksponeringen ifostertilstanden. Andre effekter, som er blevet rapporteret, er laverefødselsvægt og reduceret tilvækst tidligt i livet. Det er stadig uklart omeffekterne er reelle, da resultaterne af de forskellige undersøgelser ersvage og varierer meget og i visse tilfælde er modstridige. Det er ogsåsandsynligt, at sådanne effekter primært vil skyldes dioxiner ogdioxinlignende PCB. Da forekomsten af de ikke-dioxinlignende PCBkorrelerer med forekomsten af disse er der mulighed for flask positiveassociationer til PCB.Informationer om reproduktions- og udviklingseffekter er til stede fradyreforsøg med kommercielle PCB blandinger, definerede rekonstitueredeblandinger og enkelt congenere.ReproduktionseffekterReproduktionseffekter i hunner eksponeret for kommercielle PCBblandinger er set i en række forskellige dyrearter, såsom rotter (forlængetoestrus, nedsat sexuel modtagelighed, nedsat implantations rate i voksneog/eller deres unger eksponeret under graviditeten og laktationsperioden),mus (nedsat befrugtning), og aber (forlænget menstruation, nedsatfertilitet). Aber forekommer at være særligt følsomme for dereproduktionseffekterne af PCB. Oplysninger om reproduktionseffekter ihanner er begrænsede.Øget menstruationsvarighed (5-7 dage) og blødning blev observeret iRhesus aber eksponeret for 0,1 mg Aroclor 1248 /kg legemsvægt/dag medfoderet fra 7 måneder før befrugtning og igennem drægtighedsperioden.Nedsat befrugtning sås efter 0,2 mg/kg legemsvægt/dag. Aborteringforekom med bege doser. Lignende effekter optrådte i Rhesus aber, somblev parret efter 38ugers indtagelse af 0,2 mg Aroclor 1248/kglegemsvægt/dag med foderet.Nedsat frugtbarhed og øget forekomst af aborter, resorptioner ogdødfødsler sås i Rhesus aber, som fik Aroclor 1254 med foderet i doser på0,02 to 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i 37 måneder før parring og deefterfølgende 29 måneder gennem parring, drægtighed, fødsel ogungernes opvækst. Der var ingen klar effekt på reproduktionen efter 0,005mg/kg legemsvægt/dagI nyligt afvænnede hanrotter, som fik Aroclor 1254 med mavesonde i endosis på 25 mg/kg legemsvægt/dag i 15 uger, sås signifikant nedsat vægtaf sæd-dannende væv og nedsat sædproduktion. Disse effekter sås ikkemed lavere dosisniveauer på 0,1 to 10 mg/kg legemsvægt/dag, og der var

ingen forandringer i andre testikulære parametre, såsom testikelvægt ogserum testosteron niveauer.Fertiliteten var markant nedsat hos det hanlige afkom af rotter, som underlaktationsfasen indtog 8 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag, mensfertiliteten ikke var nedsat i det hanlige afkom af rotter, som fik doser på 30mg/kg legemsvægt/dag af Aroclor 1221, 1242, eller 1260 med mavesondefra drægtighedsdag 12 til 20.NOAEL for reproduktionseffekter af kommercielle PCB blandinger (Aroclor1254) i aber var 0,005 mg/kg legemsvægt/dag i 37 måneder før parring ogunder graviditeten. LOAEL var 0,02 mg/kg legemsvægt/dag.Effekter på udviklingenUdviklingsmæssige effekter er set i forsøgsdyr inkluderende rotter (nedsatvækst, forandringer i skjoldbruskkirtlen og hormoner, adfærds- ogindlæringsmæssige forandringer, og forandringer ireproduktionssystemerne), mus (adfærds- og indlæringsmæssigeændringer), og aber (nedsat vækst, adfærds- og indlæringsmæssigeændringer, og forandringer i immunsystemet). Undersøgelserne i gnaverehar generelt brugt høje PCB doser, men har vist at effekterne på ungernesudvikling kan ske, uden at der ses toksiske effecter på mødrene. PCB harikke vist fostermisdannende (teratogen) effekt, medmindre der har væretbrugt ekstremt høje doser. De tilgængelige data viser, at aber er merefølsomme end gnavere.Lavere fødselsvægt blev set hos unger født af Rhesus aber fodret med0,03 mg Arochlor 1016/kg legemsvægt/dag i 12 måneder (før parring oggennem graviditeten) , men ikke med 0,007 mg/kg legemsvægt/dag. Vedafvænning var kropsvægten hos ungerne i den højt doserede gruppestadig lavere, men ikke statistisk signifikant forskellig fra kontrolniveauet. Ibegge grupper af nyfødte sås der hyperpigmentering og adfærds- ogindlæringsmæssige ændringer.I afkom fra hun Rhesus aber, der fik 0,1 eller 0,2 mg Aroclor 1248/kglegemsvægt/dag i 15 måneder, sås lavere fødselsvægte. I 2-månedersalderen havde begge grupper af unger tegn på PCB forgiftning (facialacne, opsvulmede øjenlåg, tab af øjenvipper, og hyperpigmentering afhuden). Tre af 6 unger døde mellem dag 44 og 329. De havde patologiskeforandringer i brissel, milt og knoglemarv.Adfærdsmæssige forstyrrelser er set i abeunger født af mødre, som fik 0,1mg Aroclor 1248/kg legemsvægt/dag med foderet i 16 til 21 måneder(behandlingen blev afsluttet 3 måneder efter fødslen), og i unger hvismødre fik 0,08 mg/kg legemsvægt/dag i 18 måneder og herefter først blevparret efter 32 måneder uden eksponering.Rhesus aber fik Aroclor 1254 med foderet i doser på 0,005, 0,02, 0,04 eller0,08 mg/kg legemsvægt/dag i 37 måneder før parring og de efterfølgende29 måneder gennem parring, drægtighed, fødsel og ungernes opvækst.Der sås dosis-afhængig føtal mortalitet, som kun var signifikant forskelligfra kontrol på det højeste dosis niveau (0.08 mg/kg legemsvægt/dag).Fødselsvægte var ikke ændrede, men der sås effekter på hud, negle, oggummer på alle dosis niveauer. Immunosuppresive effekter (reduceret IgM

og IgG antistof reaktion over for SRBC og nedsat lymfocytproliferation)blev målt i ungerne på alle dosis niveauer.Adfærds- og indlæringsmæssige forandringer blev rapporteret i rotteungerhvis mødre blev behandlet med 2,4 mg Clophen A30/kg legemsvægt/dagfra før parring og gennem drægtighedsperioden, og i unger hvor mødreneblev behandlet med 1 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag gennemdrægtighedsperioden og laktationsperioden, men ikke efter 0,4 mgClophen 42/kg legemsvægt/dag. I en speciel undersøgelse i rotter blev detvist at in utero eksponering alene resulterede i adfærdsmæssigeforstyrrelser, mens post-natal eksponering alene ikke resulterede i målbareforandringer.Nedsatte serum niveauer af T4 og T3 er blevet observeret i unger født afhunrotter eksponeret peroralt for Aroclor 1254 fra 0,1 mg/kglegemsvægt/dag gennem drægtighed og laktation. Histopatologiskeforandringer i thyreodea sås først efter 2,5 mg/kg legemsvægt/dag.LOAEL for udviklingsmæssige effekter af kommercielle PCB blandinger(Aroclor 1254) i abeunger var 0,005 mg/kg legemsvægt/dag til mødrene i37 måneder før parring og de efterfølgende 29 måneder gennem,drægtighed, fødsel og ungernes opvækst. Effekterne var relaterede til hud,negle og immunsystemet og vurderes overvejende at skyldesdioxinlignende påvirkning.5.3 5.3 Toksikologiske effekter af individuelle ikke-dioxinlignende PCBDe toksikologiske effekter, som er blevet rapporteret i forsøgsdyr efterdosering med ikke-dioxinlignende PCB (PCB 18, 28, 47, 52, 95, 101, 110,128, 132, 149, 153, 169, 170, 180, 206, 209), er effekter på lever,thyreodea, niveau af neurotransmittere i hjernen, immunotoksicitet,østrogen aktivitet, effekter på reproduktion og effekter på udviklingen afunger, hvis mødre blev doseret under graviditeten (se Tabel 6.1). Disseeffekter er ikke specifikke for de ikke-dioxinlignende PCB og de fleste sesogså efter eksponering for PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB. Specielleundersøgelser indikerer, at hydroxylerede metabolitter eller methylsulfonmetabolitter af ikke-dioxinlignende PCB kan have bidaget til nogle afefekterne, specielt østrogen aktivitet og effekter på thyreodea.I undersøgelser med eengangsdoser eller kun få dages doseringer harNOAEL niveauerne for individuelle ikke-dioxinlignende PCB generelt væretstørre end 1 mg/kg legemsvægt/dag (se Tabel 6.1). For de ikke-dioxinlignende PCB (PCB 18, 28, 47, 52, 101, 110, 153), som er blevettestet i gnavere for effekter på reproduktionsevnen og på ungernesudvikling, har NOAEL niveauerne varieret fra >1 mg/kg legemsvægt/dag til> 50 mg/kg legemsvægt/dag. I de fleste undersøgelser blev dyrenedoseret fra dag 10 til 16 i drægtighedsperioden. (Disse NOAEL niveauer erop til 100000 gange højere end den estimerede gennemsnitlige dagligeindtagelse i mennesker. Derfor må akutte effekter anses for at væreusandsynlige efter de eksponeringer vi i dag kender til.Forskelle mellem dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB med hensyntil effekt på reproduktion og udvikling af ungernes nervesystem og adfærdkan sammenlignes fra studier, som er udført i det samme laboratorium(Schanz et al. ) med anvendelse af den samme forsøgsprotokol med

dosering fra dag 10 til 16 under graviditeten og anvendelse af de sammeundersøgelsesmetoder. LOAEL for PCB 126 (dioxinlignende) var <0,001mg/kg legemsvægt/dag, for PCB 77 (dioxinlignende) var LOAEL 2 mg/kglegemsvægt/dag, for PCB 118 (dioxinlignende) var LOAEL 4 mg/kglegemsvægt/dag, og for de ikke-dioxinlignende PCB 28, 153 og 95 varLOAEL henholdsvis 8, 16 og 32 mg/kg legemsvægt/dagUndersøgelser af individuelle PCB congenere er foretaget i en rækkesammenlignelige 13-uger perorale toksicitets studier i rotter. 3 ikke-dioxinlignende PCB congenere (28, 128, 153) og 4 dioxinlignende PCB(77, 105, 118, 126) blev udvalgt baseret på deres hyppige forekomst imiljøprøver og i humant væv. Et bredt spektrum af toksikologiske effekterer blevet observeret. De mest følsomme organer var lever (specielt ihunner) og thyreodea. Resultaterne af disse er summarisk angivet i Tabel6.1 (ATSDR 2000). Herudover er der foretaget sporadiske studier afforskellige effekter med forskellige individuelle PCB congenere og medmetabolitter af forskellige PCB.I disse 13-ugers orale toksicitetsundersøgelser i rotter med individuellecongenere inkluderede levereffekterne øget lever vægt, biokemiskeforandringer (forhøjede serum enzymer og cholesterol, forhøjet leverporphyrin niveau og nedsat lever vitamin A), og histopathologiskeforandringer (cytoplasmisk vakuolisering og og øget fedtophobning).Effekterne på thyroidea bestod i histopatologiske forandringer afvarierende grad for de individuelle congenere. Den mest toksiske congenervar PCB 126 (dioxinlignende PCB) med et LOAEL på 0,0008 mg/kglegemsvægt/dag. De næst mest toksiske var PCB 105 (dioxinlignendePCB) med LOAEL på 0,039 mg/kg legemsvægt/dag. De dioxinlignendePCB 77 og 118 havde LOAEL på henholdsvis 0,087 og 0,170 mg/kglegemsvægt/dag, mens de ikke-dioxinlignende PCB 153, 28 og 128 var demindst toksiske med ensartede LOAEL værdier på henholdsvis 0,34, 0,36og 0,42 mg/kg legemsvægt/dag. NOAEL for de ikke-dioxinlignende PCBvar 0,036 mg/kg legemsvægt/dag for PCB 28, 0,042 mg/kglegemsvægt/dag for PCB 128 og 0,034 mg/kg legemsvægt/dag for PCB153 .Effekter på hæmatologiske parametre sås med PCB 105 i doser omkring 4mg/kg legemsvægt/dag, og med PCB 126 doser omkring 0,0074mikrogram/kg legemsvægt/dag, men ikke for de andre congenere.Histopatologiske forandringer i thymus sås efter peroral udsættelse forPCB 126 (0.00074 mg/kg legemsvægt/dag) og for PCB 28, 105 og 153 (4mg/kg legemsvægt/dag). Der sås ingen effekter på milt, lymfeknuder ogknoglemarv, eller på antal hvide blodlegemer med disse 4 congenere. PCB77, 118, eller 128 gav ikke anledning til ændringer i immunologicalparametre.Nedsatte dopamin koncentrationer blev observeret efter PCB 105 (ca. 4mg/kg legemsvægt/dag), med PCB 118 (0,2 mg/kg legemsvægt/dag), medPCB 128 (0,005 mg/kg legemsvægt/dag), og med PCB 153 (0,34 mg/kglegemsvægt/dag).Der sås mindre forandringer i ovarierne fra hunrotter eksponeret for PCB126 med foderet i doser på 0,009 mg/kg legemsvægt/dag, men ikke med0,0008 mg/kg legemsvægt/dag. Der blev ikke set effekter ireproduktionorganerne hos hannerne efter 0,0007 mg/kg legemsvægt/dag.

Forandringer i reproduktions organerne hos hanner og hunner blev ikke setefter PCB 28 (4 mg/kg legemsvægt/dag), PCB 77 (0.8 mg/kglegemsvægt/dag), PCB 105 (4 mg/kg legemsvægt/dag), PCB 118 (0,7 eller0,2 mg/kg legemsvægt/dag hos henholdsvis hanner og hunner), PCB 128(4 mg/kg legemsvægt/dag, eller PCB 153 (4 mg/kg legemsvægt/dag).5.4 Toksikologiske effekter af rekonstituerede PCB blandingerUndersøgelser af veldefinerede PCB blandinger er foretaget i aber ogrotter.AbeforsøgGrupper af abeunger (Rhesus og Cynomolgus) indtog en veldefineret PCBblanding (hovedsagelig mono- og di-ortho-substituerede congenere) frafødsel til de var 20 uger gamle. Blandingen havde en PCBsammensætning, der var analog til den, der forekommer i modermælk iCanada. Den daglige indtagelse af blandingen var 0.0075 mg/kglegemsvægt og repræsenterede den gennemsnitlige daglige indtagelsehos et diende spædbarn hvor modermælken indeholder 50 ug PCB/kg.Aberne blev fulgt indtil de var 66 uger gamle. Doseringen havde ingeneffekt på ungernes tilvækst og gav ikke anledning til signifikanteforandringer i biokemiske parametre inkluderende lever enzymer, bilirubin,triglycerider og cholesterol. Med hensyn til immunologiske parametre varden eneste statistisk signifikante effekt en reduktion i niveauet af IgM ogIgG antistoffer mod røde blodlegemer fra får og en reduktion i niveauet afHLA-DR celleoverflade-markør (Arnold et al. 1999)Der blev observeret nedsat indlæringsevne i de doserede unger i en alderaf 3 år, hvor testen blev foretaget. Behandlingen havde ingen effekt påungernes tilvækst, medførte ingen ændringer i immunforsvaret og gav ikkeanledning til signifikante forandringer i biokemiske parametre inkluderendelever enzymer, bilirubin, triglycerider og cholesterol.Abeunger (Cynomolgus) indtog ovennævnte veldefinerede PCB blanding(hovedsagelig mono- og di-ortho-substituerede congenere) fra fødsel til devar 20 uger gamle. Blandingen havde en PCB sammensætning, der varanalog til den, der forekommer i modermælk i Canada. Den dagligeindtagelse af blandingen var 0.0075 mg/kg legemsvægt. Der blevobserveret nedsat indlæringsevne i nogle parametre og stædig adfærd i dedoserede unger i en alder af 2½ til 5 år, hvor testene blev foretaget (Rice,1999).RotteforsøgHun-rotter blev fodret med 4 mg/kg legemsvægt/dag af en rekonstitueretPCB blanding som svarede til PCB sammensætningen i modermælk (iTyskland) eller Aroclor 1254. Eksponeringerne varede fra 50 dage førparring indtil ungernes fødsel. Ungerne blev herefter fulgt og undersøgt iop til 180 dage. Der var ingen effekt på reproduktionsparametre, men denrekonstituerede PCB blanding medførte en kraftigere effekt end Aroclor1254 på køns-hormon specifikke processer og adfærd hos ungerne. Ihunner sås signifikant øget vægt af livmoderen 21 dage efter fødslen. Hosvoksne hanner (170 dage) sås reduceret vægt af testikler og nedsattestosteron niveau i serum som tegn på en persistent antiandrogen effekt.Feminiseret adfærd blev iagttaget i disse hanner (Hany et al., 1999).

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

6 Sundhedsmæssig vurdering afeksponering for PCB i indeluft,husstøv og jord6.1 IntroduktionVed den sundhedsmæssige vurdering af de forskellige typer af potentiellePCB eksponeringer, er det nødvendigt at tage hensyn til den sandsynligePCB sammensætning, som findes i de pågældende medier. I tilfældet luft,husstøv og jord adskiller sammensætningerne sig indbyrdes, og markantfra den sammensætning, der kendes fra fødevarer.Det er blevet estimeret, at mere end 90% af menneskers eksponering forPCB sker med fødevarerne, primært fra fødevarer af animalsk oprindelse(kød, mælkeprodukter, fjerkræ, æg, fisk) Den gennemsnitlige (livslange)daglige indtagelse hos voksne af ikke-dioxinlignende PCB med kosten erblevet estimeret til mellem 10 og 50 ng/kg legemsvægt/dag. Det er dehøjere chlorerede, persistente PCB, såsom PCB 153, 138 og 180, derdominerer kvantitativt. Samtidigt indtages i gennemsnit 1-2 pg WHOTEQ/kg legemsvægt/dag af persistente dioxiner og dioxinlignende PCBmed kosten. Sammensætningerne af PCB i fødevarer er markantforskellige fra sammensætningerne af de kommercielle PCB, hvorforresultaterne fra de toksikologiske undersøgelser af de kommercielle PCBblandinger ikke er egnede til risikovurdering af PCB i fødevarer. Dennevurdering opdeles i stedet i en separat vurdering af dioxin ogdioxinlignende PCB, og en separat vurdering af de ikke-dioxinlignendePCB.De dioxinlignende PCB er for nyligt blevet vurderet sammen med PCDD ogPCDF af EU's Videnskabelige Komite for Fødevarer (SCF 2000; 2001),som har fastsat en tolerabel ugentlig indtagelse på 14 pg WHO TEQ/kglegemsvægt. Den kritiske effekt var påvirkning af de hanlige kønsorganer irotteunger, hvis mødre blev doseret med dioxin. Som tidligere omtaltanvendte denne vurdering den interne dosis (kropsbelastningen), som målfor eksponeringen. En toksikologisk vurdering af dioxinerne og dedioxinlignende PCB er også for nyligt foretaget for Miljøstyrelsen iforbindelse med fastsættelse af jordkvalitetskriterier for PCDD, PCDF ogdioxinlignende PCB, og er indeholdt i Nørhede og Larsen (2003).De PCB, som er fundet i indeluften, er primært ikke-dioxinlignende, lavt-chlorerede PCB, såsom PCB 28, 31, 44, 49 og 52. Disse kongeneremetaboliseres hurtigere og akkumuleres i langt mindre omfang end defleste af de congenere, som forekommer i fødevarer. Her er det heller ikkerelevant at anvende resultaterne fra de toksikologiske undersøgelser medde kommercielle PCB blandinger, fordi effekterne, der er set, domineres afde dioxinlignende PCB og muligvis til en vis grad også af højt-chlorerede,ikke-dioxinlignende PCB.

Når det drejer sig om eksponering for PCB via direkte kontakt medfugemasser og forurenet jord, så er det mere relevant at anvenderesultaterne fra de toksikologiske undersøgelser af de kommercielleblandinger, da PCB sammensætningerne her er mere sammenlignelige.Husstøv forekommer at indtage en mellemstilling med hensyn til PCBsammensætning, og sammenligning med de kommercielle blandinger måanses for at give en forsigtig, men adækvat vurdering.6.2 Vurdering af baggrundsniveauet af PCB, primært fra Fødevarer6.2.1 Ikke-dioxinlignende PCBDe ikke-dioxinlignende PCB, som må formodes at være af størsttoksikologisk betydning, er de PCB, der ophobes i kroppen og hervedopnår høj intern dosis. Baseret på analyserne af modermælk /Tabel 4.1)drejer det sig om de følgende ikke-dioxinlignende PCB: PCB 18, 28(markør), 33, 37, 47, 52 (markør), 60, 66, 74, 99, 101 (markør), 110, 128,138 (markør), 141, 153 (markør), 170, 180 (markør), 183, 187, 194, 206,og 209.6.2.1.1 Vurdering af ikke-dioxinlignende PCB, baseret på ekstern dosis(daglig indtagelse)De toksikologiske effekter som er observeret i forsøgsdyr, eksponeret forindividuelle ikke-dioxinlignende PCB, omfatter effekter på lever ogskjoldbruskkirtel, immunotoksicitet, østrogen effekt, og effekter påreproduktionsevnen og på udvikling af reproduktionsorganer ognervesystemet, specielt i afkom af forsøgsdyr eksponeret undergraviditeten (in utero). Disse toksikologiske effekter er imidlertid ikkespecifikke for de ikke-dioxinlignende PCB, men ses også efter eksponeringfor dioxinlignende PCB. Specielle studier indikerer, at hydroxyleredemetaboliter eller methylsulfon metaboliter også kan have bidraget til nogleeffekter, specielt østrogen effekt og effekter på skjoldbruskkirtlen.I akutte og subakutte undersøgelser (få dages dosering) vedrørende disseeffekter er NOAEL for individuelle ikke-dioxinlignende PCB generelt størreend 1 mg/kg legemsvægt/dag. For de ikke-dioxinlignende PCB som ertestet for reproduktions effekter og for udviklingseffekter i gnavere,omfattende østrøgene effekter, effekter på skjoldbruskkirtlen og pånervesystemets udvikling i rotter (PCB 18, 28, 47, 52, 101, 110, 153)varierede NOAEL fra >1 mg til > 50 mg/kg legemsvægt. I de flesteundersøgelser blev rotter eksponeret fra dag 10 – 16 idrægtighedsperioden, enten ved sondefodring eller indsprøjtning ibughulen. Disse NOAEL værdier er mere end titusinde gange højere endden estimerede gennemsnitlige daglige indtagelse af ikke-dioxinlignendePCB hos mennesker. Derfor forekommer det usandsynligt, at eksponeringfor ikke-dioxinlignende PCB med fødevarer har akutte, toksiske effekter imennesker.Potensen af forskellige PCB vedrørende effekter på reproduktionsevnen irotter og med hensyn til ungernes udvikling kan også sammenlignes ud fraundersøgelser foretaget i det samme laboratorium, under anvendelse afdet samme forsøgsdesign (dosering fra dag 10 – 16 idrægtighedsperioden). LOAEL for PCB 126 var <0,001 ug/kglegemsvægt/dag og for PCB 118 var LOAEL 4 mg/kg legemsvægt/dag. For

PCB 77 var NOAEL 2 mg/kg legemsvægt/dag, for PCB 28 8 mg/kglegemsvægt/dag, for PCB 153 16 mg/kg legemsvægt/dag og for PCB 95(forekommer ikke i modermælk) 32 mg/kg legemsvægt/dag.Signifikant lavere NOAEL værdier for ikke-dioxinlignende PCB errapporteret for effekter på lever og skjoldbruskkirtel i nogle fåundersøgelser af individuelle PCB (PCB 28, 128 og 153) som er blevettestet i 90 dages subkroniske rotteforsøg. Her var NOAEL 30 – 40 ug/kglegemsvægt/dag (PCB 28: 36 ug/kg legemsvægt/dag; PCB 128: 43 ug/kglegemsvægt/dag og PCB 153: 34 ug/kg legemsvægt/dag). De tilsvarendeLOAEL værdier var 10 gange højere.Indtil nu er der ikke blevet offentliggjort langtids og karcinogenoicitetsundersøgelser af ikke-dioxinlignende PCB. En endnu ikke offentligtgjort 2års undersøgelse af PCB 153 for langtidseffekter, herunderkræftfremkaldende effekt, i rotter, indikerer et NOAEL på ca. 70 ug/kglegemsvægt/dag for effekter på lever og skjoldbruskkirtlen. Der sås ingentydelig kræftfremkaldende effekt (Ref). Som tidligere nævnt viser detilgængelige data fra dyreforsøg med de kommercielle PCB blandinger, atdisses evne til at inducere tumorer i lever og skjoldbruskkirtlenovervejende, hvis ikke fuldstændigt, kan skyldes deres indhold afdioxinlignende forbindelser. Endvidere udviser PCB ikke genotoksiskeegenskaber hvorfor en risikovurdering kan gennemføres under antagelseaf, at der eksisterer en tærskelvæfrdi for effekt.Der foreligger ikke internationalt accepterede vurderinger af ikke-dioxinlignende PCB. Som en konservativ vurdering kan det antages, at alleikke-dioxinlignende PCB har toksikologiske potenser tilsvarende PCB 28,128, 153 med et NOAEL på 30 ug/kg legemsvægt/dag for effekter på leverog skjoldbruskkirtel. Dette NOAEL giver en sikkerhedsmargin (margin ofsafety, MOS) på ca. 1000 i forhold til den estimerede daglige indtagelse afPCB hos mennesker (10-50 ng/kg legemsvægt/dag). Som nævnt ansesdenne vurdering for at være konservativ, da størstedelen af effekterne set istudier med ikke-dioxinlignende PCB sandsynligvis er relateret tildioxineffekter.6.2.1.2 Vurdering af ikke-dioxinlignende PCB, baseret på intern dosis(kropsbelastning (body burden))De lavere NOAEL værdier, som er set for 3 individuelle ikke-dioxinlignendePCB i subkroniske studier, sammenlignet med de højere NOAEL værdier,der ses i meget kortere varende doseringsforsøg understreger betydningenaf at tage hensyn til disse stoffers akkumulering i kroppen. Med analogi tilrisikovurderingerne af PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB foretaget afEU's Videnskabelige Komite for Fødevarer (SCF) i 2000 og 2001 (refs..)antages det at kropsbelastningen (body burden, BB) i forsøgsdyr ogmennesker vil være et mere velegnet dosismål end den dagligeeksponering ved vurderingen af de ikke-dioxinlignende PCB.Som tidligere nævnt anses de PCB, som ophobes i kroppen, for at være afstørst toksikologisk betydning for mennesker. Det drejer sig om følgendeikke-dioxinlignende PCB: PCB 18, 28 (markør), 33, 37, 47, 52 (markør),60, 66, 74, 99, 101 (markør), 110, 128, 138 (markør), 141, 153 (markør),170, 180 (markør), 183, 187, 194, 206, og 209. Den samlede koncentration(medianværdi) af disse er ialt 225 ng/g fedt. Hvis det antages, atmennesker indeholder 20% fedt, svarer dette til en kropsbelastning (BB)

45 ug/kg legemsvægt. For at opnå denne kropsbelastning kræves endaglig intagelse af 29 ng/kg legemsvægt, under antagelse af at denbiologiske halveringstid (T½) er 7.5 år, og biotilgængeligheden frafødevarer 50%, ligesom for dioxiner. For de dioxin-lignende PCB: 77, 81,105, 114, 118, 123, 126, 156, 157, 169 og 189 er koncentrationen 24 ng/gfedt, svarende til en kropsbelastning på 4,8 ug/kg legemsvægt. Dennekropsbelastning vil opnås ved daglig indtagelse af 2,4 ng/kg legemsvægt,igen under antagelse af T½ på 7,5 år og biotilgængelighed på 50%.Omregnet til dioxin TEQ svarer det til en koncentration på 0,0176 ngTEQ/g fedt og kropsbelastning på 3.5 ng TEQ/kg legemsvægt, svarende tilen daglig indtagelse af 1,76 pg TEQ/kg legemsvægt (T½ = 7.5 år).Den estimerede mediane kropsbelastning hos mennesker for deovennævnte PCB congenere er angivet i Tabel 6.1. Kropsbelastningen erestimeret ud fra indholdet (på fedtbasis) af dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB målt i modermælk (Tabel 4.1) konverteret tilkropsbelastning under antagelse af, at fedtindholdet i menneskekroppen er20%. Som tidligere nævnt er også undersøgelser, som har anvendtindividuelle dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB, tabuleret i Tabel6.1, som angiver de fundne NOAEL eller LOAEL værdier for forskelligetoksikologiske effekter. Med baggrund i de biologiske halveringstider irotter for de enkelte congenere, som rapporteret af Tanabe et al. (1981),angiver tabellen også den estimerede kropsbelastning i forsøgsdyrenerelateret til NOAEL/LOAEL niveauerne. Endelig foretages der ensammenligning af de estimerede kropsbelastninger i forsøgsdyr vedNOAEL/LOAEL niveauerne med de estimerede krobsbelastninger imennesker. Denne sammenligning baseres på Margin of Body Burden(MOBB) ( ved at dividere den estimerede kropsbelastning i forsøgsdyrenemed den estimerede kropsbelastning i mennesker).For de ikke-dioxinlignende PCB, som er undersøgt for effekter påreproduktion og udvikling, herunder østrogene effekter (PCB 18, 28, 47,52, 95, 101, 110, 128, 132, 149, 153, 170, 180, 206, 209) varierer NOAELkropsbelastningsniveauerne generelt fra >1 - > 50 mg/kg legemsvægt ogde tilsvarende MOBB varierer fra >5000 – 1000000.I undersøgelser i rotter med en rekonstitueret PCB blanding, medsammensætning som i modermælk (og indeholdt derfor ogsådioxinlignende PCB), var NOAEL for reproduktions- og udviklingsmæssigeeffekter 0,5 mg og LOAEL 2 mg/kg legemsvægt/dag. Dette svarede tilkoncentrationer af total PCB i fedtvæv på henholdsvis 27, og 156 ug/g fedt.Dette ville igen svare til kropsbelastninger på 5400 og 31000 ug PCB/kglegemsvægt under antagelse af 20% fedt i disse rotter. NOAELkropsbelastningen er ca. 110 gange højere end ovennævnte humanekropsbelastning på 50 ug total PCB/kg legemsvægt (4,8 + 45 ug/kglegemsvægt for sum af dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB).NOAEL for effekter på lever og skjoldbruskkirtel i 90-dagesfodringsforsøgene i rotter med PCB 28, 128 og 153 var henholdsvis 36, 43og 34 ug/kg legemsvægt/dag. Ud fra de målte PCB koncentrationer ifedtvævet fra forsøgsdyrene efter de 90 dages dosering kankropsbelastningerne på NOAEL niveau estimeres til 0,8, 1,6 og 2,3 mg/kglegemsvægt for PCB 28, 128 og 153. En sammenligning medkropsbelastningerne hos mennesker med disse PCB, udtrykt som MOBB,giver følgende resultat: MOBB for PCB 28 er 1300, for PCB 128 er den

12000 og for PCB 153 kun 135. Skønt disse PCB viste stort set sammepotens i dyreforsøgene, så har PCB 153 langt den mindste MOBB, pågrund af den høje koncentration i menneskers fedtvæv.Tilsvarende effekter på leveren og skjoldbruskkirtlen hos rotter ses eftereksponering for PCDD, PCDF og dioxinlignende PCB. Med alle 3 ikke-dioxinlignende PCB sås en signifikan induktion af EROD aktivitet i leveren,og med høje doser PCB 128 og 153, men ikke med PCB 28, sås reduktionaf vitamin A koncentrationen i leveren. Sammen med det forhold, athunrotterne var mere følsomme end hanrotterne for effekterne på leveren,indikerer dette, at testpræparationerne kan have været kontamineret meddioxinlignende aktivitet, især for PCB 128 og 153. Derfor kan effekterne pålever og skjoldbruskkirtlen delvist, eller måske endda overvejende, skyldesdioxineffekt. For de dioxinlignende PCB, som er undersøgt i tilsvarende 90dages rotteforsøg, var de mest følsomme effekter og på lever ogskjoldbruskkirtel og de rrapporterede NOAEL var 8,7, 3,9, 17 og 0,01 ug/kglegemsvægt/dag for henholdsvis PCB 77, 105, 118 og 126. De tilsvarendekropsbelastninger kan estimeres til 10, 220, 850 og 0,25 ug/kglegemsvægt, hvilket leder til beregnede MOBB på 5000, 550, 425 og 30 forhenholdsvis PCB 77, 105, 118 og 126.6.2.3 Kommercielle PCB blandingerBaseret på en lang række toksikologiske undersøgelser af dekommercielle PCB blandinger er det mest følsomme LOAEL i aber foreffekter på reproduktion, indlæringsevne og immunotoksicitet 0,0075 mgAroclor 1254/kg legemsvægt/dag. Dette LOAEL giver eneksponeringsmargin (margin of exposure, MOE) på ca. 250 i forhold til denestimerede daglige indtagelse af PCB med fødevarer (10-50 ng/kglegemsvægt/dag).6.3 Vurdering af PCB i indeluft, husstøv og forurenet jord6.3.1 IndeluftDe PCB, som er fundet i indeluften, er primært ikke-dioxinlignende lavt-chlorerede PCB, som PCB 28, 31, 44, 49 og 52. Disse congeneremetaboliseres hurtigere og akkumuleres i mindre omfang end de fleste afde congenere, som forekommer i fødevarer. Den største PCBkoncentration er fundet i prøverne fra Bygning 6. Ud over ovennævnte lavtchlorerede PCB, blev der her også påvist lave koncentrationer af de ikke-dioxinlignende PCB 99, 101, 110, 138 og 153, plus de dioxinlignende PCB105 og 118, med en samlet koncentration af PCB i størrelsesordenen 1ug/m3. Hvis det antages, at en person på 60 kg dagligt indånder 15 m3 afdenne luft, vil eksponeringen blive 15 ug/person, eller 250 ng/kglegemsvægt/dag. I dette tilfælde vil der være en MOS på omkring 100 tilNOAEL niveauet for PCB 28, og eksponeringen for de ikke-dioxinlignendePCB med indeluft vil være markant større end med fødevarer.For PCB 28 svarede NOAEL for effekt på lever og skjoldbruskkirtel i et 13ugers fodringsforsøg med rotter til en estimeret kropsbelastning på 0,8mg/kg legemsvægt. Af de PCB, der blev påvist i indeluften, kan kun PCB28, 52, 99 og 101 påvises i fedtvæv hos mennsker, hvor mediankoncentrationen er omkring 10 ng/g fedt, modsvarende en kropsbelastningpå 2 ug/kg legemsvægt, hvilket er 400 gange mindre end NOAEL

kropsbelastningen i forsøgsdyrene. Selv hvis det antages, at ovennævntePCB niveauer fører til en 30 gange højere kropsbelastning med PCB 28,som set i svenske undersøgelser, vil der stadig være en margin på mereend 10 mellem kropsbelastningen i mennesker og NOAELkropsbelastningen i forsøgsdyr.Det vurderes samlet, at ikke-dioxinlignende PCB i indeluften vil kunnebidrage signifikant til mennesker eksponering for de lavere chloreredePCB. Selv om de fundne niveauer ikke umiddelbart vurderes som værendesundhedsmæssigt betænkelige vil de kunne medføre en uønsket, forøgetkropsbelastning med ikke-dioxinlignende PCB.De dioxinlignende PCB 105 og 118, som kun er påvist i prøverne fraBygning 6, er mængdemæssigt de dominerende dioxinlignende PCB i defleste kommercielle PCB produkter. Den samlede koncentration af disse toPCB var 6,6 ng/m3, svarende til daglig eksponering på ca. 100 ng/person.Omsat til indtagelse af dioxintoksicitetsækvivalenter (begge congenere haren WHO-TEF værdi på 0,0001) svarer dette til en eksponering for 10 pgTEQ/person/dag eller 0,17 pg/kg legemsvægt/dag. Dette svarer til ca. 9%af den tolerable ugentlige indtagelse på 14 pg WHO-TEQ/kg legemsvægtfastsat af SCF (2001, 2002). Selv om dette ikke isoleret set anses for atvære sundhedsmæssigt betænkeligt, så kan det ikke udelukkes, at der kanvære visse (ekstreme) tilfælde, hvor indeluften kan give et ikke ubetydeligtbidrag til menneskers eksponering for dioxinlignende stoffer.6.3.2 HusstøvVed at antage, at PCB profilen i husstøv ligner den i de de kommercielleblandinger, opnås en forsigtig, men adækvat vurdering. LOAEL i aber foreffekter på reproduktion, indlæringsevne og immuntoksikologiskeparametre er 0,0075 mg Aroclor 1254/kg legemsvægt/dag. I denneundersøgelse blev der fundet PCB koncentrationer på ca. 2 ug sum-PCB/gi husstøv fra Bygning 7. Hvis det antages, at en voksen person på 60 kgdagligt indtager 50 mg støv, vil eksponeringen blive 0,1 ug PCB/person,eller ca 2 ng PCB/kg legemsvægt/dag. Hvis det antages, at 100%absorberes via inhalation eller fra mave-tarm kanalen, vil der i dettetilfælde være en margin of exposure (MOE) på omkring 2500 til LOAELniveauet og eksponeringen vil kun udgøre et beskedent bidrag tilkropsbelastningen med PCB.6.3.3 JordDet antages, at PCB profilen i jorden ligner den i de de kommercielleblandinger. LOAEL i aber for effekter på reproduktion, indlæringsevne ogimmuntoksikologiske parametre var 0,0075 mg Aroclor 1254/kglegemsvægt/dag. Der blev fundet op til ca. 350 ng sum PCB/g jord fraEnebærhaven. Dersom et barn på 10 kg indtager 0,2 g heraf per dag,bliver den daglige indtagelse af sum-PCB 7,4 ng/kg legemsvægt, hvilketgiver en margin of exposure (MOE) på omkring 1000 til LOAEL niveauet,men eksponeringen vil kunne udgøre et signifikant bidrag til indtagelsen afPCB med fødevarer i en kortere periode.Dioxiner og dioxinlignende PCB er blevet vurderet af med hensyn tilfastsættelse af et eventuelt jordkvalitetskrieterie (Nørhede og Larsen2003). Af denne vurdering fremgår:

I jord bindes PCDD, PCDF og PCB til partikler og anses for at være megetimmobile. Jord og sediment fra forskellige områder indeholder total-PCB imængder fra <0.01 op til 2.0 mg/kg. Dansk jord indsamlet i 2001 fra bådeindustri-, by- og landlige områder indeholdt 0,25–3 ng TEQ per kg tørvægt.Der er ikke fastsat jordkvalitetskriterie for PCDDs, PCDFs og dioxin-lignende PCBs. Kva-litetskriterier i jord fastsættes primært for at beskyttebørn, som kommer i hudkontakt med jord, eller som spiser den. PCDDs,PCDFs og dioxinlignende PCBs er fast bundet til jord-partikler oghudabsorption og absorption efter peroral indtagelse anses for at værebegrænset. Selvom absorptionen fra jord måtte antages at være lige så højsom fra fede fødevarer (50%) vil der ikke kunne forventes hverken akutteeller kroniske effekter hos børn som følge af de niveauer, der er fundet iDanmark (0,25-3 ng TEQ/kg tør vægt).Risikovurderingerne foretaget for nylig af EU’s Videnskabelige Komite forFødevarer (SCF) tager udgangspunkt i kropsbelastningen hos voksne,drægtige hunrotter, hvor de kritiske effekter er set i disses hanlige afkom.På denne baggrund blev den daglige indtagelse, som ville føre til en”tolerabel” kropsbelastning hos mennesker (gravide kvinder), estimeret.SCFs tolerable ugentlige indtagelse svarer til 2 pg TEQ/kglegemsvægt/dag og på grund af disse stoffers meget lange halveringstideri mennesker vil det vare 30-40 år førend den ”tolerable” kropsbelastning på4 ng TEQ/kg legemsvægt opnås. I denne sammenhæng vil et forhøjetindtag i en korterevarende periode, f.eks. hos børn, der leger på forurenetjord, ikke have nogen betydning.Hvis det f.eks. antages, at et barn, der vejer 10 kg, hver dag i 2 år indtager0,2 g forurenet jord med 3 ng TEQ/kg (hvilket må anses for at være et højtforureningsniveau i Danmark), så bliver den daglige indtagelse 0,06 pg/kglegemsvægt. Denne ekstra dioxinindtagelse igennem 2 år vil efter 30-40 årkun bidrage med yderligere 0,003 ng TEQ/kg lgv. til den ”tolerable”kropsbelastning på 4 ng TEQ/kg legemsvægt, som måtte være opnået vedindtagelse af 2 pg TEQ/kg legemsvægt/dag med kosten. Dersom etjordkvalitetskriterium skulle have betydning, f.eks. forhindre, at mere end1% af kropsbelastningen på de 4 ng TEQ/kg legemsvægt (40 pg TEQ/kglegemsvægt) stammede fra 2 års daglig indtagelse af forurenet jord, såskulle grænseværdien være 40 ng TEQ/kg jord. Et så højtforureningsniveau må anses for helt usædvanligt i Danmark.

Tabel 6.1: NOAEL/LOAEL i forsøgsdyr på basis af kropsbelastning (body burden: BB) sammenlignet med menneskers kropsbelastning med individuellePCB. Udtrykt som Margin of Body Burden (MOBB).PCBNo123481115180,018HumanBB(ug/kg)EffektØget vægt af livmoder iikke-kønsmodne rotterØget vægt af livmoder iikke-kønsmodne rotterØget vægt af livmoder iikke-kønsmodne rotterØget vægt af livmoder iikke-kønsmodne rotterØget vægt af livmoder iikke-kønsmodne rotterØget vægt af livmoder iikke-kønsmodne rotterØget vægt af livmoder iikke-kønsmodne rotterØget vægt af livmoder iikke-kønsmodne rotterNedsat serum thyroxin iikke-kønsmodne rotter90-dages toksicitet, rotteRepro rotte, nedsat vægt ogindlæringsevne i hun-ungerAdfærd i nyfødte musNOAELug/kg /dag.160000 i.p. 160000160000 i.p. 160000160000 i.p. 160000160000 i.p. 160000160000 i.p. 160000160000 i.p. 1600008000 i.p.12800036 p.o.8000 p.o.360 p.o.19000080014000360360 p.o.1200080006300000181831818600818666666181811272728181NOAEL BB(ug/kg)LOAELLOAEL BB MOBBug/kg /dag (ug/kg)NOAEL160,000i.p.160,000MOBBLOAEL

7 ReferencerArnold D.L., Bryce F., Mes J., Tryphonas H., Hayward S., Malcolm S.(1999) Toxicological consequences of feeding PCB congeners to infantrhesus (Macaca mulatta) and cynomolgus (Macaca fascicularis) monkeys.Food Chem. Toxicol. 37, 153-167.ATSDR (2000). Toxicological Profile for Polychlorinated Biphenyls(Update). U.S. Department of Health & Human Services, Public HealthService, Agency for Toxic Substances and Disease Registry.Baars A J, Bakker M I, Baumann R A, Boon P E, Freijer J I, HoogenboomL A P, Hoogerbrugge R, Klaveren J D, Liem A K D, Traag W A and Vries Jde (2004), ‘Dioxins, dioxin-like PCBs and non-dioxin-like PCBs infoodstuffs: occurrence and dietary intake in the Netherlands’, ToxicologyLetters, 151: 51-61.Ballschmiter K, Zell M Analysis of polychlorinated biphenyls (PCB) by glasscapillary gas chromatography: Composition of technical Aroclor- andClophene-PCB mixtures Fres Z Anal Chem. 302:20-31 (1980).Ballschmiter, K., Bacher R., Mennel, A., Fischer, R., Riehle, U. Swerev, M.,1992. The determination of chlorinated biphenyls, chlorinateddibenzodioxins, and chlorinated dibenzofurans by GC-MS. J. High Resolut.Chromatogr. 15, 260-270.Ballschmiter, K., Schäfer, W., Buchert, H., 1987. Isomer-specificidentification of PCB congeners in technical mixtures and environmentalsamples. Fresenius J. Anal. Chem, 326, 253-257.Beck and Mathar 1985Benthe C., Heinzow B., Jessen H., Mohr S. and Rotard W. (1992)Polychlorinated biphenyls. Indoor air contamination due to thiokol rubbersealants in an office building. – Chemosphere, 25:1481-1486.FDIR (2000). Overvågningssystem for levnedsmidler 1993-1997.Fødevaredirektoratet 2000.Hansen L. G. (1999) The ortho Side of PCB: Occurrence and Disposition.Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, The Netherlands. ISBN 0-7923-8541-1Balfanz E., Fuchs J. and Kieper H. (1993) Sampling and analysis ofpolychlorinated biphenyls (PCB) in indoor air due to permanently elasticsealants. Chemosphere, 26:871-880.

Ewers U., Wittsiepe J., Barth G., Bork M., Kaesler C., Leidl J. and StrobelK. (1998) Blutuntersuchungen auf PCB bei Lehrerinnen und Lehrern einerstark PCB-belasteten Shule. Gesundheitswesen 60: 357-362 (Englishsummary).Gabrio T., Piechotowski I., Wallenhorst T., Klett M., Cott L., Friebel P., LinkB. and Schwenk M. (2000) PCB-blood levels in teachers, working in PCB-contaminated schools. Chemosphere 40: 1055-1062.Kodavanti, P.R.S. et al., 2001. Differential Effects of two lots of Aroclor1254: Congener specific analysis and neurochemical endpoints,Environmental Health Perspectives, 109, 1153-1161.Kohanawa M, Shoya S, Yonemura T, Nishimura K, Tsushio Y (1969). NatInst Anim Health Quart 9:220-228.Liem D and TheelenJansson B., Sandberg J., Johansson N. and Åstebro A. (1997) PCB ifogmassor – stort eller litet problem? Naturvårdsverket Rapport 4697.ISBN 91-620-4697-7, ISSN 0282-7298. (English summary).Johansson N., Hanberg A., Bergek S. and Tysklind M. (2001) PCB insealant is influencing the levels in indoor air. Organohalogen Compounds.52: 436-439.Johansson N., Hanberg A., Wingfors H. and Tysklind M. (2003) PCB inBuilding Sealant is Influencing PCB Levels in Blood of Residents.Organohalogen Compounds. 63: 381-384.Neisel F., Manikowsky S.v., Schünmann M., Feindt W., Hoppe H.-W. andMelchiors U. (1999) Humanes Biomonitoring auf Polychlorirte Biphenylebei 130 in einer Grundshule exponierten Personen. Gesundheitswesen 61:137-150 (English summary).Nørhede, P and Larsen, J.C. (2003): Evaluation of health hazards byexposure to PCDDs, PCDFs and dioxin-like PCBs. Institut forFødevaresikkerhed og Ernæring, Fødevaredirektoratet. Baggrundsrapportudarbejdet for Miljøstyrelsen.Rice DC (1999). Behavioral impairment produced by low-level postnatalPCB exposure in monkeys. Environ. Res. 80, S113-S121, 1999b.Schulte and Malisch 1984SCF (Scientific Committee on Food) (2000). Opinion on the RiskAssessment of Dioxins and Dioxin-like PCBs in Food (Adopted on 22November 2000) http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/out78_en.pdfSCF (Scientific Committee on Food) (2001). Opinion on the riskassessment of dioxins and dioxins-like PCBs in food (update based on thenew scientific information available since the adoption of the SCF opinionof 22 November 2000) (adopted by the SCF on 30 May 2001)http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/scf/out90_en.pdf

Schwenk M., Gabrio T., Päpke O. and Wallenhorst T. (2002) Humanbiomonitoring of polychlorinated biphenyls and poly chlorinateddibenzodioxins and dibensofuranes in teachers working in a PCB-contaminated school. Chemosphere 47: 229-233.Van den Berg M, Birnbaum L, Bosveld ATC, Brunström B, Cook P, FeeleyM, Giesy JP, Hanberg A, Hasegawa R, Kennedy SW, Kubiak T, LarsenJC, van Leeuwen FXR, Liem AKD, Nolt C, Peterson RE, Poellinger L, SafeS, Schrenck D, Tillitt D, Tysklind M, Younes M, Wærn F and ZacharewskiT (1998). Toxic Equivalency Factors (TEFs) for PCBs, PCDDs, PCDFs forHumans and for Wildlife. Environ Health Perspect 106, 775-792.WHO (2003). Polychlorinated biphenyls: human health aspects. ConciseInternational Chemical Assessment Document 55.http://www.inchem.org/documents/cicads/cicads/cicad55.htmWolff MS, Fischbein A, Selikoff IJ. (1992). Changes in PCB serumconcentrations among capacitor manufacturing workers. Environ Res59(1):202-216.Zweiner G. (1994) Polychlorirte Biphenyle in Gebäude. DeutschesArkitechtblatt, Ausgabe Baden-Wuertemberg, 26, 786-789.

Supplerende PCB målinger på totidligere udtagne fugeprøver ogfem nye fugeprøver1.1 BaggrundMålinger af PCB koncentrationer i fugerne fra de 10 udvalgte bygninger varlavere end forventet fra udenlandske undersøgelser. For at understøtte, atde lave koncentrationsmålinger ikke skyldes den anvendte analysemetodeeller andre fejl i forbindelse med målingerne, blev et par af de gemtefugeprøver målt igen både af DMU og det kommercielle laboratoriumAnalytica, der er akkrediteret til at måle PCB. Derudover blev der på beggelaboratorier målt på nogle nye fugeprøver, som forventedes at indeholdePCBere. Disse fugeprøver blev taget med hjælp fra Miljøkontrollen iKøbenhavns Kommune i forbindelse med nogle af kommunensnedrivningsopgaver, hvor det var erkendt at fugerne indeholdt PCB.1.2 Sammenligning af målinger gennemført af Analytica og DMUFugeprøverne var ved modtagelsen hos DMU meget lidt homogene blandandet med rester af materiale brugt til bagstopning. For at sikre atanalyserne foregik på ensartede materialeprøver blev fugeprøverne afDMU findelt med en skalpel til små partikler og delt i ensartede oghomogene delprøver.1.3 Gentagelse af målinger på tidligere analyserede fugerSiden den første analyse, blev resterende fugeprøver opbevaret ialuminumsfolie ved en temperatur på 5 ˚C. To af de gamle fuger blev valgttil den gentagne analyse, fordi de havde et tilstrækkeligt indhold afPCBere, og fordi der var nok fuge tilbage til nogle nye målinger.

Tabel 1 viser en meget god overensstemmelse mellem analyseresultaterfra de to laboratorier. PCB målingerne på fugerne fra 2004 er såledesblevet valideret af et eksternt laboratorium. Den samlede interne ogeksterne kvalitetssikring af disse målinger dokumenterer en meget højdatakvalitet og datasikkerhed. Der er intet der tyder på at deafrapporterede målinger underestimerer de faktiske koncentrationer ifugeprøverne, da de blev modtaget af DMU. Sammenligningen begrænsersig til de 7 indikator PCBere som Analytica måler.1.4 PCB målinger på fuger med højt PCB-indholdDMU modtog nye fugeprøver fra SBi. De blev findelt med skalpel, hvorefterto delprøver blev målt af DMU, og en delprøve blev sendt til Analytica.Lars Gunnarsen fra By og Byg var rekvirent for analyserne, og han modtogogså analyseresultaterne fra Analytica.

Miljøregler om PCB-holdigt affald iDanmarkNedenstående liste omfatter miljøregler om PCB affald i Danmark. Dergøres opmærksom på, at listen ikke nødvendigvis er udtømmendeBekendtgørelse nr. 1634 af 13. december 2006 om affaldBekendtgørelse nr. 923 af 28. september 2005 om listen overfarlige stofferBekendtgørelse nr. 664 af 27. juni 2005 om håndtering af affald afelektrisk og elektronisk udstyr (Elskrotbekendtgørelsen)Vejledning nr. 9709 af 1. december 2004 om kommunaleaffaldsplanerVejledning nr. 9580 af 20. oktober 2004 om klassificering m.v. afkemiske stoffer og produkterBekendtgørelse nr. 818 af 29. september 2003 om ændring afbekendtgørelse om PCB, PCT og erstatningsstoffer herfor (POP-stoffer)Bekendtgørelse nr. 162 af 11. marts 2003 om anlæg, derforbrænder affaldVejledning om farligt affald, Vejledning nr. 6, Miljøstyrelsen, 2002Vejledning nr. 9907 af 1. december 2002 om ISAGinformationssystem for affald og genanvendelseBekendtgørelse nr. 329 af 16. maj 2002 om klassificering,emballering, mærkning, salg og opbevaring af kemiske stoffer ogprodukterBekendtgørelse nr. 705 af 21. juni 2007 om vejtransport af farligtgodsBekendtgørelse nr. 764 af 27. august 2001 om ændring afbekendtgørelse om PCB, PCT og erstatningsstoffer herforLovbekendtgørelse nr. 1757 af 22. december 2006 af lov ommiljøbeskyttelse. (Miljøbeskyttelsesloven)Vejledning nr. 12415 af 1. januar 2001 (Luftvejledningen)Europa Parlamentets og Rådets forordning (EF) nr. 850/2004 af 29.april 2004 om organiske persistente miljøgifte og om ændring addirektiv 79/117/EØFVejledning nr. 12392 af 10. oktober 2001 om visse offentlige ogprivate anlægs indvirkning på miljøet2000/76/EF af 4. december 2000 om forbrænding af affaldVejledning nr. 11772 af 1. januar 2000 om EU’s transportforordning259/93 (EØF)Kommissionen forordning (EF) nr. 801/2007 af 6. juli 2007 omeksport til nyttiggørelse af visse typer affald, der er opført i bilag IIIA

til forordning (EF) nr. 1013/2006, til visse lande, der ikke er omfattetaf OECD-beslutning om kontrol med grænseoverskridendeoverførsel af affald.Rådets forordning (EF) nr. 1420/1999 af 29. april 1999 om fællesregler og procedurer for forsendelser af visse typer affald til enrække lande, der ikke er medlemmer af OECD med senereændringerBekendtgørelse nr. 925 af 13. december 1998 om PCB, PCT ogerstatningsstoffer herforBekendtgørelse nr. 1042 af 17. december 1997 om begrænsning afsalg og anvendelse af visse farlige kemiske stoffer og produkter tilspecielt angivne formålBekendtgørelse nr. 149 af 21. november 1996 af Basel-konventionen af 22. marts 1989 om kontrol medgrænseoverskridende transport af farligt affald og bortskaffelseherafLovbekendtgørelse nr. 1755 af 22. december 2006 om kemiskestoffer og produkter (Kemikalieloven)EU-Direktiv 96/59/EF af 16. september 1996 om bortskaffelse afpolychlorbiphenyler og polychlorterphenyler (PCB/PCT)Cirkulære nr. 94 af 21. juni 1995 om kommunale regulativer omsortering af Bygge- anlægsaffald med henblik på genanvendelseVejledning nr. 60309 af 1. oktober 1994 om bortskaffelse,planlægning og registrering af affaldEuropaparlamentets og rådets forordning (EF) nr. 1013/2006 af 14.juni 2006 om overførsel af affaldVejledning nr. 60273 af 1. januar 1993 om Begrænsning afforurening fra forbrændingsanlægBasel-konventionen om kontrol med grænseoverskridende transportaf farligt affald og bortskaffelse heraf, vedtaget i 1989 og trådt i krafti maj 1992

PCB målinger i Københavns KommuneI Københavns Kommune er der analyseret for indhold af PCB i byg-ningsmaterialerne i en række bygninger i forbindelse med anvisning afbyggeaffald ved nedrivningsprojekter. Bygninger til undersøgelse forindhold af PCB er udvalgt på baggrund af årgang og byggestil og defaktiske fysiske forhold, som klarlægges ved tilsyn, herunder renove-ring af gamle bygninger foretaget med potentielle PCB kilder. I ca. 75% af de udvalgte bygninger, er der konstateret indhold af PCB.Prøverne er udtaget for at sikre korrekt affaldsbortskaffelse og ikke forat foretage en systematisk kortlægning af mængden af PCB i bygning-erne. I forhold til affaldshåndteringen er det uden betydning, om derkonstateres 1000 eller 200.000 ppm, da der under alle omstændig-heder er tale om farligt affald. Ofte foretages der således ikke yderlig-ere prøvetagning, når der er konstateret høje koncentrationer af PCB.PCB-holdigt byggeaffald er anvist i henhold til Københavns Kom-munes PCB-vejledning. Nedenfor er angivet resultaterne af målingerpå formodet PCB-holdige fugematerialer, samt betonanalyser fra om-råder tæt på fugerne. Betonanalyser er kun foretaget i nogle få til-fælde. Analyserne af fuger er ligeledes suppleret med oplysninger om,hvorvidt det er en indvendig eller udvendig fuge, såfremt det har væretmuligt at bestemme det ud fra de tilgængelige informationer.Resultaterne er enten opgjort som summen af de 7 mest almindeligtanvendte PCB congener(PCB 28, PCB 52, PCB 101, PCB 118, PCB 138, PCB 153 og PCB180)eller som en beregnet total PCB koncentration i mg/kg. Grunden tilat man kun analyserer for 7 congener er, at der teoretisk eksisterer 209forskellige PCB congener og i praksis anvendes mere end 120 af dem.Det er derfor ikke realistisk at måle for dem alle sammen, men i stedetudvælge nogle repræsentative congener som findes i de fleste for-bindelser. Summen af de 7 congener vil i alle tilfælde være lavere endden totale PCB koncentration, da PCB produktet vil bestå af flereandre congener udover de 7.For at beregne den totale PCB koncentration, bestemmes koncentra-tionen af hver af de 7 congener. Ved at sammenligne størrelses-forholdet mellem koncentrationen af de syv congener, kan analyse-laboratoriet bestemme hvilket PCB produkt der formodentligt eranvendt f. eks Arochlor 1254.Den totale PCB koncentration beregnes ud fra summen af de 7congener multipliceret med en faktor, som er karakteristisk for denpågældende PCB forbindelse. Denne omregning giver det mestrealistiske bud på den totale PCB koncentration. Det er samtidigtSagsnr.2008-10322Dokumentnr.2008-669999

denne beregnede totale PCB koncentration, der ligger til grund forgrænseværdien for farligt affald på 50 ppm.Det er kun visse analyselaboratorier, der laver den omregning og defaktorer, som er anvendt til omregningen, er ikke opgivet fra analyse-laboratoriet. De almindelige anvendte faktorer erArochlor 1242 (8,2)Arochlor 1248 (5,3)Arochlor 1254 (3,5)Arochlor 1260 (3,0)Nogle af resultaterne er opgivet som summen af 7 congener, mensresten er opgivet som total PCB koncentration. Resultaterne for sum-men af 7 congener kan således ikke umiddelbart sammenlignes medresultaterne for den totale PCB koncentration.Endvidere er jorden nær bygning 1 og 3 undersøgt for indhold af PCB.I begge tilfælde blev der konstateret PCB i jorden med maksimaleværdier på hhv. 0,45 på 0,25 ppm. Total PCB i jorden er opgjort somsummen af syv congener.

Center for Miljø

Jordområdet